Schaumburg, J., Schranz, C, Foerster, J., Gutowski

Bayerisches Landesamt für Wasserwirtschaft

Auftraggeber: Erarbeitung eines Bundesministerium für Bildung und Forschung (FKZ 0330033) ökologischen Bewertungs- Länderarbeitsgemeinschaft verfahrens für Fließgewässer Wasser (O 11.03) und Seen im Teilbereich

Auftragnehmer: Makrophyten und Phyto- Bayerisches Landesamt für benthos zur Umsetzung der Wasserwirtschaft EU-Wasserrahmenrichtlinie

Schlussbericht (Januar 2004)

Dr. Jochen Schaumburg, Dr. Ursula Schmedtje, Christine Schranz, Barbara Köpf, Dr. Susanne Schneider, Dr. Petra Meilinger, Dr. Doris Stelzer, Dr. Gabriele Hofmann, Dr. Antje Gutowski, Julia Foerster Auftraggeber Bundesministerium für Bildung und Forschung (FKZ 0330033) Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (O 11.03)

Auftragnehmer Bayerisches Landesamt für Wasserwirtschaft Projektleitung Dr. Jochen Schaumburg, Bayer. Landesamt für Wasserwirtschaft Dr. Ursula Schmedtje, Bayer. Landesamt für Wasserwirtschaft Koordination Dipl.-Biol. Christine Schranz, Bayer. Landesamt für Wasserwirtschaft Dipl.-Biol. Barbara Köpf, Bayer. Landesamt für Wasserwirtschaft Makrophyten Dr. Susanne Schneider, Limnologische Station Iffeldorf Dr. Petra Meilinger, Limnologische Station Iffeldorf (Fließgewässer) Dr. Doris Stelzer, Limnologische Station Iffeldorf (Seen) Diatomeen Dr. Gabriele Hofmann, Glashütten-Schloßborn Dipl.-Biol. Christine Schranz, Bayer. Landesamt für Wasserwirtschaft Phytobenthos Dr. Antje Gutowski, Bremen Dipl.-Biol. Julia Foerster, Universität Bremen, FB 02, AG Meeresbotanik

Layout, Redaktion Dipl.-Biol. Friederike Bleckmann, Bayer. Landesamt für Wasserwirtschaft Fotos Titelblatt Dr. Peter Pfister (1) und Bayer. Landesamt für Wasserwirtschaft (2) Inhaltsverzeichnis

1 Aufgabenstellung 7

2 Voraussetzungen unter denen der FE-Auftrag durchgeführt wurde 11

3 Planung und Ablauf des Auftrages 16

4 Wissenschaftlich-technischer Stand an den angeknüpft wurde 18

5 Zusammenarbeit mit anderen Stellen, Gruppen, Projekten 19

6 Fließgewässer 21 6.1 Probestellen 21 6.2 Makrophyten 31 6.2.1 Methoden 31 6.2.1.1 Entwicklung der Kartierungsmethodik 31 6.2.1.2 Freilandarbeiten Fließgewässer 31 6.2.1.3 Datenaufbereitung Fließgewässer 37 6.2.1.4 Auswertung und Statistik 41 6.2.2 Entwicklung eines Bewertungsverfahrens für Makrophyten in Fließgewässern 43 6.2.2.1 Ermittlung der Referenzstellen 43 6.2.2.2 Typologie für Fließgewässer 45 6.2.2.3 Entwicklung des Bewertungsverfahrens 55 6.3 Diatomeen 85 6.3.1 Struktur des Datensatzes 85 6.3.1.1 Prüfung und Standardisierung von Daten vergangener Untersuchungen 85 6.3.1.2 Datenstruktur 85 6.3.2 Methoden 86 6.3.2.1 Probenahme 86 6.3.2.2 Präparation der Proben 87 6.3.2.3 Mikroskopische Analyse und EDV-Erfassung 87 6.3.2.4 Statistische Auswertung und pflanzensoziologische Verfahren 88 6.3.2.5 Berechnung von Kenngrößen der Gesellschaftsstruktur und von ökologischen Indizes 88 6.3.3 Entwicklung einer biozönotischen Gewässertypologie und eines Bewertungsverfahrens 89 6.3.3.1 Begriffsbestimmung 89 6.3.3.2 Erstellen der Referenzdatensätze 89 6.3.3.3 Entwicklung einer biozönotischen Typologie 89 6.3.3.4 Beschreibung der typspezifischen Fließgewässergesellschaften im sehr guten ökologischen Zustand 96 6.3.3.5 Abgleich der biozönotischen Fließgewässertypologie mit der Typologie von SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert) 116 6.3.3.6 Entwicklung eines Bewertungsverfahrens für Fließgewässer 118 6.4 Phytobenthos ohne Diatomeen 143 6.4.1 Methoden 143 6.4.1.1 Probenahme 143 6.4.1.2 Fixierung und Lagerung der Proben 147 6.4.1.3 Mikroskopische Analyse und Auswertung 147 6.4.1.4 Eingabe der Daten in die Datenbank „PHYLIB“ 150 6.4.1.5 Statistische Methoden der Auswertung 150 6.4.2 Ergebnisse 152 6.4.2.1 Verteilungen der Taxa und Nennungen für die Algenklassen 154 6.4.2.2 Verbreitung der Taxa an den Standorten 155 6.4.2.3 Zur Autökologie der Arten 161 6.4.3 Erarbeitung eines Bewertungsverfahrens 274 6.4.3.1 Abgrenzung relevanter Fließgewässertypen 274 6.4.3.2 Entwicklung eines typbezogenen Bewertungsverfahrens 287 6.5 Gesamtbewertung von Fließgewässern mit Makrophyten & Phytobenthos 313 6.5.1 Verschneidung der Metrics Makrophyten, Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen 313 6.5.2 Ermitteln der Ökologischen Zustandsklasse eines Gewässers mit der Biokomponente Makrophyten & Phytobenthos im Sinne der EG- Wasserrahmenrichtlinie 317 6.5.2.1 Alpen 318 6.5.2.2 Alpenvorland 320 6.5.2.3 Mittelgebirge 323 6.5.2.4 Norddeutsches Tiefland 333 6.5.2.5 Verschneiden des Ergebnisses mit zusätzlichen Kriterien 338 6.5.3 Bewertung des ökologischen Zustandes der im Projekt beprobten Gewässerstellen 340 6.6 Handlungsanweisung zur Bewertung von Fließgewässern mit Hilfe der Biokomponente Makrophyten & Phytobenthos im Sinne der WRRL 356 6.6.1 Probenahme und Ermittlung der Makrophyten & Phytobenthos-Biozönose 356 6.6.1.1 Makrophyten 357 6.6.1.2 Diatomeen 365 6.6.1.3 Phytobenthos ohne Diatomeen 368 6.6.2 Bestimmung des Fließgewässertyps 373 6.6.3 Bewertung 376 6.6.3.1 Makrophyten 376 6.6.3.2 Diatomeen 384 6.6.3.3 Phytobenthos ohne Diatomeen 402 6.6.4 Gesamtbewertung von Fließgewässern mit Makrophyten & Phytobenthos 405 6.6.4.1 Verschneidung der Metrics Makrophyten, Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen 405 6.6.4.2 Ermitteln der Ökologischen Zustandsklasse 407 6.7 Aufwandsabschätzung 427

7 Seen 429 7.1 Probestellen 429 7.2 Makrophyten 438 7.2.1 Methoden 438 7.2.1.1 Entwicklung der Kartierungsmethodik 438 7.2.1.2 Freilandarbeiten Seen 439 7.2.1.3 Datenaufbereitung 445 7.2.1.4 Auswertung und Statistik 446 7.2.2 Entwicklung eines Bewertungsverfahrens für die Organismengruppe Makrophyten 447 7.2.2.1 Ermittlung der Referenzstellen 447 7.2.2.2 Typologie für Seen 448 7.2.2.3 Entwicklung des Bewertungsverfahrens 459 7.3 Diatomeen 480 7.3.1 Struktur des Datensatzes 480 7.3.1.1 Prüfung und Standardisierung von Daten vergangener Untersuchungen 480 7.3.1.2 Datenstruktur 480 7.3.1.3 Probenahme 481 7.3.1.4 Präparation der Proben 482 7.3.1.5 Mikroskopische Analyse und EDV-Erfassung 482 7.3.1.6 Statistische Auswertung und pflanzensoziologische Verfahren 482 7.3.1.7 Berechnung von Kenngrößen der Gesellschaftsstruktur und von ökologischen Indizes 483 7.3.1.8 Auswertung historischer Proben 483 7.3.2 Entwicklung einer biozönotischen Gewässertypologie und eines Bewertungsverfahrens 484 7.3.2.1 Begriffsbestimmung 484 7.3.2.2 Erstellen der Referenzdatensätze 484 7.3.2.3 Entwicklung einer biozönotischen Typologie für Seen 484 7.3.2.4 Beschreibung der typspezifischen Seengesellschaften im sehr guten ökologischen Zustand 488 7.3.2.5 Abgleich der biozönotischen Seentypologie mit der Typologie nach MATHES et al. (2002) 493 7.3.2.6 Entwicklung eines Bewertungsverfahrens für Seen 493 7.4 Gesamtbewertung von Seen mit Makrophyten & Phytobenthos 515 7.4.1 Verschneidung der Metrics Makrophyten und Diatomeen 515 7.4.2 Ermitteln der Ökologischen Zustandsklasse eines Gewässers mit der Biokomponente Makrophyten & Phytobenthos im Sinne der EG- Wasserrahmenrichtlinie 517 7.4.2.1 Alpen und Alpenvorland 518 7.4.2.2 Mittelgebirge 519 7.4.2.3 Norddeutsches Tiefland 521 7.4.2.4 Verschneiden des Ergebnisses mit zusätzlichen Kriterien 524 7.4.3 Berechnung des ökologischen Zustandes der im Projekt beprobten Gewässerstellen 525 7.5 Handlungsanweisung zur Bewertung von Seen mit Hilfe der Biokomponente Makrophyten & Phytobenthos im Sinne der WRRL 534 7.5.1 Probenahme und Ermittlung der Makrophyten & Phytobenthos-Biozönose 534 7.5.1.1 Makrophyten 534 7.5.1.2 Diatomeen 543 7.5.2 Bestimmung des Gewässertyps 545 7.5.3 Bewertung 546 7.5.3.1 Makrophyten 546 7.5.3.2 Diatomeen 550 7.5.4 Gesamtbewertung von Seen mit Makrophyten & Phytobenthos 564 7.5.4.1 Verschneidung der Metrics Makrophyten und Diatomeen 564 7.5.4.2 Ermitteln der Ökologischen Zustandsklasse 564 7.6 Aufwandsabschätzung 571

8 Möglichkeiten und Grenzen der Methode 573 8.1 Makrophyten 573 8.1.1 Fließgewässer 574 8.1.2 Seen 575 8.2 Diatomeen 576 8.3 Phytobenthos ohne Diatomeen 576

9 Ausblick 578 9.1 Makrophyten 578 9.2 Diatomeen 578 9.3 Phytobenthos ohne Diatomeen 579

10 Voraussichtlicher Nutzen/Verwendbarkeit 580

11 Fortschritt auf dem Gebiet bei anderen Stellen 581

12 Erfolgte oder geplante Veröffentlichungen des FE-Ergebnisses 582 12.1 Poster 582 12.2 Vorträge 582 12.3 Bisherige Veröffentlichungen 583 12.4 Geplante Veröffentlichungen 584

13 Wissenschaftlich-technische Ergebnisse, erreichte Nebenergebnisse, wesentliche Erfahrungen 586 13.1 Erfindungen/Schutzrechtsanmeldungen und erteilte Schutzrechte 586 13.2 Erfolgsaussichten nach Auftragsende 586 13.3 Arbeiten die zu keiner Lösung geführt haben 586 13.4 Präsentationsmöglichkeiten für Nutzer 586 13.5 Einhaltung der Kosten- und Zeitplanung 587

14 Quellenverzeichnis 588

Abbildungsverzeichnis

Tabellenverzeichnis

Gleichungsverzeichnis 1 Aufgabenstellung

Die im Dezember 2000 verabschiedete EG-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) (EUROPÄISCHE UNION 2000) schreibt die ökologische Bewertung von Oberflächengewässern nach biologischen Kriterien vor. Dabei werden in Fließgewässern und Seen vier biologische Qualitätskomponenten berücksichtigt: Das Phytoplankton, die Makrophyten und das Phytobenthos, das Makrozoobenthos und die Fische. Nach Anhang V der WRRL (Stand 23. Oktober 2000) soll der „ökologische Zustand“ der Gewässer anhand der „Artenzusammensetzung und Abundanz“ der jeweils zur Bewertung herangezogenen Organismengruppe ermittelt werden. Das dazu verwendete Verfahren muss „typbezogen“ und „leitbildorientiert“ sein. Hierfür müssen zunächst bundesweit die Oberflächengewässer zu Gruppen („Typen“) zusammengefasst werden. Diese Typisierung kann z. B. auf Grund der hydromorpho- logischen Eigenschaften der Gewässer vorgenommen werden. Da die Wasserwirtschaft und das Wasserrecht in Deutschland den Länderregierungen untersteht, ist die grenzüberschreitende Be- trachtung von Gewässertypen eine gravierende Neuerung. Zu den ermittelten Typen müssen Leitbilder definiert werden. Die Leitbilder beschreiben einen Typ und dessen Biozönosen im unbelasteten, d. h. anthropogen weitgehend unbeeinflussten Zu- stand, dem Referenzzustand. An diesem orientieren sich dann die Einschätzungen zum jeweiligen aktuellen Belastungszustand. Die Bewertung wird in fünf Kategorien vorgenommen, den Öko- logischen Zustandsklassen. Die „Normativen Begriffsbestimmungen“ in Anhang V der WRRL beschreiben den Grad der Abweichung der Gesellschaften von der jeweiligen typspezifischen Re- ferenzbiozönose, abhängig von der Ökologischen Zustandsklasse. Diese Beschreibungen der Öko- logischen Zustandsklassen müssen für die jeweilige Organismengruppe konkretisiert, d. h. um- setzbar gemacht werden. Ein Bewertungsverfahren auf diesen Grundlagen existierte bisher in Deutschland für die Organismen- gruppe Makrophyten und Phytobenthos nicht. Vorrangiges Ziel des vorliegenden FE-Vorhabens ist es, ein bundesweit gültiges Verfahren für die Bewertung der Oberflächengewässer für diese Komponente zu entwickeln, das den Anforderungen der EG-Wasserrahmenrichtlinie gerecht wird. Darüber hinaus soll im Hinblick auf die spätere Anwendbarkeit in der wasserwirtschaftlichen Praxis eine universelle Einsetzbarkeit sowie gute Praktikabilität gewährleistet sein, ohne die wissenschaftliche Genauigkeit zu vernachlässigen.

Die vorliegenden Untersuchungen umfassen sowohl Fließgewässer als auch Seen. In Anlehnung an die Vorgaben aus Anhang II der WRRL werden in erster Linie größere oberirdische Gewässer in der Bewertung berücksichtigt. Für Fließgewässer gilt dabei die Mindestgröße des Einzugs- gebietes von 10 km2, bei Seen die Mindestgröße der Gewässeroberfläche von 50 ha. Künstliche Gewässer wurden aus dem Verfahren ausgeschlossen.

Die benthische Gewässerflora bildet im Sinne der WRRL eine Qualitätskomponente (Anhang V). Der Auftrag des Projektes Makrophyten & Phytobenthos (M&P) ist es, ein Bewertungsverfahren nach den Vorgaben der WRRL für den gesamten benthischen Pflanzenaspekt in Seen und in Fließ- gewässern zu entwickeln. Die Biokomponente Makrophyten & Phytobenthos wurde aus folgenden fachlichen und praktischen Gründen in die drei Teilkomponenten Makrophyten, benthische Dia- tomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen unterteilt (sogenannte Module bzw. Metrics):

7 • unterschiedlicher Wissenstand bei den drei Organismengruppen • unterschiedliche Anforderungen bei der Probenahme bzw. Kartierung • eigene Bewertungsmetrics für die Organismengruppen • unterschiedliche Typendiffenenzierung • unterschiedliches ökologischesVerhalten in Bezug auf räumlich-zeitliche Aspekte Diese Unterteilung diente lediglich der Erarbeitung eines Bewertungsverfahrens. Die Bewertung nach WRRL erfolgt anhand des phytobenthischen Gesamtaspektes. Der vorliegende Bericht unter- gliedert sich in in zwei Teilberichte: Ein Teil befasst sich mit dem Bewertungsverfahren für Fließ- gewässer, der andere mit dem Bewertungsverfahren für Seen. Manche Abschnitte sind für beide Berichtsteile relevant und werden deswegen zum besseren Verständnis mehrmals erscheinen. Man- che Abschnitte sind für beide Berichtsteile relevant und werden deswegen mehrmals erscheinen. Dadurch wird bessere Lebarkeit erreicht, jeder Teil ist unabhängig von anderen Teilen verwendbar.

Makrophyten Makrophytische Wasserpflanzen sind wichtige Bestandteile aquatischer Ökosysteme und werden bereits seit geraumer Zeit als Indikatororganismen für verschiedenste Fragestellungen genutzt (MELZER 1988, KOHLER 1978, WIEGLEB et al. 1992, SCHNEIDER 2000, SEELE 2000, SCHMEDTJE et al. 2001a, SCHAUMBURG 1996, SCHAUMBURG et al. 2001, 2003, SCHAUMBURG & SCHMEDTJE 2003).

WIEGLEB (1988) fasst unter dem Begriff „Makrophyten“ die Pflanzengruppen der makrophytischen Grün-, Rot- und Braunalgen, der Characeen, der Laub- und Lebermoose sowie die hydrophytischen und helophytischen Gefäßpflanzen zusammen. Im vorliegenden Projekt wurden im Teilbereich „Makrophyten“ die Gefäßpflanzen, submerse Moose sowie die Characeen (Armleuchteralgen) untersucht. Dabei wurden Hydrophyten (submerse und Schwimmblattpflanzen) sowie emerse (Helophyten) und amphibische Arten erfasst.

Die Characeen unterscheiden sich in Bau und Fortpflanzungsweise von allen übrigen Algen und ähneln in ihrem Habitus den höheren Pflanzen (KRAUSE 1997). Sie werden daher traditionell zu den Makrophyten gestellt, alle weiteren Algen wurden im Teilbereich „Phytobenthos ohne Diatomeen“ bearbeitet.

Bei strenger Auslegung der limnologischen Terminologie müssten die Makrophyten sowie alle benthischen Algen als „Organismenformationen des Ufers bzw. des Bodens“ eigentlich zusammen als (Phyto)benthos betrachtet werden (HAECKEL 1891, zit. in NAUMANN 1931). Die lange Tradition eigenständiger Forschung im Bereich makrophytischer Wasserpflanzen (z. B. GAMS 1925, GESSNER 1955, MELZER 1976) rechtfertigt jedoch eine Trennung der Begriffe. Zudem werden auch in der WRRL „Makrophyten und Phytobenthos“ zusammen als ein Baustein der Orga- nismengruppe „Gewässerflora“ genannt.

Durch ihre relativ lange Generationszeit, die sich je nach Art von einer Vegetationsperiode bis über mehrere Jahre erstreckt, indizieren Makrophyten die Verhältnisse im Gewässer über lange Zeit- räume hinweg (SEELE 2000). Arten, die im Sediment wurzeln und ihre Sprossorgane im Freiwasser bilden, fungieren darüber hinaus als verbindende Elemente zwischen den Gewässerkompartimenten (CARIGNAN & KALFF 1980, BARKO & JAMES 1998). Auch für Characeen konnte die Aufnahme von Phosphor über Spross bzw. Rhizoide sowie dessen Transport in der Pflanze nachgewiesen werden (LITTELFIELD & FORSBERG 1965). Makrophytische Bioindikatoren integrieren also sowohl in zeit- licher als auch räumlicher Hinsicht die ökologischen Zustände im Gewässer.

8 Ihre relativ einfache Handhabung und Kartierung bietet die Möglichkeit eines praktikablen Ein- satzes von Makrophyten in Überwachung und Monitoring. Viele Arten können direkt während der Freilandarbeit determiniert werden, es sind in der Regel keine labortechnischen Aufbereitungs- schritte oder Kultivierungen nötig.

Nicht zuletzt stellt die Makrophytenforschung ein seit Jahren etabliertes Forschungsgebiet dar, wodurch auf einen großen Wissenspool zurückgegriffen werden kann (PEARSALL 1920, GAMS 1925, IVERSEN 1929, ROLL 1938, WEBER-OLDECOP 1977a, KOHLER 1978, MELZER 1988, WIEGLEB et al. 1992, SCHNEIDER 2000, SEELE 2000). Auch aus europäischer Sicht verkörpern die makrophytischen Wasserpflanzen eine gut untersuchte Organismengruppe (vgl. TOIVONEN & HUTTUNEN 1995, SCHEFFER 1998, BERG et al. 1999, HOLMES 1999, HOLMES et al. 1999, SAND- JENSEN et al. 2000). Daher werden Makrophyten seit Jahren als Indikatoren von Nährstoffbelastung bzw. Trophie genutzt. Ein Bewertungsverfahren nach den Vorgaben der WRRL existierte bislang jedoch noch nicht. Die Entwicklung eines solchen Verfahrens ist Ziel des vorliegenden Projektes.

Diatomeen Als wesentlicher Bestandteil des Phytobenthos stellen die Kieselalgen (Diatomeen) eine nach der EG-Wasserrahmenrichtlinie relevante biologische Gruppe zur Zustandserfassung und Bewertung von Gewässern dar. Diatomeen verfügen über eine hohe Sensibilität gegenüber verschiedenen Zu- ständen der Gewässerbelastung und werden seit Beginn des vergangenen Jahrhunderts als Bio- indikatoren herangezogen. Dabei stand stets der Nachweis und die Quantifizierung spezifischer stofflicher Belastungen und deren Folgen im Mittelpunkt des Interesses. Demgegenüber ist nach den Vorgaben der EG-Wasserrahmenrichtlinie der ökologische Zustand eines Gewässers durch den Vergleich der vorhandenen Gesellschaft mit der gewässertypspezifischen Referenzgemein- schaft und durch den Grad der Abweichung von dieser zu definieren. Dies setzt die Kenntnis der Gesellschaftsstrukturen – charakterisiert durch Artenzusammensetzung und Abundanzen – im sehr guten ökologischen Zustand voraus und erfordert die Entwicklung einer Pflanzensoziologie für die nach der WRRL relevanten Gewässertypen. Diese für Diatomeen zu erstellen ist Ziel der vorliegenden Studie. In einem zweiten Schritt soll unter Verwendung pflanzensoziologischer Ver- fahren sowie ökologischer Kenngrößen und Indizes (Metrics) ein Bewertungsverfahren für Fließ- gewässer und Seen gemäß den Vorgaben der WRRL entwickelt werden.

Phytobenthos ohne Diatomeen Der Teil der Arbeit, der sich mit der Bearbeitung des „Phytobenthos ohne Diatomeen“ befasst, beschränkt sich auf Fließgewässer. Hier erschien es besonders erfolgversprechend, Aussagen über den ökologischen Zustand treffen zu können. Mit den benthischen Algen wird eine wichtige Kom- ponente der Fließgewässer erfasst, die in das Fließgleichgewicht der ein- und ausgeschwemmten Stoffe eingebunden ist. Vor allem in belichteten Abschnitten wird die Primärproduktion zum großen Teil von Algen geleistet. In mittelgroßen Flüssen sind sie sogar die wichtigsten Primärproduzenten. Benthische Algen akkumulieren so als erste anorganischen Phosphor und Stickstoff und stellen damit wichtige „sinks“ für Nährstoffe dar. Durch ihre vielfältigen Lebensformen besiedeln sie ein breites Spektrum von Substraten. Die periphytischen Lebensgemeinschaften spielen eine heraus- ragende Rolle bei der Stabilisierung von Substraten und bieten anderen Organismen wiederum Lebensräume. In der Forschung relativ unberücksichtigt ist das Zusammenspiel zwischen Phyto-

9 plankton und Benthos in Fließgewässern, das vor allem in planktondominierten Fließgewässern eine Rolle spielt. Das Monitoring aquatischer Habitate zentrierte sich bisher aus praktischen Gründen vor allem auf die Saprobionten. Algen, die ursprünglich in die Saprobiebewertung einbezogen waren, wurden z. B. in Deutschland später aus der Beurteilung der Gewässergüte ausgeschlossen. Dies wurde vollzogen, um die Prozesse der Primärproduktion (trophischer Aspekt) von denen des Abbaus (saprobieller Aspekt) klar trennen zu können. Mit der EU-Richtlinie wird nun ein integrierender ökologischer Ansatz verfolgt, der alle wichtigen Biokomponenten einbezieht und der der Ver- nachlässigung der Primärproduzenten entgegengewirkt.

Der Vorteil der Untersuchung des Phytobenthos liegt im integrierten Bild über Einflüsse auf den Wasserlauf vor der Probenahme. Wegen der unterschiedlichen Generationszeiten der verschiedenen Organismen von wenigen Tagen bis zu mehreren Jahren bietet sich die Möglichkeit, sowohl Kurzzeit- als auch Langzeitveränderungen zu beobachten. Weiterhin werden Überblicke über Wasserläufe und allgemeine regionale Qualitätsaussagen ermöglicht, denn die Verbreitung der benthischen Algen wird durch eine Vielzahl von Faktoren bestimmt, wie Geologie, Klima, Verfügbarkeit von Ressourcen, Vorkommen von Störereignissen. Die Saisonalität der benthischen Algen deckt sich nur teilweise mit derjenigen der Makrophyten. Daher sind Untersuchungen zeitlich weniger gebunden. So werden benthische Algen in der Regel nur durch Hochwasserereignisse in ihrem Vor- kommen dezimiert, und viele Taxa sind an den Standorten durchgängig vorhanden.

Damit werden das ganze Jahr über Aussagen zu Nährstoffbedingungen sowie zu thermischen Be- dingungen, Sauerstoffverhältnissen, Salzgehalt, Versauerung und zur Schadstoffbelastung ermög- licht. Insgesamt gilt, dass mit der Einbeziehung der Benthosalgen als weitere Gruppe von Indika- toren für eine Beurteilung des Gewässerzustandes und ihrer Nutzung für das Gewässermanagement der erreichte Standard einer Gewässerbeurteilung durch eine zusätzliche Komponente erweitert und bereichert wird. Dies führt sicherlich zu einer stärkeren Robustheit der Gütebeurteilung.

Auch FRIEDRICH (1996) ist überzeugt, dass benthische Algen für das Monitoring und die Bewer- tung von Pflanzendiversität und Wasserqualität hilfreich sein können, gibt aber zu bedenken, dass weitere Forschungen dazu notwendig sind. Daten aus Finnland zeigen, dass ein Zusammenhang zwischen der Häufigkeit der Makroalgen und der Qualitätsstufe besteht und auch zusätzliche In- formationen zu Ergebnissen von Kieselalgenuntersuchungen vermitteln können (ELORANTA & KWANDRANS 1996b). Dies bestätigen Untersuchungen aus Österreich, in denen eine höhere statistische Signifikanz der Unterschiede zwischen den Flusstypen festgestellt werden konnte, wenn Algen aus allen taxonomischen Gruppen und nicht nur Kieselalgen berücksichtigt wurden (PIPP & ROTT 1996).

Weiterhin spielt die Verbreitung der Arten eine wichtige Rolle für eine flächendeckende Analyse, wie sie die Wasserrahmenrichtlinie fordert.

10 2 Voraussetzungen unter denen der FE- Auftrag durchgeführt wurde

Für die drei untersuchten Teilorganismengruppen Makrophyten, Diatomeen und restliches Phyto- benthos sind die Bedingungen, unter denen dieses Projekt begonnen wurde, sehr unterschiedlich. Die Verwendung von Makrophyten sowie von Diatomeen als Indikatororganismen bezüglich der Gewässergüte hat eine lange Tradition in der Limnologie. Dagegen sind wissenschaftliche Unter- suchungen der Phytobenthosalgen ohne Diatomeen eher selten.

Makrophyten Lange Zeit wurde makrophytischen Wasserpflanzen als Indikatororganismen kaum Bedeutung beigemessen. Noch 1950 schrieb KOLKWITZ, dem Begründer des Saprobiensystems, „daß sie für eine Wasserbeurteilung insofern weniger in Frage kommen, als dafür andere Organismen zur Ver- fügung stehen, welche wesentlich leichter zur biologischen Analyse herangezogen werden kön- nen“. Dieses Argument wird jedoch durch älteres biologisches Erhebungsmaterial widerlegt. So diente die Monographie von BAUMANN (1911) über die Vegetationsverhältnisse des Bodensee- Untersees als wichtige Grundlage für den Nachweis eutrophierungsbedingter Florenverschiebun- gen (LANG 1968). Von vergleichbarer Bedeutung waren die Angaben von FOREL (1901–1904) und BRAND (1896) zum Genfer- bzw. Starnberger See. Auch hier konnte belegt werden, dass nährstoffempfindliche Arten aus diesen Seen verschwanden und anspruchsloseren Arten Platz machten (LACHAVANNE & WATTENHOFER 1975, MELZER 1981).

Derartige Angaben besitzen zwar für die Aufdeckung qualitativer Veränderungen in der aquatischen Flora große Bedeutung, quantitative Aussagen können daraus in den meisten Fällen jedoch nicht abgeleitet werden. Die Definition eines Leitbildzustandes der Gewässer aufgrund der floristischen Angaben aus früheren Werken muss daher als nahezu unmöglich betrachtet werden.

Auf die Verbreitung submerser Makrophyten nehmen vielfältige Faktoren Einfluss. Die bedeu- tendsten davon sind: • Nährstoffkonzentrationen • Beschattung/Licht • Fließgeschwindigkeit • Wasserstandsschwankungen • Substrat/Sediment • Versauerung Insbesondere zum Faktor Nährstoffkonzentrationen, der eng mit der Trophie des Gewässers ver- knüpft ist, wurden bereits ausführliche Untersuchungen durchgeführt. Eine umfassende Aufstel- lung dieser Arbeiten findet sich in SCHMEDTJE et al. 2001a. So existieren europaweit bereits eine Reihe verschiedener Indexsysteme zur Bestimmung der Nährstoffbelastung in Seen oder in Fließ- gewässern (HASLAM 1987, MELZER 1988, CARBIENER et al. 1990, SCHNEIDER 2000). Auch in Hinblick auf die Versauerung von Gewässern liefern Makrophyten wichtige Hinweise (TREMP & KOHLER 1995, MELZER et al. 1985a, 1985b).

11 Trotz dieses umfangreichen Wissens zur Ökologie der aquatischen Makrophyten fehlt bislang ein deutschlandweit gültiges System zur Gewässerbewertung, das die Anforderungen der Wasser- rahmenrichtlinie erfüllt, also die Abweichung von der für den Gewässertyp charakteristischen Re- ferenzbiozönosen angibt. Die bisherigen Systeme berücksichtigen jeweils nur eine Art der Degra- dation (z. B. Eutrophierung, Versauerung) sowie einzelne Gewässertypen (SCHMEDTJE et al. 2001a).

Diatomeen Die Eignung von Diatomeen als Bioindikatoren ist bereits seit Beginn des vergangenen Jahrhun- derts bekannt (KOLKWITZ & MARSSON 1908). Insbesondere seit den 1970er Jahren wurde eine Vielzahl von Bewertungsverfahren entwickelt, die die Erfassung und Quantifizierung verschiedener Zustände der Gewässerbelastung ermöglichen. So werden Diatomeen zur biologischen Cha- rakterisierung von stehenden und fließenden Gewässern bezüglich der Saprobie und Trophie, der Versauerung sowie der Salinität – und damit der wesentlichen stofflichen Qualitätskomponenten – herangezogen. Die im deutschsprachigen Raum am häufigsten angewandten Indikationssysteme sind: • Bewertungsverfahren der Saprobie in Fließgewässern: Differentialartensystem (LANGE-BERTALOT 1978, KRAMMER & LANGE-BERTALOT 1986) Saprobienindex nach ROTT et al. (1997) • Bewertungsverfahren der Trophie in Fließgewässern: Trophie-Index nach CORING et al. (1999) Trophie-Index nach ROTT et al. (1999) • Bewertungsverfahren der Trophie in Seen: Trophie-Index nach HOFMANN (1994, 1999) • Bewertung des Säurezustands von Fließgewässern: Verfahren nach CORING (1993) • Bewertung des Säurezustands von Seen: Index B (RENBERG & HELLBERG 1982) Verfahren zur pH-Rekonstruktion auf der Basis ökologischer Gruppen (z. B. ARZET 1987) • Bewertung der Salinität in Fließgewässern: Halobienindex nach ZIEMANN (1971, 1982, 1999) • Paläolimnologische Methoden: Rekonstruktion historischer Umweltbedingungen in Seen durch regionale Transferfunkti- onen zwischen Diatomeen und Umweltvariablen (z. B. WUNSAM 1993, SCHÖNFELDER et al. 2002) Während mit den genannten Verfahren eine ausreichende Bewertungsgrundlage spezifischer Be- lastungszustände zur Verfügung steht, ist die im Rahmen einer Leitbildentwicklung zu fordernde pflanzensoziologisch ausgerichtete Gewässertypisierung wenig entwickelt (vergleiche MÖLLER & PANKOW 1981). Diese nimmt – legt man die Soziologie höherer Pflanzen im klassischen Sinne BRAUN-BLANQUETs (1964) zugrunde – ihren Ausgang nicht von spezifischen Belastungszustän- den, sondern basiert primär auf der natürlichen floristischen Zusammensetzung. Erschwerend auf die Abgrenzung gewässertypischer Assoziationen wirken sich jedoch die zumeist hohe Zahl der Arten, insbesondere aber die fließenden Übergänge der Artenkombinationen und der in manchen Gewässern ausgeprägte jahreszeitliche Aspektwechsel der Gesellschaften aus.

Dennoch konnten für bestimmte Gewässertypen charakteristische Assoziationen benannt werden. Als Beispiel seien die Gesellschaften kalk-oligotropher Seen (HOFMANN 1994), huminsaurer Ge-

12 wässer (z. B. ALLES 1999) und hoch saprober Fließgewässer (z. B. LANGE-BERTALOT 1978) an- geführt. Es handelt sich hierbei jedoch, wie bereits BEHRE (1966) betont, überwiegend um „extreme“ Gewässertypen. Eine diatomeen-basierte Gewässertypologie, die für eine Bewertung gemäß EG-Wasserrahmenrichtlinie die unerlässliche Grundlage bildet, war wenig entwickelt.

In Vorbereitung der Umsetzung der EG-Wasserrahmenrichtlinie wurden im Rahmen einer Lite- raturstudie vorhandene Daten recherchiert und auf ihre Eignung hin überprüft sowie Bewertungs- verfahren zusammengestellt (SCHMEDTJE et al. 2001a). Demnach sind die für die EG-Wasser- rahmenrichtlinie relevanten Gewässertypen in diatomologischer Hinsicht in unterschiedlichem Maße bearbeitet. So ist die Datenlage im Falle der oligotrophen bis eutrophen Seen der Alpen und des Alpenvorlandes durch zahlreiche neuere, der aktuellen Taxonomie folgenden Erhebungen (HOFMANN 1994, 1995, 1996, 1999, 2001, LANGE-BERTALOT & METZELTIN 1996, SCHAUMBURG et al. 2001) als nahezu ausreichend anzusehen. Eine umfangreiche Untersuchung karbonatischer Seen unterschiedlicher Trophie in Brandenburg wurde von SCHÖNFELDER (1997) durchgeführt. Erhebliche Defizite bestehen hingegen im Falle der nährstoffarmen Silikatseen, die in natürlicher Ausprägung durch die in den vergangenen Jahrzehnten stattgefundene Eutrophierung bzw. Ver- sauerung nahezu gänzlich verschwunden sind. Auch im Falle der dystrophen Seen ist in Form historischer Proben eine nur geringe Zahl von Daten verfügbar. Umfangreiche Neuerhebungen sind gleichfalls bei den Fließgewässern erforderlich. Da sich die in den beiden vergangenen Jahrzehnten zahlreich durchgeführten Untersuchungen überwiegend auf die wasserwirtschaftlich relevanten, mehr oder weniger degradierten Gewässerstrecken beschrän- ken, gilt dies insbesondere für Gewässer mit sehr gutem und gutem ökologischen Zustand. Inner- halb der vorhandenen Untersuchungen kommt dabei dem Datensatz des LAWA-FE-Vorhabens „Trophieindikation mit Kieselalgen“ (CORING et al. 1999) besondere Bedeutung zu, der neben projekteigenen Erhebungen auch die gleichfalls bundesweit erhobenen Daten der Untersuchung von SCHIEFELE & KOHMANN (1993) sowie weiterer kleinerer Studien mit insgesamt 1 165 Proben umfasst.

Phytobenthos Die benthische Algenflora (ohne Kieselalgen) der Gewässer bereitet vielfach noch taxonomische Schwierigkeiten, umfassende und verlässliche Bestimmungswerke fehlen weitgehend. Quellen über die Autökologie der einzelnen Arten sind relativ selten. Hier besteht noch dringender Bedarf an Grundlagenforschung.

Die ersten Untersuchungen von Phytobenthos in den Fließgewässern Deutschlands stammen von GEITLER (1927) und BUDDE (1927, 1928). Sie beschrieben auffällige Vegetationsfärbungen oder Algengruppen. Neben den floristischen Aspekten (JÜRGENSEN 1935, JAAG 1938, WEHRLE 1942, MATTERN 1968) rückte das Interesse an der Indikation von Saprobie mit Hilfe von Phytobenthos in den Mittelpunkt (SCHRÖDER 1939, BUDDE 1935, HORNUNG 1959, BEHRE 1961, 1963, HEUSS et al. 1972, MÖLLER & PANKOW 1973, BRAUNE 1975). Dabei kamen auch algensoziologische Methoden zur Anwendung (MÖLLER & PANKOW 1981). Diese Untersuchungsphase schloss mit den umfangreichen Arbeiten von BACKHAUS (1968a,b, 1973) und FRIEDRICH (1973) ab. Sie ver- suchten Indikatorarten und Leitformen bzw. Lebensgemeinschaften für die Saprobie und teilweise auch für die Trophie zu definieren. Seitdem erschienen nur vereinzelt Arbeiten, die sich mit der Trophie, Saprobie oder mit floristischen Gesichtspunkten teils einzelner Algengruppen befassten (FLÜGGE & KIES 1980, STEUBING et al. 1983, FRICKE & STEUBING 1984, LEUKART 1994, ROTT

13 & BACKHAUS 1995, LEUKART & KNAPPE 1995, LEUKART 1995, LEUKART & MOLLENHAUER 1997, TÄUSCHER 1993, TÄUSCHER & TÄUSCHER 1994). Es existiert keine Forschungstradition zur Indikation von Gewässerbelastungen, die Angaben sind meist deskriptiv. Die Datenbasis für die Zuordnung benthischer Arten zu ökologischen Gewässer- zuständen in Deutschland ist also äußerst gering. Dies liegt sicherlich auch an der Vielfalt der Algengruppen, die das Phytobenthos auch unter Her- ausnahme der Charales und der Kieselalgen bilden. Die Hauptgruppen sind: • Blaualgen (Nostocophyceae, ehemals Cyanophyceae, Cyanobacteria) • Grünalgen (Chlorophyceae und ihnen nahestehende Verwandte) • Zieralgen (Charophyceae excl. Charales, ehemals Zygnematophyceae) • Gelbgrünalgen (Tribophyceae, ehemals Xanthophyceae) • Rotalgen (Bangiophyceae, ehemals Rhodophyceae) • Braunalgen (Fucophyceae, ehemals Phaeophyceae) • Goldalgen (Chryso- und Synurophyceae) Die Taxonomie und Nomenklatur dieser Gruppen ist in den letzten Jahren starken Veränderungen unterworfen, so dass zur Zeit jede Art hinsichtlich sinnvoller taxonomischer Zuordnung und kor- rekter Nomenklatur überprüft werden muss.

Für die Praxis liegt bisher eine Anleitung zur Indikation der Trophie vor (MAUCH et al. 1995, 1998), die allerdings neben den Makrophyten nur ca. 15 aspektbildende, makroskopisch auffällige Aufwuchsalgen unterschiedlichen taxonomischen Niveaus umfasst. Darunter sind vor allem eutraphente Arten und Wuchsformen. Insbesondere der Gattung Cladophora kommt hier Bedeutung zu. Deren massenhaftes Auftreten und ihre Dominanz bedeutet Eutrophierung.

Seit 1998 hat sich die Situation für die Trophiekartierung von aufwuchs- und makrophytendominierten Fließgewässern deutlich verbessert, da in der Arbeit von SCHMEDTJE et al. (1998) nach einer Revision der Taxonomie und Nomenklatur insgesamt 100 Taxa der benthischen Algen exkl. Diatomeen hinsichtlich ihrer Trophieindikation eingestuft wurden. 24 weitere Arten wurden vor- läufig bewertet. Dabei wurde der oligo- und mesotrophe Bereich stärker indiziert. Außerdem nennt die Literaturstudie allein 29 ausgesprochene Indikatoren für Hartwasserbedingungen und neun Indikatorarten für Weichwasser. Daneben sind Arten charakteristischer Lebensräume, wie der Quellbereiche, des Interstitials und des Sapropels aufgeführt. Prinzipiell lassen sich über die benthischen Algen exkl. Diatomeen auch Aussagen zur Salinität, zur Wassertemperatur und zum pH-Wert am Standort treffen. Bekannt ist, dass einige stenöke Desmidiaceen charakteristisch für Moorgewässer sind.

Sehr viel weiter als in Deutschland sind die Arbeiten in Österreich gediehen. Mit den Indikations- listen für Aufwuchsalgen in österreichischen Fließgewässern (ROTT et al. 1997, 1999), die von der Arbeitsgruppe Hydrobotanik der Universität Innsbruck erarbeitet wurden, existiert eine solide Datenlage. Für die Indikationslisten wurden sowohl eigene numerische Daten von ca. 1 100 Auf- nahmen aus über 200 Fließgewässern als auch Literaturangaben genutzt. Damit steht erstmals ein System zur Verfügung, das mit Hilfe von Mikro- und Makroalgen und verschiedenen Algengrup- pen eine Indikation von Trophie, Saprobie und des geochemischen Gewässertypes ermöglicht. Im Detail werden für nahezu 500 Arten taxonomische Anmerkungen mit Angaben zu wichtigen Pu- blikationen herausgearbeitet und Bestimmungsliteratur genannt. Für ca. 180 Arten mit einer deutlichen Präferenz hinsichtlich Gesamtphosphor, Nitrat und Ammonium werden numerische Anga- ben, meist gewichtete Mittelwerte der Nährstoffkonzentrationen, angegeben. Für ca. 70 Arten gibt

14 es Anmerkungen zur Toleranz gegenüber Schwermetallen und zur Belastbarkeit mit Tensiden oder Pestiziden. Weiterhin geben die Listen Hinweise auf die Verbreitung und die Vergesell- schaftung der Arten. Damit stellen die Indikationslisten eine bedeutende Grundlage für die Arbeit mit phytobenthischen Algen dar. Aktuell wird in Österreich ein Forschungsprojekt durchgeführt mit dem Ziel, eine Einstufung des ökologischen Zustandes von Fließgewässern entsprechend der Wasserrahmenrichtlinie zu generieren.

Eigene Untersuchungen sind aber erforderlich, um die für Deutschland entscheidenden und von Österreich deutlich abweichenden Ökoregionen mit ihren anderen Standortbedingungen charakterisieren zu können.

15 3 Planung und Ablauf des Auftrages

Am Bayerischen Landesamt für Wasserwirtschaft wurden in der Zeit vom 01.09.1999 bis 31.12.2000 im Auftrag der LAWA die Forschungsvorhaben „Leitbildbezogenes Bewertungsverfahren mit Makrophyten und Phytobenthos – Durchführung einer Literaturstudie und Erarbeitung eines Un- tersuchungsprogramms für die Entwicklung eines Bewertungsverfahrens nach den Vorgaben der EU-Wasserrahmenrichtlinie“ sowie „Ermittlung gewässertypspezifischer Leitbilder für Makro- phyten und Phytobenthos – Durchführung von Untersuchungen in ausgewählten Gebieten“ bearbeitet. Ziel dieser Vorhaben war es, Grundlagen für die Entwicklung eines leitbildbezogenen Be- wertungsverfahrens für Makrophyten und Phytobenthos nach den Kriterien der EG- Wasserrahmenrichtlinie für Fließgewässer und Seen zu schaffen. Diese Vorgängerprojekte (SCHMEDTJE et al. 2001a) bildeten die Vorbereitungsphase für das vorliegende FE-Vorhaben. Die Vorarbeiten bestanden im wesentlichen aus einer Literaturstudie und der Erarbeitung eines Unter- suchungsprogramms. Auch wurden bereits erste Neuerhebungen durchgeführt. Darauf basierend startete im Januar 2001 mit der vorliegenden Untersuchung „Erarbeitung eines ökologischen Bewertungsverfahrens für Fließgewässer und Seen im Teilbereich Makrophyten und Phytobenthos zur Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie“ ergänzend zu bereits vorhandenen und sorgfältig auf Eignung überprüften Daten ein umfangreiches Untersuchungsprogramm. Es sollte eine möglichst homogene Datengrundlage mit untereinander vergleichbaren Erhebungen liefern. Makrophyten, Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen sowohl aus Fließgewässern als auch aus Seen wurden untersucht. Dabei sollten möglichst alle in Deutschland potentiell bio- zönotisch bedeutsamen Gewässertypen erfasst werden. Ergänzend wurde von den Bundesländern zu den meisten Probestellen Messungen der gängigen chemischen und physikalischen Parameter durchgeführt und die Ergebnisse dem Projekt zur Verfügung gestellt.

Die Neuerhebungen biologischer Daten wurden von folgenden Bearbeitern durchgeführt: • Makrophyten: Petra Meilinger, Limnologische Station der TU-München in Iffeldorf (Fließgewässer) Doris Stelzer, Limnologische Station der TU-München in Iffeldorf (Seen) • Diatomeen: Dr. Gabriele Hofmann, Glashütten-Schloßborn • Phytobenthos ohne Diatomeen: Dr. Antje Gutowski Julia Foerster, Universität Bremen, FB 02, AG Meeresbotanik Soweit die Ergebnisse nicht aus bereits abgeschlossenen Projekten oder den LAWA-finanzierten Vorläufer-Projekten vorhanden waren, fanden die Kartierungen und Probenahmen in den Jahren 2000 und 2001 statt. Im selben Jahr fanden auch die Probenaufbereitung (Diatomeen), ein Teil der taxonomischen Auswertung (Diatomeen und Phytobenthos) und erste statistische Auswertungen (Makrophyten) statt. Mitte des Jahres 2001 wechselte die Projektleitung am Bayerischen Landesamt für Wasserwirtschaft von Frau Dr. U. Schmedtje zu Herrn Dr. J. Schaumburg.

16 Im Jahr 2002 wurden letzte Daten erhoben, die in den beiden vorangegangenen Jahren erhobene Daten bearbeitet und ausgewertet, sowie Teile des Bewertungsverfahrens erstellt. Die Bearbeiter des Teilbereichs Makrophyten konnten ihre statistischen Auswertungen abschließen und das Be- wertungsverfahren in diesem Teilbereich sowohl für Fließgewässer als auch für Seen fertig stellen. Im Teilbereich Diatomeen wurden die taxonomischen Arbeiten abgeschlossen und mit der statistischen Bearbeitung und der Erstellung eines Bewertungssystems begonnen. Auch im Bereich Phytobenthos wurde die statistische Auswertung begonnen und die Arten wurden autökologisch beschrieben. Im dritten Quartal des Jahres 2002 wechselte die Koordination des Projektes im Bayerischen Landesamt für Wasserwirtschaft von Frau B. Köpf zu Frau C. Schranz. In diesem Zusammenhang wurde eine Verlängerung der Projektlaufzeit erforderlich. Für den Projektträger war diese Verlän- gerung nur kostenneutral möglich. Die entstandenen Mehrkosten wurden z. T. von der LAWA getragen.

Das erste Halbjahr 2003 nutzten die Arbeitsgruppen Diatomeen und Phytobenthos für abschlie- ßende Auswertungen, letzte taxonomische Überprüfungen (Phytobenthos) und die Erstellung der Teilbewertungsverfahren in Fließgewässern (Diatomeen und Phytobenthos) sowie in Seen (Dia- tomeen). Die drei Teilkomponenten wurden in ein Gesamtbewertungssystem für die Biokompo- nente Makrophyten & Phytobenthos im Sinne der WRRL zusammengefasst.

Das Projekt wurde über die gesamte Laufzeit hinweg von einer Projektarbeitsgruppe begleitet, die zwölf Sitzungen abhielt. Der AG gehörten die Projektleitung, die Projektkoordination und alle Projektbearbeiter an, sowie Dr. Gerhard Welzl (GSF) als Berater für statistische Belange.

Für spezielle Fragestellungen (z. B. Typisierung) wurden weitere Personen hinzugezogen.

Der Bearbeitungsstand wurde regelmäßig auf den Sitzungen der LAWA-Unterausschüsse Seen und Fließgewässer vorgestellt und diskutiert. Darüberhinaus wurden projektübergreifend bei verschiedenen nationalen und internationalen Veranstaltungen Informationaustausch betrieben (Ko- Bio, UBA, LAWA, BMU, ECOFRAME).

17 4 Wissenschaftlich-technischer Stand an den angeknüpft wurde

Der Stand der Forschung, der Taxonomie, der Bewertungsmöglichkeiten und der Normen im Be- reich der Biokomponente Makrophyten & Phytobenthos wurde bereits in SCHMEDTJE et al. (2001a), ausführlich erläutert. Diese Veröffentlichung stellt wie bereits erwähnt die wesentliche Grundlage für die vorliegende Untersuchung dar, so dass hier auf diesen Punkt nicht genauer eingegangen werden soll.

Während über Makrophyten und Diatomeen bereits seit langer Zeit geforscht wird und dadurch der Kenntnisstand bei diesen Organismengruppen hinsichtlich Taxonomie und Autökologie relativ gut und umfangreich ist, besteht bei der Gruppe des Phytobenthos ohne Kieselalgen noch dringender Forschungsbedarf. Es gilt, systematische Probleme zu lösen und Erkenntnisse über die Autökologie zu gewinnen. Gute zusammenfassende oder deutschsprachige Bestimmungswerke, wie sie für die beiden anderen Teilgruppen vorliegen, fehlen weitgehend.

18 5 Zusammenarbeit mit anderen Stellen, Gruppen, Projekten

Im Rahmen eines internationalen Datenaustausches mit Österreich (Österreichisches Bundesministe- rium für Land- und Forstwirtschaft, Umwelt und Wasserwirtschaft, Dr. Veronika Koller-Kreimel) wurden von Frau Mag. Karin Pall (Systema Consulting, Wien) Makrophytendaten zu 21 Fließ- gewässer-Probestellen in Österreich zur Verfügung gestellt. Im Gegenzug wurden die Kartierungs- und Strukturdaten zu 25 Probestellen in Deutschland an Österreich geliefert. Die Konzeption des Messprogramms der Alpen-, Alpenvorland- und silikatischen Mittelgebirgs-Fließgewässer erfolgte in Absprache mit Dr. Peter Pfister (Arge Limnologie, Innsbruck). Diatomeen- und Phytobenthosdaten aus den genannten Gewässertypen wurden aus dem österreichischen Projekt „Leitbildbezogenes Bewertungsverfahren für Phytobenthos und Makrophyten gemäß EU-Wasserrahmenrichtlinie“ zur Verfügung gestellt. Nach Überprüfung möglicher bestehender Datengrundlagen bei der Organismengruppe Makro- phyten (SCHMEDTJE et al. 2001a) wurden bereits vorliegende Ergebnisse verschiedener Projekte der Limnologischen Station der TU München in Iffeldorf in den Datenpool aufgenommen. Zur Erstellung des Bewertungssystems konnten Daten aus Makrophytenkartierungen für 87 Probe- stellen an 19 Seen sowie 30 Probestellen an 27 bayerischen Fließgewässern übernommen werden. Evtl. fehlende Angaben zur Struktur konnten bei Seen nacherhoben werden. Die an den Fließge- wässerabschnitten fehlenden Strukturgütekartierungen wurden von den Bayerischen Wasserwirt- schaftsämtern für das Projekt zur Verfügung gestellt. Aus Projekten des Bayerischen Landesamtes für Wasserwirtschaft wurden für den Teilbereich Makrophyten in Seen darüber hinaus Daten zu 16 Probestellen an fünf Seen aufgenommen.

Bei der Bearbeitung des Teilbereichs Makrophyten bestand ein fachlicher Austausch mit verschiedenen Personen bzw. Institutionen: Dr. Elisabeth Gross (Universität Konstanz), Dr. Sabine Körner (IGB Berlin), Dr. Jürgen Mathes (Umweltministerium MV), Dr. Hermann Muhle (Univer- sität Ulm), Herr Dipl.-Biol. Jens Päzolt (LUA Brandenburg), Frau Mag. Karin Pall (Systema Con- sulting GmbH, Wien), Dr. Jens Poltz (NLÖ), Herr Dipl.-Biol. Jörg Schönfelder (LUA Branden- burg), Herr Dipl.-Biol. Uwe Veit (Universität Hohenheim), Dr. Klaus van de Weyer (lanaplan).

Im Teilbereich Diatomeen bestand neben dem Datentransfer auch bei der Entwicklung der Be- wertungsverfahren ein enger fachlicher Austausch mit Dr. Peter Pfister. Als Berater in taxonomischen Fragen stand Prof. Horst Lange-Bertalot zur Verfügung. Wesentliche Aspekte der Seenty- pologie des Norddeutschen Tieflandes wurden von Herrn Jörg Schönfelder beigetragen.

Im Teilbereich Phytobenthos wurden 30 Probenahmen von Stellen im süddeutschen Raum inklusive Analyse an Dr. Peter Pfister (ARGE Limnologie, Innsbruck) vergeben. Dr. Pfister lieferte wertvolle Beiträge zur Diskussion der Ergebnisse und stand bei der Bestimmung schwieriger Taxa und Gruppen zur Verfügung. Prof. Dr. Dieter Mollenhauer (Biebergemünd-Bieber) hat diese Arbeit wissenschaftlich begleitet und die taxonomische Überprüfung der Arten vorgenommen. Herr Kurt Handke (Lüneburg) beriet bei der Bestimmung der recht schwierigen Gruppe der Des- midiaceen, Dr. Gertrud Cronberg (Universität Lund, Schweden) bei der Artbestimmung vor allem planktischer Algen. Prof. Dr. Günther Friedrich (KoBio) kommentierte die Liste der Indikatorar- 19 ten kritisch. Prof. Dr. Gunter-Otto Kirst, Leiter der Arbeitsgruppe Meeresbotanik der Universität Bremen im Fachbereich Biologie und in dieser Funktion Subauftragnehmer, ermöglichte im Rahmen des ihm erteilten Auftrages die Mitarbeit von Frau Foerster und stellte die Arbeitsmöglichkeiten der Universität zur Verfügung. Die Software TWINSPAN konnte in der Arbeitsgruppe von Prof. Dr. Martin Diekmann (Universität Bremen) genutzt werden. Bei der Durchführung der statistischen Auswertung innerhalb des gesamten Projektes stand Dr. Gerhard Welzl (GSF) beratend und unterstützend zur Seite.

20 6 Fließgewässer

6.1 Probestellen

Da in Deutschland stark heterogene geomorphologische Bedingungen herrschen, war es nötig, bundesweit Daten zu erheben um alle eventuell relevanten Bedingungen in Gewässern zu erfassen, die sich auf die Biozönosen auswirken können. Aus Gründen der Übersichtlichkeit und der Kapazitäten wurden Sonderfälle wie z. B. Stellen an Seeausflüssen oder brackwasserbeeinflusste Gewässer nicht berücksichtigt.

Eine der vorrangigen Aufgaben des vorliegenden Projektes war es, Referenzbiozönosen für die verschiedenen Gewässertypen und deren Degradationsstufen zu ermitteln und zu definieren. Unter diesem Gesichtspunkt wurden die beprobten Gewässerabschnitte ausgewählt.

Bei der Festlegung der Probestellen für das Gesamtprojekt wurde eine Anzahl von 14 Stellen pro Gewässertyp angestrebt. Von diesen 14 Stellen sollten sich jeweils fünf in der geschätzten ökolo- gischen Qualitätsstufe 1 befinden; die ebenfalls geschätzten Degradationsstufen 2 bis 5, wobei Stufe 4 und 5 zusammengefasst wurden, sollten jeweils von drei Stellen pro Typ repräsentiert werden. Diese Voreinschätzung der Qualitätsstufen geschah anhand der Vorschläge und Einstu- fungen der jeweils zuständigen Ländervertreter und unter Beachtung aller zur Verfügung stehenden Informationen zur Belastungssituation. Für die Region der Kalkalpen – und in geringerem Maße auch für die des Alpenvorlandes – wurden im Rahmen eines internationalen Austausches Daten aus Österreich zur Verfügung gestellt (PFISTER et al., in Vorbereitung). Diese ergänzten die eigenen Erhebungen in diesen Gebieten. Insgesamt wurden 320 Stellen in Fließgewässern bearbeitet. Nicht alle ausgewählten Stellen wurden von allen drei Arbeitsgruppen gleichmäßig bearbeitet (Tabelle 1 und Tabelle 2). Das lag zum einen an den vorhandenen Kapazitäten, vor allem bei der Bearbeitung des Phytobenthos ohne Diatomeen, zum anderen war an einzelnen Stellen das Ge- wässerbett von Land aus nicht zur Probenahme erreichbar. Diatomeen wurden dreimal und Phytobenthos ein- bis zweimal pro Jahr untersucht, Makrophyten nur einmal. Um ausreichend Datensätze für unterschiedliche Makrophytenzönosen zu bekommen, wurden Makrophyten auch an zusätzlichen Stellen kartiert. Bereits vorhandene Daten, die in die Auswertung eingingen, waren ebenfalls nicht immer für alle drei Organismengruppen von den gleichen Probestellen vorhanden.

Die Grundlage für die Auswahl der Probestellen in Fließgewässern bildete die von SCHMEDTJE et al. (2001b) veröffentlichte Tabelle, in der die potentiell biozönotisch bedeutsamen Fließgewässertypen Deutschlands geomorphologisch charakterisiert wurden (Tabelle 3). Diese Tabelle musste, um alle ausgewählten Probestellen korrekt nach den geomorphologischen Gegebenheiten zuordnen zu kön- nen, für die Arbeitsphase um einige Untertypen erweitert werden. Das betraf vor allem die Längs- zonierung. Die Zuordnung der Probestellen zu den einzelnen Typen und Untertypen konnte nur anhand der geologischen Karte und der Karte der Fließgewässerlandschaften (Vorversion von

21 BRIEM 2003) vorgenommen werden. Aufgrund neuer Erkenntnisse und Beobachtungen vor Ort wurde diese Zuordnung immer wieder nachgeführt. Da die drei Arbeitsgruppen nicht immer zeitlich parallel arbeiten konnten, sind in einzelnen Fällen geringfügige Abweichungen dieser Zuord- nungen zwischen den Gruppen möglich.

Tabelle 1 Probestellen in Fließgewässern (Deutschland) mit Angabe der jeweils untersuchten Organismengruppen.

BuL = Bundesland, PrStNr = Probestellennummer, Typ = Typ nach SCHMEDTJE et al. 2001b incl. Erweiterungen März 2002, Untertyp = Untertyp nach SCHMEDTJE et al. 2001b incl. Erweiterungen März 2002

BuL PrStNr Gewässername Probestelle Typ Untertyp Diatomeen Makrophyten Phytobenthos BB 2430 Dahme bei Rietzneündorf 19 a x x x BB 2375 Havel bei Milow 20 a x x x BB 2394 Nieplitz bei Buchholz Wittbriezen 19 a x x BB 2385 Nuthe bei Saarmund 19 a x x BB 22 Oder Hohenwutzen (vorher Strbr bei Schwedt-Krajnik) 20 b x x x BB 25 Pfefferfliess w Stangenhagen 19 a x x BB 26 Plane oberhalb Addafliess 19 a x x BB 2354 Stepenitz bei Perleberg/Lübzow 19 a x x BE 2361 Havel Berlin Krug Horn 13 x x Mühlenfliess, Fredersdorfer BE 2360 Berlin Fredersdorf, Bhf. Rahnsdorf 19 a x x Fliess BE 2403 Panke Berlin Nordhafen-Vorbecken 20 a x x BW 2442 Alb oh Marxzell 5 a x x x BW 739 Baierzer Rot Rupprechts 2 a x x x BW 30 Blau Ehrenstein 9 d x x x BW 2439 Blau Arnegg, Straßenbrücke 9 d x x x BW 373 Brettach oh Brettenfeld 6 x x BW 440 Brettach b. Oberheimbach 6 x x x BW 430 Bühler obh. Senzenberg 6 x BW 691 Donau Rechtenstein 9 h x x x BW 2608 Donau Nendingen 9 h x x BW 420 Fichtenberger Rot obh. Einmündung Schöntaler Bach 6 x x x BW 550 Große Lauter oh Marbach 7 x x x BW 434 Gruppenbach obh. Senzenberg 6 x x BW 886 Hochrhein bei Waldshut-Tiengen 2 c x x x BW 881 Innerer Rhein Niederhausen (IRH) 10 c x x x BW 878 Kleiner Rhein Niederhausen, Taubergiessen (KLR) 10 c x x x BW 324 Obere Argen oh Höll 3 a x x x BW 362 Reisenbach Gaimühle, Mündung, (Antonslust) (RE4) 5 a x x x BW 333 Rohrdorfer Bach uh. Rengers 3 a x x x BW 421 Schöntalerbach Hankersmühle 6 x x x BY 2298 Aiterach (ob Leimbach) Salching (Ittling) 10 d x x x BY 2289 Altmühl Thann (HMS 501) 9 c x x BY 2316 Altmühl Leising 9 h x x x BY 2397 Alz bei Truchtlaching 3 c x BY 2393 Ammer Oberlauf bei Ettaler Mühle 1 b x x x BY 1093 Aubach Auberg (Lohr 07) 5 a x x x

22 BuL PrStNr Gewässername Probestelle Typ Untertyp Diatomeen Makrophyten Phytobenthos BY 2 Aufsess Doos oh. Steg, vor Mündung in die Wiesent 9 d x x BY 138 Baunach uh Bundorf 6 x x x BY 200 Bayer. Schwarzach Wgbr. oh. Lenkenthal 5 b x BY 238 Böhmische Schwarzach bei Untergrafenried 9 a x BY 805 Chamb Eschlkam Grenzübertritt 5 c x x x BY 239 Chodenangl bei Rittsteig 5 c x x x BY 49 Dachsgraben uh Zufluss der Quellarme 6 x BY 50 Dachsgraben bei Wbr über DB 6 x x x BY 172 Donau Dillingen Mess-Station (HMS 707) 10 b x x x BY 227 Donau oh. Klösterl, Kelheim, km 2417 (HMS 202) 9 i x x x BY 2405 Donau oh KW Geisling (Pfatterbrücke) (HMS 314) 10 b x x BY 2406 Donau bei Passau-Kachlet (HMS 212) 9 g x x BY 38 Eger oh Voitsumra, Brücke Quellenweg 5 b x x BY 100 Ehrenbach uh Mittelehrenbach, Strbr. 7 x BY 140 Ellenbach uh KA Eussenhausen 7 x x BY 142 Elsava uh Langer/Grundbach 5 a x BY 143 Elsava oh d. Mdg d. Aalenbachs 5 a x x x BY 236 Fahrbach bei Eslarn 5 b x BY 77 Forellenbach StrBr. oh Mdg Kronau 5 b x x BY 145 Fränkische Saale 2 uh KA Alsleben 6 x BY 209 Freybach oh Mündung in Chamb 5 c x x x BY 78 Gebenbach unterhalb Godlricht 6 x x BY 147 Gollach uh KA Aub 9 d x x BY 183 Grasenseer Bach oh Mündung, 0,25 km 10 d x x x BY 797 Grenzbach Schirnding 5 b x BY 79 Große Laber Schönach (HMS 315) 10 d x x x BY 4 Große Ohe Schönberg, Stadlmühle 5 b x x BY 216 Hafenlohr oh. Mausbachmündung 5 a x BY 3 Hengersberger Ohe Niederaltteich (Winzer) 10 c x x BY 804 Hopfenbach Eschlkam Grenzübertritt 5 c x x x BY 10 Hopfensee-Achen Zufluss Hopfensee 3 a x x BY 2325 Iller Krugzell 4 b x x x BY 56 Ilm 300 m oh Br. Eichelberg 4 a x x BY 219 Ilm 1,2 km uh Br. Nötting 4 a x x BY 2314 Ilm Br. Volkersdorf 4 c x x x BY 57 Inn Kirchdorf, Panzerfurt (HMS 111) 1 c x x BY 184 Inn 100 m uh Wasserburg (HMS 112) 3 d x x x BY 211 Isar Plattling, Brücke B 8, (HMS 209) 10 a x BY 918 Isar Vorderriss (Fkm 234,6) 1 b x x BY 2398 Isar Baierbrunn (HMS 105) 2 c x x x BY 2407 Isar bei Landshut, Hofham (HMS 207) Mittlerer Isarkanal 4 b x x x BY 806 Jägershofer Bach Jägershof 5 c x x x BY 149 Kahl v. d. Mdg des Weibersbachs 9 a x x x BY 2330 Kammel Niederraunau, Raiffeisenstraße 4 a x x x

23 BuL PrStNr Gewässername Probestelle Typ Untertyp Diatomeen Makrophyten Phytobenthos BY 2339 Kleine Vils Brücke Diemannskirchen 4 a x x x BY 104 Kösseine in Marktredwitz, Fußsteg zum Edeka-Einkauf 5 b x BY 151 Lauer uh Rothhausen 9 c x x x BY 909 Lauterbach uh 3 Holzpfeiler (Ende Abschn.16), Probestelle 7 1 a x x BY 2433 Lech Lechbruck Brücke Pegel 4 b x BY 2434 Lech Landsberg Pegel 4 b x x x BY 2435 Loisach Garmisch Pegel (o d P) 1 b x x x BY 108 Main Rothwind, Strbr. uh Rothwinder Mühle (HMS 403) 9 c x x x BY 2402 Main Kahl am Main (HMS 613) 10 b x x x BY 127 Moosbach oh Mündung in Dietershofen 7 x BY 9 Mühlberger Ach uh. Bannwalds, oh. 2. Steg 2 b x x BY 2287 Naab Unterköblitz (HMS 306) 9 g x x x BY 2288 Naab Münchshofen (HMS 309) 9 h x x x BY 155 Nassach oh Lendershausen, Wegbrücke 9 c x x BY 128 Nüschwiesengraben uh Einmündung Bach aus Günthersbühl 6 x x x BY 11 östliche Günz Moosmühle 2 b x x BY 7 Paar Manching, B 16 4 a x x BY 130 Pegnitz Strbr. Ottensoos 9 c x BY 2341 Pegnitz Michelfeld 7 x x x BY 210 Perlbach 2,5 km oh Bach an der Donau 5 a x BY 84 Pfatter Strbr. Flickermühle 2 b x x x BY 799 Pfreimd Pfrentschweiher 9 a x BY 213 Ranna oh Kappelgarten 5 b x BY 85 Regen Regenstauf (HMS 313) 9 a x BY 131 Regnitz Pegel Hüttendorf (HMS 510) 10 a x x x BY 157 Rippach vor Mdg in die Tauber 7 x BY 113 Röden oh KA Neustadt b. Coburg 5 a x BY 71 Rott Ruhstorf Pegel (HMS 217) 4 b x x x BY 2312 Sächsische Saale Joditz (HMS 418) 9 a x x BY 2399 Salzach Laufen (HMS 116) 4 b x x x BY 2334 Schambach Hexenagger (Brücke uh Neumühle) 9 d x x BY 803 Schanzbach (Wiesenbach) Eschlkam 5 c x x x BY 72 Schimmelbach östl. von Schimmelbach 5 b x BY 923 Schlittbach Wessobrunn 3 a x x x BY 158 Schmalwasserbach uh KA Schmalwasser 5 a x BY 159 Schondra uh KA Schönderling 5 a x BY 215 Schondra oh Papiermühle (Gräfendorf) 5 a x x x BY 226 Schrannenbach oh B16 2 a x x x BY 2400 Schutter bei Wolkertshofer Mühle 10 d x x x BY 89 Schwarzach Warnbach (HMS 308) 9 a x x BY 33 Schwarzbach Höhe Jagdschlösschen 5 c x x x BY 90 Schwarzbach oh Strbr., südlich von Grain 6 x x x BY 178 Schwarzer Regen uh Meindlgrub bei Teisnach (HMS 204) 9 a x x BY 195 Schweinenaab Wegbr oh Herzogspitz 6 x x x

24 BuL PrStNr Gewässername Probestelle Typ Untertyp Diatomeen Makrophyten Phytobenthos BY 207 Seebach – Arberseezulauf oh Zulauf 5 b x BY 218 Speckkahl oh. Sommerkahl/oh. Weg 5 a x x x BY 2342 Südliche Aurach Lohmühle 9 c x x x BY 2347 Sulz Berching (Pegel) 9 d x x x BY 134 Tauber Holdermühle 9 d x BY 243 Teufelsbach bei Finsterau (Chemie bei Waldmühle) 5 b x x BY 60 Tiroler Ache Messstation Staudach (HMS 114) 4 a x x x BY 235 Tirsch. Waldnaab bei Bärnau 5 b x BY 120 Trebgast ca 60 m uh KA Bindlach 5 a x BY 2432 Verlorener Bach Winkl Pegel 2 b x x x BY 1 Vils Pegel Dietldorf (HMS 310) 9 h x x BY 96 Vils oberhalb Vilseck (Gressenwöhr) 9 d x BY 2437 Vils Gressenwöhr 9 d x BY 175 Wertach Ettringer Wehr, UW (HMS 715) 4 a x x BY 14 Wilde Rodach Wbr. oh. Bischofsmühle 5 b x x BY 15 Wilde Rodach oh Strbr, uh Mdg Rosenbach 5 b x x BY 135 Wörnitz Br. oh Einmünd. Sulzach 10 d x x BY 212 Wolfsteiner Ohe 800 m oh Br Ringelai 9 a x x x BY 97 Wondreb Strbr. Schloppach (HMS 316) 9 a x x BY 61 Würm uh BAB 96, Lochham 2 b x x x BY 223 Würm unter Brücke Mühlthal (Leutstetten) 2 b x x x BY 122 Zaubach in Stadtsteinach, oh Mdg i. d. Steinach 6 x x BY 12 Zenn Fürth/Vach 9 c x x HE 2149 Fulda Bronnzell in Fulda (oh Fliedemdg bei Fulda-Löschenrod) 9 f x x x HE 2383 Fulda bei Rotenburg 10 d x x x HE 2384 Fulda bei Hannoversch Münden 5 a x x x HE 2142 Kerkerbach Heckholzhausen, Kerkerbach 5 c x x x HE 2161 Lüder Kleinlüder, Lüder 5 a x x x HE 2163 Lüder hinter Zahmen, Lüder 5 c x x x HE 2165 Lüder Crainfeld, Lüder 5 c x x x MV 2355 Duvenbäk bei Kluis auf Rügen 14 x x x MV 582 Hellbach Tessmannsdorf 19 a x x x MV 2357 Kronhorster Trebel bei Grimmen 19 a x x x MV 590 Nebel Serrahn (Kuchelmiss) 16 x x x MV 591 Nebel Ahrenshagen (Koppelow) 16 x x x MV 593 Nebel Dobbin (Walkmöhl) 16 x x x MV 2411 Nebel bei Hoppenrade, Kölln 19 b x x x MV 589 Recknitz Marlow 20 a x x x MV 2422 Warnow Durchbruchstal bei Groß Görnow 17 x x NI 1015 Dornumersieler Tief Dornum-Altensiel 19 a x NI 1028 Elbe Schnackenburg 20 b x x x NI 2428 Große Limpig oh Sösetalsperre 5 b x x x NI 2387 Hase bei Purenkamp uh Verteilerbauwerk 19 a x x NI 2389 Hunte Schäferhof, oh Einlauf Dümmer See 19 b x x x

25 BuL PrStNr Gewässername Probestelle Typ Untertyp Diatomeen Makrophyten Phytobenthos NI 2429 Hunte bei Huntlosen 20 a x x x NI 1042 Lachte Steinhorst 16 x x NI 1039 Örtze Stedden 19 a x x x NI 1012 Oker Probsteiburg 9 d x x x NI 1023 Schunter Hondelage 19 b x x x NI 1038 Seeve Jesteburg 19 b x x x NI 2427 Varleybach oh Granetalsperre 5 b x x NI 1045 Weser Üsen 20 b x x x NI 1041 Wietze Wieckenberg 19 b x x x NI 1103 Wümme Lauenbrück (Wümme 3) 11 x x x NI 1115 Wümme Südarm 20 a x x x NI 2217 Wümme oh Schessel (Wümme 5) 11 x x x NI 2218 Wümme Nordarm (Wümme 14) 20 a x x x NW 678 Ahse oh. KA Lohne 18 x x x NW 789 Ahse bei Lippetal 18 x x x NW 2412 Alme bei Niederalme 5 b x x x NW 663 Berkel Be 17 uh Varlarer Mhlb. 19 a x x x NW 2413 Boschbeek bei Wassenberg (Grenzbach zu Niederlande) 11 x x x NW 2417 Eifelrur oh Rurstausee bei Dedenborn 5 b x x x NW 791 Eltingmühlenbach bei Greven 19 b x x x NW 2424 Fürwiggebach Zulauf zur Fürwiggetalsperre 5 b x x NW 679 Hoppecke oh. Brilon-Wald bei Brilon 5 b x x x NW 2174 Issumer Fleuth bei Haus Langendonk 19 a x x x NW 664 Kettbach HMHeK2 vor Heubach 19 a x x NW 681 Lörmecke am Hohlen Stein bei Warstein 5 b x x x NW 2419 Niers bei Goch 19 a x x x NW 2418 Olef oh Olef Talsperre 5 b x x x NW 2431 Rhein bei Bimmen, Grenze zu Niederlanden (Flkm 865) 20 b x x x NW 2414 Schaagbach bei Wassenberg 11 x x x NW 2176 Sevelner Landwehrbach oh. Gelderner Fleuth 19 a x x x NW 2415 Stever bei Olfen 19 b x x RP 993 Mosel oberhalb Saarmündung 10 b x x x RP 2386 Mosel Koblenz (FlKm 2) 9 g x x x RP 996 Wieslauter oberhalb Hinterweidenthal 5 a x x x RP 2690 Wieslauter oberhalb Hinterweidenthal 5 a x SH 1061 Bille östl. Sachsenwaldau 13 x x x SH 1075 Bünzau nordöstl. Sarlhusen 15 a x x x SH 1067 Gieselau nordwestl. Beldorf 16 x x SH 1076 Heilsau bei Heidekamp 14 x x x SH 1062 Hellbach östl. Grambek 11 x x x SH 2392 Mühlenau bei Köhn uh Auslauf Selenter See 11 x x x SH 1070 Mühlenau (Iselbek) nördl. Hohenhörn 16 x x x SH 1077 Mühlenbarbeker Au südl. Mühlenbarbek 16 x x x SH 2426 Schwentine bei Raisdorf 17 x x x

26 BuL PrStNr Gewässername Probestelle Typ Untertyp Diatomeen Makrophyten Phytobenthos SH 1053 Sorge westl. Königshügel 19 b x x x SH 1058 Stör bei Padenstedt 15 a x x x SH 1047 Treene bei Tüdal (1) 19 b x x x SH 1048 Treene bei Eggebek (2) 19 b x x x SH 1049 Treene nordöstl. Sollerup (3) 19 b x x SH 1050 Treene bei Sollerup (4) 19 b x x x SH 1051 Treene bei Sollbrück (5) 19 b x x x SH 1055 Treene bei Goosholz (6) 19 b x x x SH 1063 Wehrau nordwestl. Katenstedt 14 x x SL 2379 Saar bei Fremersdorf (Fußgängerbrücke) 9 h x x x SN 2371 Flöha oh Oberneuschönberg (bei Olbernhau) 5 b x x SN 2374 Freiberger Mulde bei Weigmannsdorf-Müdisdorf (Berthelsdorft) 5 b x x x SN 756 Mordgrundbach oh. Bahratal 5 b x x x SN 761 Neugraben oh. Rietschen 19 a x x SN 783 Pulsnitz Naundorf 19 b x x SN 2372 Zschopau oh Crottendorf 5 b x x SN 2373 Zschopau bei Ringethal 9 a x x SN 2376 Zwickauer Mulde bei Schlunzig 10 d x x x ST 817 Bode Stassfurt 20 a x x x ST 2363 Bode Bahnhof Hadmersleben 20 a x x x ST 821 Ilse Rimbeck 10 d x x x TH 835 Apfelstädt Tambach-Dietharz 5 b x x x TH 2370 Badewasser bei Hörselgau 6 x x x TH 2096 Ilm verbauter Abschnitt in Ilmenau (Foerster 4) 5 c x x x TH 2100 Ilm uh Dienstedt (Foerster 8) 9 d x x x TH 2103 Ilm oh Mellingen (Foerster 11) 9 d x x x TH 2106 Ilm Niedertrebra 1 (Foerster 14) 9 c x TH 2107 Ilm Niedertrebra 2 (verbaut) (Foerster 15) 9 c x x x TH 2369 Schilfwasser uh Friedrichroda 5 b x x x TH 834 Ulster oh Unterbreizbach 5 a x x x TH 2367 Wilde Gera bei Gräfenroda-Lindenberg 5 c x x x TH 826 Zahme Gera Arlesberg 5 c x x x

27 Tabelle 2 Probestellen in Fließgewässern (Österreich) mit Angabe der jeweils untersuchten Organismengruppen.

BuL = Bundesland, PrStNr: Probestellennummer, Typ = Typ nach SCHMEDTJE et al. 2001b incl. Erweiterungen März 2002, Untertyp = Untertyp nach SCHMEDTJE et al. 2001b incl. Erweiterungen März 2002

BuL PrStNr Gewässername Probestelle Typ Untertyp Diatomeen Makrophyten Phytobenthos NÖ 5116 Einsiedelbach Joachimstal 5 b x NÖ 5127 Gernitzbach oh Mündung in Kamp 5 b x NÖ 5023 Große Ysper vor Mdg. in Donau 0 x NÖ 5150 Große Ysper vor Mdg. In Donau x NÖ 5109 Großer Kamp Komau 9 A x NÖ 5141 Hausenbach oh Hausenbach 5 B x NÖ 5146 Lainsitz uh Einsiedelbach 9 A x NÖ 5108 Töbernitzbach uh Kleinenzersdorf 9 A x OÖ 5007 Ager Vöcklabruck/Dürnau 3 b x OÖ 5008 Ager Deutenham 3 B x x OÖ 5017 Ager Lambach/Fischerau 3 c x x OÖ 5126 Ager Vöcklabruck 3 C x OÖ 5152 Ager Lenzing/Oberachmann 3 b x OÖ 5124 Aist Schwertberg 9 a x OÖ 5009 Antiesen Hohenzell 2 B x x OÖ 5022 Antiesen Antiesenhofen 2 C x x OÖ 5121 Antiesen Aurolzmünster 2 b x OÖ 5117 Bruckmühlbach Mündung 2 A x OÖ 5020 Fornacher Redl Seppenröth 2 B x x OÖ 5104 Große Mühl Aigen 9 a x OÖ 5106 Große Mühl Pürnstein 9 a x OÖ 5113 Große Mühl Furthmühle 9 a x OÖ 5110 Gusen St Georgen 9 a x OÖ 5111 Harbe Aist Harrachstal 9 A x OÖ 5019 Klafferbach Pfaffetschlag-Klaffer 5 b x x OÖ 5154 Klamleitenbach uh Diefsmühle 9 A x OÖ 5010 Krems (OÖ) Kremsmünster 3 b x x OÖ 5014 Krems (OÖ) Kirchdorf 3 a x x OÖ 5015 Krems (OÖ) Neuhofen 3 x x OÖ 5148 Krems (OÖ) Kremsdorf 3 b x OÖ 5011 Mattig Pegel Pfaffstätt 3 B x x OÖ 5012 Mattig Uttendorf 3 b x x OÖ 5013 Mattig Jahrsdorf 3 b x x OÖ 5021 Mühlheimer Ache Altheim 2 b x x OÖ 5134 Naarn Perg 9 a x OÖ 5135 Naarn Rechberg 9 a x OÖ 5016 Pram Taufkirchen 3 b x x OÖ 5130 Pram Riedau 3 b x OÖ 5018 Schwemmbach Hocheck x x OÖ 5125 Weißbach oh Weißenbach 2 B x S 5001 Blühnbach Mündung 2 a x S 5000 Mandling oh Mandling x

28 BuL PrStNr Gewässername Probestelle Typ Untertyp Diatomeen Makrophyten Phytobenthos S 5129 Schwarzbach Golling 2 a x T 5123 Almajurbach oh Mündung 1 a x T 5122 Alperschonbach Mündung bei Bach 1 a x T 5119 Bernhardsbach Elbingenalp 1 a x T 5118 Bockbach oh Steeg 1 B x T 5100 Griesbach oh Kraftwerk 1 A x T 5101 Griesbach Flachstrecke 3 A x T 5102 Griesbach uh Rollmühle 3 A x T 5103 Griesbach Kanal 3 A x T 5105 Hornbach oh Vorderhornbach 1 a x T 5115 Isar Hinterautal 1 a x T 5156 Kaiserbach oh Steeg 1 a x T 5153 Krabach oh Steeg 1 a x T 5147 Krumbach oh Warth 1 B x T 5128 Lech uh Häselgehr, uh Einmündung Alperschonbach 1 C x T 5140 Lech Kniepaß 1 C x T 5142 Lech Stanzach 1 C x T 5144 Lech Steeg 1 C x T 5145 Lech uh Lech 1 C x T 5157 Lech oh Weißenbach 1 C x T 5133 Namloser Bach uh Namlos 1 A x T 5132 Otterbach zwischen Mündung Zirmbach und Bestlestal 1 B x T 5131 Plötzigbach oh Straße 1 a x T 5143 Rotlech Rauth 1 B x T 5136 Schwarzwasserbach oh Forchach 1 B x T 5138 Streimbach uh Fundaisbach 1 B x T 5149 Streimbach Hölltal 1 B x T 5151 Streimbach Sack 1 B x T 5155 Streimbach oh Straßenbrücke 1 a x T 5137 Streimbach/Angerlebach oh Fundaisbach 1 B x T 5120 Vils uh Vils 1 C x V 5114 Gampadelsbach oh Speicher Fischkalter 1 B x V 5002 Lech oh Lech 1 C x 5006 Krunglbach 1 ? x

29 Tabelle 3 Grundlage für die Erarbeitung der wichtigsten biozönotisch relevanten Fließgewässertypen im Sinne der Wasserrahmenrichtlinie

(SCHMEDTJE et al. 2001b, incl. Erweiterungen aus dem Projekt Makrophyten & Phytobenthos, März 2002, dunkel unterlegt). O = organisch, S = silikatisch, K = karbonatisch (nach WRRL) * Fließgewässerlandschaft potenzieller Fließgewässertyp

** potenzieller geomorphologischer Grundtyp biozönotischer Typ *** ‚Längszonierung‘

Kl. Gr. Bach Strom Fluss Fluss

Ökoregion 4: Alpen, Höhe > 800 m Typ 1 Kalkalpen (1) Kiesgeprägte, geschiebereiche FG der Kalkalpen K a b 1c

Ökoregion 9 (und 8): Mittelgebirge und Alpenvorland, Höhe ca. 200–800 m

Alpenvorland

Tertiäres Hügelland, Flussterrassen (2) Stein- und kiesgeprägte FG des tertiären Hügel- S Typ 2a 2b 2c und Altmoränen landes, der Flussterrassen und Altmoränen

Jungmoränen (3) Kiesgeprägte FG der Jungmoränen K Typ 3a 3b 3c 3d

Typ 4 Auen (über 300 m Breite) (4) Kies- und sandgeprägte FG mit breiten Auen K 4c (z. B. Iller, Lech, Isar) a b

Mittelgebirge Typ 5 Buntsandstein (5) Sand- und steingeprägte FG des Buntsandsteins S a 9f Typ 9 Grundgebirge (Gneis, Granit, (6) Stein- und blockgeprägte FG des Grundgebirges S b 9g Schiefer) a

Vulkangebiete (7) Stein- und kiesgeprägte FG der Vulkangebiete S c b

Lössbeeinflusste Regionen, Keuper (8) Ton-, sand- oder kiesgeprägte FG der Löss- K Typ 6 c und Keupergebiete

Kalkgebiete (Muschelkalk, Jura, (9) Kies- und steingeprägte FG der nicht verkarsteten K Typ 7 d 9h 9i Malm, Lias, Dogger, Kreide, Devon) Kalkgebiete

(10) Kies- und steingeprägte FG der Karstgebiete K Typ 8 e

Typ 10 Auen (über 300 m Breite) (11) Kiesgeprägte FG mit breiten Auen (u. a. Hoch- K 10c 10d und Oberrhein, bayer. Donau, Untermain) a b

Ökoregion 14: Norddeutsches Tiefland, Höhe < 200 m

Sander und sandige Bereiche der (12) Organisch geprägte FG der Sander und O Typ 11 Typ 12 Moränen und Flussterrassen sandigen Aufschüttungen

(13) Sandgeprägte, altglaziale FG der Sander und S Typ 13 sandigen Aufschüttungen Typ 15 (14) Sandgeprägte, jung- und altglaziale FG der K Typ 14 Sander und sandigen Aufschüttungen a b

Kiesige Bereiche der Moränen, (15) Kiesgeprägte FG der Moränen, Flussterrassen K Typ 16 Typ 17 Flussterrassen, Verwitterungsgebiete und Verwitterungsgebiete

Lössregion (Börden) (16) Löss-lehmgeprägte FG der Börden K Typ 18

Auen (über 300 m) (17) Kies-, sand- und z. T. organisch geprägte K Typ 19a 19b Niederungs-FG Typ 20 (18) Sand- und kiesgeprägte FG mit breiten Auen K (u. a. Unterläufe der Elbe, Weser, Oder, Rhein) a b

* Fließgewässerlandschaften nach BRIEM, z. T. zusammengefasst ** unter Berücksichtigung von System B, WRRL *** Bach = EZG ca. 10–100 km², Kl. Fluss = EZG > ca. 100–1000 km², Gr. Fluss = EZG > ca. 1000–10 000 km², Strom = EZG > ca. 10 000 km²

30 6.2 Makrophyten

6.2.1 Methoden

6.2.1.1 Entwicklung der Kartierungsmethodik

Die Kartierungsmethoden basieren auf umfangreichen Literaturrecherchen (SCHMEDTJE et al. 2001a) sowie Expertenwissen. In die engere Auswahl kamen Begehung, sowie der Einsatz mechanischer Probenahmegeräte vom Boot oder Ufer aus.

In Fließgewässern werden Makrophyten meist durch Begehung (KOHLER 1978) oder vom Boot aus (WIEGLEB et al. 1992) untersucht. Im Gegensatz zur Beprobung ganzer Fließgewässer ist jedoch bei der Kartierung einzelner Probestellen an verschiedenen Gewässern der Einsatz eines Bootes nicht praktikabel. Daher wurden die Untersuchungsabschnitte mittels Begehung kartiert.

Die im vorliegenden Projekt verwendete Kartierungsmethodik diente als Grundlage zur Entwick- lung eines Bewertungsverfahrens (vgl. Kapitel 6.2.2) und ist daher sehr umfassend und ausführlich. Die erhobene Datenmenge übersteigt die Anforderungen für die Anwendung des Bewertungs- schemas bei Weitem, kann aber als Basis für weiterführende (aut)ökologische Untersuchungen an Makrophyten angesehen werden.

Vor dem Hintergrund einer späteren Evaluierung des Bewertungssystems und auch um für Makro- phyten eine ähnlich umfassende Datengrundlage zu schaffen wie für das Makrozoobenthos, wird die beschriebene Kartierungsmethode für weitere Untersuchungen empfohlen. Der Arbeitsaufwand ist dabei nicht wesentlich höher als bei einer verkürzten Kartierung (vgl. Kapitel 6.6.1.1). Die Datenverwaltung sollte in der Datenbank „PHYLIB“ des Bayerischen Landesamtes für Wasser- wirtschaft erfolgen, über die die Daten auch einem breiten Anwenderkreis zugänglich gemacht werden könnten (z. B. über Internet).

Für die in der WRRL geforderte Überwachung sowie zur Reduktion des Zeit- und Kostenaufwan- des wird in Kapitel 6.6.1.1 eine verkürzte Arbeitsanleitung vorgestellt.

6.2.1.2 Freilandarbeiten Fließgewässer

Die vorgegebenen (SCHMEDTJE et al. 2001a), mittels geographischer Rechts- und Hochwerte beschriebenen Untersuchungsstellen wurden auf topographischen Karten der Maßstäbe 1:25 000 bzw. 1:50 000 lokalisiert und aufgesucht (CD-Atlas 25 GISCAD 1998a, 1998b, TOP 200 des BUNDESAMTES FÜR KARTOGRAPHIE UND GEODÄSIE 1998). Die Kartierung der Makrophytenvegetation erfolgte in der Hauptvegetationsperiode (Mitte Juni bis Mitte September) auf einem in ökologischer Hinsicht homogenen Fließgewässer-Abschnitt, dessen maximale Länge 100 m betrug. Bei der Auswahl der Untersuchungsstrecke wurde vor allem auf einheitliche Verhältnisse bei Fließgeschwindigkeit und Beschattung geachtet. Darüber hinaus erforderten wechselnde Sedimentverhältnisse, gravierende Veränderungen in der Umland- nutzung (z. B. Wald/Viehweide) oder Zuflüsse (z. B. Nebenbäche, Drainagen) das Ziehen einer Abschnittsgrenze. Auch bei abrupten Veränderungen in der Zusammensetzung der Makrophyten- vegetation wurden die Untersuchungsflächen begrenzt. Zusätzlich wurde bei Probestellen in der

31 Nähe von Brücken darauf geachtet, möglichst einen Bereich für die Untersuchung zu wählen, der oberhalb der Brücke und damit außerhalb des direkten Einflussbereichs der Brückenbauten lag. Auf einem standardisierten Kartierprotokoll (Abbildung 1 und Abbildung 2) wurden für jede Pro- bestelle neben allgemeinen Angaben charakteristische strukturelle Merkmale wie mittlere Tiefe, Wasserstand und Trübung und die mittlere Breite aufgenommen. Die Beschattung des gesamten Abschnitts wurde mit Hilfe der fünfstufigen Beschattungsskala nach WÖRLEIN (1992, Tabelle 4) geschätzt. Die Aufnahme der Fließgeschwindigkeit erfolgte nach dem Kartier- und Bewertungs- verfahren „Gewässerstruktur“ des BAYERISCHEN LANDESAMTES FÜR WASSERWIRTSCHAFT (BAYERISCHES LANDESAMT FÜR WASSERWIRTSCHAFT 1995, Tabelle 5). Diese Schätzmethode ist relativ wenig aufwändig und leicht erlernbar. Es werden weder teure oder komplizierte Mess- geräte benötigt, noch müssen Fremdstoffe oder Chemikalien in das Gewässer eingebracht werden (vgl. SAND-JENSEN et al. 1989).

Tabelle 4 Beschattungsskala nach WÖRLEIN (1992)

Stufe Beschreibung Erläuterungen 1 vollsonnig Sonne von deren Auf- bis Untergang in der überwiegenden Zeit zw. Sonnenauf- und Sonnen- 2 sonnig untergang, immer jedoch in den wärmsten Stunden des Tages in voller Sonne überwiegend in der Sonne, in den heißesten Stunden je- 3 absonnig doch im Schatten mehr als die Tageshälfte und immer während der Mittags- 4 halbschattig zeit beschattet 5 schattig voller Schatten unter Bäumen

Tabelle 5 Fließgeschwindigkeitsskala nach BAYERISCHES LANDESAMT FÜR WASSERWIRTSCHAFT (1995)

Stufe Beschreibung m/s Erläuterungen I nicht erkennbar fließend < 0,03 m/s fast stehend oder Kehrströmungen II träge fließend 0,03–0,1 m/s Strömung sehr schwach, aber erkennbar fließend III langsam fließend 0,1–0,3 m/s erkennbar fließend, Wasserspiegel fast glatt IV schnell fließend 0,3–1 m/s Strömung mit mäßiger Turbulenz V reißend > 1 m/s turbulente Wasserbewegung VI stürzend > 1 m/s äußerst turbulent, laut rauschend

32 Abbildung 1 Kartierprotokoll für Fließgewässermakrophyten (Seite 1)

33 Abbildung 2 Kartierprotokoll für Fließgewässermakrophyten (Seite 2)

34 Besonderheiten in Färbung und Geruch des Wassers wurden in Worten notiert. Die Substratver- hältnisse an der Probestelle wurden in 5 %-Schritten in eine achtstufige Skala eingeordnet (Korn- größenverteilung nach SCHACHTSCHABEL et al. 1992), zusätzlich wurden Verbauungen und Fremdsubstrate vermerkt. Da bei großen Fließgewässern teilweise nicht bis zur Strommitte vor- gedrungen werden konnte, wurde ebenfalls festgehalten, ob die Untersuchung das ganze Fließge- wässer oder nur den Uferbereich betraf.

Die im Kartierbereich vorkommenden Makrophyten wurden durch Begehung des Fließgewässers, eventuell mit Hilfe von Wathose und Sichtkasten, untersucht. Die gesamte Breite des Fließgewäs- sers wurde in die Untersuchung einbezogen. Es wurden Armleuchteralgen, Moose sowie Ge- fäßpflanzen erfasst, die submers wachsen oder zumindest bei mittlerem Wasserstand im Gewässer wurzeln. Bei großer Tiefe und/oder hohem Trübungsgrad wurden die Pflanzen mittels eines ausziehbaren Rechens (max. Länge = 3 m, Breite = 60 cm, Zinkenabstand ca. 2 cm) kartiert. Tiefe, unzugängli- che Fließgewässer wurden vom Rand aus an nur einem Ufer untersucht, indem soweit wie mög- lich in den Fluss hineingewatet und der Gewässergrund sorgfältig abgerecht wurde.

Die Bestimmung einiger Gattungen, wie z. B. Callitriche oder Ranunculus kann bei einmaliger Kartierung nicht immer bis zur Artebene erfolgen, da zu ihrer genauen Determination generative Organe nötig sind, die zu unterschiedlichen Jahreszeiten ausgeprägt sind. Diese Pflanzen gehen nur mit dem Gattungsnamen (z. B. Callitriche spec.) in die Liste der Taxa ein. Obwohl diese Vor- gehensweise nicht den wissenschaftlichen Genauigkeitsanspruch erfüllt, muss dies aus methodi- schen Gründen so gehandhabt werden (vgl. auch RIIS et al. 2000). Von im Kartierbereich auftretenden schwer bestimmbaren Arten (z. B. Callitriche, Moose) wurden Proben entnommen, die später mittels Stereo- bzw. Lichtmikroskop genauer determiniert und bei Bedarf herbarisiert wurden. Die Nomenklatur richtet sich nach CASPER & KRAUSCH (1980, 1981).

Die Bestimmung der Moose bis zur Artebene wurde von Herrn Dr. Herrman Muhle, Abteilung Systematische Botanik der Universität Ulm, durchgeführt. Für die Moosbestimmung muss Spezi- alliteratur (s. u.) herangezogen werden, die Nomenklatur folgt FREY et al. (1995).

Verwendete Bestimmungsliteratur: Allgemeine Literatur:

• CASPER & KRAUSCH (1980, 1981) • KLAPP & OPITZ VON BOBERFELD (1990) • KRAUSCH (1996) • KRAUSE (1997) • OBERDORFER (1994) • ROTHMALER (1994a, 1994b) • SCHMEIL (1993) Spezielle Literatur für die Moosbestimmung:

• BERTSCH (1959) • BURCK (1947) • DEMARET& CASTAGNE (1964) • FRAHM& FREY (1992) • FREY, FRAHM, FISCHER& LOBIN (1995) • LANDWEHR (1984)

35 • MÜLLER (1957) • NEBEL& PHILIPPI (Hrsg., 2000) • NEBEL& PHILIPPI (Hrsg., 2001) • NYHOLM (1986) • NYHOLM (1993) • PAUL, MÖNKEMEYER& SCHIFFNER (1931) • SCHUSTER (1980) • SMITH (1992, 1996) • WELCH (1960)

Für die einzelnen Taxa wurde die Pflanzenmenge nach der fünfstufigen Skala nach KOHLER (1978, Tabelle 6) erhoben. Diese semiquantitative Erfassung der Abundanzen hat sich in vielen Untersu- chungen als sehr effizient für Makrophytenkartierungen in Fließgewässern erwiesen (z. B. KOHLER et al. 1994, PALL & JANAUER 1995, SCHNEIDER 2000) und bietet außerdem eine sehr gute Repro- duzierbarkeit sowie Unabhängigkeit vom Bearbeiter, ohne eine zu große Genauigkeit vorzuspiegeln (COMITÉ EUROPÉEN DE NORMALISATION: WASSERBESCHAFFENHEIT 2001). Sie trägt darüber hinaus der dreidimensionalen Ausbreitung von Makrophyten im Wasserkörper Rechnung, die von prozentualen (Deckungs)schätzungen oft nicht ausreichend wiedergegeben wird. Für Berechnun- gen, bei denen ein metrisches Skalenniveau der Messwerte erforderlich ist, kann über die Formel Pflanzenmenge3 = Quantität die ordinal skalierte Kohler-Skala in metrische Werte umgerechnet werden (MELZER 1988, KOHLER & JANAUER 1995, s. u.).

Tabelle 6 Pflanzenmengenskala nach KOHLER (1978)

Pflanzenmenge Beschreibung 1 sehr selten 2selten 3verbreitet 4häufig 5 massenhaft

Zusätzlich wurden die Sedimentverhältnisse (z. B. „kiesig-sandig“) im direkten Bereich des Pflanzenpolsters vermerkt sowie Angaben zur Wuchsform (submerses oder emerses Wachstum) der Pflanzen notiert. Amphiphytische Arten, die sowohl submers als auch emers im Gewässer vorkommen können (z. B. Veronica anagallis-aquatica) wurden gegebenenfalls zweimal in die Artliste aufgenommen. Vitalität und Soziabilität der Makrophyten wurden ebenfalls protokolliert (Tabelle 7 und Tabelle 8, nach BRAUN-BLANQUET 1964).

Tabelle 7 Vitalität, veränd. nach BRAUN-BLANQUET (1964)

Symbol Beschreibung ● sehr gut entwickelt ß gut entwickelt O mäßig entwickelt oo schlecht entwickelt

36 Tabelle 8 Soziabilität, veränd. nach BRAUN-BLANQUET (1964)

Stufe Beschreibung Iverstreut II horstweise III kleine Flecken IV ausgedehnte Flecken V große Herden bildend VI Bänder bildend

Zur allgemeinen Charakterisierung der Probestelle wurden die am Ufer vorkommenden dominanten Arten überblicksmäßig erfasst, sowie pro Probestelle wenigstens zwei Fotografien aufgenommen. Bemerkungen zu Besonderheiten oder Auffälligkeiten an der Probestelle wurden zusätzlich festgehalten, ebenso Abweichungen des Kartierbereiches von der maximalen Länge (100 m).

Eine genauere morphologische Beschreibung der Probestellen hinsichtlich Gewässersohle, Ufer und Umland erfolgte außerdem mit dem „Erhebungsbogen zur Gewässerstrukturgütekartierung gemäß Verfahrensempfehlung der LAWA 1998“ (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 2000, Abbildung 3 und Abbildung 4). Bei Probestellen, an denen bereits im Sommer 1998 Makrophyten kartiert worden waren, wurden die Daten zur Gewässerstrukturgüte von den bayerischen Wasserwirtschaftsämtern für das vorliegende Projekt nacherhoben. Vorliegende Gewässerstrukturkartierungen nach dem bayerischen „Erhebungs- und Bewertungsbogen Gewässerstruktur“ (BAYERISCHES LANDESAMT FÜR WASSER- WIRTSCHAFT 1995) wurden in den entsprechenden Erhebungsbogen der LAWA übertragen, wobei nötigenfalls zusätzliche Informationen aus alten Makrophytenprotokollen mit einbezogen wurden.

6.2.1.3 Datenaufbereitung Fließgewässer

Umfang des Datensatzes Im Rahmen des Projektes wurden in den Vegetationsperioden 2000 und 2001 Kartierungen der Gewässervegetation an 211 Fließgewässerabschnitten verschiedener Gewässertypen in ganz Deutschland durchgeführt (vgl. Kapitel 6.1). Davon waren 180 Probestellen durch das Projekt vorgegeben, 31 Probestellen wurden zusätzlich untersucht (Tabelle 9).

Tabelle 9 Zusammensetzung des Gesamtdatensatzes (Fließgewässer)

Stellen Neuerhebungen 211 Altdaten 30 Daten aus Österreich 21 Gesamt 262

30 bereits im Sommer 1998 erhobene Datensätze (Altdaten) wurden ebenfalls in die Datengrundlage einbezogen. Darüber hinaus konnten 21 Datensätze von Makrophytenkartierungen in Österreich (Kartierung: Frau Mag. K. Pall) aufgenommen werden. Der vorliegende Datenbestand umfasst also Daten von 262 Probestellen an 202 Fließgewässern.

37 Die durchschnittliche Artenzahl pro Probestelle beträgt 6,3. An 15 Probestellen kamen keine makrophytischen Wasserpflanzen vor, die höchste Taxazahl wurde an der Probestelle Nr. 25 (Pfef- ferfließ westlich von Stangenhagen, Brandenburg) mit 25 erreicht. Die mittlere Makrophyten- Gesamtquantität aller Probestellen beträgt 127, der Maximalwert mit 734 wurde an der Probe- stelle 2174 (Issumer Fleuth bei Haus Langendonk, Nordrhein-Westfalen) erfasst.

Datenbank Nach Abschluss der Kartierarbeiten erfolgte die Eingabe der erhobenen Daten in die am Bayeri- schen Landesamt für Wasserwirtschaft verwaltete Datenbank „PHYLIB“. Zusätzlich wurde für spezielle Auswertungen im Teilbereich Makrophyten in Fließgewässern eine eigene Datenbank erstellt, die mit der Projekt-Datenbank abgeglichen wurde und mit ihr kompatibel ist.

In die Arten-Tabelle der Datenbank wurden alle auf dem Kartierprotokoll vermerkten Daten zu Pflanzenmenge, Vitalität und Soziabilität eingegeben. Zusätzlich wurde angegeben, ob die Art submers, emers oder freischwimmend bzw. als Schwimmblattpflanze vorkam. Darüber hinaus erfolgte eine Einteilung der Arten in Wuchsformengruppen (Tabelle 10, siehe auch WIEGLEB 1991, WEYER 1999).

Tabelle 10 vereinfachte Wuchsformenskala (verändert nach WIEGLEB 1991)

Schlüsselnummer Wuchsform 1 Helophyt 2 Hydrophyt 3 Parvopotamid 4 Magnopotamid 5 Schwimmblattpflanze 6 Pleustophyt 7 Laubmoos 8 Lebermoos 9 Gras (excl. helophytische Gräser)

Zur Dimensionsreduktion und um die statistische Datenaufbereitung zu erleichtern wurden für die Clusteranalyse zur Typologie-Entwicklung (s. u.) seltene Arten aus der Analyse entfernt. Die Definition der Seltenheit umfasst hier Arten, die weniger als dreimal im Datensatz vorkommen und gleichzeitig eine maximale Pflanzenmenge von < 3 besitzen. Sammelarten, wie z. B. Stellaria neglecta und S. media, wurden für die Clusteranalyse teilweise zusammengefasst. Zur Entwick- lung des Bewertungssystems (vgl. Kapitel 6.2.2) wurden jedoch alle Arten betrachtet.

In die Probestellen-Tabelle erfolgte die Eingabe der Standortfaktoren laut Kartierprotokoll mittels Schlüsselnummern und dazugehörigen Schlüsseltabellen. Die Daten für das Sediment an der Probestelle wurden in Prozent eingegeben. Für Verbauungen und Fremdsubstrate wurden die An- gaben ebenfalls in Prozent der untersuchten Fließgewässerstrecke eingegeben.

Für die Gewässerstrukturbewertung erfolgte die Auswertung der Einzel- und Hauptparameter sowie die Gesamtbewertung nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 2000). In die Datenbank wurden sowohl die Bewertungsergebnisse als auch die detaillierten Einzelbefunde in verschlüsselter Form eingegeben.

38 Abbildung 3 Erhebungsbogen zur Gewässerstrukturgütekartierung nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 2000), Seite 1

39 Abbildung 4 Erhebungsbogen zur Gewässerstrukturgütekartierung nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEIN- SCHAFT WASSER 2000), Seite 2

40 Aufbereitung Chemiedaten Aus den in der Projekt-Datenbank (Stand April 2002) vorliegenden Werten wurden jeweils die Messungen der in Bezug auf die Makrophytenkartierung aktuellsten zwölf Monate ausgewählt. Dabei wurde darauf Wert gelegt, dass mindestens fünf aufeinander folgende Messungen in regel- mäßigem Abstand vorlagen, die möglichst ein ganzes Jahr bzw. schwerpunktmäßig die Vegetati- onsperiode abdecken. Für Messwerte, die unterhalb der Nachweisgrenze liegen, wurde der halbe Wert der Nachweisgrenze eingesetzt. Die ausgewählten Messwerte wurden in eine gesonderte Tabelle eingegeben. Diese dient sowohl als Grundlage für die Berechnung von Kenngrößen wie Median, Mittelwert, Minimum oder Maximum, als auch zur beschreibenden Darstellung der Messwerte.

Für die überwiegende Anzahl von Probestellen liegen ausreichende Messungen, zumeist monat- lich oder im zweiwöchigen Abstand, vor. Zu einigen in der Datenbank „PHYLIB“ ausgewählten Probestellen wurden bis zur Auswertung keine Chemiedaten geliefert, bzw. einige Chemiepara- meter wurden weniger als fünfmal während eines Jahres beprobt, so dass hier die Aussagekraft der Daten herabgesetzt wird (vgl. Zwischenbericht vom Juli 2002). Für die aus Österreich erhaltenen Datensätze existieren keine vollständigen Chemie-Messreihen, sondern lediglich einzelne, während der Phytobenthosprobenahme gemessene Werte. Diese können nur als Anhaltspunkte zur Einstufung der Probestellen in eine Typologie dienen, nicht jedoch für weitere Auswertungen verwendet werden.

6.2.1.4 Auswertung und Statistik Die Auswertung der Daten erfolgte mit den Programmen Access 2002 (Microsoft), Excel 2002 (Microsoft), SPSS 10.0 für Windows (SPSS Inc.) und MVSP 3.12f (Kovach Computing Services).

Zur Erstellung der Typologie (vgl. Kapitel 6.2.2.2) wurden verschiedene Korrespondenzanalysen (CA), Kanonische Korrespondenzanalysen (CCA) sowie Hierarchische Clusteranalysen durchge- führt. In diese Analysen gehen Artenzusammensetzung und Abundanz der Arten an den Probestel- len ein, in die Kanonische Korrespondenzanalyse zusätzlich Informationen zu Umweltfaktoren. Für die Clusteranalyse zur Erstellung der Makrophyten-Typologie für Fließgewässer wurde die Methode „Average Linkage between Groups“ sowie als Distanzmaß der Kosinus verwendet (SPSS 10.0). Diese Methode berücksichtigt die quantitative Verteilung der Arten, führt aber trotzdem nicht zu einer Überbetonung hoher Abundanzen. Die Ähnlichkeit der Probestellen wird anhand gemeinsam vorkommender Arten, nicht jedoch anhand gemeinsam nicht vorkommender Ta- xa berechnet (nähere Ausführungen hierzu vgl. WILDI 1986, BRAUKMANN 2000). Als eine weitere Methode zum Erkennen natürlicher Gruppen von Probestellen wurden Korre- spondenzanalysen mit dem Programm MVSP 3.12f durchgeführt. Das resultierende Streudiagramm zeigt die Ähnlichkeit der Aufnahmen in ihrer Artenzusammensetzung und Abundanz durch die Nähe der entsprechenden Punkte zueinander an. Verwendet wurde der Algorithmus nach Hill, die Anzahl der Achsen wurde nach dem „Kaiser-Kriterium“ getroffen (vgl. STOYAN et al. 1997).

Mit Hilfe der Kanonische Korrespondenzanalyse wurde nach Zusammenhängen zwischen den Umweltdaten und den Abundanzen der Taxa gesucht (MVSP 3.12f). Es wurden die gleichen Ein- stellungen wie zur Durchführung der Korrespondenzanalysen verwendet. Zur Untersuchung des Einflusses der Strukturgüte auf die Flachwasservegetation (6.2.2.3) wurden seltene Taxa geringer

41 gewichtet als häufige. Dadurch sollte bei der Suche nach geeigneten Indikatorarten die Überbe- wertung zufälliger Einzelfunde vermieden werden.

Berechnung des Trophie-Index Makrophyten (TIM, SCHNEIDER 2000) Als zusätzliche Information sowie als Hilfskriterium zur Überprüfung der Probestellen auf ihre Einstufung als Referenz (vgl. Kapitel 6.2.2) wurde der Trophie-Index Makrophyten (TIM) nach SCHNEIDER (2000) gemäß folgender Formel berechnet (Gleichung 1):

Gleichung 1 Berechnung des Trophie-Index Makrophyten (TIM) nach SCHNEIDER (2000).

n ∗ ∗ TIM =Trophie-Index Makrophyten ∑IW a Ga Qa = a=1 IWa = Indikationswert der Art a TIM n Ga = Gewichtung der Art a ∗ ∑Ga Qa Qa = Quantitätsstufe der Art a a=1

Dieser Index zeigt die trophischen Verhältnisse innerhalb eines Fließgewässer-Abschnittes anhand der submersen Makrophytenvegetation an. Er ermöglicht die Indikation der Phosphorverhältnisse in den beiden Gewässerkompartimenten Freiwasser und Sediment und bietet dadurch eine wichtige Zusatzinformation zu den gemessenen Wasserchemiedaten. Die Gültigkeit des TIM ist allerdings regional begrenzt und kann nur für Bayern als gesichert angesehen werden.

42 6.2.2 Entwicklung eines Bewertungsverfahrens für Makrophyten in Fließgewässern

6.2.2.1 Ermittlung der Referenzstellen Zur Aufstellung des Untersuchungsprogrammes für das Projekt „Makrophyten & Phytobenthos“ wurden in einer bundesweiten Umfrage alle zuständigen Behörden um Vorschläge zu Seen- und Fließgewässer-Probestellen befragt. Neben allgemeinen Angaben wurde auch eine angenommene vorläufige Zustandseinteilung in die ökologischen Qualitätsklassen der Wasserrahmenrichtlinie (nach Einschätzung der Ländervertreter) erbeten. Die nach dieser Einschätzung in die Ökologische Zustandsklasse 1 eingeteilten Probestellen wurden (Genaueres hierzu vgl. SCHMEDTJE et al. 2001a) für das Projekt als „vorläufige Referenzstellen“ behandelt und dienten zur Entwicklung der makrophytenspezifischen Typologien.

Zur Erstellung der Bewertungsschemata wurden die vorläufig eingestuften Referenzstellen sowie die übrigen „guten“ Probestellen noch einmal auf ihre Eignung als Referenz untersucht. Die Über- prüfung erfolgte nach den Kriterien Chemie, Struktur und Biologie auf Basis der vom LfW vorläufig vergebenen Zustandseinteilung. Damit sollte erreicht werden, dass für die Eichung des Bewertungs- verfahrens nur möglichst anthropogen unbeeinflusste und damit typspezifisch ausgeprägte Probe- stellen herangezogen werden.

Als wichtigste wasserchemische Belastungsparameter wurden hier Gesamtphosphor, Nitratstick- stoff, Nitritstickstoff, Ammoniumstickstoff, Sauerstoff, pH-Wert, Leitfähigkeit, Chloridkonzen- tration, BSB5 und Chlorophyll a betrachtet. Als Hilfsgrößen zur trophischen Einstufung wurden der Trophie-Index Makrophyten für Fließgewässer (TIM nach SCHNEIDER 2000) berechnet. Da für die meisten der übrigen Werte keine Richtwerte für Makrophyten existieren, wurden aus der Literatur zugängliche Grenzwerte als Maßstab angesetzt (vgl. Tabelle 11). Diese dürfen zwar nicht als Absolutwerte verstanden werden, und haben auch nicht in jeder Ökoregion gleiche Aus- sagekraft, geben aber zumindest Hinweise auf eventuelle Degradationen. Regionale Unterschiede (z. B. natürlicherweise höhere Trophie in Norddeutschland) wurden dabei berücksichtigt, indem z. B. für Phosphorgehalte weniger strenge Maßstäbe angelegt wurden.

Für Fließgewässer (Kapitel 6.2.1.2) wurden Angaben zu Ufer- und Sohlverbau berücksichtigt. Zu- sätzlich wurde betrachtet, ob an der Stelle ein Rückstau zu verzeichnen war (Strukturgütekartierung) oder ob Hinweise auf Wasserausleitungen (Restwasserstrecke) gegeben waren.

Als Zusatzinformation wurde bei Fließgewässern die Strukturgüteklasse nach LAWA (LÄNDER- ARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 2000) verwendet, wobei der Gesamtindexwert sowie die Werte für die Hauptparameter betrachtet wurden. Die Aussagekraft der Strukturgütekartierung ist vor allem bei Flachlandgewässern und großen Fließgewässer als problematisch anzusehen und muss für Makrophytenuntersuchungen differenzierter betrachtet werden (PASSAUER et al. 2002). Daher wurde der Parameter Gewässerstrukturgüte nur als „weiches“ Kriterium beurteilt.

43 Tabelle 11 Richtwerte für die Überprüfung der Referenzstellen (Fließgewässer)

Güte- Parameter Umschreibung Wert Einheit Bemerkung Literaturangabe klasse I oligotroph < 10 I–II mesotroph 10–30 µg P/l II eutroph 20–150 Gesamt- II–III eu-polytroph > 150 Hochwert MAUCH et al. 1998 phosphor III polytroph keine P- III–IV poly-hypertroph Limitierung IV hypertroph

Gesamt- (Grenzwert) 0,050–0,150 mg P/l Qualitätsziel für gestaute Flüsse HAMM et al. 1991 phosphor I oligotroph < 1–4 I–II mesotroph 3–8 II eutroph 7–30 Chloro- II–III eu-polytroph 25–50 µg P/l Mittelwert MAUCH et al. 1998 phyll a III polytroph 50–100 III–IV poly-hypertroph > 100 IV hypertroph 10 für Oberläufe (Grenzwert) mg Cl-/l R et al. 1994 Chlorid 30 für Unterläufe INGLER Qualitätsziel für Trinkwasser (Grenzwert) 5,7 mg NO -N/l HAMM et al. 1991 Nitrat-N 3 (95 %-Perzentil) Qualitätsziel für aquatische Lebensgemeinschaft (Salmo- 0,03 nidengewässer, wenn Cl- < 10 mg/l, 90 %-Perzentil) Qualitätsziel für aquatische Lebensgemeinschaft (Cyprini- 0,06 dengewässer, wenn Cl- < 10 mg/l, 90 %-Perzentil) (Grenzwert) mg NO -N/l HAMM et al. 1991 Nitrit-N 2 Qualitätsziel für aquatische Lebensgemeinschaft (Salmo- 0,02 nidengewässer, wenn Cl- > 10 mg/l, 90 %-Perzentil) Qualitätsziel für aquatische Lebensgemeinschaft (Cyprini- 0,04 dengewässer, wenn Cl- > 10 mg/l, 90 %-Perzentil) Qualitätsziel für aquatische 0,16 Lebensgemeinschaft (Salmo- Ammoni- nidengewässer) (Grenzwert) mg NH4-N/l HAMM et al. 1991 um-N Qualitätsziel für aquatische 0,31 Lebensgemeinschaft (Cyprini- dengewässer)

Sauerstoff (kritischer Wert) 3 bis 4 mg/l kritischer Wert für Flusstiere SCHÖNBORN 1992 meist > 6,5; meist bei etwa Inicht sauer 7; pH-Minima > 6,0 schwach sauer, BAYERISCHES STAATS- einzelne pH- MINISTERIUM FÜR pH II schwach sauer Absenkungen; LANDESENTWICKLUNG pH-Minima UND UMWELTFRAGEN > 5,5 1996 periodisch deut- pH < 6,5; pH- III lich sauer Minima > 4,3 ständig stark pH < 5,5; pH- IV sauer Minima < 4,3 I oligosaprob 1–3,5 II ß-mesosaprob 3,5–5 mg/l SCHÖNBORN 1992 BSB5 III a-mesosaprob 5–9 IV polysaprob 9–60

44 6.2.2.2 Typologie für Fließgewässer

Allgemeines zur Typologie Schon im frühen 20. Jahrhundert wurde begonnen, verschiedene Seen und Fließgewässer in Deutschland zu biologischen Typen zusammenzufassen. Für Fließgewässer wurden u. a. von ROLL (1938), WEBER-OLDECOP (1977a), KOHLER (1981), POTT (1984), sowie WIEGLEB et al. (1992) verschiedene Typologien bzw. pflanzensoziologische Systeme erstellt.

Diese Typisierungen orientieren sich jedoch nur an der aktuellen Gewässersituation, ohne den potentiell natürlichen Zustand zu berücksichtigen. Als Grundlage eines Bewertungsverfahrens im Sinne der WRRL, das z. B. den Einfluss anthropogener Eutrophierung erfassen soll, sind diese Systeme daher nicht geeignet.

Die von der Wasserrahmenrichtlinie vorgesehene typspezifische Bewertung anhand von Artenzu- sammensetzung und Abundanz erfordert die Abgrenzung möglichst homogener Referenzbiozöno- sen für die einzelnen Organismengruppen. Zu diesem Zweck wurde eine spezielle Makrophyten- Typologie entwickelt, die als Bestandteil des Bewertungsverfahrens verstanden werden muss. Sie soll die geomorphologischen Typisierungen nach SCHMEDTJE et al. (2001b) keinesfalls ersetzen, sondern ist mit diesen kompatibel.

Aufgrund der oben beschriebenen Vorgehensweise, an Fließgewässern ausgewählte Gewässerab- schnitte zu untersuchen, basieren auch die resultierenden Typologien auf der Gruppierung von Gewässerstellen.

Entwicklung der Makrophyten-Typologie für Fließgewässer Zur Entwicklung der Typologie wurden die Art- und Abundanzdaten der vorab angenommenen Referenzstellen (s. o.) mittels Cluster- und Korrespondenzanalysen auf die Bildung abgrenzbarer Gruppen untersucht (vgl. Kapitel 6.2.1). Abbildung 5 zeigt das Dendrogramm einer Clusteranaly- se (SPSS) mit der Methode Average Linkage between Groups, als Distanzmaß wurde der Kosinus verwendet.

Die Grafik zeigt mehrere Gruppen von Probestellen, die sich anhand abiotischer Gegebenheiten voneinander unterscheiden lassen. Silikatisch-rhithral geprägte Probestellen (gelb unterlegt in Abbildung 5) werden von eher potamal geprägten Probestellen an Fließgewässern des Norddeut- schen Tieflandes (grün) und grundwasserbeeinflussten Gewässern der Mittelgebirge (blau) abgetrennt. Die nicht markierten Probestellen sind v. a. karbonatisch-rhithral geprägt bzw. weisen kein Makrophytenvorkommen auf.

Die im Cluster-Dendrogramm dargestellten Gruppen sind nicht vollkommen einheitlich. So ordnet sich z. B. die im karbonatisch geprägten Voralpenland liegende Probestelle Ammer bei Ettal (ammer_ettal) in eine Gruppe silikatischer Fließgewässerstellen ein, einige Probestellen werden in einen heterogenen „Rest“-Cluster gestellt. Solche Unschärfen in der Clusteranalyse entstehen dadurch, dass die hier verwendeten vorab angenommenen Referenzstellen teilweise nur als „best available“ zu verstehen sind und nicht mehr dem völlig naturnahen Zustand entsprechen. Um die Datengrund- lage nicht zu stark einzuschränken, wurden diese Probestellen für die Typisierung mit betrachtet. Zur Entwicklung des Bewertungssystems, insbesondere zur Abgrenzung der Referenzzönosen, wurden die Referenzstellen jedoch nochmals überprüft und strengere Maßstäbe angelegt (vgl. Ka- pitel 6.2.2.1).

45 (karbonatisch-rhithral)

silikatisch-rhithral

potamal/Grundw.

potamal/Grundw. bzw. potamal(grün)

silikatisch-rhithral

(karb.-rhithral)

silikatisch-rhithral

uneinheitl.

keine Makrophyten

Abbildung 5 Dendrogramm der vorläufigen Referenzstellen

Das Dendrogramm einer Clusteranalyse, die nur die nach der Überprüfung verwendeten endgülti- gen Referenzstellen beinhaltet, ist zum Vergleich in Abbildung 6 wiedergegeben. Das Dendrogramm in Abbildung 6 beruht zwar auf weniger Probestellen als das ursprüngliche Dendrogramm (Abbildung 5), zeigt aber die gleichen Tendenzen: Cluster a beinhaltet überwie- gend silikatisch-rhithrale Stellen, b karbonatisch-rhithrale. Gruppe c wird aus potamalen Fließge-

46 wässer gebildet. Einige Stellen können auch nach Beschränkung auf die endgültigen Referenz- stellen nicht direkt in Probestellengruppen eingeordnet werden (nicht farbig in Abbildung 6): Die Probestelle an der Böhmischen Schwarzach (boe_schwarz_ugr) ist zwar potamal geprägt, aufgrund hoher Beschattung und silikatischer Wasserchemie aber in der Artenzusammensetzung rhithralen Stellen ähnlich. Die beiden österreichischen Probestellen am Klafferbach (klaf_w29) und Fornacher Redl (redl_w35) werden aufgrund einer einzigen gemeinsamen Art (Marchantia polymorpha) zusammengefasst, die Stellen an der Tiroler Ache (tir_achen_staud) und am Lauter- bach sind von den übrigen Probestellen gänzlich verschieden.

silikatisch- rhithral

karb.- rhithral

potamal

Abbildung 6 Dendrogramm der endgültigen Referenzstellen

Dies zeigt die Probleme, die bei der Anwendung statistischer Verfahren auf vegetationsökologische Daten auftreten können (vgl. hierzu auch WILDI 1986): In der Dendrogramm-Darstellung wird die Artenverteilung in einer Biozönose auf zwei Dimensionen reduziert. Die in ökologischen Systemen immanenten mehrdimensionalen Überlagerungen verschiedener Einflussgrößen lassen sich dadurch nicht realistisch abbilden. Korrespondenzanalysen liefern zwar bei Betrachtung von drei oder mehr Achsen Informationen über mehrere Einflussparameter, die auf die Biozönose wirken, erreichen aber aufgrund der hohen Variabilität natürlicher Systeme meist nur geringe erklärte Varianzen (WILDI 1986). Beiden Rechenverfahren fehlt außerdem die Fähigkeit, ähnliche ökologische An- sprüche von Arten zu berücksichtigen, so dass diese wichtigen Informationen verloren gehen.

Die für die Auswertung der vorliegenden Daten erstellten Korrespondenzanalysen erbrachten keinen Informationsgewinn gegenüber den Clusteranalysen. Aufgrund der deutlicheren Darstellung der Ergebnisse in den Dendrogrammen wurde daher die Clusteranalyse als Grundlage für weitere Arbeitsschritte ausgewählt.

Neben den statistischen Verfahren muss auch die Datenbasis kritisch hinterfragt werden. So konnten in der vorliegenden Untersuchung Typen von Fließgewässern nicht erfasst werden, für die keine realen Referenzzustände mehr existieren, da ihre Einzugsgebiete in anthropogen stark genutzten Landschaftsräumen liegen (ELLENBERG 1996, KÜSTER 1999).

Aus diesen Gründen wurde der statistische Ansatz durch die folgenden theoretischen Überlegungen ergänzt.

47 Bereits aus der Clusteranalyse (Abbildung 6) lässt sich eine Abtrennung von rhithralen gegenüber potamal geprägten Fließgewässer-Stellen ersehen. Dieses Ergebnis deckt sich mit der von WEBER- OLDECOP (1977a) vorgestellten Fließgewässer-Typologie für Makrophyten, die von WIEGLEB (1981) aufgegriffen wurde. Die Fließgeschwindigkeit als wichtigster übergeordneter Faktor im Fließgewässer (AMBÜHL 1960) beeinflusst über direkte und indirekte Wirkungen (z. B. hydraulische Kräfte und Sedimentumlagerungen) das Vorkommen von Makrophyten. „Im sauerstoffreichen Rhithral siedeln kalt-stenotherme, rheophile Arten, während das Potamal überwiegend rheotolerante bis rheophobe, oder warm- bzw. eurytherme Arten beherbergt“ (POTT & REMY 2000, S. 129). Rhithral geprägte Fließgewässer werden meist von Moosen und Algen dominiert, während in potamalen Gewässern die Gefäßmakrophyten ihr Optimum haben: „An der Grenze zwischen Rhithron und Potamon zeigt sich der stärkste Floren- und Faunenwechsel in einem Fließgewässer, der Bach und Fluß als zwei Großbiozönosen ausweist […]“ (SCHÖNBORN 1992, S. 45). ROLL (1938) differenziert die Zonen der Mikrophyten und Makrophyten, WEBER-OLDECOP (1974) schlägt die Aus- weisung einer Kryptogamenregion im Gegensatz zur Phanerogamenregion vor. Auch POTT & REMY (2000) unterscheiden auf der Basis des River Continuum Concept von VANNOTE et al. (1980) eine Zone der Kryptophyten von der Zone der Makrophyten.

Die Begriffe „Rhithron“ und „Potamon“ wurden von ILLIES (1961) vorgeschlagen, wobei zur Abgrenzung der beiden Regionen die im Fließgewässer wirksamen „Generalfaktoren“ Strömung, Temperatur, Sauerstoffgehalt und Wasserführung verwendet wurden. Für die vorliegenden Ma- krophytenuntersuchungen werden die Fließgewässer-Probestellen nach ihrer Fließgeschwindig- keit (Strömung) und Tiefe (Wasserführung) den Fließgewässerregionen zugeordnet (vgl. Tabelle 12). Untersuchungsstellen mit hoher Fließgeschwindigkeit (IV) bzw. mittlerer Fließ- geschwindigkeit (III) und geringer Wasserführung (Tiefenklasse = 1) werden als rhithral bezeichnet. Potamal geprägte Fließgewässer weisen geringere Strömungsgeschwindigkeiten (< III) auf bzw. sind bei schnellerem Abfluss tiefer (Tiefenklasse ≥ 2).

Ein zweiter sehr wichtiger Standortfaktor für Makrophyten in Fließgewässern ist der Kalkgehalt des Wassers (WEBER-OLDECOP 1977a, KOHLER 1981, ROBACH et al. 1996, ARTS et al. 1990). Kalzium- Karbonat beeinflusst über das Kalk-Kohlensäure-Gleichgewicht sowohl die Konzentration verschiedener Kohlenstoffverbindungen als auch den pH-Wert des Gewässers (SCHWOERBEL 1999). Hieraus ergeben sich für Hydrophyten einerseits Konsequenzen für die Kohlenstoffversorgung und damit ihre Photosyntheseleistung (POTT & REMY 2000). Andererseits verändert z. B. ein niedriger pH-Wert die Verfügbarkeit von Nährstoffen, sowie auch von Schadstoffen im Gewässer (ROBACH et al. 1996, POTT & REMY 2000). In unbeeinflussten silikatischen Gewässern wird die Biozönose von Weichwasserarten (z. B. Myriophyllum alterniflorum, KOHLER 1981) gebildet.

Der Unterschied im Karbonatgehalt zeigt sich in rhithralen Fließgewässertypen stärker als in potamal geprägten (WIEGLEB 1981). Potamale Zustände treten meist in Mittel- und Unterläufen auf, wo die Abstufungen zwischen karbonatarmem Weichwasser und karbonatreichem Hartwasser (auch durch natürliche Stoffeinträge) nivelliert werden (POTT & REMY 2000).

Als theoretisches Klassifizierungsmerkmal wird zudem die Größe der Fließgewässer herangezogen. Ausgehend v. a. von der Breite der Gewässer wird zwischen Bach, (mittelgroßer/großer) Fluss und Strom unterschieden (POTT & REMY 2000, RINGLER et al. 1994, SCHÖNBORN 1992, POTT 1984 u. a.). Mittelgroße Fließgewässer sind oft der Makrophytenregion zuzurechnen und bieten optimale Lebens- bedingungen für (submerse) Wasserpflanzen, die hier den Hauptanteil der Primärproduzenten stellen.

48 Sehr große Flüsse bzw. Ströme sind dagegen meist planktondominiert, submerse Makrophyten kommen nur noch in geringem Maß vor (Zone der Mikrophyten nach POTT & REMY 2000).

Tabelle 12 Makrophyten-Typologie für Fließgewässer: Bestimmungsschlüssel zur Einordnung der Probestellen

Bestimmungsschlüssel für die Einordnung von Fließgewässerstellen in die Makrophyten-Typologie

1 Ökoregion = 14 ...... Æ 2 1* Ökoregion = 4 oder 9 ...... Æ 6 2 mittlere Breite > 40 m ...... TN Æ g 2* mittlere Breite < 40 m ...... Æ 3

3 Fließgeschwindigkeit > III...... Æ TR 3* Fließgeschwindigkeit ≤ III ...... Æ 4

4 Fließgeschwindigkeit = III...... Æ 5 4* Fließgeschwindigkeit < III...... Æ TN

5 Tiefenklasse = 1 ...... Æ TR 5* Tiefenklasse ≥ 2 ...... Æ TN

6 Tiefenklasse = 1 ...... Æ 7 6* Tiefenklasse ≥ 2 ...... Æ 8

7 Gesamthärte oder KS 4,3 < 1,4 mmol/l...... Æ MRS 7* Gesamthärte und KS 4,3 ≥ 1,4 mmol/l ...... Æ MRK

8 mittlere Breite ≥ 40 m ...... Æ 10 8* mittlere Breite < 40 m ...... Æ 9

9 Fließgeschwindigkeit > III...... Æ 7 9* Fließgeschwindigkeit ≤ III ...... Æ 12

10 Fließgeschwindigkeit > III...... Æ 7 10* Fließgeschwindigkeit ≤ III ...... Æ 11 11 Tiefenklasse = 3 ...... M Æ g 11* Tiefenklasse < 3 ...... Æ 12

12 Grundwassereinfluss ...... Æ MPG 12* kein Grundwassereinfluss ...... Æ MP

Legende

Ökoregion (nach ILLIES 1978): 4 = Alpen 9 = Mittelgebirge und Alpenvorland 14 = Norddeutsches Tiefland Tiefenklasse (vgl. Kapitel 6.2.1) 1 = ≤ 30 cm 2 = 30 bis 100 cm 3 = > 100 cm Gesamthärte = Maximalwert (ohne Ausreißer und Extremwerte) der Härte (Summe Erdalkalien, DIN 38409-H6) KS 4,3 = Median der Säurekapazität pH 4,3 (DIN 38409-H7-1-2) Anmerkung: In SCHRÖTER et al. (1990) wird die Grenze zwischen Hart- und Weichwasser bei 8°dH festgesetzt. Der hier verwendete Gesamthärte-Grenzwert (1,4 mmol/l) für die Zuordnung zum silikatischen bzw. karbonatischen Gewässertyp ist ein Näherungswert. Er errechnet sich aus dem theoretischen Ca2+-Gehalt bei einer Wasserhärte von 8°dH (Umrechnungsfaktoren vgl. SCHWOERBEL 1999). Der Grenzwert von 1,4 mmol/l KS 4,3 (Median) wurde empirisch aus den Messwerten der vorläufigen Referenzstellen ermittelt.

Fließgeschwindigkeit (BAYERISCHES LANDESAMT FÜR WASSERWIRTSCHAFT 1995, vgl. Kapitel 6.2.1): Stufe Beschreibung m/s Erläuterungen I nicht erkennbar fließend < 0,03 m/s fast stehend oder Kehrströmungen II träge fließend 0,03–0,1 m/s Strömung sehr schwach, aber erkennbar fließend III langsam fließend 0,1–0,3 m/s erkennbar fließend, Wasserspiegel fast glatt IV schnell fließend 0,3–1 m/s Strömung mit mäßiger Turbulenz V reißend > 1 m/s turbulente Wasserbewegung VI stürzend > 1 m/s äußerst turbulent, laut rauschend

49 Fließgewässer mit erhöhtem Grundwasserzufluss haben im Vergleich zu nicht grundwasserbeeinflussten Gewässern eine geringe Temperaturamplitude, d. h. sie sind winterwarm und sommer- kühl (POTT & REMY 2000). Sie besitzen meist relativ hohe CO2-Gehalte (SCHWOERBEL 1994) und sind im natürlichen Zustand oligotroph. In landwirtschaftlich stark genutzten Gegenden kann über Grundwasserzutritte Nitrat (aus Düngemitteln oder durch Torfschwund) in die Fließgewässer eingetragen werden (CARBIENER & ORTSCHEIT 1987). Von SCHNEIDER et al. (2001) wurde in einem grundwasserbeeinflussten Fließgewässer ein periodisch auftretender Eintrag von Phosphor- verbindungen über sogenannte Makroporen beobachtet (s. a. NEYER 1999). Grundwasserbäche zeigen auch im natürlichen Zustand längs ihres Verlaufes eine allmähliche Eutrophierung, die v. a. durch natürlichen allochthonen Stoffeintrag (z. B. Blattfall) hervorgerufen wird (CARBIENER & ORTSCHEIT 1987). Durch anthropogene Einflüsse oder Zufuhr von eutrophem Fremdwasser können auch grundwasserbeeinflusste Fließgewässer stark eutrophiert werden (EGLIN et al. 1997). Charakteristische Arten in grundwasserbeeinflussten Fließgewässern sind z. B. Berula erecta oder Characeen (MELZER & HARLACHER 1985). Basierend auf biozönotischer Grundlage und den dargestellten theoretischen Überlegungen wurde somit eine Makrophyten-Typologie für Fließgewässer entwickelt (Tabelle 13). Die Abkürzungen für die Benennung der Typen bestehen aus den Elementen Naturraum (Ökoregion), biozönotische Region (Rhithral/Potamal) sowie Wasserinhaltsstoffe bzw. Hydrologie (Silikat/Karbonat/Grund- wasserzutritt). Die Größe der Fließgewässer wird durch ein tiefgestelltes Suffix symbolisiert.

Tabelle 13 Makrophyten-Typologie für Fließgewässer

Abkürzung Typbezeichnung

TNg große Niederungsfließgewässer des Norddeutschen Tieflandes TN mittelgroße Niederungsfließgewässer des Norddeutschen Tieflandes TR rhithral geprägte Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes MRS silikatisch-rhithral geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge, Voralpen und Alpen karbonatisch-rhithral geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge, Voralpen und MRK Alpen potamal geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge, Voralpen und Alpen (MP), MP(G) incl. Untertyp MPG (grundwasserbeeinflusst)

Mg große Ströme der Mittelgebirge, Voralpen und Alpen

Als Ergänzung zur Clusteranalyse wird ein potamal geprägter Mittelgebirgs-Typ (MP(G)) postu- liert, für den aufgrund jahrhundertelanger anthropogener Nutzung der durchflossenen Landschafts- räume (KÜSTER 1999) keine unbeeinflussten Referenzgewässer mehr existieren. Diesem Typ können aber aufgrund abiotisch-struktureller Merkmale degradierte Stellen zugeordnet werden. Auf eine Abtrennung silikatisch geprägter Fließgewässer von karbonatisch beeinflussten wird bei den potamalen Gewässern verzichtet, da die Unterschiede im Kalkgehalt des Wassers auch im unbeeinflussten Zustand gering sind (POTT & REMY 2000, s. o.).

Grundwasserbeeinflusste potamale Mittelgebirgsgewässer unterscheiden sich zwar in ihren hydrologischen Bedingungen, nicht aber in ihren übrigen morphologischen Merkmalen von anderen potamalen Mittelgebirgsgewässern. Daher wird hier auf die Ausweisung eines eigenen Typs verzichtet, grundwasserbeeinflusste Gewässer werden als Untertyp (MPG) ausgewiesen. In einigen Gegenden der Bundesrepublik existieren noch anthropogen ungestörte grundwasserbeeinflusste Fließgewässer, z. B. im Oberrheingebiet (KOHLER et al. 1997) oder im Voralpenland (Lauterbach

50 zwischen Eschenlohe und Farchant, SCHNEIDER et al. 2000). Aufgrund ihrer morphologischen Gemeinsamkeiten mit potamalen Mittelgebirgsgewässern können sie als Modell für deren ur- sprünglich oligo- bis mesotrophen Referenzzustände herangezogen werden. Daher dienen sie als Anhaltspunkt für die Erarbeitung typspezifischer Biozönosen bei der Bewertung des potamalen Mittelgebirgstyps (MP) (vgl. Kapitel 6.2.2). Die Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes werden in drei eigenständige Typen unterteilt. Hier sind nicht für alle Typen Referenzstellen vorhanden, bei den degradierten Stellen können aber drei Gruppen voneinander abgetrennt werden. Aufgrund der Datenlage kann nur der Typ TN (mittelgroße Niederungsgewässer) bewertet werden.

Kleine, rhithrale Fließgewässer und große Flüsse werden deshalb in eigene Typen gestellt, weil aus den oben genannten bzw. folgenden Gründen zu erwarten ist, dass hier eigene Referenz- und Degradationsbiozönosen ausgewiesen werden müssen. Eine weitere Auftrennung der Typen oder auch die Ausweisung eines silikat-organischen Typs (vgl. Tabelle 3) ist aufgrund der bearbeiteten Daten nicht möglich. Zu den organisch geprägten Typen 11 und 12 (SCHMEDTJE 2001b) existieren zwar je zwei vorläufige Referenzstellen, diese unterscheiden sich aber in Artenzusammensetzung und Abundanz ihrer Makrophytenvegetation nicht grundlegend von den übrigen Fließgewässern Norddeutschlands. Große Ströme der Mittelgebirge und Voralpen (z. B. Donau, Mosel) wurden ebenfalls in eine eigene Gruppe gestellt, da hier die Primärproduktion oft von Phytoplankton dominiert wird und Makrophyten meist nur eine untergeordnete Rolle spielen (POTT & REMY 2000). Aufgrund der geringen Datenlage in diesem Typ kann allerdings auch hier kein Bewertungsschema entwickelt werden.

Zudem muss davon ausgegangen werden, dass einige Typen von Fließgewässern sowohl in Nord- als auch Süddeutschland durch die im Projekt vorgegebene Beschränkung auf Fließgewässer mit Einzugsgebietsgrößen > 10 km² bei der Auswahl der Untersuchungsstellen nicht erfasst wurden (vgl. SCHMEDTJE et al. 2001a). Das vorgeschlagene Bewertungssystem bietet aber aufgrund seines flexiblen Aufbaus die Möglichkeit einer Anpassung an weitere Fließgewässertypen, sollte sich nach Abschluss des Projektes herausstellen, dass nicht alle im Sinne der WRRL relevanten Fließgewässer-Typen durch die Auswahl der vorläufigen Referenzstellen abgedeckt worden sind. Die Einteilung der übrigen Probestellen in die Typologie erfolgt anhand der weitgehend degrada- tionsunabhängigen Faktoren Ökoregion, Tiefe, Breite, Fließgeschwindigkeit und Gesamthärte bzw. Säurekapazität nach dem in Tabelle 12 dargestellten Schlüssel.

Bei der Einteilung von degradierten Fließgewässerstellen in die Typologie muss darauf geachtet werden, dass die Verhältnisse an der Probestelle zum Zeitpunkt der Makrophyten-Hauptvegetations- periode betrachtet werden. Zu anderen Jahreszeiten können veränderte Abfluss- und Wasserstands- bedingungen die Ergebnisse verfälschen. Bei Probestellen, die offensichtlich von leichtem Rückstau durch z. B. Wehre betroffen sind, müssen die potentiell natürlichen Verhältnisse bei der Typeintei- lung berücksichtigt werden (vgl. Kapitel 8).

Die Zuordnung der Probestellen zum silikatischen Typ erfolgt auf Grundlage aktueller wasser- chemischer Messungen von Gesamthärte (Summe Erdalkalien) bzw. Säurekapazität (KS 4,3). Eine Typeinteilung anhand geologischer Gegebenheiten im Einzugsgebiet ist meist schwierig, da selten rein silikatische bzw. karbonatische Gesteine vorliegen. Über die Wasserchemie werden die tat- sächlichen Verhältnisse im Gewässer erfasst.

51 Charakterisierung der Fließgewässer-Typen Die vier ins Bewertungssystem aufgenommenen Typen TN, MRS, MRK und MP(G) werden im Folgenden vergleichend beschrieben. Dabei werden vor allem die abiotischen Standortfaktoren herausgegriffen, die zur Einordnung der Probestellen in die Typologie dienen. Darüber hinaus wird die charakteristische Makrophytenvegetation der einzelnen Typen im Überblick anhand von Wuchsformenspektren dargestellt. Zur Einteilung der Arten in die Wuchsformengruppen siehe Kapitel 6.2.1 sowie WIEGLEB (1991) und WEYER (1999).

(Mittelgroße) Niederungsfließgewässer des Norddeutschen Tieflands (TN) Die mittelgroßen Niederungs-Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes (TN) sind etwa zwischen drei und 20 Metern breit, weisen eine Tiefe von mehr als 30 cm bis über einen Meter auf und sind wenig beschattet (Abbildung 7). Die Fließgeschwindigkeit ist gering, es werden die Klas- sen II (träge fließend) und III (langsam fließend) nach BAYERISCHES LANDESAMT FÜR WASSER- WIRTSCHAFT 1995 erreicht. Durch dieses potamale Strömungsbild wird auch die Zusammenset- zung des Substrats geprägt. Es besteht v. a. aus Feinsedimenten wie Schlamm und Sand (Abbildung 8). Die Habitatvoraussetzungen in Fließgewässern des Typs TN eignen sich gut für eine Besiedlung mit Makrophyten, was sich in einem vielfältigen Wuchsformenspektrum ausdrückt (Abbildung 9).

Silikatisch-rhithral geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge, Voralpen und Alpen (MRS) Einen starken Gegensatz zu Typ TN stellen die silikatisch-rhithral geprägten Fließgewässer der Mittelgebirge, Voralpen und Alpen (MRS) dar. Sie sind meist nur ca. drei Meter breit, selten bis über zehn Meter. Ihre Wasserführung ist gering, es werden nur Tiefen bis etwa 30 cm erreicht. Im natürlichen Zustand sind die Fließgewässer meist von Wald umgeben und daher (stark) beschattet. Die Strömungsgeschwindigkeit ist fast immer als IV (schnell fließend) oder höher einzustufen (Abbildung 7). Diesen Bedingungen entsprechen auch die Substratverhältnisse, die sehr stark von Grobkies, Steinen und Blöcken dominiert werden (Abbildung 8). Aufgrund dieser Standortfakto- ren ist die Hauptwuchsformengruppe der aquatischen Makrophyten die der Haptophyten, die hier von Moosen gebildet wird, Gefäß-Hydrophyten sind selten (Abbildung 9).

Karbonatisch-rhithral geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge, Voralpen und Alpen (MRK) Dem silikatischen Typ ähnlich stellt sich der karbonatisch-rhithral geprägte Fließgewässertyp der Mittelgebirge, Voralpen und Alpen dar. Zwar enthält dieser Typ auch größere Gewässer mit einer Breite von teilweise mehr als 30 Metern und bis zu einem Meter Tiefe – doch hohe Fließgeschwindig- keiten von IV (schnell fließend) und mehr weisen diesen Typ ebenfalls dem Rhithral zu. Die Be- schattung kann auch hier hohe Werte erreichen (Abbildung 7). Überwiegend große Korngrößen sind charakteristisch für die rhithral geprägten Gewässer der Mittelgebirge, wobei im karbonatisch-rhithralen Mittelgebirgstyp der Anteil von Steinen und Blöcken etwas geringer ist als im Typ MRS (Abbildung 8). Den Großteil der Makrophytenvegetation stellen auch hier die Moose (Haptophyten). Durch die zum Teil größere Wasserführung treten, v. a. in eutrophierten Gewäs- sern, auch Hydrophyten auf (Abbildung 9).

52 Potamal geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge, Voralpen und Alpen (MP) incl. Untertyp MPG (grundwasserbeeinflusst) Potamale Mittelgebirgsgewässer ähneln in ihren Habitatbedingungen für Makrophyten den Niede- rungsgewässern Norddeutschlands (Abbildung 7). Die Gewässer des Typs MP(G) sind meist um zehn Meter breit und tiefer als 30 cm. Die Beschattung ist fast immer gering, die Fließgeschwin- digkeit liegt im Bereich 0,1 bis 0,3 m/s (Klasse III, langsam fließend). Die Gewässer besitzen daher hohe Anteile an Feinsedimenten wie Schlamm, Sand und Feinkies. Grobe Substrate wie Grobkies, Steine und Blöcke machen hier jedoch ebenfalls einen großen Anteil an der Sedimentzusammen- setzung aus (Abbildung 8). Diese für Wasserpflanzen günstigen Standortbedingungen führen zur Ausbildung einer vielfältigen Makrophytenvegetation mit einem hohen Prozentsatz an Hydrophyten (Abbildung 9).

Tiefenklassen (% der Probestellen)

75 { 100 {

50 { 80

60 Tiefe 1

{ Tiefe 2 25 40

Breite [m] Tiefe 3

{* 20 {

0 0 n=46 n=58 n=70 n=32 TN MRS MRK MP(G) TN MRS MRK MP(G) Typ Typ

Beschattungsklasse Fließgeschwindigkeit (% der Probestellen) (% der Probestellen)

50 80 Vfließ 1 40 Beschattung 1 60 Vfließ 2 Beschattung 2 30 Vfließ 3 Beschattung 3 40 20 Vfließ 4 Beschattung 4 20 Vfließ 5 10 Beschattung 5 Vfließ 6 0 0 TN MRS MRK MP(G) TN MRS MRK MP(G) Typ Typ

Abbildung 7 Ausgewählte Standortfaktoren der Typen im Vergleich

53 Substratzusammensetzung Substratzusammensetzung Substr atzusammensetzung (Typ TN) (Typ MRS) (TypSchlamm_% MRS)

Ton_Lehm_%

Sand_%

Fein_Mittelkies_%

Substratzusammensetzung Substratzusammensetzung Grobkies_% Typ (MP(G)) (Typ M RK)

Steine_%

Bloecke_%

Org_Torf_%

Abbildung 8 Mittlere Substratanteile in den Typen

Wuchsformenspektrum Typ Wuchsformenspektum Typ TN WuchsfGras or menspektum (excl. T yp helophyt. T N MRS Gräser) Helophyt

Laubmoos

Lebermoos

Hydrophyt

Wuchsformenspekturm Typ Wuchsformenspektrum Typ MP(G) MRK Magnopotamid

Parvopotamid

Pleustophyt

Schwimmblattpfl.

Abbildung 9 Wuchsformenspektren der Typen

54 Abgleich der Makrophyten-Typologie mit der Fließgewässertypologie nach Schmedtje et al. (2001b) Die beschriebene Makrophyten-Typologie für Fließgewässer kann mit der Typologie nach SCHMEDTJE et al. (2001b, Tabelle 3) weitgehend in Einklang gebracht werden. Einzelne Probe- stellen dieses Projekts erforderten jedoch eine Erweiterung der Tabelle um einzelne Untertypen. Die Erweiterungen sind in Tabelle 12 dunkelgrau markiert. Die Vorschläge wurden von Seiten des Projekts mit den Autoren der Typologie abgestimmt.

Tabelle 14 zeigt die Zuordnung aller Probestellen zu beiden Typologien im Vergleich. Hierbei wird deutlich, dass die Typen nach SCHMEDTJE et al. (2001b, Tabelle 3) durch die Makrophyten- Typologie zusammengefasst werden. Die biozönotische Makrophytentypisierung stimmt relativ gut mit der SCHMEDTJE-Typologie überein. Uneinheitlichkeiten bei der Typübereinstimmung sind meist auf Unsicherheiten bei der Größe („Längszonierung“: Bach – Kl. Fluss – Gr. Fluss – Strom) zurückzuführen, die in der Typologie von SCHMEDTJE et al. auf Grundlage des Einzugsgebietes vorgenommen wird. So werden z. B. Probestellen, die dem Typ 9d (Kies- und Steingeprägte Kleine Flüsse der nicht verkarsteten Kalkgebiete) entsprechen, abhängig von ihrem Fließverhalten einmal dem potamalen Makrophytentyp MP(G) und einmal dem rhithralen Typ MRK zugeordnet.

Die „top down“ vorgenommene Größeneinteilung nach dem Einzugsgebiet stimmt zum Teil nicht mit der für Makrophyten geforderten Unterscheidung von rhithral und potamal (Tiefe ≥ 2, Fließ- geschwindigkeit ≤ 3) überein. Da aus der Größe des EZG jedoch nicht direkt auf die tatsächliche Größe des Gewässers an einer Probestelle geschlossen werden kann, wird für die Makrophyten- klassifikation auf die optionalen Parameter Tiefe und Breite aus System B (Anhang II) der WRRL sowie auf die Fließgeschwindigkeit zurückgegriffen. Diese vor Ort an der Probestelle („bottom up“) zu erfassenden Parameter spiegeln die realen Habitatvoraussetzungen für Makrophyten wieder, welche die Zusammensetzung der Makrophytenbiozönose stärker beeinflussen als die Größe des Ein- zugsgebietes.

Darüber hinaus verhalten sich vor allem die Typen 4 und 10 nach SCHMEDTJE et al. (2001b, Fließ- gewässer der Alpen und Mittelgebirge mit breiten Auen) sehr heterogen, da sie sowohl große Fließ- gewässer wie auch in deren Auebereich verlaufende kleinere Gewässer beinhalten.

6.2.2.3 Entwicklung des Bewertungsverfahrens Makrophyten können grundsätzlich auf zwei verschiedene Weisen auf Degradationen reagieren: Einerseits mit einer Veränderung der Artenzusammensetzung, d. h. neue Arten treten (eventuell zusätzlich) auf, während andere Arten verschwinden. Andererseits können Makrophyten aber auch mit einer Erhöhung bzw. Verminderung ihrer Gesamtbiomasse reagieren (KOHLER 1975). Sie stellen damit im Sinne der Wasserrahmenrichtlinie geeignete Bioindikatoren für den ökologischen Zustand von Gewässern dar.

55 Tabelle 14 Vergleich der Typologien

(alle Probestellen, Zahlen > 1 hervorgehoben); „nicht eingeteilt“: Österreichische Stellen wurden nicht in die Typologie von SCHMEDTJE et al (2001b) eingeordnet.

Makrophytentyp Typ nach SCHMEDTJE et al. TNg TN TR MRS MRK MP(G) Mg 1a 1 1b 4 2a 2 2b 4 2c 2 3a 2 3 3b 1 3c 1 3d 1 4a 4 4 4b 51 4c 1 5a 15 11 5b 26 2 5c 9 3 6 12 2 7 3 2 9a 4 1 6 9b 1 9c 3 6 9d 2 3 8 9f 1 1 9h 2 3 1 10a 1 1 31 10b 1 1 4 10c 1 10d 1 6 11 3 12 3 13b 1 13d 1 14 2 15a 2 1 16 4 3 17a 1 17b 1 18a 2 19a 4 4 19b 21 4 20a 5 20b 5 nicht eingeteilt 1 18 2

Gesamt6 42195973576

56 Getrennte Betrachtung verschiedener Makrophyten-Lebensformen Makrophyten sind je nach ihrem spezifischen Standort im Gewässer unterschiedlichen Habitatbe- dingungen ausgesetzt. Neben der Strömung als vielleicht wichtigstem Faktor im Fließgewässer (AMBÜHL 1960) bestimmen Faktoren wie Wassertiefe, Lichtklima, Substratzusammensetzung sowie die Nährstoffgehalte in Freiwasser und Sediment (PEARSALL 1920, SPENCE 1967, BARKO & SMART 1981, CHAMBERS & KALFF 1985, SCHNEIDER 2000) die Lebensbedingungen von Was- serpflanzen in entscheidender Weise. Diese Umwelteinflüsse können im Gewässer oft in sehr kleinräumigem Maßstab wechseln und damit eine mosaikartige Struktur der Makrophytenbio- zönose bedingen (POTT & REMY 2000).

Der auffälligste Unterschied in der Lebensweise lässt sich zwischen submersen, d. h. fast voll- ständig untergetaucht lebenden so genannten Hydrophyten (= „Limnophyten“ nach GAMS 1925) und emersen, d. h. mit dem Großteil des Sprosses über die Wasseroberfläche ragenden Wasser- pflanzen (Helophyten) feststellen. Einige Makrophyten (z. B. Veronica anagallis-aquatica oder Berula erecta) besitzen auch die Fähigkeit, ihre Lebensweise den an ihrem Wuchsort vorherrschenden Bedingungen anzupassen und können sowohl hydro- als auch helophytisch auftreten („Amphiphyten“ nach GAMS 1925, KOHLER et al. 1997, POTT & REMY 2000).

Hydro- und Helophyten unterscheiden sich z. B. in der Art ihrer Nährstoffaufnahme, die bei voll- ständig submersen Arten zu unterschiedlichen Anteilen sowohl aus dem Freiwasser als auch aus dem Sediment (CARIGNAN & KALFF 1980, CARIGNAN 1982, SCHNEIDER 2000), bei Helophyten jedoch fast ausschließlich aus dem Sediment erfolgen kann. Auch Faktoren wie hydraulischer Stress oder unterschiedliches Lichtklima im Gewässer beeinflussen submerse Wasserpflanzen vollkommen anders als emers wachsende.

Aufgrund der o. a. extrem verschiedenen Habitatvoraussetzungen wirken auch (anthropogen bedingte) schädliche Veränderungen im Gewässer unterschiedlich auf Hydrophyten und Helophyten. Degradationen, die in erster Linie mit Wasserinhaltsstoffen zusammenhängen (z. B. Versauerung oder Eutrophierung) werden von submersen Pflanzen viel unmittelbarer wahrgenommen als von Helophyten, die nur sekundär, etwa über die Nährstoffzusammensetzung im Sediment von diesen Veränderungen betroffen sind. Auch biologische Faktoren wie z. B. Fischbesatz mit Herbivoren, bewirken in erster Linie Veränderungen der submersen Vegetation (DILEWSKI & SCHARF 1988). Demgegenüber ziehen strukturelle Beeinflussungen, wie etwa der Verbau natürlicher Uferstrukturen oder Badebereiche veränderte Umweltbedingungen nach sich, die in erster Linie die Helophyten betreffen, da diese meist in den Randbereichen des Gewässers vorkommen. Auf der Basis dieser Überlegungen erweist es sich als sinnvoll, die submersen Makrophyten bei der Erstellung eines Bewertungssystems getrennt von den helophytischen Wasserpflanzen zu betrachten.

57 Teilaspekt Helophyten und Flachwasserarten Die Untersuchung der Degradation wurde in zwei Schritten vorgenommen. Zum einen wurde versucht, Unterschiede zwischen der Helophyten- und Flachwasservegetation an Referenzstellen (s. o.) gegenüber der an degradierten Stellen herauszuarbeiten.

Aufgrund theoretischer Überlegungen (s. o.) sowie Literaturangaben (SCHMEDTJE et al. 1998, OSTENDORP 1993, KRAUSS 1992, MELZER et al. 1996, KOHLER et al. 2000) wurde im zweiten Schritt besonderes Augenmerk auf die Einflüsse struktureller Veränderungen auf Helophyten und Flachwasserarten gelegt. In diese Auswertungen gingen ausgewählte Parameter der Kartierproto- kolle wie Ufer-/Sohlverbau, Trittschäden, Ufernutzung sowie die Strukturgüte ein. D. h., strukturell unbeeinflusste Probestellen wurden in ihrer emersen Vegetation mit veränderten Probestellen verglichen. Aus multivariaten Statistiken (CCA) konnten keine Zusammenhänge zwischen Artenzusammen- setzung der Helophyten und Degradation abgeleitet werden. Abbildung 10 zeigt beispielhaft den Scatterplot einer Kanonischen Korrespondenzanalyse von Fließgewässerstellen, in deren Berechnung die Artenzusammensetzung und Abundanz (Quantitäten) der Helophyten sowie Strukturfaktoren eingingen. Seltene Arten wurden abgewichtet, als Umweltparameter für die strukturelle Degrada- tion wurden die Hauptparameter der Strukturgütekartierung nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEIN- SCHAFT WASSER 2000) eingegeben.

Aus der Grafik wird ersichtlich, dass die Probestellen sich nicht entlang Gradienten der Degrada- tion (hier durch die Pfeile symbolisiert) anordnen lassen, sondern sich mehr oder weniger indifferent gegenüber der Strukturgüte verhalten. Die Referenzstellen (symbolisiert durch umgedrehte Dreiecke) lassen sich nicht von den übrigen Stellen abgrenzen und sind über die ganze Darstellung verteilt, woraus eine große natürliche Variabilität deutlich wird. Bei Betrachtung der Arten (Abbildung 11) ergibt sich ein ähnliches Bild. Die Helophytenarten verhalten sich weitgehend indifferent gegenüber den Parametern der Strukturgüte.

Darüber hinaus wurden die Parameter Taxazahl, Gesamtquantität, mittlere Quantität (Gesamtquanti- tät/Taxazahl), sowie Diversität (Shannon-Index nach SHANNON & WEAVER 1949, zur Formel vgl. Kapitel 6.2.2) und Evenness auf ihre Korrelation mit verschiedenen Strukturfaktoren untersucht. Es wurden sowohl Standortfaktoren aus dem Kartierprotokoll ausgewählt, als auch Parameter aus der Gewässerstrukturgüte-Kartierung nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 2000). Hierbei wurden neben Einzelparametern auch Summengrößen (z. B. Bewertungsklassen der Haupt- parameter oder Gesamtbewertung der Gewässerstruktur) untersucht.

Exemplarisch für die dabei gewonnenen Ergebnisse sollen Abbildung 12 und Abbildung 13 betrachtet werden. Aus ihnen wird ersichtlich, dass bei bestimmten Strukturgegebenheiten zwar höhere Taxa- zahlen erreicht werden als bei anderen, geringes Helophytenvorkommen jedoch nicht als Merkmal einer Degradation aufgefasst werden kann, da es auch an strukturell unbeeinflussten Stellen und Referenzstellen auftritt.

Auch eine Berücksichtigung natürlicher Ursachen, die das Wachstum von Helophyten einschränken, erbrachte nur eine minimal bessere Korrelation der Struktur mit den verwendeten Kenngrößen (Abbildung 14 und Abbildung 15). Hier erhöht sich durch das Ausklammern von Stellen mit hoher Beschattung und/oder hohem Waldanteil der Korrelationskoeffizient nur von R² = 0,1008 auf R² = 0,1229, die Variabilität der Taxazahlen bleibt gleich hoch.

58 CCA case scores

6.0

4.8 keine Referenz

3.6 HP5_Uferstruktur HP1_Laufentwicklung

2.4 HP4_Sohlenstruktur Axis 2 HP6_Gewässerumfeld Gewässerstruktur HP3_Querprofil 1.2 HP2_Längsprofil

-2.4-1.2 1.22.43.64.86.0 Referenz

-1.2

-2.4

Axis 1 Vector scaling: 13,35

Abbildung 10 Fließgewässer-Typ TN, CCA-Scatterplot (Probestellen)

CCA variable scores

8.8

7.0

5.3 HP5_Uferstruktur HP1_Laufentwicklung

3.5 HP4_Sohlenstruktur Axis 2 HP6_Gewässerumfeld Gewässerstruktur HP3_Querprofil 1.8 HP2_Längsprofil

-3.5-1.8 1.8 3.5 5.3 7.0 8.8

-1.8

-3.5

Axis 1 Vector scaling: 19,73

Abbildung 11 Fließgewässer-Typ TN, CCA-Scatterplot (Arten)

59 Taxazahl Helophyten Taxazahl Helophyten 14 14 12 12 10 10 8 8 6 6 4 4 2 2 0 0 012345 020406080100 Strömungsdiversität nach LAWA % Uferverbau

Abbildung 12 Zusammenhang zwischen Helophyten- Abbildung 13 Zusammenhang zwischen Helophyten- taxazahl und Strömungsdiversität taxazahl und prozentualem Uferverbau (1 = „sehr groß“ bis 5 = „keine“, Typ MRS, J = Referenzstelle) (Typ MRS, J = Referenzstelle)

Taxazahl Helophyten Taxazahl Helophyten (alle Probestellen) (PrSt o. Beschattg & Wald) 10 10 8 8 6 6 4 4 2 2 0 0 0 20406080100 0 20406080100 2 % Uferverbau R2 = 0,1008 % Uferverbau R = 0,1229

Abbildung 14 Zusammenhang zwischen Helophyten- Abbildung 15 Zusammenhang zwischen Helophyten- taxazahl und prozentualem Uferverbau taxazahl und prozentualem Uferverbau (Typ MP, alle Probestellen (N = 57), J = Referenzstelle) (PrSt ohne starke Beschattung und Wald am Ufer (N = 43), J = Referenz- stelle)

Der Zusammenhang zwischen struktureller Degradation und Rückgang helophytischer Makro- phyten kann somit nicht für die Bewertung herangezogen werden. Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass verschiedene Korrelationen von Artenzusammen- setzung und Abundanz mit Strukturfaktoren und vorab angenommenen Zuständen keine verwertbaren Ergebnisse erbrachten. Versuche, die strukturellen Belastungen der Stellen (z. B. Verbauungen) mit den Kenngrößen der Gesellschaftsstruktur wie Taxazahl, Gesamtquantität oder Evenness zu korrelieren, scheiterten an der großen natürlichen Variabilität der Flachwasservegetation. Auch vegetationsökologische Tabellenarbeit führte zu keinem verwertbaren Ergebnis.

Bestimmte anthropogene Eingriffe wie z. B. massiver Uferverbau führen zwar zu einem offensichtli- chen Rückgang von Artenzahlen und Gesamtabundanz helophytischer Makrophyten. Umgekehrt kann jedoch nicht vom Fehlen einer ausgeprägten Helophytenvegetation auf eine strukturelle De- gradation geschlossen werden, da geringe Abundanzen emerser Arten auch unter unbeeinflussten Bedingungen vorkommen können.

Augenscheinlich werden die Einflüsse morphologischer Veränderungen durch andere, teilweise natürliche Parameter (z. B. Fließgeschwindigkeit, Trophie, Ufervegetation, kleinräumige Substrat- zusammensetzung, vgl. SCHMEDTJE et al. 1998) überlagert. Auch gegenläufige Effekte verschiedener Standortfaktoren können auftreten, etwa eine Erhöhung der Helophytenbiomasse von Röh- richtarten wie Phalaris arundinacea durch steigende Trophie (BRÄNDLE et al. 1996) bei gleichzeitiger negativer Beeinflussung durch Sohlverbau.

60 Ein Ausklammern aller natürlichen Ursachen der Variabilität ist mit dem vorliegenden Datensatz nicht durchführbar, da sonst ein großer Teil der Probestellen ausgeschlossen werden muss. Sinn- volle statistische Auswertungen sind dann nicht mehr möglich.

Ein ökologisches Bewertungsverfahren mit Hilfe der Helophyten kann somit nicht erstellt werden. Daher beschränken sich das im Folgenden vorgestellten Bewertungsverfahren auf die hydrophytische Vegetation. Dies entspricht auch der Vorgehensweise von bereits existierenden Bewertungs- systemen für Makrophyten, die sich ebenfalls auf submerse Taxa beziehen (KOHLER et al. 1994, SCHNEIDER 2000).

Teilaspekt Hydrophyten

Beschreibung des Degradationsverlaufes innerhalb eines Typs Die Auswertung mittels multivariater Statistik (Clusteranalysen, Korrespondenzanalysen, Kanoni- sche Korrespondenzanalysen) brachte keine zufrieden stellenden Ergebnisse. Eine Ursache hierfür mag in der Tatsache liegen, dass diese statistischen Verfahren die Ähnlichkeit zwischen Stellen streng anhand der verschiedenen vorkommenden Arten beurteilen, aber die ökologische Qualität der einzelnen Taxa nicht berücksichtigen können. Damit werden sie der Komplexität der realen Verhältnisse nicht gerecht, sobald verschiedene Arten ähnliche Ansprüche in Bezug auf einen ökologischen Faktor (z. B. Nährstoffe) haben. Als erfolgreich erwies sich stattdessen die Arbeit an Vegetationstabellen, anhand derer typspezifische ökologische Artengruppen erarbeitet werden konnten. Grundlage für die Beschreibung des typspezifischen Degradationsverlaufes ist daher eine Tabelle, in der die Anordnung der Arten nach rechts, die der Probestellen nach unten erfolgt (in Abbildung 16 beispielhaft dargestellt für Fließ- gewässer-Typ MRK).

Um die typspezifische Vegetation an den Referenzstellen zu erhalten, werden die Referenzstellen (Abbildung 16) innerhalb der Tabelle oben angeordnet und bilden den Bezugspunkt, an dem die übrigen Stellen gemessen werden. Arten, die überwiegend an Referenzstellen vorkommen, werden links angeordnet. Die übrigen Probestellen werden nach unten mit zunehmender Abweichung ihrer Artenzusammen- setzung und Abundanz von der „Referenzbiozönose“ angeordnet, wodurch sich die Probestellen nach zunehmender Degradation gruppieren. Dabei werden auch die Arten von links nach rechts entsprechend ihres gemeinsamen Vorkommens mit Taxa der Referenzbiozönose angeordnet. Arten, die erst bei sehr starkem Rückgang oder Aus- fall der Referenztaxa zur Dominanz gelangen, stehen damit in der Tabelle rechts.

61 Die Faktoren, die die endgültige Zusammensetzung der Biozönose an einem Standort bestimmen, sind extrem variabel und gewässerspezifisch (SCHÖNBORN 1992). Vor allem kleinräumige Wech- sel in Substratzusammensetzung (CARPENTER & TITUS 1984) und Strömungsbedingungen führen zum Vorhandensein verschiedener Arten. So können z. B. einige Moosarten nicht nur von der Wasserchemie, sondern auch von der geochemischen Zusammensetzung ihres direkten Substrates, etwa eines Steines im Gewässerbett abhängig sein (NEBEL & PHILIPPI 2000 und 2001) oder Arten, die strömungsgeschützte Bereiche im Gewässer bevorzugen, auch in kleineren Stillwasserberei- chen vorkommen (POTT & REMY 2000). Auch verbreitungsbiologische Effekte spielen eine Rolle (SCHÖNBORN 1992), bei Fließgewässermakrophyten z. B. das Vorhandensein von größeren Still- wasserbereichen, die für einen Diasporennachschub limnophiler Arten sorgen (z. B. Seeausflüsse, POTT & REMY 2000). Einige Makrophytenarten können sich aber in ihren ökologischen Ansprüchen gegenseitig bei der Besetzung bestimmter Nischen „ersetzen“. Solche Arten besitzen einen ähnlichen Informations- wert für die Bioindikation und können auch für die Bewertung untereinander ausgetauscht werden (z. B. Sparganium emersum und Potamogeton pectinatus, WIEGLEB 1981). Auf dieser Annahme basieren auch frühere Bewertungsschemata, die Arten einen bestimmten Indikationswert zuweisen (MELZER 1988, WIEGLEB 1981, HOLMES et al. 1999). Aufgrund dieser Überlegungen werden die im jeweiligen Typ vorkommenden Arten entsprechend ihrer ökologischen Ansprüche in Artengruppen eingeteilt, deren Mitglieder sich in ihrem Informa- tionswert ähneln und sich so gegenseitig ersetzen oder ergänzen können. Diese Vorgehensweise bietet außerdem den Vorteil einer guten Erweiterbarkeit des Bewertungs- verfahrens hinsichtlich neuer Arten und/oder Typen. Eine Erweiterung der Artengruppen sollte jedoch in jedem Fall zentral (z. B. beim Bayerischen Landesamt für Wasserwirtschaft) erfolgen, um Widersprüchlichkeiten zu vermeiden.

Vorgehensweise bei der Einteilung der Artengruppen Aus der Anordnung der Arten in der Vegetationstabelle (vgl. Abbildung 16) lassen sich drei Arten- gruppen ableiten. Die Taxa dieser Gruppen kommen entweder überwiegend im Referenzzustand, über mehrere/alle Zustandsstufen verteilt oder überwiegend an degradierten Probestellen vor. An- schließend wurden diese Artengruppen (A, B, C) anhand geeigneter – also dem Typ entsprechender – Literaturbelege (z. B. SCHMEDTJE et al. 1998, weitere Literaturbelege werden in Kapitel 6.2.2 zur typspezifischen Bewertung aufgeführt) und eigenem Expertenwissen überprüft und gegebenenfalls korrigiert. Da die auf diese Weise erarbeiteten Artengruppen nicht den Anspruch der absoluten Vollständigkeit erheben können, wurden zusätzlich Arten aus der Literatur ergänzt.

62 Abbildung 16 Vegetationsökologische Tabelle zu Fließgewässer-Typ MRK (Referenzstellen fett) Artengruppe A enthält Arten, die an Referenzstellen dominieren und somit als typspezifisch bezeichnet werden können. Ausgeschlossen wurden dabei Arten, deren Verbreitungsschwerpunkt im Bereich belasteter Gewässer liegt.

Artengruppe B umfasst alle Taxa mit weiter ökologischer Amplitude sowie solche mit Schwer- punkt im mittleren Belastungsbereich. Je nach Belastung der Stellen kommen diese neutralen Ar- ten gemeinsam mit unterschiedlich hohen Anteilen der anderen Gruppen vor.

Schematisiert gesehen ergibt sich für die Artengruppen mit zunehmender Degradation eine Ver- teilung ihrer prozentualen Gesamtabundanz wie in Abbildung 17 dargestellt. Überschneidungen zwischen den Artengruppen sind typabhängig und variabel, z. B. können sich die Artengruppen auch überlappen.

zunehmende Degradation

Abbildung 17 Schematisierte Verteilung der Artengruppen auf die Probestellen innerhalb eines Typs

Berechnung des „Referenzindex“ Zur Quantifizierung der Degradation als Abweichung von der Referenzbiozönose wird ein „Referenzindex (RI)“ berechnet. Hierfür werden aus den bei der Kartierung erhobenen Pflan- zenmengen metrische Quantitätsstufen ermittelt (vgl. Kapitel 6.2.1). Die prozentualen Anteile der Artengruppen A, B und C an der Gesamtquantität aller Taxa gehen in folgende Formel ein (Gleichung 2):

Gleichung 2 Gleichung zur Berechnung des Referenzindex, Quantifizierung der Degradation in einer Makrophyten- biozönose.

RI = Referenzindex nA nC Q = Quantität des i-ten Taxons aus Gruppe A − Ai ∑∑Q Ai QCi QCi = Quantität des i-ten Taxons aus Gruppe C i=1 RI = Qgi = Quantität des i-ten Taxons aller Gruppen ng nA = Gesamtzahl der Taxa aus Gruppe A ∑Qgi n = Gesamtzahl der Taxa aus Gruppe C i=1 C ng = Gesamtzahl der Taxa aller Gruppen

64 Dieser Index vergleicht Artenzusammensetzung und Abundanzen einer Stelle mit dem Artenin- ventar der Referenzstellen. Er eignet sich damit zur Quantifizierung der Degradation als Abwei- chung vom Referenzzustand, wie in Anhang V der WRRL (EUROPÄISCHE UNION 2000) gefordert. Das Bewertungssystem beruht somit nicht auf einer Reihung von Arten nach bestimmten Degradationsfaktoren (z. B. Trophie), sondern ergibt sich aus der realen Spannweite der im jeweiligen Typ auftretenden ökologischen Zustände. Der Referenzindex ermöglicht also eine öko- logische Gesamtbewertung im Sinne der Wasserrahmenrichtlinie.

Anmerkungen/Voraussetzungen zur Berechnung der Indices Die typspezifischen Voraussetzungen (z. B. Mindestquantität) sind zu beachten. Sie sind im Kapitel „Typspezifische Besonderheiten im Bewertungsverfahren (Fließgewässer)“ näher erläutert (s. u.).

Sollten bei neuen Kartierungen Arten auftreten, die in der angegebenen Artenliste nicht genannt werden, sollen diese Arten für die Indexbewertung nicht berücksichtigt werden. Da bei einem größeren Anteil nicht eingestufter Arten eine Verfälschung des Indexwertes zu erwarten ist, soll bei einem Anteil von ≥ 25 % nicht indikativer (d. h. nicht eingestufter) Arten an der Gesamtquan- tität der Index als nicht gesichert betrachtet werden.

Wenn die genannten Voraussetzungen für einen gesicherten Index nicht gegeben sind, muss die Bewertung der Komponente „Makrophyten & Phytobenthos“ auf den Organismengruppen Dia- tomeen bzw. übriges Phytobenthos basieren. Die Ergebnisse für Makrophyten könnten aber ggf. unterstützend zur Gesamt-Bewertung des Bausteines herangezogen werden.

Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen nach WRRL Die Zuordnung der Indexgrenzen zu den Ökologischen Zustandsklassen (vgl. z. B. Tabelle 16) orientiert sich zum einen an der natürlichen Varianz der Biozönose an den Referenzstellen. Dadurch ergeben sich typspezifisch unterschiedliche Indexgrenzen. Zum anderen wurde auf der Grundlage von Expertenwissen versucht, die in der WRRL (EUROPÄISCHE UNION 2000, Anhang V) geforderte Klassifikation der Zustandsstufen anhand ihrer Abweichung vom Referenzzustand zu quantifizieren:

In Anhang V werden für die Zustandsstufe 1 (sehr guter Zustand) nur „sehr geringfügige“ Abwei- chungen vom Referenzzustand zugelassen, für die Zustandsstufen 2 und 3 (guter/mäßiger Zustand) werden „geringe“ bzw. „mäßige“ Abweichungen toleriert. Die Zustandsstufe 4 (unbefriedigend) wird bei erheblicher Abweichung der Biozönose vom Referenzzustand vergeben, Zustandsstufe 5 (schlecht) bei Fehlen von großen Teilen der Biozönose.

Zustandsstufe 1 wird demnach durch die Spannweite der Indexwerte an den Referenzstellen definiert. Diese Indexspanne ergibt sich v. a. durch unterschiedliche Anteile der Artengruppen A und B an der Referenzbiozönose (vgl. Abbildung 17). Der gute Zustand (2) zeigt geringe Abweichun- gen von der Referenzgesellschaft, typspezifische Arten der Artengruppen A und B überwiegen gegenüber Störzeigern. Der mäßige Zustand (3) wird durch einen deutlichen Rückgang der Qua- litätszeiger definiert, im mangelhaften Zustand (4) überwiegen Störzeiger. Auch bei ausschließli- chem Vorkommen von Arten der Gruppe C wird die Zustandsstufe 4 vergeben. Eine Indikation des schlechten Zustandes (5) muss bei Verödung der makrophytischen Vegetation erfolgen (vgl. Kapitel „Typspezifische Besonderheiten im Bewertungsverfahren (Fließgewässer)“).

65 Typspezifische Besonderheiten im Bewertungsverfahren (Fließgewässer) Im Folgenden wird die Anwendung des vorgestellten Bewertungsverfahrens auf die verschiedenen Typen von Fließgewässern erläutert. Bei einigen Makrophytentypen sind dabei Modifikationen der oben beschriebenen Vorgehensweise nötig. Die Reihenfolge der beschriebenen Typen ergibt sich aus der zunehmenden Komplexität des Verfahrens. Aus der im Projekt vorgegebenen Datengrundlage konnten nur Bewertungsansätze für die Typen MRK, MRS, MP (incl. MPG) und TN entwickelt werden, die im Folgenden erläutert werden. Für die Typen TR, TNg sowie Mg war die Aufstellung von Bewertungsmaßstäben aufgrund der geringen Zahl der untersuchten Probestellen in diesen Typen nicht möglich.

Karbonatisch-rhithral geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge, Voralpen und Alpen (MRK)

Bewertung Die Bewertung innerhalb des karbonatisch-rhithralen Mittelgebirgstyps erfolgt nach der im Kapitel 6.2.2.3 beschriebenen Vorgehensweise. Der Referenzindex wird nach Gleichung 3 errechnet:

Gleichung 3 Berechnung des Referenzindex im Makrophytentyp MRK.

RI = Referenzindex

n nC A QAi = Quantität des i-ten Taxons aus Gruppe A Q − Q ∑ Ai ∑ Ci QCi = Quantität des i-ten Taxons aus Gruppe C i=1 i=1 RI = ∗100 Qgi = Quantität des i-ten Taxons aller Gruppen ng nA = Gesamtzahl der Taxa aus Gruppe A ∑Qgi i=1 nC = Gesamtzahl der Taxa aus Gruppe C

ng = Gesamtzahl der Taxa aller Gruppen

Typspezifische Artengruppen Die typspezifischen Artengruppen für Typ MRK sind in Tabelle 15 zusammengefasst. Die Arten- gruppen wurden aus BACKHAUS (1967), WEBER-OLDECOP (1974a), KRAUSE (1979), KÖCK (1985), WEYER et al. (1990), SMITH (1992, 1996), LANDESANSTALT FÜR UMWELTSCHUTZ BADEN-WÜRTTEMBERG (1992), TREMP & KOHLER (1993), MÜHLENHOFF & BÜDEL (1995), SCHMEDTJE et al. (1998), TREMP (1999), PATON (1999) sowie NEBEL & PHILIPPI (2000, 2001) ergänzt.

Voraussetzungen für die Bewertung Die Gesamtquantität an der Probestelle muss mindestens 16 betragen, d. h. es müssen bei geringen Quantitäten sehr viele Arten, sonst mindestens zwei eingestufte Arten mit Pflanzenmenge 2 bzw. eine Art mit Pflanzenmenge 3 vorhanden sein. Diese geringe geforderte Gesamtpflanzenmenge ergibt sich aus der Tatsache, dass Typ MRK v. a. von Moosen charakterisiert wird, die a priori mit geringen Pflanzenmengen auftreten. Unterhalb einer Gesamtquantität von 16 muss der Index als nicht gesichert gelten. Er kann dann nur als Tendenz bzw. zur Unterstützung bei der Bewertung mit anderen Organismengruppen herangezogen werden.

66 Tabelle 15 Artengruppen Typ MRK teilweise ergänzt (*), Gattungen mit „spec.“ sind ohne übrige eingestufte Arten zu verstehen

A B C Amblystegium fluviatile Agrostis gigantea Butomus umbellatus Amblystegium tenax Agrostis stolonifera Ceratophyllum demersum* Brachythecium plumosum* Angelica sylvestris Elodea canadensis Brachythecium rivulare Azolla spec.* Elodea nuttallii Brachythecium rutabulum Berula erecta Hottonia palustris* Bryum argenteum Calliergonella cuspidata Hydrocharis morsus-ranae* Bryum bicolor agg. Callitriche spec.* Lagarosiphon major* Bryum spec. Caltha palustris* Lemna gibba* Bryum turbinatum Cardamine amara Lemna minor Calliergon giganteum* Carex spec.* Lemna trisulca* Callitriche hamulata Cinclidotus riparius Myriophyllum spicatum Callitriche obtusangula Dactylis glomerata Najas minor* Callitriche stagnalis* Deschampsia cespitosa Nuphar lutea* Chara spec.* Equisetum spec.* Nymphaea alba* Chiloscyphus polyanthos Fissidens crassipes* Potamogeton berchtoldii Cinclidotus aquaticus* Fissidens fontanus* Potamogeton crispus Cinclidotus danubicus Fontinalis antipyretica Potamogeton helveticus* Cinclidotus fontinaloides* Galium palustre Potamogeton lucens x natans* Conocephalum conicum* Glyceria fluitans Potamogeton lucens* Cratoneuron commutatum* Glyceria maxima* Potamogeton natans* Cratoneuron filicinum Groenlandia densa* Potamogeton nodosus x natans* Dichodontium pelludicum Hippuris vulgaris* Potamogeton nodosus* Didymodon ridigulus Holcus lanatus Potamogeton panormitanus* Drepanocladus aduncus Juncus articulatus* Potamogeton pectinatus Drepanocladus fluitans* Leptodictyum riparium Potamogeton perfoliatus* Eleocharis acicularis* Leskea polycarpa* Potamogeton trichoides* Eucladium verticillatum* Marchantia polymorpha Ranunculus aquatilis* Fissidens arnoldii* Mentha aquatica agg.* Ranunculus penicillatus* Fissidens grandifrons* Myosotis palustris agg.* Sagittaria spec.* Fissidens rufulus* Myriophyllum verticillatum* Sparganium emersum Fontinalis squamosa* Najas marina* Sparganium erectum* Hygrohypnum duriusculum* Nasturtium officinale agg. Spirodela polyrhiza Hygrohypnum eugyrium* Nitella flexilis* Trapa natans* Hygrohypnum luridum Oenanthe aquatica* Zannichellia palustris Hygrohypnum ochraceum* Phalaris arundinacea Hymenostylium recurvirostre* Poa spec. Hyocomium armoricum* Polygonum amphibium* Juncus subnodulosus* Polygonum hydropiper Jungermannia atrovirens Potamogeton filiformis* Jungermannia exsertifolia* Potamogeton mucronatus* Jungermannia sphaerocarpa* Potamogeton obtusifolius* Marsupella aquatica* Potamogeton perfoliatus x lucens* Marsupella emarginata* Potamogeton x nitens* Myriophyllum alterniflorum* R. fluitans x trichophyllus Nardia compressa* Ranunculus circinatus x trichophyllus* Nitella spec.* Ranunculus circinatus* Nitellopsis spec.* Ranunculus fluitans Pellia endiviifolia* Ranunculus trichophyllus Potamogeton alpinus* Rhynchostegium riparioides Potamogeton coloratus* Riccia fluitans* Racomitrium aciculare* Riccia rhenana* Ranunculus peltatus* Schoenoplectus lacustris* Rhynchostegium murale Veronica anagallis-aquatica Rhytidiadelphus sqarrosus Riccardia chamaedryfolia* Ricciocarpos natans* Scapania undulata Schistidium rivulare* Scorpidium scorpioides* Thamnobryum alopecurum* Tolypella spec.* Utricularia spec.*

67 Indexgrenzen Die Einteilung der Indexklassen erfolgte für den Typ MRK nach dem in Abbildung 18 dargestellten Schema. Es zeigt die der Bewertung zugrunde liegende Vegetationstabelle. Dunklere Hintergrund- farben verdeutlichen eine Zunahme in der Abundanz der betreffenden Artengruppe. Probestellen mit Gesamtquantitäten < 16 sind im Schema nicht dargestellt. Die Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen ist in Tabelle 16 zusammengefasst.

Die Abgrenzung der Ökologischen Zustandsstufen 2 und 3 (Handlungsbedarf nach WRRL), wurde dabei anhand der Arten der Referenzbiozönose vorgenommen. In der Zustandsstufe 2 wird der über- wiegende Anteil der Biozönose noch von Arten gebildet, die auch an Referenzstellen vorkommen. Zustandsstufe 3 wird demgegenüber durch zusätzliches Auftreten von Taxa der Artengruppe C charakterisiert, während die Elemente der Referenzbiozönose weiter zurücktreten. Zustandsstufe 4 wird bei starker Dominanz von Störzeigern indiziert. Die Zustandsstufe 5 (Makrophytenverödung, s. u.) wird für den Typ MRK nicht vergeben, da aufgrund der standörtlichen Voraussetzungen in diesem Typ eine geringe Gesamtquantität von Makrophyten typspezifisch sein kann. Vom Fehlen von Makropyhten kann also nicht auf eine Degradation geschlossen werden.

Tabelle 16 Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen (Typ MRK)

Indexwert Ökologische Einschränkung/Bedingung Typ MRK Zustandsklasse falls 5 % < C 20 % Zustand 2; 100 bis 20 1 ≤ Æ falls C > 20 % Æ Zustand 3 < 20 bis –15 2 falls C > 20 % Æ Zustand 3 < –15 bis –50 3 < –50 bis –100 4

68 Abbildung 18 Schema für die Einteilung der Indexwerte (Pflanzenmengen Submerse, Typ MRK)

69 Silikatisch-rhithral geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge, Voralpen und Alpen (MRS)

Bewertung Die Bewertung der submersen Makrophyten wird analog der im Kapitel 6.2.2.3 beschriebenen Methode durchgeführt. Die besonderen morphologischen Eigenschaften von Typ MRS (grobes Substrat, meist geringe Breite und Tiefe des Gewässers sowie starke Beschattung) haben zur Folge, dass die Bryophyta in diesen rhithral-silikatisch geprägten Fließgewässern eine besonders wichtige Rolle spielen. Demgegenüber treten die übrigen submersen Hydrophyten in ihrer Bedeutung zurück, da v. a. zu starke Beschattung für sie eine Limitierung darstellt. Um eine Bewertung auch für beschattete Standorte zu ermöglichen, werden die Moose für diesen Typ in einer eigenen Vegeta- tionstabelle untersucht und bewertet. Die übrigen Hydrophyten werden gesondert betrachtet und dienen der Ergänzung (s. u.). Eine weitere typspezifische Besonderheit im Typ MRS ist die in silikatisch geprägten Fließgewäs- sern als zusätzliche Degradationsart auftretende Versauerung. Die geringe Pufferkapazität kalkarmer Fließgewässer gegenüber Säureeinträgen aus der Umwelt führt dabei zu einer Absenkung des pH-Wertes, die für viele Makrophyten zum limitierenden Faktor werden kann (ARTS et al. 1990). Einige Spezialisten unter den Bryophyta können jedoch auch in versauerten Fließgewässern vorkommen (z. B. Scapania undulata, Marsupella emarginata, Sphagnum spec.) und dienen seit län- gerem als Indikatoren der Versauerung (TREMP & KOHLER 1993, 1995). Diese versauerungstole- ranten Arten können zwar auch bei nicht versauerten Verhältnissen vorkommen, bleiben aber bei zunehmender Versauerung als alleinige Mitglieder der Biozönose zurück, während sensible Arten durch zunehmenden Säureeinfluss verdrängt werden (LANDESANSTALT FÜR UMWELTSCHUTZ BADEN-WÜRTTEMBERG 1992). Sie können also, wenn sie alleine, d. h. nicht zusammen mit ver- sauerungsempfindlichen Arten vorkommen, als Bioindikatoren für die Versauerung herangezogen werden.

Für den Typ der rhitralen silikatisch geprägten Fließgewässer wird daher ein zusätzliches Modul „Versauerung“ eingeführt. Versauerungszeigende Arten (nach TREMP & KOHLER 1993, NEBEL & PHILIPPI 2000, 2001, SCHMEDTJE et al. 1998, LANDESANSTALT FÜR UMWELTSCHUTZ BADEN- WÜRTTEMBERG 1992) werden hierfür in eine gesonderte Artengruppe „V“ (vgl. Tabelle 17) eingeordnet. Anhand der Moosvegetation erfolgt zunächst die Bewertung der Versauerung der Probestelle, die durch eine alleinige Deckung von Versauerungszeigern aus der Artengruppe V (100 % V) indiziert wird. Liegt eine Versauerung vor, wird die Probestelle mit Zustandsstufe 3 bewertet. Wird keine Versauerung angezeigt, gilt für die Bewertung der Probestelle die Einstufung nach dem (modifizierten) Referenzindex (s. u.) Eine detailliertere Zuordnung zu den einzelnen Zustandsstu- fen mittels Versauerungszeigern wird nicht vorgenommen.

70 Tabelle 17 Moos-Artengruppen (Typ MRS) teilweise ergänzt (*), Gattungen mit „spec.“ sind ohne übrige eingestufte Arten zu verstehen.

A B C V Brachythecium plumosum* Amblystegium fluviatile* Brachythecium rutabulum* Drepanocladus fluitans* Bryum bicolor agg.* Amblystegium kochii Fontinalis antipyretica Hygrohypnum ochraceum Bryum pseudotriquetrum Amblystegium tenax Leptodictyum riparium Hyocomium armoricum* Chiloscyphus polyanthos Amblystegium varium* Marchantia polymorpha Jungermannia exsertifolia* Cratoneuron filicinum* Aneura pinguis* Rhynchostegium riparioides Jungermannia sphaerocarpa* Dichodontium pelludicum* Brachythecium rivulare Marsupella aquatica Drepanocladus exannulatus Bryum argenteum* Marsupella emarginata Fissidens arnoldii* Bryum turbinatum* Pellia epiphylla* Fissidens grandifrons* Calliergon giganteum* Scapania undulata Fissidens rufulus* Calliergonella cuspidata Sphagnum spec.* Hookeria lucens* Cinclidotus aquaticus* Hygrohypnum eugyrium* Cinclidotus danubicus* Jungermannia atrovirens* Cinclidotus fontinaloides* Nardia compressa* Cinclidotus riparius Pellia endiviifolia* Conocephalum conicum* Racomitrium aciculare Didymodon ridigulus* Rhynchostegium alopecurioides* Drepanocladus aduncus Riccardia chamaedryfolia* Eucladium verticillatum* Riccia rhenana* Fissidens crassipes Schistidium rivulare* Fissidens fontanus* Fissidens taxifolius* Fontinalis squamosa Hygrohypnum duriusculum Hygrohypnum luridum* Leskea polycarpa* Plagiomnium undulatum* Rhizomnium punctatum* Rhynchostegium murale* Rhytidiadelphus squarrosus Riccia fluitans* Ricciocarpos natans* Scorpidium scorpioides* Thamnobryum alopecurum*

In nicht versauerungsgefährdeten Gewässern zeigt das Auftreten von Arten der Gruppe V unbelastete Verhältnisse an (HOLMES et al. 1999, HARDING 1981, SCHMEDTJE et al. 1998). Die versauerungs- toleranten Arten aus Gruppe V können also, wenn keine Versauerung vorliegt, zusammen mit Gruppe A betrachtet werden. Für die Berechung des Referenzindexes (Gleichung 4) wird dann die Quantitätssumme der Artengruppe V zum Wert der Artengruppe A addiert:

Gleichung 4 Berechnung des Referenzindex im Makrophytentyp MRS

RI = Referenzindex

QAi = Quantität des i-ten Taxons aus Gruppe A n n n A V C QCi = Quantität des i-ten Taxons aus Gruppe C Q + Q − Q ∑ Ai ∑ Vi ∑ Ci QVi = Quantität des i-ten Taxons aus Gruppe V i=1 i=1 i=1 RI = ∗100 Qgi = Quantität des i-ten Taxons aller Gruppen ng nA = Gesamtzahl der Taxa aus Gruppe A ∑ Qgi i=1 nC = Gesamtzahl der Taxa aus Gruppe C

nV = Gesamtzahl der Taxa aus Gruppe V

ng = Gesamtzahl der Taxa aller Gruppen

Entsprechend Tabelle 18 erfolgt die Einteilung der Probestellen dann je nach Indexwert in die Zu- standsstufen 1 bis 3. Die Zustandsstufen 4 und 5 werden bei der Indexberechnung anhand der Moose nicht getrennt indiziert. Kann bei vollständigem Fehlen von Bryophyta keine Erklärung durch natürliche Umstände erfolgen, wird Zustandsstufe 4/5 vergeben, da in diesem Fall von einer sehr starken Degradation durch z. B. Eutrophierung, organische Belastung, künstlich erhöhte Trü-

71 bung oder Versauerung ausgegangen werden muss (Verödung, NEBEL & PHILIPPI 2000). Der In- dex soll aber in diesem Fall als nicht gesichert angesehen werden.

Tabelle 18 Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen (Typ MRS, Moose)

Indexwert Typ MRS Ökologische Einschränkung/Bedingung (Moose) Zustandsklasse 100 bis 35 1

< 35 bis –80 2 falls C > 50 % Æ Zustand 3 < –80 bis –100 3 - 4/5 keine Moose (Index nicht gesichert)

Nach der Indexberechnung für das Modul Versauerung und die Bewertung der Moosbiozönose an der Probestelle erfolgt zusätzlich eine Bewertung der übrigen Hydrophyten an der Probestelle (Tabelle 19, Abbildung 19). Diese werden gemäß der allgemeinen Vorgehensweise bewertet und die Probestellen in Zustandsstufen eingeteilt.

Tabelle 19 Artengruppen submerse Phanerogamen (Typ MRS) teilweise ergänzt (*), Gattungen mit „spec.“ sind ohne übrige eingestufte Arten zu verstehen.

A B C Callitriche hamulata Agrostis gigantea* Butomus umbellatus* Callitriche obtusangula* Agrostis spec. Ceratophyllum demersum* Callitriche stagnalis* Agrostis stolonifera Elodea candensis Myriophyllum alterniflorum* Angelica sylvestris* Elodea nuttallii* Potamogeton alpinus* Apium spec. Lemna minor Potamogeton coloratus* Berula erecta* Myriophyllum spicatum* Potamogeton polygonifolius* Callitriche spec. Nuphar lutea* Ranunculus peltatus* Cardamine amara* Potamogeton berchtoldii* Dactylis glomerata Potamogeton crispus Deschampsia cespitosa* Potamogeton lucens* Galium palustre Potamogeton mucronatus* Glyceria fluitans Potamogeton natans Glyceria maxima* Potamogeton nodosus* Groenlandia densa* Potamogeton panormitanus* Hippuris vulgaris* Potamogeton pectinatus Holcus lanatus* Potamogeton perfoliatus* Juncus articulatus Potamogeton trichoides Lysimachia nummularia Ranunculus aquatilis* Mentha aquatica agg.* Sparganium emersum Myosotis palustris agg.* Spirodela polyrhiza* Nasturtium officinale agg. Zannichellia palustris* Nitella flexilis* Phalaris arundinacea Poa pratensis Poa spec.* Polygonum hydropiper Potamogeton filiformis* Potamogeton obtusifolius* Ranunculus aquatilis Ranunculus circinatus* Ranunculus flammula* Ranunculus fluitans Ranunculus fluitans x trichophyllus* Ranunculus penicillatus* Ranunculus trichophyllus Schoenoplectus lacustris* Veronica anagallis-aquatica*

72 Abbildung 19 Schema für die Einteilung der Indexwerte (Pflanzenmengen submerse Pha- nerogamen, Typ MRS)

Verschneidung der Module Die Zusammenfassung der einzelnen Zustandsklassen, die sich aus der Bewertung der Module Versauerung, Moose und übrige Hydrophyten ergeben, erfolgt für die einzelnen Probestellen nach dem „worst-case“-Prinzip: Der jeweils schlechteste Wert bestimmt die endgültige Einstu- fung der Probestelle.

Durch diese Vorgehensweise werden verschiedene Möglichkeiten der Degradation abgedeckt: Bei ansonsten unbelasteten Verhältnissen aber gleichzeitiger Versauerung wird die Degradation über das Modul Versauerung indiziert. Tritt Eutrophierung auf, wird dies durch abnehmende Anteile der Artengruppen A und V verdeutlicht, d. h. der Referenzindex wird kleiner bzw. negativer. Die De- gradation durch Versauerung tritt bei steigenden Nährstoffgehalten immer weiter in den Hintergrund, da eine hohe Trophie die Folgen der Versauerung „maskiert“ (vgl. SCHWOERBEL 1999). Durch den Referenzindex werden bei stärkerer Degradation also Trophie und Versauerung in Kombination bewertet.

Typspezifische Artengruppen Die typspezifischen Artengruppen für Typ MRS werden in den Tabelle 17 und Tabelle 19 dargestellt. Die Ergänzung der Artengruppen erfolgte dabei aus folgender Literatur: BACKHAUS (1967), WEBER-OLDECOP (1974a), KÖCK (1985), WEYER et al. (1990), LANDESANSTALT FÜR UMWELT- SCHUTZ BADEN-WÜRTTEMBERG (1992), SMITH (1992 und 1996), TREMP & KOHLER (1993), MÜHLENHOFF & BÜDEL (1995), SCHMEDTJE et al. (1998), PATON (1999), TREMP (1999), NEBEL & PHILIPPI (2000 und 2001).

Voraussetzungen für die Bewertung Die Gesamtquantität an der Probestelle muss für die Bewertung mit Moosen bzw. mit Phanerogamen mindestens 16 betragen, d. h. es müssen bei geringen Quantitäten sehr viele Arten, sonst mindestens zwei indikative Arten mit Pflanzenmenge 2 bzw. eine Art mit Pflanzenmenge 3 vorhanden sein.

73 Unterhalb dieser Werte muss der Index als nicht gesichert gelten. Er kann dann nur als Hilfsgröße bei der Bewertung mit anderen Teilorganismengruppen verwendet werden. Die geringe Artenzahl und Abundanz von submersen Phanerogamen ist für die morphologischen Gegebenheiten des Typs MRS spezifisch (s. o.), aufgrund fehlender Gefäßpflanzen kann daher nicht auf eine Makro- phytenverödung geschlossen werden. Bei Fehlen von Gefäß-Hydrophyten bzw. wenn der Referenzindex für das Modul „Phanerogamen“ nicht gesichert ist, können die Moose als alleinige Indikatorgruppe herangezogen werden. Werden bei der Bewertung des Moduls „Moose“ die Voraussetzungen für eine gesicherte Bewertung nicht erfüllt, muss der Gesamtindex für die Probestelle ebenfalls als nicht gesichert betrachtet werden.

Indexgrenzen Die Einteilung der Indexklassen erfolgte für den Typ MRS entsprechend der nachfolgend dargestellten Schemata (Abbildung 19 und Abbildung 20). Intensivere Hintergrundfarben in den Vegeta- tionstabellen verdeutlichen eine Zunahme in der Abundanz der betreffenden Artengruppe. Probe- stellen ohne Makrophyten sind im Schema nicht dargestellt. Die Index-Grenzwerte für die Einteilung in die Zustandsstufen sind in Tabelle 18 und Tabelle 20 wiedergegeben.

Tabelle 20 Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen (Typ MRS, Phanerogamen)

Indexwert Typ MRK Ökologische Einschränkung/Bedingung (Phanerogamen) Zustandsklasse 100 bis 25 1 < 25 bis 0 2 < 0 bis –40 3 < –40 bis –100 4/5

Die Ökologische Zustandsklasse 3 wird im Typ MRS bei Betrachtung der Moose entweder durch die Dominanz von Versauerungszeigern oder von Taxa der Artengruppe C charakterisiert. Ein Fehlen von Moosen indiziert die (ungesicherte) Zustandsstufe 4/5. Bei der Bewertung anhand der makrophytischen Gefäßpflanzen wird bei einem Indexwert < 0 (d. h. sobald mehr Störzeiger (Gruppe C) als Gütezeiger (Gruppe A) vorhanden sind) die Zustandsstufe 3 vergeben. Die Zu- standsstufen 4 und 5 werden bei den submersen Phanerogamen ebenfalls zusammengefasst.

Potamal geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge, Voralpen und Alpen (MP) inclusive Untertyp MPG (grundwasserbeeinflusst)

Bewertung Die Beschreibung des Degradationsverlaufes in Typ MP(G) erfolgt nach der im allgemeinen Teil beschriebenen Vorgehensweise, der Referenzindex wird aus den Anteilen der Artengruppen A, B und C anhand der Gleichung 2 berechnet.

74 Abbildung 20 Schema für die Einteilung der Indexwerte (Pflanzenmengen Moose, Typ MRS) kursiv: Index nicht gesichert

Typspezifische Artengruppen Die typspezifischen Artengruppen für Typ MP(G) sind in Tabelle 21 zusammengefasst.

Da für diesen Typ aufgrund langanhaltender anthropogener Nutzung der durchflossenen Naturräume (ELLENBERG 1996, KÜSTER 1999) nahezu keine natürlichen Referenzstellen mehr existieren, wird die Referenzbiozönose (Artengruppe A) rekonstruiert. Hierfür werden einerseits noch vorhandene, grundwasserbeeinflusste Stellen an unbelasteten Fließgewässern herangezogen, andererseits werden die Arten der Referenzbiozönose von unbelasteten potamalen Mittelgebirgs-Fließgewässern aus der Literatur ergänzt (vgl. KRAUSE 1979, KOHLER 1981, WEBER-OLDECOP 1981, MONSCHAU- DUDENHAUSEN 1982, MELZER & HARLACHER 1985, CARBIENER & ORTSCHEIT 1987, KOHLER et al. 1994, ROBACH et al. 1996, KOHLER et al. 1997, SCHMEDTJE et al. 1998, SCHNEIDER 2000).

Abbildung 21 zeigt die Vegetationstabelle, auf deren Basis die Grenzen der Indexwerte ermittelt wurden. Die meisten der untersuchten Fließgewässer können nicht mehr innerhalb des Qualitätsziels „guter ökologischer Zustand“ eingeordnet werden, da sie aufgrund ihres Umlandes (s. o.) bereits anthropogen bedingten Degradationen unterliegen.

75 Tabelle 21 Artengruppen Submerse (Typ MP incl. MPG) teilweise ergänzt (*), Gattungen mit „spec.“ sind exclusive der eingestuften Arten zu verstehen.

A B C Amblystegium fluviatile* Agrostis spec. Azolla spec.* Amblystegium tenax* Berula erecta Butomus umbellatus Brachythecium plumosum* Brachythecium rivulare* Ceratophyllum demersum Bryum pseudotriquetrum* Callitriche obtusangula* Elodea canadensis Calliergon giganteum* Callitriche spec. Elodea nuttallii Callitriche hamulata Caltha palustris* Hottonia palustris* Callitriche stagnalis* Carex spec.* Hydrocharis morsus-ranae Chara aspera Cinclidotus aquaticus* Lagarosiphon major* Chara contraria* Cinclidotus riparius* Lemna gibba* Chara delicatula* Deschampsia cespitosa* Lemna minor Chara globularis* Drepanocladus aduncus Lemna spec. Chara hispida Eleocharis acicularis* Myriophyllum spicatum Chara intermedia Equisetum fluviatile* Najas minor* Chara tomentosa* Equisetum palustre* Nuphar lutea Chara vulgaris* Fissidens crassipes Potamogeton crispus Chiloscyphus polyanthos Fontinalis antipyretica Potamogeton helveticus* Cratoneuron commutatum* Fontinalis squamosa* Potamogeton nodosus Cratoneuron filicinum* Galium palustre Potamogeton pectinatus Groenlandia densa* Galium spec.* Potamogeton trichoides Hippuris vulgaris* Glyceria fluitans Sagittaria latifolia* Hygrohypnum ochraceum* Glyceria maxima Sagittaria sagittifolia* Hymenostylium recurvirostre* Lemna trisulca* Sparganium emersum Hyocomium armoricum* Leptodictyum riparium Sparganium erectum Juncus articulatus* Lysimachia nummularia Spirodela polyrhiza Juncus bulbosus* Myosotis palustris agg. Trapa natans* Juncus subnodulosus* Myriophyllum verticillatum Zannichellia palustris Jungermannia atrovirens* Najas marina* Marsupella aquatica* Nasturtium officinale agg. Marsupella emarginata* Nymphaea alba* Mentha aquatica agg. Nymphoides peltata* Myriophyllum alterniflorum Oenanthe aquatica* Nitella flexilis* Oenanthe fluviatilis* Nitella mucronata* Pellia endiviifolia* Nitella opaca* Phalaris arundinacea Nitella tenuissima* Polygonum amphibium* Nitellopsis obtusa* Polygonum spec. Philonotis calcarea* Potamogeton berchtoldii Potamogeton alpinus Potamogeton filiformis* Potamogeton coloratus* Potamogeton lucens x natans* Potamogeton polygonifolius* Potamogeton lucens* Potamogeton x nitens* Potamogeton mucronatus* Ranunculus peltatus Potamogeton natans* Riccia fluitans* Potamogeton nodosus x natans* Riccia rhenana* Potamogeton obtusifolius Scapania undulata* Potamogeton panormitanus* Scorpidium scorpioides* Potamogeton perfoliatus Sparganium minimum* Potamogeton perfoliatus x lucens* Sphagnum spec.* Potamogeton x zizi* Tolypella glomerata* Ranunculus aquatilis Tolypella prolifera* Ranunculus circinatus Utricularia spec.* Ranunculus circinatus x trichophyllus* Ranunculus fluitans Ranunculus fluitans x trichophyllus Ranunculus penicillatus Ranunculus repens Ranunculus trichophyllus Rhynchostegium riparioides Schoenoplectus lacustris* Veronica anagallis-aquatica (übrige Bryophyta)

76 Abbildung 21 Schema für die Einteilung der Indexwerte (Pflanzenmengen Typ MP(G))

77 Es muss davon ausgegangen werden, dass auch natürlicherweise vorkommende Referenzstellen potamaler Mittelgebirgsgewässer leicht erhöhte Konzentration an Pflanzennährstoffen aufweisen würden (River-Continuum-Concept nach VANNOTE et al. 1980, zit. aus SCHÖNBORN 1992), und nicht direkt mit vollkommen unbelasteten, extrem grundwasserbeeinflussten Fließgewässern vergleichbar sind (vgl. CARBIENER & ORTSCHEIT 1987, ROBACH et al. 1996). Da sich die im Typ MP(G) zusammengefassten Probestellen aber hinsichtlich ihrer morphologischen Habitatfaktoren nicht unterscheiden (vgl. Kapitel 6.2.2), wird der Typ nicht aufgegliedert, sondern es werden zwei Unter- typen gebildet. Die „Eichung“ eines Referenzzustandes für potamale Mittelgebirgsgewässer an grundwasserbeeinflussten Fließgewässern birgt dennoch die Gefahr einer grundsätzlich zu schlechten Bewertung der nicht grundwassergeprägten Fließgewässer. Gleichzeitig werden bei zu weit gefasster Bewer- tung degradierte Grundwasserbäche zu gut eingestuft. Um zu verhindern, dass damit die Grenzen für den Handlungsbedarf in unrealistischen Bereichen festgelegt werden, wurden die Indexgren- zen für den Referenzindex für die beiden Untertypen „grundwasserbeeinflusst“ (MPG) bzw. „nicht grundwasserbeeinflusst“ (MP) nach verschiedenen Maßstäben festgelegt (Tabelle 22 und Tabelle 23).

Im Unterschied zu den rhithralen Mittelgebirgstypen MRS und MRK wird bei den potamalen Mittelgebirgsgewässern nicht nach silikatischer und karbonatischer Ausprägung unterschieden. Die Referenzbiozönosen dieser geochemischen Untertypen unterscheiden sich zwar in ihrer Ar- tenzusammensetzung, bei zunehmender Degradation durch Eutrophierung werden aber die Unter- schiede durch das vermehrte Auftreten eutraphenter Arten verwischt (KOHLER 1981, ROBACH et al. 1996). Darüber hinaus sind die Unterschiede im Karbonatgehalt der potamalen Unterläufe des Typs MP(G) als nicht so gravierend einzustufen wie bei den Oberläufen des Typs MRS und MRK, da die Fließgewässer des Typs MP(G) aufgrund ihrer meist längeren Laufstrecke auch mehr Kar- bonat aus Zuflüssen oder beim Durchfließen karbonatischer Landschaften aufnehmen können (Verschleppungseffekt). Auch die Versauerung spielt, anders als beim natürlich oligotrophen Typ MRS, aufgrund der unter natürlichen Bedingungen höheren Trophie der potamalen Mittelge- birgsgewässer eine untergeordnete Rolle (vgl. Typ MRS).

Auf die größere Homogenität innerhalb potamaler Fließgewässer weist auch WIEGLEB (1981, S. 428) hin: „Floristisch gesehen sind die rhithralen Vegetationstypen heterogener als die potamalen. Das hat seine Entsprechung darin, dass die rhithralen Gewässer eine sehr viel heterogenere Grup- pe sind als die potamalen und sich in Bezug auf Kalkgehalt, Trophie, Substrateigenschaften und weitere Merkmale stärker voneinander unterscheiden.“

Daher wird im Typ MP(G) die Bewertung silikatischer und karbonatischer Fließgewässer mittels des gleichen Schemas vorgenommen. In der Artengruppe A werden also sowohl Taxa carbonati- scher (z. B. Characeen) als auch silikatischer Referenzbiozönosen (z. B. Myriophyllum alterniflorum) zusammengefasst.

Voraussetzungen für die Bewertung Die Gesamtquantität (GesQ) der submersen Makrophyten an der Probestelle muss für die Bewer- tung mindestens 27 betragen. Bei Gesamtquantitäten < 27 muss die aus dem errechneten Indexwert ermittelte Ökologische Zustandsklasse als nicht gesichert gelten. Sie kann dann nur zur Unterstüt- zung anderer Bewertungsverfahren (z. B. mittels Diatomeen oder anderen Phytobenthos-Algen) als Tendenz herangezogen werden.

78 Die typspezifischen morphologischen Bedingungen potamaler Mittelgebirgsgewässer bieten normalerweise ideale Lebensvoraussetzungen für submerse Makrophyten („Makrophytenregion“ nach ROLL 1938, „Phanerogamenregion“ nach WEBER-OLDECOP 1974a, POTT & REMY 2000). Bei geringem (GesQ < 27) oder fehlendem Makrophytenbewuchs, der nicht durch natürliche Ursachen, wie z. B. starke Beschattung erklärt werden kann, muss daher geprüft werden, ob eine sogenannte Makrophytenverödung durch übermäßige organische oder trophische Belastung vorliegt (KOHLER 1975, WEYER 2001). Dies kann z. B. durch die Heranziehung der Ergebnisse aus der Bewertung mit Phytobenthos erfolgen. Liegt eine Makrophytenverödung vor, wird die Ökolo- gische Qualitätsklasse 5 vergeben, der Index sollte aber dann ebenfalls als nicht gesichert betrachtet werden.

Indexgrenzen Die Festlegung der Indexgrenzen erfolgte nach dem in Abbildung 21 dargestellten Schema. Probe- stellen mit Gesamtquantitäten < 27 werden im Schema nicht wiedergegeben. Die Indexgrenzen für die Bewertung der Gewässer im Untertyp MP sind in Tabelle 22 dargestellt. Die Grenze zwischen den Zustandsstufen 2 und 3 wurde bei einem Anteil von 50 % Taxa der Artengruppe C („Störzeiger“) an der Gesamtquantität aller Submersen gezogen.

Tabelle 23 zeigt die Zuordnung der Ökologischen Zustandklassen für grundwasserbeeinflusste Gewässer des Untertyps MPG. Im Unterschied zu Typ MP wird hier die Grenze des Handlungs- bedarfes (Zustandsstufe 3) bereits erreicht, wenn genauso viele Störzeiger aus Artengruppe C wie Arten der Gruppe A an einer Probestelle auftreten. Dieser strengere Maßstab wird aufgrund der natürlicherweise niedrigeren Hintergrundbelastung von grundwasserbeeinflussten Fließgewässern angelegt (s. o.). Die Bewertung nach den Grenzwerten für Typ MPG sollte bei bekanntem bzw. merklichem Grundwasserzufluss (z. B. wenn die Stelle auffällig sommerkalt und winterwarm ist) erfolgen.

Tabelle 22 Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen (Typ MP)

Ökologische Indexwert Typ MP Einschränkung/Bedingung Zustandsklasse 100 bis 50 1

< 50 bis –50 2 falls C ≥ 50 Æ Zustand 3 < –50 bis –80 3 < –80 bis –100 4

- 5 Makrophytenverödung Æ Zustand 5 (ungesichert)

Tabelle 23 Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen (Typ MPG)

Ökologische Indexwert Typ MPG Einschränkung/Bedingung Zustandsklasse 100 bis 80 1

< 80 bis 0 2 falls C ≥ 50 Æ Zustand 3 < 0 bis –50 3 < –50 bis –100 4

- 5 Makrophytenverödung Æ Zustand 5 (ungesichert)

79 (Mittelgroße) Niederungsfließgewässer des Norddeutschen Tieflands (TN)

Bewertung Die Bewertung der mittelgroßen Niederungsfließgewässer des Norddeutschen Tieflandes erfolgt nach dem oben beschriebenen Schema für den Referenzindex (Gleichung 2). Zur eindeutigen Einordnung der untersuchten Probestellen in die Ökologischen Qualitätsklassen müssen beim Typ TN im Gegensatz zu den übrigen Makrophytentypen aber Parameter mit einbezogen werden, die die Dominanzstruktur der Biozönose berücksichtigen.

Diese Erweiterung des Bewertungsschemas wird durch die Tatsache nötig, dass die Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes aufgrund ihrer natürlichen Einzugsgebiete bereits höhere Nährstoff- werte aufweisen als die Fließgewässer der Mittelgebirge und des Alpenvorlandes. Unterschiede in der Makrophytenausstattung, die vor allem auf unterschiedlichen Nährstoffniveaus beruhen, werden dadurch nivelliert. Arten, die in Süddeutschland eindeutig der Gruppe C (eutraphente Störzeiger) zugeordnet werden können, treten in norddeutschen Niederungsgewässern als typspezifische Ele- mente der Referenzbiozönosen auf. So sind z. B. Sparganium emersum oder Potamogeton pectinatus in artenreichen Makrophytenbeständen norddeutscher Fließgewässer nicht unbedingt als Degradationszeiger anzusehen (HERR 1984), ausgenommen sie treten in Dominanzbeständen auf (WIEGLEB 1981, WILS et al. 1994). Bei der Zuordnung der Taxa zu den Artengruppen A, B und C müssen ebenfalls andere Maßstäbe angelegt werden: Artengruppe A beeinhaltet typspezifische Arten, die anhand der Makrophyten an den Referenzstellen sowie anhand von Literaturbelegen für Makrophytenbiozönosen im naturnahen Zustand eingeordnet wurden. Die Taxa der Artengruppe B sind indifferente Arten mit weiter ökologischer Amplitude und damit geringem Indikationswert bzw. Arten, die nicht zu Arten- gruppe A gehören, aber auch nicht als extreme Störzeiger anzusehen sind. Artengruppe C rekru- tiert sich aus Störzeigern im engeren Sinne bzw. aus Arten, die extreme Belastungen tolerieren und in deren Folge Dominanzbestände ausbilden können.

Die beiden neophytischen Arten Elodea canadensis und Elodea nuttallii werden hierbei z. B. in Artengruppe B eingeordnet, da sie zwar als konkurrenzkräftige Neophyten die Biozönose negativ beeinflussen können (WEBER-OLDECOP 1977b), aber sowohl an Referenzstellen auftreten können wie auch eine stärkere Sensibilität gegenüber Eutrophierung zeigen als Arten der Gruppe C. Auch TREMP (2001) fand, dass aus dem Auftreten der beiden Elodea-Arten nicht immer auf geringere Biodiversität der Makrophytengemeinschaft geschlossen werden kann.

Damit tritt die Bedeutung der Diversität innerhalb der Makrophytengemeinschaften im Typ TN viel stärker in den Vordergrund als bei den übrigen Typen (WIEGLEB 1981, WEYER 2001).

Die Diversität kann über die Taxazahl sowie über verschiedene Indices ausgedrückt werden (WASHINGTON 1984, KOHMANN & SCHMEDTJE 1986, THIEBAUT et al. 2002). Im Folgenden wird der Diversitäts-Index Hs nach SHANNON & WEAVER (1949) gemäß folgender Formel (Gleichung 5) verwendet:

Gleichung 5 Berechnung des Diversitäts-Index nach SHANNON & WEAVER (1949)

s Hs = Diversitätsindex N = Quantität der Art i/Gesamtquantität aller Arten H s = −∑ Ni ⋅ ln Ni i i=1 s = Gesamt-Taxazahl der Biozönose

80 Dieser Index ist in der Limnologie sehr gebräuchlich (KOHMANN & SCHMEDTJE 1986, SEELE 2000). Es gehen die Proportionen der einzelnen Arten (d. h. die %-Anteile des Taxons an der Gesamt- abundanz, berechnet über die Quantität, s. o.) ein. Unterschiede im Probevolumen werden durch den Index nivelliert (KOHMANN & SCHMEDTJE 1986), was die Vergleichbarkeit der Indexwerte verschiedener Gemeinschaften gewährleistet. Zum direkten Vergleich von Gemeinschaften wird oft die aus der Diversität gebildete Evenness benutzt, die angibt, mit welcher Gleichmäßigkeit die Individuen unter den einzelnen Arten verteilt sind (ODUM 1983) und somit die Dominanzstrukturen in einer Gesellschaft widerspiegelt (LOZÁN 1992). Ihre Berechnung (Gleichung 6) erfolgt aus dem Verhältnis zwischen bestehender Verteilung und maximaler Gleichverteilung:

Gleichung 6 Berechnung der Evenness

E= Evenness H s E = Hs = Diversitätsindex nach SHANNON-WEAVER ln s s= Gesamtartenzahl

Eine maximale Evenness von 1 liegt vor, wenn sich die Abundanzen der gefundenen Arten nicht unterscheiden, d. h. alle vorkommenden Taxa völlig gleich verteilt sind. Der Wert der Evenness schwankt in den Referenzstellen der hier verwendeten Datensätze zwischen 1 und 0,80. Daher wird eine Degradation bei Evenness-Werten < 0,75 angenommen. Zur genaueren Beschreibung der Degradation innerhalb der Makrophytenzönosen werden weitere Größen herangezogen, die die Dominanzstrukturen in der Gemeinschaft widerspiegeln. Da weder Diversitätsindex noch Evenness darauf eingehen, welche Arten an der Bildung von Dominanzver- hältnissen in der Zönose beteiligt sind, werden zusätzlich die %-Anteile von Potamogeton pectinatus, Sparganium emersum sowie der Artengruppe C betrachtet. Damit wird ausgedrückt, ob Dominanzbestände dieser Arten gebildet werden (s. o.). Auch die Taxazahl als einfachstes Maß der Diversität wird einbezogen. Zusätzlich zum Referenzindex werden demnach folgende Kriterien berücksichtigt: • Evenness < 0,75 • % Potamogeton pectinatus ≥ 30 • % Sparganium emersum ≥ 30 • % C ≥ 30 • Taxazahl < 4 Treffen zwei oder mehr dieser Zusatzkriterien zu, wird die Ökologische Qualitätsstufe, die sich aus dem Referenzindex ergibt, um eine Stufe erhöht (d. h. zum Schlechteren korrigiert), jedoch schlechtestenfalls auf die Ökologische Qualitätsklasse 4. Als Zustandsstufe 5 wird die Makro- phytenverödung bezeichnet (s. u.).

Typspezifische Artengruppen Die Artengruppen A, B und C sind in Tabelle 24 dargestellt. Zur Ergänzung der Artengruppen wurde folgende Literatur verwendet: WILS et al. (1994), WEYER et al. (1990), WEYER (2001), TIMM et al. (1999), EHLERT et al. (2001), WIEGLEB (1979, 1981), BECKER et al. (1992), HERR (1984), WEBER-OLDECOP (1981, 1977a), KÖCK (1981), WEGENER (1982), ARENDT (1981, 1982), SOMMERHÄUSER et al. (2001).

81 Tabelle 24 Artengruppen Submerse (Typ TN) teilweise ergänzt (*), Gattungsnamen mit „spec.“ sind exclusive eingestufter Arten zu verstehen.

A B C Amblystegium tenax* Agrostis stolonifera Callitriche obtusangula* Berula erecta Butomus umbellatus Nuphar lutea Bryum knowltonii Callitriche palustris agg.* Potamogeton berchtoldii Callitriche hamulata Callitriche platycarpa* Potamogeton mucronatus* Callitriche stagnalis* Callitriche spec.* Potamogeton panormitanus* Chara spec. * Ceratophyllum demersum Potamogeton pectinatus Chiloscyphus polyanthos* Elodea canadensis Potamogeton trichoides* Cratoneuron spec.* Elodea nuttallii Sparganium emersum Dermatocarpon weberi* Fontinalis antipyretica (Kleinlaichkräuter) Eleocharis acicularis* Glyceria spec. Fontinalis squamosa* Hydrocharis morsus-ranae Groenlandia densa* Hydrocotyle vulgaris Hippuris vulgaris* Impatiens glandulifera* Hottonia palustris* Lemna gibba Hygrohypnum luridum* Lemna minor Hygrohypnum ochraceum* Lemna trisulca Hyocomium armoricum* Leptodictyum riparium Isolepis fluitans* Marchantia polymorpha* Juncus bulbosus* Mentha aquatica agg. Jungermannia exsertifolia* Myosotis palustris agg. Jungermannia sphaerocarpa* Myriophyllum spicatum Marsupella aquatica* Myriophyllum verticillatum* Marsupella emarginata* Nymphaea alba* Menyanthes trifoliata Phalaris arundinacea Myriophyllum alterniflorum Polygonum amphibium* Nardia compressa* Polygonum hydropiper Nasturtium officinale agg. Potamogeton acutifolius* Nitella flexilis* Potamogeton compressus* Nitella mucronata* Potamogeton crispus Nitella spec.* Potamogeton obtusifolius* Potamogeton alpinus Ranunculus circinatus Potamogeton coloratus* Ranunculus fluitans Potamogeton gramineus* Ranunculus fluitans x trichophyllus* Potamogeton lucens Ranunculus penicillatus agg. Potamogeton natans Ranunculus repens Potamogeton nodosus* Rhynchostegium riparioides Potamogeton perfoliatus Riccia fluitans* Potamogeton polygonifolius* Schoenoplectus lacustris Potamogeton praelongus* Solanum dulcamara* Potamogeton x zizi Spirodela polyrhiza Racomitrium aciculare* Zannichellia palustris* Ranunculus hederaceus* (übrige Bryophyta) Ranunculus peltatus* Ranunculus trichophyllus* Rhynchostegium alopecurioides* Sagittaria sagittifolia Scapania undulata* Schistidium rivulare* Sparganium minimum* Sphagnum spec.* Stratiotes aloides* Utricularia australis* Utricularia vulgaris* Veronica anagallis-aquatica*

82 Voraussetzungen für die Bewertung Die Gesamtquantität (GesQ) der submersen Makrophyten muss für die Bewertung mindestens 27 betragen. Bei geringerem Makrophytenvorkommen gilt die aus dem Indexwert ermittelte Ökologi- sche Qualitätsklasse als nicht gesichert (s. o.). Sie kann dann nur als unterstützende Tendenz in die Gesamtbewertung einfließen. Die norddeutschen Niederungsgewässer sind unter natürlichen Bedingungen sehr gut für die Be- siedlung mit Makrophyten geeignet (POTT & REMY 2000, WEYER 2001). Daher muss bei einer Gesamtquantität von < 27 oder bei vollständigem Fehlen von Makrophyten geprüft werden, ob natürliche Ursachen, wie z. B. starke Beschattung vorliegen, oder ob eine sogenannte Makrophyten- verödung durch übermäßige organische oder trophische Belastung entstanden ist (KOHLER 1975, WEYER 2001). Dies kann z. B. durch die Heranziehung der Ergebnisse aus den Organismengruppen Diatomeen und übriges Phytobenthos erfolgen. Liegt eine Makrophytenverödung vor, wird für den Baustein Makrophyten die Ökologische Qualitätsklasse 5 vergeben, der Index sollte aber dann als ungesichert betrachtet werden.

Indexgrenzen Die Festlegung der Degradationsstufen erfolgte wie in Abbildung 22 dargestellt (Probestellen mit Gesamtquantitäten < 27 sind im Schema nicht dargestellt). Die Indexwerte sind in Tabelle 25 wiedergegeben. Die Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen erfolgte anhand einer kombinierten Beurteilung der oben beschriebenen Parameter auf der Grundlage von Literaturbelegen sowie Expertenwissen.

Tabelle 25 Zuordnung der Indexwerte zu den ökologischen Zustandklassen (Typ TN)

Ökologische Indexwert Typ TN Einschränkung/Bedingung Zustandsklasse 100 bis > 0 1 beachte Zusatzkriterien! 0 bis –50 2 beachte Zusatzkriterien! < –50 bis –70 3 beachte Zusatzkriterien! < –70 bis –100 4 beachte Zusatzkriterien!

- 5 Makrophytenverödung Æ Zustand 5 (ungesichert)

83 Abbildung 22 Schema für die Einteilung der Indexwerte (Pflanzenmengen Typ TN) Referenzstellen blau hervorgehoben

84 6.3 Diatomeen

6.3.1 Struktur des Datensatzes

6.3.1.1 Prüfung und Standardisierung von Daten vergangener Untersuchungen In einer Vorstudie wurden Untersuchungen aus vergangenen Jahren auf ihre Eignung für das Projekt überprüft (SCHMEDTJE et al. 2001a). Da die Diatomeensystematik in den Jahren 1986–1991 einer grundlegenden Revision unterlag, wurden ausschließlich Untersuchungen nach 1991 berücksichtigt. Diese Einschränkung war nötig, da die Neufassung der Süßwasserflora (KRAMMER & LANGE- BERTALOT 1986–1991) zu einer Verdreifachung der Taxazahl geführt hat. Als Folge davon lassen sich in Studien, die vor 1991 datieren viele Arten gar nicht oder nicht zweifelsfrei zuordnen. Weiterhin wurden nur jene Untersuchungen als geeignet befunden, deren Methodik der Probe- nahme und Probenaufbereitung dem internationalen Standard entspricht. Es wurden nur solche Daten aufgenommen, die von erfahrenen Bearbeitern erhoben wurden und die mindestens eine Vegetationsperiode umfassen, wobei eine dreimalige Probenahme als ausreichend angesehen wurde. Um einen möglichst homogenen Datensatz zu erhalten, wurde im Rahmen des vorliegenden Projektes zusätzlich eine taxonomische Standardisierung der ausgewählten Daten durchgeführt.

6.3.1.2 Datenstruktur Die Auswahl der Probestellen wurde vom Bayerischen Landesamt für Wasserwirtschaft auf der Basis der Fließgewässertypologie von SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert) durchgeführt. Insgesamt liegen 736 Befunde von 280 Probestellen an 207 Fließgewässern vor (siehe Tabelle 26). Davon wurden 52 % im Rahmen des Projektes in den Vegetationsperioden 2000/2001 neu erhoben. Da- ten von 70 österreichischen Stellen wurden vom Österreichischen Bundesministerium für Land- und Forstwirtschaft, Umwelt und Wasserwirtschaft aus dem Projekt „Leitbildbezogenes Bewer- tungsverfahren für Phytobenthos und Makrophyten gemäß EG-Wasserrahmenrichtlinie“ zur Ver- fügung gestellt. Innerhalb der deutschen „Altdaten“ stammen 42 % aus der Studie von CORING et al. (1999). Eine Zusammenstellung der untersuchten Gewässer und Untersuchungszeiträume ist Tabelle 1 und Tabelle 2 (Kapitel 6.1) zu entnehmen. Unter dem taxonomischen Aspekt kann der Datensatz als weitgehend homogen gelten, da 80 % der Befunde von einem Bearbeiter erhoben wurden (siehe Abbildung 23). Insgesamt 99 % der Proben wurden von zwei Bearbeitern mit ver- gleichbarem Kenntnisstand ausgewertet.

Tabelle 26 Struktur des Fließgewässer-Datensatzes

384 Neu erhobene Befunde 230 Vorhandene Befunde 122 Befunde aus Österreich 736 Gesamtzahl der Befunde 27669 Zahl der Datensätze (Taxon und Häufigkeit)

85 Hofmann Werum Tyroller Schranz Schiefele Dahinten

Abbildung 23 Bearbeiter der Fließgewässerproben

6.3.2 Methoden

6.3.2.1 Probenahme Da Diatomeengesellschaften im Jahresgang einen ausgeprägten Aspektwechsel aufweisen können, dessen Verlauf und Intensität in verschiedenen Gewässertypen unterschiedlich ausgeprägt ist, wurden an Fließgewässern dreimalig Proben entnommen. Dies gewährleistet eine ausreichende Datengrundlage zur ganzheitlichen Charakterisierung der typspezifischen Gesellschaften und dient dem Nachweis, welche Jahreszeit in den einzelnen biozönotischen Typen zur Bewertung am besten geeignet ist. Die im Projekt vorgegebenen, mittels geographischer Rechts- und Hochwerte beschriebenen Un- tersuchungsstellen wurden auf topographischen Karten der Maßstäbe 1:25 000 bzw. 1:50 000 lokalisiert und aufgesucht. Die Kenngrößen der untersuchten Gewässerabschnitte (Lage, Substrate, Lichtverhältnisse etc.) wurden in einem Probenahmeprotokoll vermerkt und die Stellen fotografisch dokumentiert. Die Probenahme wurde in den Jahren 2000 und 2001 durchgeführt (siehe Tabelle 27) und erfolgte weitgehend nach den Richtlinien der Norm EN 13946 (CEN 2003) bzw. nach den Vorgaben von KELLY et al. (1998). Danach wird der Aufwuchs von natürlichen, für den jeweiligen Gewässertyp charakteristischen Substraten in einer dauerhaft von Wasser überfluteten Tiefenzone entnommen. Bereiche mit extrem starker Strömung wie auch ufernahe Stillwasserzonen wurden vermieden. Ebenso wurden stark beschattete Gewässerabschnitte nicht berücksichtigt – es sei denn, sie waren charakteristisch für das zu untersuchende Gewässer. In Gewässern mit hoher bis mäßiger Fließgeschwindigkeit wurden Hartsubstrate besammelt, ins- besonders mittelgroße bis große Steine. Dazu wurden mindestens fünf, so weit wie möglich über den Gewässerquerschnitt verteilte und unter normalen hydrologischen Bedingungen keiner Umla-

Tabelle 27 Untersuchungszeiträume in Fließgewässern

2000 2001 2001 September/Oktober Februar/März Juni-August

86 gerung unterworfenen Steine vorsichtig entnommen. Der Aufwuchs der Steinoberseite wurde mit einem Löffel abgekratzt und in ein beschriftetes Weithalsprobengefäß überführt. In langsam fließenden Gewässern wird von KELLY et al. (1998) zur Bestimmung von verschiedenen Belastungszuständen mittels Indizes die Beprobung von vertikal exponierten Hartsubstraten, wie Brückenpfeiler oder Quais, empfohlen. In der vorliegenden Untersuchung, die auf die Erfassung der Gewässertyp-spezifischen Biozönosen zielt, wurde diese Vorgehensweise nur in Ausnahme- fällen in strukturell stark degradierten Gewässern gewählt. Bevorzugt wurde vielmehr das in den Gewässern natürliche Bodensubstrat, welches in der Regel aus Sand, Kies oder Feinsediment besteht. Von diesem wurden die obersten Millimeter mit einem Löffel vorsichtig abgehoben und in Weithalsflaschen überführt. Die Fixierung der Proben erfolgte vor Ort durch Formaldehyd in einer Endkonzentration von 1–4 %.

6.3.2.2 Präparation der Proben Die Bestimmung der Diatomeen auf Artniveau erfolgt anhand der Strukturen des Kieselsäureske- letts und setzt die Herstellung von Dauerpräparaten voraus. So können insbesondere kleinschalige Arten nur im gereinigten Präparat nach Entfernen der organischen Zellbestandteile und weiterer störender organischer Komponenten bei 1 000- bis 1 200facher Vergrößerung sicher zugeordnet werden. Zur Aufbereitung des Probenmaterials existieren verschiedene Verfahren, die je nach Be- schaffenheit des Probenmaterials unterschiedlich geeignet sind. Eine Darstellung der häufigsten Aufbereitungstechniken findet sich in KRAMMER & LANGE-BERTALOT (1986). Die Aufbereitung der entnommenen Proben erfolgte durch Oxidation in Schwefelsäure. Eine ausführliche Beschrei- bung der Aufbereitungsmethode und Präparateherstellung ist der Handlungsanweisung in Kapitel 6.6.1.2 (Seite 366) zu entnehmen. Die Dauerpräparate und zugehörigen Suspensionen wurden archiviert und können bei Bedarf eingesehen werden.

6.3.2.3 Mikroskopische Analyse und EDV-Erfassung Um repräsentative Verteilungen zu erhalten, wurden im Streupräparat 500 Schalen auf Artniveau bestimmt. Die Darstellung der Häufigkeiten erfolgte in prozentualen Anteilen. Als Standard- Bestimmungsliteratur diente das vierbändige Werk von KRAMMER & LANGE-BERTALOT (1986– 1991), das durch nachfolgend genannte, von den Autoren seit 1993 publizierte Erweiterungen und Revisionen einzelner Gattungen ergänzt wurde.

• KRAMMER (2000) • LANGE-BERTALOT (1993) • LANGE-BERTALOT (2001) • LANGE-BERTALOT & METZELTIN (1996) • LANGE-BERTALOT & MOSER (1994) Die Eingabe der Daten erfolgte in die im Rahmen des Projektes entwickelte und vom Bayerischen Landesamt für Wasserwirtschaft verwaltete Datenbank („PHYLIB“), die über ein spezielles Eingabe- tool verfügt.

87 6.3.2.4 Statistische Auswertung und pflanzensoziologische Verfahren Die Auswertung der Diatomeendaten erfolgte mit den Computerprogrammen Access 97 (Micro- soft), Excel 97 (Microsoft), SPSS 8.0 für Windows (SPSS Inc.), SPSS 10.0 für Windows (SPSS Inc.) und Canoco for Windows 4.02 (Centre of Biometry, Wageningen). Zur Abgrenzung von Gesellschaften und zur Entwicklung einer diatomeen-basierten biozönotischen Typologie wurden hierarchische Clusteranalysen (SPSS) und Korrespondenzanalysen (Canoco) durchgeführt. Für die Clusteranalysen wurde die Methode „Average Linkage between Groups“ sowie als Distanzmaß der Kosinus gewählt. Diese Methode berücksichtigt die quantitative Ver- teilung der Arten, führt aber nicht zu einer Überbetonung hoher Abundanzen. Bei den Korrespon- denzanalysen wurde die Methode der CA (Correspondence Analysis) der der DCA (Detrended Correspondence Analysis) vorgezogen, sofern die DCA nicht einen zusätzlichen Erkenntnisge- winn mit sich brachte. Zusätzliche Modifikationen des Datensatzes sollten vermieden werden. Die Darstellungsformen dieser beiden Analyse-Methoden – Dendrogramm und Streudiagramm – zeigen die Probestellen mit ähnlicher Biozönose in räumlicher Nähe angeordnet. Zur Ermittlung der typspezifischen Referenzarten wurden für die anhand der Korrespondenz- analysen erhaltenen biozönotischen Typen vegetationsökologische Tabellen erstellt. In diesen sind die Arten nach ihrer Toleranz gegenüber saprobieller und trophischer Belastung sowie Versauerung und Versalzung gruppiert. Die Einstufung der Arten erfolgte auf der Basis einer Vielzahl von aut- ökologischer Literaturangaben (z. B. HOFMANN 1994, KRAMMER & LANGE-BERTALOT 1986– 1991, SCHMEDTJE et al. 1998, DAM et al. 1994) und wurde ergänzt durch eigene Erfahrungen.

6.3.2.5 Berechnung von Kenngrößen der Gesellschaftsstruktur und von ökologischen Indizes Zur Prüfung der Eignung als Bewertungskomponenten wurden verschiedene Kenngrößen der Gesell- schaftsstrukturen und bestehende Indikationsverfahren anhand des Projekt-Datensatzes getestet: • Artenzahl • Diversitätsindex nach SHANNON & WEAVER (1949) • Dominanzidentität nach RENKONEN (1938) • Sapobienindex nach ROTT et al. (1997) • Trophie-Index nach CORING et al. (1999) • Trophie-Index nach KELLY (1996) • Trophie-Index nach ROTT et al. (1999) • Halobienindex nach ZIEMANN (1999) • Säurezustand nach CORING (1999) • Rote Liste-Index

88 6.3.3 Entwicklung einer biozönotischen Gewässertypologie und eines Bewertungsverfahrens

6.3.3.1 Begriffsbestimmung Die EG-Wasserrahmenrichtlinie setzt neue Maßstäbe für die Gewässerbewertung und erfordert die Entwicklung einer einheitlichen Terminologie auf nationaler und internationaler Ebene. Im Folgenden werden häufig gebrauchte Begriffe erläutert. Unter Referenzgewässern werden Gewässer mit sehr gutem ökologischen Zustand verstanden, die durch typspezifische Referenzgesellschaften charakterisiert werden. Dabei umfasst die Gruppe der Referenzarten sowohl Referenzarten im engeren Sinne als auch ubiquistische Referenzarten. Während die Referenzarten im engeren Sinne lediglich in Gewässern mit sehr gutem ökologischen Zustand individuenreich zu finden sind, vermögen die ubiquistischen Referenzarten auch bei gutem, teilweise sogar mäßigem ökologischen Zustand individuenreiche Populationen auszubilden. Aufgrund ihrer stellenweise hohen Anteile im sehr guten ökologischen Zustand stellen sie jedoch einen charakteristischen Aspekt dar und sind bei der Entwicklung eines diatomeen-basierten Bewertungssystems zumeist unverzichtbar. Zur Beschreibung der Verbreitung einer Art innerhalb des trophischen Spektrums werden die Begriffe oligotraphent, mesotraphent und eutraphent verwendet, deren Bedeutung allerdings je nach zugrunde liegendem Klassifikationsschema voneinander abweichen kann.

6.3.3.2 Erstellen der Referenzdatensätze Die Konzeption des Messstellennetzes basiert auf einer vorläufigen Zustandseinteilung der ge- meldeten Gewässer durch die Ländervertreter in die ökologischen Qualitätsklassen der Wasser- rahmenrichtlinie. Die nach dieser Einschätzung als Gewässerstellen mit sehr guter ökologischer Qualität klassifizierten Abschnitte wurden als vorläufige Referenzstellen herangezogen. Zur Veri- fizierung der Zustandsbeschreibung wurden die Referenzstellen sowie die vorab als Bereiche mit guter ökologischer Qualität eingestuften Gewässerstellen überprüft. Die Überprüfung erfolgte anhand der vorgefundenen Gesellschaftsstrukturen auf der Basis der bekannten Autökologie und eigener Einschätzung der Arten und damit primär anhand biologischer Kriterien. In kritischen Fäl- len wurden ergänzend chemisch-physikalische Größen herangezogen, insbesondere die Gehalte an Gesamt-Phosphor, Nitrat-Stickstoff, Ammonium-Stickstoff, der pH-Wert und der Elektrolyt- gehalt sowie die Chloridkonzentration. Von den Referenzstellen ausgeschlossen wurden Abschnitte mit Ufernutzung durch Badebetrieb, Bootsanleger und Hafenanlagen, Bereiche mit angrenzender landwirtschaftlicher Nutzung, stauregulierte Strecken sowie Abschnitte mit starken strukturellen Defiziten.

6.3.3.3 Entwicklung einer biozönotischen Typologie Eine Gewässerbewertung nach EG-Wasserrahmenrichtlinie setzt die Kenntnis der typspezifischen Referenzbiozönosen voraus und macht die Entwicklung einer diatomeen-basierten Typologie erforderlich. Zur Abgrenzung von spezifischen Gesellschaften wurden die Artenzusammensetzung und Abundanzen in Gewässern mit sehr guter Qualität anhand von Korrespondenzanalysen auf Gruppenbildung hin untersucht. Zur Erweiterung des Datensatzes wurden teilweise die Gewässer mit guter ökologischer Qualität in die Analysen mit eingeschlossen.

89 Dabei erwies sich die Geologie des Einzugsgebietes als bestimmend für die Zusammensetzung der Gesellschaften. Wie aus Abbildung 24 ersichtlich wird, kann deutlich zwischen silikatisch gepräg- ten und karbonatisch geprägten Gewässern unterschieden werden. Innerhalb der karbonatischen Gewässerstellen trennen sich die Gewässer der Alpen und Voralpen von denen der Mittelgebirge und des Norddeutschen Tieflandes (siehe Abbildung 24, Abbildung 25 und Abbildung 29). Als am deutlichsten abgegrenzt und homogensten stellen sich die Gesellschaften der Alpengewässer dar. Sie lassen sich deutlich von den Alpenvorlandgesellschaften unterscheiden, bei denen wiederum die karbonatischen Gewässer von den silikatisch geprägten getrennt werden können (siehe Abbildung 26). Vergleicht man die Gesellschaften der Mittelgebirge, so wird gleichfalls die bestimmende Rolle des Kalkgehaltes deutlich (siehe Abbildung 27). Werden die karbonatischen und silikatischen Mittelgebirgsgewässer allerdings weiter entsprechend der Typologie von SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert) nach der Geologie und Einzugsgebietsgröße aufgeschlüsselt, ergeben sich keine scharf abgegrenzten Typen (siehe Abbildung 28). Sieht man von den Gesellschaften der Alpengewässer ab, gilt dies auch für den karbonatischen Gewässertyp. Wie aus Abbildung 29 ersichtlich wird, sind zwar deutliche Schwerpunkte zu erkennen. Es bestehen jedoch fließende Übergänge vom Alpenvorlandtyp über den Mittelgebirgstyp hin zum karbonatischen Typ des Norddeutschen Tieflandes. Auf der Basis der Korrespondenzanalysen lassen sich zusammenfassend folgende Typen unterscheiden: • Karbonatische Gewässer der Alpen • Karbonatische Gewässer des Alpenvorlandes • Silikatische Gewässer des Alpenvorlandes • Karbonatische Gewässer der Mittelgebirge • Silikatische Gewässer der Mittelgebirge • Karbonatische Gewässer des Norddeutschen Tieflandes Die genannten Typen können weiter aufgeschlüsselt werden anhand von Unterschieden des Ar- teninventars und der Arthäufigkeiten, die in vegetationsökologischen Tabellen zum Ausdruck kommen, in den Korrespondenzanalysen jedoch nicht oder nur undeutlich abgebildet werden. Als wesentliches Kriterium wird hierbei die indizierte Trophie im Referenzzustand herangezogen. Insgesamt werden zehn eigenständige Typen unterschieden (siehe Tabelle 28), deren Gesellschafts- strukturen nachfolgend dargestellt sind.

90 +8.0 -4.0 -3.0 +7.0 Abbildung 24 Korrespondenzanalyse (CA) aller als in sehr gutem ökologischen Zu- stand befindlich voreingestuften Fließgewässerstellen gelb = karbonatische Gewässer des Norddeutschen Tieflandes und der Mittelgebirge, grün = karbonatische Gewässer der Alpen und des Alpenvorlandes, rot = organische Gewässer des Norddeutschen Tieflandes, blau = silikatische Gewässer der Mittelgebirge

91 +6.0 -1.0 -0.5 +4.5

Abbildung 25 Korrespondenzanalyse (DCA) aller als in sehr gutem und gutem ökologischen Zustand befindlich voreingestuften Fließgewässerstellen blau = Gewässer der Alpen, hellblau = Gewässer des Alpenvorlandes, rot = karbonatische Gewässer der Mittelgebirge, rosa = silikatische Gewässer der Mittelgebirge, gelb = Gewäs- ser des Norddeutschen Tieflandes

92 +4.5 -3.5 -2.5 +3.0

Abbildung 26 Korrespondenzanalyse (CA) der als in sehr gutem und gutem Zustand befindlich voreingestuften Fließgewässer- stellen der Alpen und des Alpenvorlandes blau = karbonatische Gewässer der Alpen/Typ 1 nach SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert), rot = silikatische Gewässer des Alpenvorlandes/Typ 2 nach SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert), grün = karbonatische Gewässer des Jungmöränengebietes des Alpenvorlandes/Typ 3 nach SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert), gelb = karbonatische Fließgewässer der Auen des Alpenvorlandes/Typ 4 nach Schmedtje et al. (2001b), erweitert

93 +3.0 -1.5 -1.5 +3.0

Abbildung 27 Korrespondenzanalyse (CA) der als in sehr gutem und gutem Zustand befindlich voreingestuften Fließgewässerstellen der Mittelgebirge (1) blau = karbonatische Fließgewässer, rot = silikatische Fließgewässer

94 +1.0 -1.0 -1.5 +2.0

Abbildung 28 Korrespondenzanalyse (CA) der als in sehr gutem und gutem Zustand befindlich voreingestuften Fließgewässerstellen der Mittelgebirge (2) Kreis = karbonatische Fließgewässer, Quadrat = silikatische Fließgewässer, Farbgebung entsprechend der Typologie von SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert): rot = Typ 5, blau = Typ 6, hellblau = Typ 7, gelb = Typ 8, rosa = Typ 9, grün = Typ 10 +4.5 -0.5 -1.0 +7.0 Abbildung 29 Korrespondenzanalyse (DCA) der als in sehr gutem und gutem Zustand befindlich voreingestuften karbonatischen Fließgewässerstellen blau = Gewässer der Alpen, hellblau = Gewässer des Alpenvorlandes, rot = Gewässer der Mittelgebirge, gelb = Gewässer des Norddeutschen Tieflandes

95 6.3.3.4 Beschreibung der typspezifischen Fließgewässergesellschaften im sehr guten ökologischen Zustand

Fließgewässer der Kalkalpen (Diatomeentyp 1a und 1b) Die Gesellschaften sind charakterisiert durch stetig individuenreiche Vorkommen von Achnanthes biasolettiana und Achnanthes minutissima (siehe Tabelle 29). Stellenweise dominieren Cymbella delicatula, Fragilaria arcus, Gomphonema angustum und G. pumilum. Eine Zusammenstellung der Begleitarten und ihrer maximalen Häufigkeiten ist Tabelle 29 zu entnehmen. Aufgenommen wurden nur jene Arten, die mindestens dreimal und/oder mit einer Häufigkeit von über 1 % nachgewiesen wurden. Wurde dieses Kriterium nicht erfüllt, ist die Art in ihrem Vorkommen als „ungesichert“ aufgeführt. Bezüglich der Zusammensetzung der Referenzarten sind im Vergleich von Bächen und kleinen Flüssen einerseits und großen Flüssen andererseits keine Abweichungen zu verzeichnen. Allerdings ist in letzteren die Zahl der Referenzarten an den einzelnen Stellen deutlich reduziert – nicht aber deren prozentualer Anteil an den Gesellschaften. Dies ist darauf zurückzuführen, dass die Gesellschaften der großen Flüsse in extremer Weise von A. minutissima und A. biasolettiana dominiert werden. Unterschiede ergeben sich zudem in der indizierten Trophie. So ist im Längsver- lauf – mit Vergrößerung des Einzugsgebietes – eine Zunahme der Trophie zu beobachten: Sind in Bächen noch stellenweise ultra-oligotrophe Zustände zu verzeichnen, bewegen sich die Trophiegrade im Falle der kleinen Flüsse ausschließlich im oligotrophen Bereich. Die im Vergleich höchste Trophie im sehr guten Zustand wurde in den Gewässern mit Einzugsgebieten über 1 000 km2 registriert (siehe Tabelle 28). Auf der Grundlage der Einzugsgebietsgröße werden daher zwei Typen unterschieden: Bäche und kleine Flüsse (Diatomeentyp 1a) sowie große Flüsse (Diatomeentyp 1b). In- wieweit diese zu aggregieren sind, bleibt anhand eines zukünftig erweiterten Datensatzes zu prüfen.

Tabelle 28 Indizierte geringste Trophie in den biozönotischen Fließgewässertypen basierend auf den jeweils zehn geringsten Indexwerten kursiv = keine Gewässerstellen im voreingestuften sehr guten ökologischen Zustand im Datensatz vorhanden Biozönotischer Trophie-Index Geomorphologischer Typ Typ nach ROTT

Alpen Min. Med. Max. 1a Fließgewässer der Kalkalpen mit EZG < 1000 km2 0,34 1,02 1,09

1b Fließgewässer der Kalkalpen mit EZG > 1000 km2 1,21 1,30 1,76

Alpenvorland 2a Karbonatische Fließgewässer mit EZG < 1000 km2 1,68 1,89 2,27

2b Fließgewässer mit EZG > 1000 km2 2,02 2,25 2,39

3 Silikatische Fließgewässer mit EZG < 1000 km2 1,33 1,93 2,46

Mittelgebirge 4 Fließgewässer des Buntsandsteins und Grundgebirges mit EZG < 100 km2 0,47 0,96 1,09

5 FG des Buntsandsteins und Grundgebirges mit EZG > 100 km2 und < 1000 km2 1,48 2,58 2,74

6 Fließgewässer der Vulkangebiete mit EZG < 100 km2 1,55 2,18 2,71

7a Fließgewässer der Löss- und Keuperregionen mit EZG < 1000 km2 2,54 2,72 2,90

7b Fließgewässer der Kalkgebiete mit EZG < 1000 km2 2,19 2,57 2,69

8 Fließgewässer mit EZG > 1000 km2 2,45 2,69 2,75

Norddeutsches Tiefland 9 Karbonatische Fließgewässer mit EZG < 1000 km2 1,50 2,26 2,48

10 Fließgewässer mit EZG > 1000 km2 2,60 2,81 2,89

96 Tabelle 29 Im Datensatz enthaltene Referenzarten der Fließgewässer der Kalkalpen (Diatomeentyp 1a und 1b)

Maximaler Gesellschaftsanteil

> 50 % > 10 % und ≤ 50 % > 5 % und ≤ 10 % > 1 % und ≤ 5 % < 1 % Achnanthes biasolettiana Achnanthes minutissima v. gracillima Brachysira vitrea Gomphonema helveticum Achnanthes exilis Achnanthes minutissima Brachysira neoexilis Cymbella affinis Cymbella tumidula Achnanthes flexella Cymbella delicatula Denticula tenuis Cymbella microcephala Cymbella tumidula v. lancettula Achnanthes trinodis Fragilaria arcus Diatoma ehrenbergii Gomphonema lateripunctatum Gomphonema occultum Amphora thumensis Gomphonema angustum Diatoma hyemalis Gomphonema stauroneiforme Gomphon. olivaceum v. olivaceoides Caloneis undulata Gomphonema pumilum Fragilaria capucina v. austriaca Cymbella alpina Gomphonema tergestinum Cymbella hustedtii Cymbella mesiana Cymbella subaequalis Cymbella similis Didymosphenia geminata Eunotia arcubus Fragilaria capucina v. amphicephala Fragilaria delicatissima Fragilaria tenera Gomphonema bavaricum Gomphonema clevei Gomphonema dichotomum Gomphon. olivaceum v. calcareum Gomphonema procerum Gomphonema ventricosum Gomphonema vibrio Navicula dealpina Navicula laevissima Navicula oligotraphenta Navicula wildii Nitzschia alpinobacillum Nitzschia lacuum

Ungesicherte Referenzarten der Diatomeentypen 1a und 1b: Achnanthes laevis Achnanthes petersenii Achnanthes pusilla Cymbella cesatii Cymbella falaisensis Denticula kuetzingii Navicula stroemii Karbonatische Fließgewässer des Alpenvorlandes mit EZG unter 1 000 km2 (Diatomeentyp 2a) und Fließgewässer des Alpenvorlandes mit EZG über 1 000 km2 (Diatomeentyp 2b) Die karbonatischen Gewässer des Alpenvorlandes sind geprägt durch individuenreiche Vorkom- men von Achnanthes minutissima, die die Gesellschaften jedoch weniger deutlich dominiert als in den Gewässern der Kalkalpen und nur in wenigen Fällen Anteile über 50 % erreicht. Stellenweise tritt Achnanthes biasolettiana codominant hinzu. Wesentliche Abweichungen von den Gesellschaf- ten der Kalkalpen ergeben sich in der Zusammensetzung der Begleitarten (siehe Tabelle 29 und Tabelle 30). So ist bei einer geringeren Zahl oligotraphenter Taxa ein verstärktes Aufkommen ubiquistischer Arten zu vermerken. Zu nennen sind beispielsweise Amphora pediculus, Gompho- nema olivaceum und Navicula cryptotenella. Im Längsverlauf der Alpenvorlandgewässer ist ein Anstieg der indizierten Trophie zu verzeichnen (siehe Tabelle 28). So liegt der Median der zehn geringsten Indexwerte in den Gewässern mit Einzugsgebieten unter 1 000 km2 deutlich unter dem der Gewässer mit einem Einzugsgebiet über 1 000 km2. Auf der Grundlage des indizierten trophischen Zustands als Ausdruck abweichender Gesellschaftsstrukturen werden daher zwei Typen unterschieden: Bäche und kleine Flüsse (Diatomeentyp 2a) sowie große Flüsse (Diatomeentyp 2b). Problematisch wirkt sich dabei aus, dass sich nur eine geringe Zahl von Stellen großer Flüsse im sehr guten Zustand befindet – es bleibt daher zukünftig zu überprüfen, inwieweit sich diese Differenzierung aufrecht erhalten lässt.

98 Tabelle 30 Im Datensatz enthaltene Referenzarten der karbonatischen Fließgewässer des Alpenvorlandes mit EZG unter 1 000 km2 (Diatomeentyp 2a) und der Fließgewässer des Alpenvorlandes mit EZG über 1 000 km2 (Diatomeentyp 2b)

Maximaler Gesellschaftsanteil

> 50 % > 10 % und ≤ 50 % > 5 % und ≤ 10 % > 1 % und ≤ 5 % < 1 % Achnanthes minutissima Achnanthes biasolettiana Cymbella helvetica v. helvetica Amphora inariensis Amphora pediculus Cocconeis placentula Cymbella microcephala Cymbella affinis Cymbella silesiaca (nur Typ 2a) Cymbella minuta Cymbella delicatula Cymbella sinuata Denticula tenuis Diatoma mesodon Diatoma ehrenbergii Fragilaria arcus Fragilaria capucina v. amphicephala Gomphonema olivaceum Fragilaria capucina v. austriaca Fragilaria capucina v. gracilis Gomphonema pumilum Fragilaria tenera Fragilaria capucina v. rumpens Gomphonema tergestinum Gomphonema angustum Nitzschia alpinobacillum Navicula cryptotenella Gomphon. olivaceum v. olivaceoides1 Nitzschia lacuum Nitzschia fonticola Nitzschia pura Nitzschia pura Tabellaria flocculosa

1 gemeinsam mit der taxonomisch schwer zu differenzierenden G. olivaceum v. minutissimum

Ungesicherte Referenzarten der Fließgewässer des Diatomeentyps 2: Achnanthes laevis Fragilaria incognita Achnanthes pusilla Gomphonema occultum Amphora aequalis Gomphonema procerum Amphora thumensis Navicula pseudoscutiformis Cymbella cymbiformis Navicula utermoehlii Cymbella laevis Navicula wildii Cymbella subaequalis Surirella linearis v. helvetica Silikatische Fließgewässer des Alpenvorlandes mit EZG unter 1 000 km2 (Typ 3) Wenngleich als silikatische Gewässer anzusprechen, zeichnen sich die Gesellschaften der Fließ- gewässer des tertiären Hügellandes, der Flussterrassen und der Altmoränen durch eine große Ähnlichkeit mit den karbonatischen Gewässern des Alpenvorlandes aus. Nur vereinzelt sind silikatische Arten in geringer Individuendichte zu finden. Dominante Art ist Achnanthes minutissima, die mit Gesellschaftanteilen bis zu 70 % die Gemeinschaften in extremer Weise dominiert. Nur stellenweise treten Arten wie Achnanthes biasolettiana, Cymbella microcephala und Navicula cryptotenella codominant hinzu. Unterschiede zu den karbonatischen Gesellschaften ergeben sich bei ähnlichem Arteninventar durch abweichende Häufigkeitsmuster der Begleitarten (vergleiche Tabelle 30 und Tabelle 31). Bezüglich der indizierten Trophie weichen die silikatischen nur ge- ringfügig von den karbonatischen Bächen und kleinen Flüssen ab (siehe Tabelle 28). Die geringsten Trophiegrade wurden in den silikatischen Gewässern verzeichnet.

100 Tabelle 31 Im Datensatz enthaltene Referenzarten der silikatischen Fließgewässer des Alpenvorlandes mit EZG unter 1 000 km2 (Diatomeentyp 3)

Maximaler Gesellschaftsanteil

> 50 % > 10 % und ≤ 50 % > 5 % und ≤ 10 % > 1 % und ≤ 5 % < 1 % Achnanthes minutissima Achnanthes biasolettiana Gomphonema pumilum Achnanthes minutissima v. gracillima Denticula tenuis Amphora pediculus Cymbella microcephala Achnanthes minutissima v. scotica Diatoma ehrenbergii Cocconeis placentula Cymbella sinuata Achnanthes rosenstockii Navicula ignota v. acceptata Fragilaria capucina v. rumpens Amphora inariensis Navicula utermoehlii Navicula cryptotenella Cymbella affinis Cymbella perpusilla Fragilaria capucina v. austriaca Fragilaria delicatissima Fragilaria tenera Gomphonema lateripunctatum Gomph. olivaceum v. minutissimum1 Navicula stroemii

1 gemeinsam mit der taxonomisch schwer zu differenzierenden G. olivaceum v. olivaceoides

Ungesicherte Referenzarten der Fließgewässer des Diatomeentyps 3: Achnanthes exilis Eunotia praerupta Achnanthes flexella Fragilaria capucina v. amphicephala Achnanthes helvetica Gomphonema occultum Achnanthes laevis Meridion circulare v. constrictum Achnanthes petersenii Navicula exilis Amphora aequalis Navicula gottlandica Amphora hemicycla Navicula lenzii Amphora thumensis Navicula praeterita Brachysira neoexilis Navicula subalpina Cymbella cesatii Navicula wildii Cymbella gaeumannii Nitzschia alpinobacillum Cymbella subaequalis Nitzschia dissipata ssp. oligotraphenta Diploneis elliptica Nitzschia diversa Eunotia arcubus Nitzschia lacuum Fließgewässer des Buntsandsteins und des Grundgebirges mit EZG unter 100 km2 (Diatomeentyp 4) Der sehr gute ökologische Zustand wird charakterisiert durch die Dominanz oligotraphenter und oligo-mesotraphenter, circumneutraler bis schwach acidophiler Arten, unter denen Achnanthes minutissima, Diatoma mesodon, Fragilaria capucina var. gracilis, Fragilaria capucina var. rumpens und Gomphonema parvulum als Aspektbildnern besondere Bedeutung zukommt. Das im Projekt-Datensatz nachgewiesene Inventar an Referenzarten ist umfangreich und umfasst mit insgesamt 112 Taxa nahezu die doppelte Zahl von den im gesamten karbonatischen Alpenraum nachgewiesenen Formen (siehe Tabelle 32). Eine weitere Unterteilung dieses Typs in Subtypen bzw. die Abspaltung eigenständiger Typen ist bei erweitertem Datensatz zu erwarten. Insbesondere der Übergang von natürlich schwach sauren zu circumneutralen Verhältnissen wird von einem strukturellen Wandel der Gesellschaften begleitet. Auch eine Abgrenzung dystraphenter Gesellschaften ist zu erwarten. Eine gesicherte Differenzierung derartiger Subtypen kann anhand der vorliegenden Daten allerdings nicht vollzogen werden, die im Falle der Buntsandsteingewässer auf 26 Pro- ben, im Falle der Gewässer des Grundgebirges auf 59 Proben basieren. Die indizierte Trophie im sehr guten ökologischen Zustand liegt im Bereich der Ultra-Oligotrophie bis Oligotrophie (siehe Tabelle 28).

102 Tabelle 32 Im Datensatz enthaltene Referenzarten der Fließgewässer des Buntsandsteins und Grundgebirges mit EZG unter 100 km2 (Diatomeentyp 4)

Maximaler Gesellschaftsanteil

> 50 % > 10 % und ≤ 50 % > 5 % und ≤ 10 % > 1 % und ≤ 5 % < 1 % Achnanthes minutissima Achn. biasolettiana v. subatomus1 Achnanthes daonensis Achnanthes bioretii Achnanthes laterostrata Cocconeis placentula Achnanthes helvetica Cymbella minuta Achnanthes kranzii Achnanthes suchlandtii Fragilaria capucina v. gracilis Achnanthes oblongella Cymbella sinuata Achnanthes lapidosa Amphora inariensis Achnanthes subatomoides Eunotia incisa Achnanthes marginulata Cymbella naviculiformis Diatoma mesodon Eunotia minor Achnanthes rechtensis Diatoma anceps Eunotia exigua Eunotia sudetica Cymbella gracilis Eunotia bilunaris Eunotia rhomboidea Eunotia tenella Eunotia implicata Eunotia botuliformis Fragilaria capucina v. rumpens Gomphonema rhombicum Eunotia muscicola v. tridentula Eunotia paludosa Fragilaria construens f. venter Navicula minuscula Fragilaria arcus Eunotia praerupta Frustulia rhomboides Navicula schmassmannii Fragilaria exigua Eunotia septentrionalis Gomphonema parvulum-Sippen2 Navicula suchlandtii Fragilaria virescens Frustulia rhomboides v. saxonica Navicula soehrensis Nitzschia hantzschiana Navicula evanida Frustulia rhomboides v. viridula Pinnularia subcapitata v. hilseana Surirella roba Navicula exilis Gomphon. olivaceum v. olivaceoides3 Navicula gallica v. perpusilla Gomphonema productum Navicula ignota v. acceptata Meridion circulare v. constrictum Neidium affine Navicula ignota v. palustris Nitzschia acidoclinata Neidium alpinum Pinnularia obscura Nitzschia alpina Pinnularia subcapitata Nitzschia perminuta Pinnularia silvatica Pinnularia spec. Stauroneis thermicola Pinnularia microstauron Tabellaria flocculosa Pinnularia schoenfelderi Pinnularia viridis Stauroneis kriegerii 1 teilweise kritische Differenzierung zur Nominatform, Berücksichtigung beider Varietäten 2 exclusive der f. saprophilum 3 gemeinsam mit der taxonomisch schwer zu differenzierenden G. olivaceum v. minutissimum

Ungesicherte Referenzarten der Fließgewässer des Diatomeentyps 4: Achnanthes grischuna Caloneis aerophila Eunotia lapponica Fragilaria acidoclinata Neidium bisulcatum Achnanthes laevis Cymbella amphicephala Eunotia meisteri Fragilaria tenera Nitzschia homburgiensis Achnanthes lemmermannii Cymbella gaeumannii Eunotia microcephala Gomphonema hebridense Pinnularia gibba Achnanthes linearis Cymbella perpusilla Eunotia nymanniana Navicula angusta Pinnularia interrupta Achnanthes peragalli Cymbella subaequalis Eunotia paludosa v. trinacria Surirella linearis v. helvetica Stauroneis anceps Achnanthes ventralis Diploneis oblongella Eunotia silvahercynia Tabellaria ventricosa Brachysira brebissonii Eunotia arcus Eunotia soleirolii Navicula mediocris Brachysira neoexilis Eunotia glacialis Eunotia steineckei Navicula ventralis Fließgewässer des Buntsandsteins und des Grundgebirges mit EZG über 100 km2 und unter 1 000 km2 (Diatomeentyp 5) Im Vergleich mit den Bächen des Buntsandsteins und Grundgebirges weisen die kleinen Flüsse ein weitgehend übereinstimmendes Arteninventar auf. Unterschiede ergeben sich indes in der Häufigkeitsverteilung: So sind oligotraphente und oligo-mesotraphente Arten weiterhin vorhanden, treten jedoch infolge der Zunahme von ubiquistischen, überwiegend trophie-toleranten Arten zurück. Als Referenzarten mit Vorkommen über 10 % wurden nahezu ausschließlich trophie- tolerante Arten registriert (siehe Tabelle 33). Die Trophie-Indizes im sehr guten ökologischen Zu- stand liegen deutlich über denjenigen der Bäche (siehe Tabelle 28).

104 Tabelle 33 Im Datensatz enthaltene Referenzarten der Fließgewässer des Buntsandsteins und Grundgebirges mit EZG über 100 km2 und unter 1 000 km2 (Diatomeentyp 5)

Maximaler Gesellschaftsanteil

> 50 % > 10 % und ≤ 50 % > 5 % und ≤ 10 % > 1 % und ≤ 5 % < 1 % Cocconeis placentula Achnan. lanceolata ssp. lanceolata Achnanthes subatomoides Achnan. biasolettiana v. subatomus2 Achnanthes bioretii Fragilaria capucina v. rumpens Achnanthes minutissima Cymbella silesiaca Achnanthes daonensis Achnanthes helvetica Eunotia minor Diatoma mesodon Achnanthes oblongella Achnanthes lapidosa Gomphonema rhombicum Fragilaria construens f. venter Cymbella minuta Eunotia exigua Gomphonema parvulum-Sippen1 Cymbella sinuata Fragilaria arcus Navicula exilis Fragilaria capucina v. gracilis Fragilaria virescens Nitzschia palea var. debilis Navicula ignota var. acceptata Meridion circulare v. constrictum Nitzschia perminuta Navicula gallica v. perpusilla Pinnularia subcapitata Navicula lundii Navicula minuscula Navicula schmassmannii Navicula suchlandtii Nitzschia hantzschiana Pinnularia microstauron Stauroneis kriegerii Stauroneis thermicola

1 exclusive der f. saprophilum 2 teilweise kritische Differenzierung zur Nominatform, Berücksichtigung beider Varietäten

Ungesicherte Referenzarten der Fließgewässer des Diatomeentyps 5: Achnanthes laevis Eunotia muscicola v. tridentula Nitzschia homburgiensis Achnanthes petersenii Eunotia nymanniana Pinnularia gibba Achnanthes rechtensis Eunotia tenella Pinnularia interrupta Amphora inariensis Fragilaria exigua Pinnularia lundii Brachysira brebissonii Gomphonema bohemicum Pinnularia subcapitata v. hilseana Cymbella brehmii Gomphonema hebridense Pinnularia viridis Cymbella falaisensis Gomphonema olivaceum v. minutissimum Pinnularia viridiformis Cymbella perpusilla Gomphonema olivaceum v. olivaceoides Stauroneis legumen Denticula tenuis Gomphonema productum Stauroneis prominula Diatoma anceps Navicula soehrensis Surirella linearis Diploneis ovalis Neidium ampliatum Surirella linearis v. helvetica Eunotia bilunaris Nitzschia acidoclinata Tabellaria ventricosa Fließgewässer der Vulkangebiete mit EZG unter 100 km2 (Diatomeentyp 6) Die Gesellschaften der Bäche der Vulkangebiete weisen eine hohe Ähnlichkeit mit denen der Buntsandstein- und Grundgebirgsgewässer auf (Diatomeentyp 4). Unterschiede ergeben sich jedoch durch das weitgehende Fehlen von acidophilen Arten und eine insgesamt deutlich geringere Zahl oligotraphenter und oligo-mesotraphenter Referenzarten (siehe Tabelle 34). Die Häufigkei- ten sind angenähert, ausgeprägte Dominanzen, die im Typ 4 zu beobachten waren, wurden nur selten registriert. Neben ubiquistischen, bezüglich der Trophie weitgehend toleranten Arten wie Achnanthes minutissima, Cocconeis placentula und Cymbella silesiaca sind als stete Charakter- arten die trophie-sensiblen Achnanthes biasolettiana var. subatomus, Diatoma mesodon und Gomphonema olivaceum var. minutissimum zu nennen. Die im Vergleich zum Typ 4 geringere Häufigkeit oligotraphenter und oligo-mesotraphenter Arten hat im sehr guten ökologischen Zu- stand eine deutlich höhere indizierte Trophie zur Folge, die der im Typ 5 verzeichneten nahezu entspricht (siehe Tabelle 28). Eine Aggregation mit Typ 5 erscheint jedoch infolge der unterschiedlichen Häufigkeitsstrukturen auf der Grundlage des gegenwärtigen Datensatzes nicht angebracht (vergleiche Tabelle 33 und Tabelle 34).

106 Tabelle 34 Im Datensatz enthaltene Referenzarten der Fließgewässer der Vulkangebiete mit EZG unter 100 km2 (Diatomeentyp 6)

Maximaler Gesellschaftsanteil

> 50 % > 10 % und ≤ 50 % > 5 % und ≤ 10 % > 1 % und ≤ 5 % < 1 % Achnanthes minutissima Achnan. biasolettiana v. subatomus1 Achnan. lanceolata ssp. lanceolata Achnanthes daonensis Achnanthes helvetica Achnanthes marginulata Cymbella minuta Fragilaria capucina v. mesolepta Achnanthes laterostrata Cocconeis placentula Cymbella silesiaca Fragilaria construens f. venter Achnanthes subatomoides Cymbella sinuata Eunotia minor Navicula exilis Eunotia bilunaris Diatoma mesodon Gomphonema parvulum-Sippen3 Navicula ignota v. acceptata Eunotia praerupta Fragilaria capucina v. gracilis Navicula gallica v. perpusilla Navicula minuscula Gomphonema productum Fragilaria capucina v. rumpens Nitzschia palea v. debilis Navicula suchlandtii Meridion circulare v. constrictum Gomph. olivaceum v. minutissimum2 Nitzschia hantzschiana Nitzschia acidoclinata Gomphonema pumilum Nitzschia perminuta Pinnularia subcapitata

1 teilweise kritische Differenzierung zur Nominatform, Berücksichtigung beider Varietäten 2 gemeinsam mit der taxonomisch schwer zu differenzierenden G. olivaceum v. olivaceoides 3 exclusive der f. saprophilum

Ungesicherte Referenzarten des Diatomeentyps 6: Achnanthes kranzii Eunotia exigua Gomphonema bohemicum Achnanthes oblongella Eunotia incisa Gomphonema sarcophagus Caloneis tenuis Eunotia septentrionalis Navicula cocconeiformis Cymbella cesatii Eunotia tenella Neidium alpinum Cymbella naviculiformis Fragilaria arcus Neidium hercynicum Cymbella perpusilla Fragilaria bicapitata Nitzschia homburgiensis Eunotia botuliformis Fragilaria virescens Pinnularia viridis Eunotia diodon Frustulia rhomboides v. amphipleuroides Tabellaria flocculosa Karbonatische Fließgewässer der Mittelgebirge mit EZG unter 1 000 km2 (Diatomeentyp 7) Nur drei der insgesamt 35 im Datensatz enthaltenen karbonatischen Bäche und kleinen Flüsse wurde in der Voreinstufung ein sehr guter ökologischer Zustand zugewiesen. Die Beschreibung der für den sehr guten ökologischen Zustand charakteristischen Gesellschaften stützt sich daher primär auf die bekannte Autökologie der im guten ökologischen Zustand häufigen Arten und ist im Rahmen eines erweiterten Datensatzes zu verifizieren (Tabelle 35). Anhand der vorliegenden Daten ist eine vorläufige Differenzierung der Gewässer der Löss- und Keupergebiete einerseits (Diatomeentyp 7a) und der nicht verkarsteten Gewässer der Kalkgebiete andererseits (Diato- meentyp 7b) gerechtfertigt. Diese beruht auf den abweichenden Häufigkeiten von Begleitarten und auf dem vereinzelten Vorkommen verschiedener oligotraphenter bis oligo-mesotraphenter Arten. Die indizierte Trophie weicht im Vergleich der Subtypen nur geringfügig ab und liegt in den Kalkgewässern unter der in den Löss-Keupergewässern verzeichneten (siehe Tabelle 28).

108 Tabelle 35 Im Datensatz enthaltene Referenzarten der karbonatischen Fließgewässer der Mittelgebirge mit EZG unter 1 000 km2 (Diatomeentyp 7a und 7b)

Maximaler Gesellschaftsanteil

> 50 % > 10 % und ≤ 50 % > 5 % und ≤ 10 % > 1 % und ≤ 5 % < 1 % Achnanthes minutissima Achnanthes biasolettiana1 Achnanthes curtissima Cymbella microcephala Amphora pediculus Achn. lanceolata ssp. lanceolata Achnanthes conspicua Denticula tenuis Cocconeis placentula Cymbella sinuata Gomphonema pumilum Fragilaria leptostauron v. dubia Fragilaria capucina v. rumpens Navicula ignota v. acceptata Gomphonema productum Fragilaria construens f. venter Navicula suchlandtii Navicula lenzii Fragilaria pinnata Navicula utermoehlii Nitzschia palea v. debilis Gomphonema olivaceum

1 teilweise kritische Differenzierung zur Varietät subatomus, Berücksichtigung beider Varietäten

Ungesicherte Referenzarten des Diatomeentyps 7: Achnanthes daonensis Cymbella minuta Achnanthes kranzii Diatoma mesodon Achnanthes silvahercynia Diploneis elliptica Amphora inariensis Diploneis marginestriata Brachysira neoexilis Diploneis oblongella Cocconeis pseudothumensis Eunotia minor Cymbella affinis Fragilaria arcus Cymbella delicatula Fragilaria capucina v. gracilis Cymbella helvetica Gomphonema lateripunctatum Cymbella leptoceros Gomphonema tergestinum Fließgewässer der Mittelgebirge mit EZG über 1 000 km2 (Diatomeentyp 8) Die großen Flüsse und Ströme der Mittelgebirge ähneln in ihrer Diatomeenbesiedlung in hohem Maße den karbonatischen Bächen und kleinen Flüssen. Erschwerend bei der Definition der Gesell- schaften des sehr guten ökologischen Zustands wirkt sich auch hier der Mangel an Referenzgewäs- sern aus. Wie im Diatomeentyp 7 basiert die Beschreibung der für den sehr guten ökologischen Zustand charakteristischen Gesellschaften primär auf der bekannten Autökologie der im guten öko- logischen Zustand häufigen Arten und ist im Rahmen eines erweiterten Datensatzes zu verifizieren. Chararakteristisch für den guten ökologischen Zustand sind Vorkommen von Achnanthes minutissima und Amphora pediculus – zweier ubiquistischer, trophie-toleranter Arten, die die Gesellschaf- ten mit hohen Anteilen prägen. Die Gesellschaften sind weniger divers als im Typ 7, wie der Ver- gleich von Tabelle 35 und Tabelle 36 deutlich macht. Oligo- und oligo-mesotraphente Diatomeen waren nur vereinzelt nachzuweisen und zählen überwiegend zu den kalkliebenden Arten. Aber auch Charakterformen silikatischer Gewässer wurden in Einzelfunden registriert.

110 Tabelle 36 Im Datensatz enthaltene Referenzarten der Fließgewässer der Mittelgebirge mit EZG über 1 000 km2 (Diatomeentyp 8)

Maximaler Gesellschaftsanteil

> 50 % > 10 % und ≤ 50 % > 5 % und ≤ 10 % > 1 % und ≤ 5 % < 1 % Amphora pediculus Achnanthes minutissima Cymbella sinuata Cocconeis neothumensis Cocconeis placentula Diploneis petersenii Fragilaria capucina v. rumpens Gomphonema angustum Navicula ignota v. acceptata Gomphonema olivaceum Gomphonema pumilum Gomphonema tergestinum Navicula lenzii 1 teilweise kritische Differenzierung zur Varietät subatomus, Berücksichtigung beider Varietäten

Ungesicherte Charakterarten des Diatomeentyps 8: Achanthes biasolettiana1 Diatoma mesodon Achnanthes laterostrata Fragilaria capucina v. gracilis Achnanthes subatomoides Gomphonema lateripunctatum Brachysira neoexilis Gomphonema productum Cymbella affinis Navicula exilis Cymbella leptoceros Navicula schoenfeldii Cymbella microcephala Navicula utermoehlii Denticula tenuis Nitzschia homburgiensis Karbonatische Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes mit EZG unter 1 000 km2 (Typ 9) Die karbonatischen Gewässer des Norddeutschen Tieflandes ähneln in der Ausprägung der Dia- tomeengesellschaften stark den karbonatischen Gewässern der Mittelgebirge, grenzen sich aber deutlich von den Alpen- und Alpenvorlandgewässern ab. Die Gesellschaften werden dominiert von ubiquistischen, bezüglich der Trophie weitgehend toleranten Arten, wobei Achnanthes minutissima, verschiedenen kleinschaligen Vertretern der Gattung Fragilaria (F. construens-Sippen, F. brevistriata, F. pinnata) und Amphora pediculus als stetesten Formen die größte Bedeutung zu kommt (vergleiche Tabelle 37). Sieht man vom Issumer Fleuth ab, in dem oligo-mesotrophe Zustände angezeigt werden, bewegt sich die indizierte geringste Trophie im Bereich der Meso- Eutrophie bis schwachen Eutrophie (siehe Tabelle 28); oligotrophe und oligo-mesotraphente Arten fehlen nahezu gänzlich.

112 Tabelle 37 Im Datensatz enthaltene Referenzarten der karbonatischen Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes mit EZG unter 1 000 km2 (Diatomeentyp 9)

Maximaler Gesellschaftsanteil

> 50 % > 10 % und ≤ 50 % > 5 % und ≤ 10 % > 1 % und ≤ 5 % < 1 % Achnanthes minutissima Amphora pediculus Achnanthes clevei Achnanthes conspicua Achnanthes bioretii Cocconeis placentula Fragilaria brevistriata Achnanthes subatomoides Achnanthes lauenburgiana Achnanthes peragalli Fragilaria capucina radians-Sippen Cymbella silesiaca Cocconeis neothumensis Cymbella cistula Fragilaria construens f. venter Cymbella sinuata Denticula tenuis Gomphonema sarcophagus Fragilaria pinnata Fragilaria bicapitata Eunotia formica Meridion circulare v. constrictum Gomphonema pumilum Fragilaria capucina v. gracilis Eunotia minor Navicula radiosa Navicula cryptotenella Fragilaria construens Fragilaria capucina v. rumpens Navicula utermoehlii Gomphonema olivaceum Fragilaria capucina distans-Sippen Stauroneis kriegerii Fragilaria construens f. binodis Fragilaria exigua Fragilaria leptostauron Fragilaria leptostauron var. dubia Fragilaria tenera Gomphonema tergestinum Navicula ignota v. acceptata Navicula schoenfeldii Naviculadicta schaumburgii

Ungesicherte Referenzarten des Diatomeentyps 9: Achnanthes flexella v. alpestris Cymbella gaeumannii Nitzschia acidoclinata Achanthes biasolettiana Cymbella microcephala Nitzschia hantzschiana Achnanthes laevis Cymbella naviculiformis Nitzschia perminuta Achnanthes laterostrata Cymbella perpusilla Pinnularia viridis Achnanthes linearis Frustulia rhomboides v. amphipleuroides Surirella linearis Achnanthes ziegleri Navicula bryophila Surirella linearis v. helvetica Cymbella affinis Navicula pseudoscutiformis Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes mit EZG über 1 000 km2 (Typ 10) Vergleichbar den Diatomeentypen 7 und 8 wirkt sich auch im Falle der großen Flüsse und Ströme des Norddeutschen Tieflandes der Mangel an Referenzgewässern erschwerend bei der Definition der Gesellschaften des sehr guten ökologischen Zustands aus. Die Beschreibung der für den sehr guten ökologischen Zustand charakteristischen Gesellschaften basiert daher auch hier primär auf der bekannten Autökologie der im guten ökologischen Zustand häufigen Arten und ist im Rahmen eines erweiterten Datensatzes zu verifizieren. Charakteristisch für den guten ökologischen Zustand sind individuenreiche Vorkommen trophie-toleranter und eutraphenter Diatomeen (siehe Tabelle 38), unter denen als stete Arten inbesondere Amphora pediculus, Cocconeis placentula, Navicula cryptotenella, Navicula tripunctata, Nitzschia dissipata und Rhoicosphenia abbreviata zu nennen sind. Die im Typ 9 oftmals dominante Achnanthes minutissima tritt quantitativ stark zurück. Die indizerte Trophie bewegt sich in einem engen Bereich und nimmt nach dem Verfahren von ROTT et al. (1999) Werte zwischen 2,60 und 3,25 an (Eutrophie bis Polytrophie). Mit Indizes zwischen 2,85 und 3,11 noch geringer ist die Spanne der indizierten Trophie nach dem System von CORING et al. (1999). Während die abweichenden Gesellschaftsstrukturen durch die Trophie-Indizes nur unzureichend abgebildet werden, erweist sich der Saprobienindex, der sich im Bereich der schwachen β-Mesosaprobie bis zur β-α-Mesosaprobie bewegt, als ein geeigneteres Maß.

114 Tabelle 38 Im Datensatz enthaltene Referenzarten der Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes mit EZG über 1 000 km2 (Diatomeentyp 10)

Maximaler Gesellschaftsanteil

> 50 % > 10 % und ≤ 50 % > 5 % und ≤ 10 % > 1 % und ≤ 5 % < 1 % Achnanthes conspicua Achnanthes ploenensis Achnanthes clevei Achnanthes biasolettiana Achnanthes minutissima Diatoma vulgaris Cocconeis pediculus Cymbella affinis Amphora pediculus Fragilaria capucina v. rumpens Cymbella caespitosa Cymbella helvetica v. compacta Cocconeis placentula Fragilaria construens f. venter Cymbella sinuata Fragilaria leptostauron Gomphonema grovei v. lingulatum Fragilaria pinnata Eunotia formica Navicula decussis Gomphonema pumilum Nitzschia fonticola Fragilaria brevistriata Navicula joubaudii Navicula cryptotenella Fragilaria capucina v. gracilis Navicula reichardtiana Navicula tripunctata Fragilaria capucina distans-Sippen Nitzschia dissipata Fragilaria construens Rhoicosphenia abbreviata Fragilaria exigua Gomphonema minutum Gomphonema olivaceum Navicula capitatoradiata Navicula rhynchocephala Navicula subhamulata Nitzschia recta

Ungesicherte Referenzarten des Diatomeentyps 10 : Achnanthes peragalli Fragilaria leptostauron v. dubia Cocconeis neothumensis Frustulia rhomboides v. amphipleuroides Cymbella cistula Gomphonema sarcophagus Cymbella naviculiformis Gomphonema tergestinum Cymbella tumida Navicula clementis Diploneis oculata Navicula elginensis Eunotia bilunaris Navicula ignota v. acceptata Eunotia minor Navicula schoenfeldii Fragilaria capucina v. mesolepta Nitzschia hantzschiana Fragilaria capucina capitellata-Sippen Pinnularia gibba Fragilaria construens f. binodis 6.3.3.5 Abgleich der biozönotischen Fließgewässertypologie mit der Typologie von SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert)

Die Diatomeentypologie kann mit der geomorphologischen Fließgewässer-Typologie von SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert) problemlos in Einklang gebracht werden, die auf der Ökoregion, der Geo- logie (karbonatisch bzw. silikatisch geprägte Gewässer) und der Größe des Einzugsgebietes beruht. Eine Erweiterung der Schmedtje-Typologie um verschiedene Untertypen erfolgte nach Abstimmung mit den Autoren der geomorphologischen Typologie durch das Bayerische Landesamt für Wasser- wirtschaft. Der Abgleich der geomorphologischen mit der diatomeen-basierten biozönotischen Typologie ist Tabelle 39 zu entnehmen. Nach derzeitigem Kenntnisstand müssen die 20 geomorphologischen Typen zu zehn diatomeen-basierten Typen aggregiert werden. Jedoch ist bei erweitertem Datensatz eine Aufspaltung in weitere, mit der geomorphologischen Typisierung konformen Typen und Subtypen zu erwarten.

116 Tabelle 39 Abgleich der diatomeen-basierten Fließgewässertypologie mit der Typologie von SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert) (vergleiche auch Tabelle 3)

Fließgewässerlandschaft* Potenzieller Fließgewässertyp

Potenzieller biozönotischer Geomorphologischer Grundtyp** Typ

Längszonierung‘***

Kl. Gr. Bach Strom Fluss Fluss

Ökoregion 4: Alpen, Höhe > 800 m (1) Kiesgeprägte, geschiebereiche FG der K 1a 1b Kalkalpen Kalkalpen

Ökoregion 9 (und 8): Mittelgebirge und Alpenvorland, Höhe ca. 200–800 m

Alpenvorland Tertiäres Hügelland, Flussterrassen (2) Stein- u. kiesgepr. FG des tertiären Hügel- S 3 und Altmoränen landes, der Flussterrassen u. Altmoränen Jungmoränen (3) Kiesgeprägte FG der Jungmoränen K 2b (4) Kies- und sandgeprägte FG mit breiten 2a Auen (über 300 m Breite) K Auen (z. B. Iller, Lech, Isar)

Mittelgebirge (5) Sand- und steingeprägte FG des Bunt- Buntsandstein S sandsteins 4 5 (6) Stein- und blockgeprägte FG des Grund- Grundgebirge (Gneis, Granit, Schiefer) S gebirges (7) Stein- und kiesgeprägte FG der Vulkan- Vulkangebiete S 6 gebiete (8) Ton-, sand- oder kiesgeprägte FG der Lössbeeinflusste Regionen, Keuper K 7a Löss- und Keupergebiete Kalkgebiete (Muschelkalk, Jura, (9) Kies- und steingeprägte FG der nicht K 7b Malm, Lias, Dogger, Kreide, Devon) verkarsteten Kalkgebiete 8 (11) Kiesgeprägte FG mit breiten Auen (u. a. Auen (über 300 m Breite) K Hoch-/Oberrhein, bayer. Donau, Untermain)

Ökoregion 14: Norddeutsches Tiefland, Höhe < 200 m Sander und sandige Bereiche der (12) Organisch geprägte FG der Sander und O vorläufig nicht bewertbar Moränen und Flussterrassen sandigen Aufschüttungen (13) Sandgeprägte, altglaziale FG der Sander S vorläufig nicht bewertbar und sandigen Aufschüttungen (14) Sandgeprägte, jung- und altglaziale FG K der Sander und sandigen Aufschüttungen 9 Kiesige Bereiche der Moränen, (15) Kiesgeprägte FG der Moränen, Fluss- K Flussterrassen, Verwitterungsgebiete terrassen und Verwitterungsgebiete Lössregion (Börden) (16) Löss-lehmgeprägte FG der Börden K (17) Kies-, sand- und z. T. organisch ge- Auen (über 300 m) K 9 prägte Niederungs-FG (18) Sand- und kiesgeprägte FG mit breiten K 10 Auen

* Fließgewässerlandschaften nach BRIEM, z. T. zusammengefasst ** unter Berücksichtigung von System B, WRRL *** Bach = EZG ca. 10–100 km², Kl. Fluss = EZG > ca. 100–1 000 km², Gr. Fluss = EZG > ca. 1 000–10 000 km², Strom = EZG > ca. 10 000 km²; O = organisch, S = silikatisch, K = karbonatisch (nach WRRL)

117 6.3.3.6 Entwicklung eines Bewertungsverfahrens für Fließgewässer

Modul „Artenzusammensetzung und Abundanz“ Die EG-Wasserrahmenrichtlinie fordert eine Bewertung auf der Basis der typspezifischen Arten- zusammensetzung und Abundanz. Die Degradation der Gewässer ist anhand der Abweichung vom Referenzzustand zu quantifizieren. Zur Entwicklung des Bewertungsverfahrens wurden verschiedene Metrics, die den Anforderungen der Wasserrahmenrichtlinie in unterschiedlichem Ma- ße gerecht werden, auf ihre Eignung hin überprüft (siehe Kapitel 6.3.2.5). Erwartungsgemäß als nicht geeignet zur Quantifizerung von Degradationen erwiesen sich die Kriterien Artenzahl und Diversität der Gesellschaften, die zudem den Anforderungen der Wasserrahmenrichtlinie aufgrund des fehlenden autökologischen und damit typspezifischen Bezuges nicht entsprechen. Dagegen kommt die Dominanzidentität nach RENKONEN (1938) als Maß für die Identität von Gesellschaf- ten den Vorgaben der Wasserrahmenrichtlinie am nächsten. Die Bewertung erfolgt durch Ermitt- lung der maximalen oder mittleren Identität der zu bewertenden Gewässerstelle mit einem typspezifischen Referenzdatensatz. In der Anwendung setzt dies umfangreiche Datensätze von Gewässer- stellen mit sehr gutem ökologischen Zustand voraus, die nur für wenige Typen vorliegen. Am Beispiel der Alpen- und Alpenvorlandseen, die in großer Zahl in sehr gutem ökologischem Zu- stand im Datensatz vertreten sind (Seentyp 1), wurde die Dominanzidentität getestet und hat sich in diesem biozönotischem Typ als praktikables Bewertungskriterium erwiesen. Trotz der prinzipiellen Eignung wurde die Dominanzidentität aufgrund der fehlenden Durchgängigkeit und der potenziell hohen Pflegeintensität der Referenzdatensätze als Metric verworfen. Die Umsetzung der Anforderungen „Artenzusammensetzung und Abundanz“ erfolgte daher nicht durch Abgleich des zu bewertenden Gewässers mit real existierenden Gesellschaften, sondern vielmehr durch Ermittlung der Summenhäufigkeiten von Referenzarten. Dabei wird lediglich zwischen Referenzarten silikatisch geprägter und jener karbonatisch geprägter Gewässer unterschieden (siehe Tabelle 40). In den beiden Artensätzen, nachfolgend als „Karbonatische Referenzartenli- ste“ und „Silikatische Referenzartenliste“ bezeichnet, sind zum einen Arten enthalten, die im Rahmen der Erhebungen nachgewiesen wurden. Zum anderen wurden die Artenlisten anhand eigener Kenntnisse und anhand von Literaturdaten um eine Vielzahl von Arten ergänzt. Dies war erforderlich, da im Projekt-Datensatz für einige der biozönotischen Gewässertypen keine oder eine nur geringe Zahl von Gewässerstellen mit sehr gutem ökologischen Zustand enthalten sind. Es gewährleistet eine breite Basis bei der zukünftigen Anwendung des Bewertungssystems. Insbeson- dere sind somit auch jene Arten berücksichtigt, die in den heutigen Lebensgemeinschaften nur noch sehr selten und zudem nur mit geringen Individuenzahlen zu finden sind. Die überwiegende Zahl der Arten weist eine eindeutige geochemische Präferenz auf und lässt sich entweder dem silikatischen oder dem karbonatischen Arteninventar zuordnen. Eine geringe Zahl von Arten ver- hält sich indifferent gegenüber dem Kalkgehalt und ist in beiden geochemischen Gewässertypen zu finden. Bei den aufgeführten Arten handelt es sich überwiegend um oligotraphente und oligo-mesotraphente Diatomeen, es sind aber auch bezüglich der trophischen Situation euryöke Arten enthalten. Die Referenzartenlisten geben nicht für alle biozönotischen Typen das tatsächlich zu erwartende Arteninventar im sehr guten Zustand wieder. Beispielsweise sind in den großen karbonatischen Gewässern des Norddeutschen Tieflandes nicht alle oligotraphenten Arten zu erwarten, die die Gesellschaften der Kalkalpen charakterisieren. Die Referenzartenlisten stellen in offener Form

118 Tabelle 40 Allgemeine Referenzarten für silikatisch geprägte Fließgewässer und karbonatisch geprägte Fließgewässer * im Projekt-Datensatz nicht enthalten, Einstufung anhand von Expertenwissen und Literaturdaten Referenzarten silikatisch geprägter Gewässer Referenzarten karbonatisch geprägter Gewässer Achnanthes altaica* Achnanthes biasolettiana Achnanthes biasolettiana Achnanthes biasolettiana var. subatomus Achnanthes biasolettiana var. subatomus Achnanthes delicatula ssp. hauckiana* Achnanthes carissima* Achnanthes exilis Achnanthes chlidanos* Achnanthes flexella Achnanthes daonensis Achnanthes flexella var. alpestris* Achnanthes daui* Achnanthes laevis Achnanthes didyma* Achnanthes minutissima Achnanthes distincta* Achnanthes minutissima var. gracillima Achnanthes flexella* Achnanthes minutissima var. scotica Achnanthes flexella var. alpestris* Achnanthes petersenii* Achnanthes grischuna* Achnanthes rosenstockii Achnanthes helvetica Achnanthes trinodis Achnanthes impexiformis* Amphora aequalis Achnanthes kranzii Amphora inariensis Achnanthes kuelbsii* Amphora thumensis Achnanthes lacus-vulcani* Amphora veneta var. capitata* Achnanthes laevis Brachysira calcicola* Achnanthes lapidosa* Brachysira hofmanniae* Achnanthes laterostrata* Brachyysira liliana* Achnanthes levanderi Brachysira neoexilis Achnanthes lapidosa Brachysira styriaca* Achnanthes laterostrata Brachysira vitrea Achnanthes marginulata Brachysira zellensis* Achnanthes microscopica* Caloneis alpestris* Achnanthes minutissima Caloneis bottnica* Achnanthes nodosa* Caloneis latiuscula* Achnanthes oblongella Caloneis obtusa* Achnanthes peragalli Caloneis schumanniana* Achnanthes petersenii Caloneis tenuis* Achnanthes pseudoswazi* Caloneis undulata Achnanthes pusilla* Cymbella affinis Achnanthes rechtensis Cymbella alpina Achnanthes rossii* Cymbella amphicephala* Achnanthes silvahercynia* Cymbella amphicephala var. hercynicum* Achnanthes subatomoides Cymbella ancyli* Achnanthes subexigua* Cymbella austriaca (incl. var. erdoebenyana)* Achnanthes suchlandtii Cymbella cesatii Achnanthes ventralis Cymbella cymbiformis* Amphora fogediana* Cymbella delicatula Amphora inariensis Cymbella descripta* Asterionella ralfsii* Cymbella falaisensis Brachysira brebissonii Cymbella helvetica Brachysira follis* Cymbella hustedtii Brachysira garrensis* Cymbella hybrida* Brachysira neoexilis Cymbella laevis Brachysira procera* Cymbella lapponica* Brachysira serians* Cymbella leptoceros Brachysira styriaca* Cymbella mesiana Brachysira wygaschii* Cymbella microcephala Brachysira zellensis* Cymbella minuta Caloneis aerophila Cymbella proxima* Caloneis lauta* Cymbella schimanskii* Caloneis undulata* Cymbella similis Cymbella amphioxys* Cymbella simonsenii* Cymbella anbgustata* Cymbella subaequalis Cymbella brehmii Cymbella tumidula Cymbella cesatii* Cymbella tumidula var. lancettula Cymbella descripta* Denticula kuetzingii Cymbella elginensis* Denticula tenuis Cymbella falaisensis Diatoma ehrenbergii Cymbella gaeumannii Diatoma hyemalis Cymbella gracilis Diatoma mesodon Cymbella hebridica* Didymosphenia geminata Cymbella lapponica* Diploneis elliptica Cymbella mesiana* Diploneis modica* Cymbella microcephala* Diploneis oblongella Cymbella minuta Diploneis ovalis* Cymbella naviculiformis Diploneis petersenii Cymbella norvegica* Epithemia goeppertiana* Cymbella perpusilla Epithemia smithii* Cymbella rupicola* Eunotia arcubus Cymbella stauroneiformis* Eunotia minor Cymbella subaequalis* Fragilaria arcus Diatoma anceps Fragilaria capucina var. amphicephala Diatoma hyemalis* Fragilaria capucina var. austriaca Diatoma mesodon Fragilaria delicatissima

119 Referenzarten silikatisch geprägter Gewässer Referenzarten karbonatisch geprägter Gewässer Diatomella balfouriana* Fragilaria incognita* Diploneis oblongella Fragilaria nanana* Diploneis parma* Fragilaria tenera Diploneis petersenii* Gomphonema angustum Eunotia arcus Gomphonema auritum* Eunotia bilunaris Gomphonema bavaricum Eunotia botuliformis Gomphonema clevei Eunotia diodon Gomphonema dichotomum Eunotia exigua Gomphonema helveticum* Eunotia faba* Gomphonema lateripunctatum Eunotia fallax* Gomphonema occultum Eunotia flexuosa* Gomphonema olivaceum var. calcareum Eunotia glacialis Gomphonema olivaceum var. minutissimum Eunotia hexaglyphis* Gomphonema olivaceum var. olivaceoides Eunotia implicata Gomphonema procerum Eunotia incisa Gomphonema productum Eunotia meisteri Gomphonema stauroneiforme Eunotia microcephala Gomphonema subtile* Eunotia minor Gomphonema tenue* Eunotia muscicola var. tridentula Gomphonema ventricosum Eunotia naegelii* Gomphonema vibrio Eunotia nymanniana Mastogloia grevillei* Eunotia paludosa Mastogloia smithii var. lacustris* Eunotia paludosa var. trinacria Meridion circulare var. constrictum Eunotia pectinalis* Navicula absoluta* Eunotia praerupta Navicula aquaedurae* Eunotia praerupta var. bigibba* Navicula bryophila* Eunotia rhomboidea Navicula cataractarheni* Eunotia septentrionalis Navicula cocconeiformis* Eunotia serra* Navicula concentrica* Eunotia serra var. diadema* Navicula dealpina Eunotia serra var. tetraodon* Navicula densilineolata* Eunotia silvahercynia Navicula diluviana* Eunotia soleirolii Navicula gottlandica* Eunotia spec.1 Navicula ignota var. acceptata Eunotia sudetica Navicula jaagii* Eunotia tenella Navicula jaernefeltii* Fragilaria acidoclinata Navicula laevissima Fragilaria arcus Navicula laticeps* Fragilaria constricta* Navicula leistikowii* Fragilaria exigua Navicula lenzii Fragilaria nanana* Navicula mediocostata* Fragilaria tenera Navicula oligotraphenta Fragilaria virescens Navicula praeterita* Frustulia rhomboides Navicula pseudoscutiformis* Frustulia rhomboides var. crassinervia* Navicula pseudotuscula* Frustulia rhomboides var. saxonica Navicula schadei* Frustulia rhomboides var. viridula* Navicula stankovicii* Gomphonema amoenum* Navicula stroemii Gomphonema auritum* Navicula subalpina* Gomphonema bohemicum Navicula tuscula* Gomphonema hebridense Navicula vulpina* Gomphonema lagerheimii* Navicula wildii Gomphonema olivaceum var. minutissimum Neidium affine* Gomphonema olivaceum var. olivaceoides Neidium ampliatum* Gomphonema parvulum var. exilissimum Nitzschia alpinobacillum Gomphonema productum Nitzschia bacilliformis* Gomphonema pseudotenellum* Nitzschia diversa Gomphonema rhombicum Nitzschia fibulafissa* Gomphonema subtile* Nitzschia gessneri* Meridion circulare var. constrictum Nitzschia gisela* Navicula absoluta* Nitzschia lacuum Navicula adversa* Nitzschia radicula* Navicula angusta Nitzschia regula* Navicula brockmannii* Rhopalodia gibba var. parallela* Navicula cocconeiformis Stauroneis anceps* Navicula concentrica* Tabellaria flocculosa Navicula declivis* Navicula detenta* Navicula digitulus* Navicula disjuncta* Navicula evanida Navicula exilis Navicula festiva* Navicula gallica var. perpusilla Navicula heimansioides* Navicula hoefleri*

120 Referenzarten silikatisch geprägter Gewässer Referenzarten karbonatisch geprägter Gewässer Navicula ignota var. acceptata Navicula ignota var. palustris Navicula jaagii* Navicula krasskei* Navicula laevissima* Navicula lapidosa* Navicula leptostriata* Navicula levanderii* Navicula lundii Navicula maceria* Navicula mediocris Navicula minuscula Navicula notha* Navicula porifera var. opportuna* Navicula pseudobryophila* Navicula pseudoscutiformis* Navicula pseudosilicula* Navicula pusio* Navicula rotunda* Navicula schmassmannii Navicula soehrensis Navicula soehrensis var. hassiaca* Navicula soehrensis var. muscicola* Navicula submolesta* Navicula subtilissima* Navicula suchlandtii Navicula tridentula* Navicula variostriata* Navicula ventraloconfusa* Neidium affine Neidium alpinum Neidium ampliatum Neidium bisulcatum Neidium carterii* Neidium densestriatum* Neidium hercynicum Neidium iridis* Neidium ladogensis* Neidium productum* Neidium septentrionale* Nitzschia acidoclinata Nitzschia alpina Nitzschia alpinobacillum* Nitzschia bryophila* Nitzschia garrensis* Nitzschia hantzschiana Nitzschia homburgiensis Nitzschia paleaeformis* Nitzschia perminuta Peronia fibula* Pinnularia gibba Pinnularia interrupta Pinnularia microstauron Pinnularia obscura Pinnularia schoenfelderi Pinnularia silvatica Pinnularia spec.1 Pinnularia subcapitata Pinnularia subcapitata var. hilseana Pinnularia viridis Rhopalodia rupestris* Stauroneis anceps Stauroneis kriegerii Stauroneis nobilis* Stauroneis thermicola Stenopterobia curvula* Stenopterobia delicatissima* Surirella barrowcliffia* Surirella linearis Surirella linearis var. helvetica Surirella roba Surirella robusta* Tabellaria binalis* Tabellaria flocculosa Tabellaria ventricosa

1 die Zuordnung als Referenzart muss artspezifisch anhand autökologischer Literaturdaten überprüft werden 121 „Artenpools“ dar. Die typspezifischen Referenzarteninventare (vergleiche Kapitel 6.3.3.4) können erweitert werden, sobald in Zukunft eine höhere Zahl von Gewässern in sehr gutem ökologischen Zustand untersucht sein werden. In Ergänzung zu den Silkat- und Karbonat-Referenzartenlisten wurde zur Bewertung auch die Entwicklung von typspezifischen Referenzartensätzen erforderlich. Diese enthalten nahezu aus- schließlich ubiquistische, weitgehend trophie-tolerante Arten, im Falle der großen Flüsse und Ströme des Norddeutschen Tieflandes sogar eutraphente Arten. Die betreffenden Arten sind weder auf den jeweiligen Typ beschränkt, noch dürfen sie als Referenzarten im engeren Sinne gelten. Es handelt sich vielmehr um Ubiquisten, die allerdings bereits im sehr guten und guten ökologischen Zustand derart indivduenreich auftreten, dass eine Bewertung im Rahmen des Moduls „Artenzusam- mensetzung und Abundanz“ nur mit ihrer Berücksichtigung möglich wird (vergleiche Kapitel 6.3.3.1). Die Bewertung erfolgt anhand der prozentualen Summenhäufigkeiten der an der zu bewertenden Gewässerstelle präsenten allgemeinen karbonatischen bzw. silikatischen Referenzarten und der in Tabelle 42 aufgeführten typspezifischen Referenzarten, wobei letztere zum Teil aufgrund ihrer ubiquitären Verbreitung und hohen Toleranzen gegenüber verschiedenen Formen von Degradati- on gewichtet in die Berechnung eingehen. Summenhäufigkeiten zwischen 76 % und 100 % kennzeichnen den sehr guten ökologischen Zustand, Werte zwischen 51 % und 75 % charakterisieren den guten ökologischen Zustand. Anteile zwischen 26 % und 50 % werden dem mäßigen ökologi- schen Zustand zugeordnet (siehe Tabelle 41). Dies entspricht nicht vollständig den Vorgaben der EG-Wasserrahmenrichtlinie, die den sehr guten ökologischen Zustand durch eine vollständige oder nahezu vollständige Übereinstimmung der zu bewertenden Biozönose mit der typspezifischen Zönose charakterisiert. Dagegen soll der gute und der mäßige Zustand durch eine geringfügige Abweichung gekennzeichnet sein. Eine Differenzierung in einem derart engen „Ähnlichkeitsbe- reich“ lässt sich im Falle der Diatomeen aufgrund deren spezifischer Gesellschaftsstrukturen jedoch nicht in ein praktikables Bewertungsverfahren umsetzen.

Tabelle 41 Bewertungsmodul „Artenzusammensetzung und Abun- danz“

Summenprozent der Ökologischer Zustand Referenzarten 76–100 sehr guter Zustand 51–75 guter Zustand 26–50 mäßiger Zustand 1–25 unbefriedigender Zustand 0 schlechter Zustand

122 Tabelle 42 Typspezifische Referenzarten in Fließgewässern

• Gewichtung = 1, ▲ Gewichtung = 0,75 Diatomeentyp

1ab2a2b3 4 5 6 7a7b8 9 10 Achnanthes bioretii •• • Achnanthes clevei •• Achnanthes conspicua ••• Achnanthes lanceolata ssp. lanceolata •••• Achnanthes lauenburgiana • Achnanthes ploenensis • Amphora pediculus ▲▲▲ •••▲ • Cocconeis neothumensis ••• Cocconeis pediculus • Cocconeis placentula ▲▲▲▲ •••••▲ • Cymbella caespitosa • Cymbella cistula •• Cymbella helvetica var. compacta • Cymbella silesiaca •• •• • Cymbella sinuata ••••••••••• Diatoma vulgaris • Eunotia formica •• Fragilaria brevistriata •• Fragilaria capucina distans-Sippen •• Fragilaria capucina radians-Sippen • Fragilaria capucina var. gracilis •• •••• ••• Fragilaria capucina var. mesolepta •• Fragilaria capucina var. rumpens •••••••••• Fragilaria construens •• Fragilaria construens f. binodis •• Fragilaria construens f. venter ••• • •• Fragilaria leptostauron •• Fragilaria leptostauron var. dubia ••• Fragilaria pinnata • ▲ • Gomphonema grovei var. lingulatum • Gomphonema minutum • Gomphonema olivaceum •• ••••• Gomphonema parvulum (excl. f. saprophilum) • Gomphonema pumilum •••• •••••• Gomphonema tergestinum ••• • ••• Navicula capitatoradiata • Navicula cryptotenella ▲▲▲ ▲ • Navicula decussis • Navicula joubaudii • Navicula reichardtiana • Navicula rhynchocephala • Navicula schoenfeldii ••• Navicula subhamulata • Navicula tripunctata • Navicula utermoehlii •• ••• Nitzschia dissipata • Nitzschia fonticola •• • Nitzschia palea var. debilis ••• Nitzschia pura •• Nitzschia recta • Rhoicosphenia abbreviata •

123 Module „Trophie-Index“ und „Saprobienindex“ Die entscheidende Bedeutung der Trophie für das Vorkommen und die Häufigkeiten von Diatomeen- arten ist vielfach belegt und hat zu der Entwicklung verschiedener Bewertungsverfahren für Fließ- gewässer und Seen geführt (z. B. CORING et al. 1999, HOFMANN 1994, ROTT et al. 1999). Auch in der vorliegenden Untersuchung konnte die Rolle der Trophie als gesellschaftsbestimmende Größe bestätigt werden: Abbildung 30 bis Abbildung 32 zeigen eine Korrespondenzanalyse der Gesamt- daten der Sommer- und Herbstprobenahmen, wobei die einzelnen Stellen jeweils mit der indizierten Trophie nach den Verfahren von ROTT et al. (1999), CORING et al. (1999) bzw. KELLY (1996) farblich belegt sind. Es wird deutlich, dass sich die Gesellschaften oligotropher Habitate stark voneinander unterscheiden. So sind in silikatisch geprägten Gewässern gänzlich andere Gesellschaften anzutreffen als in karbonatisch geprägten. Mit steigender Trophie, sei sie natürlichen Ursprungs oder aber eine Folge von Nährstoffbelastungen und damit eine Degradationserscheinung, tritt die Geologie als gesellschaftsbestimmende Größe zurück. Die Vielfalt der Gesellschaften nimmt ab, und bei hohen Trophiegraden ist eine weitgehende Uniformität anzutreffen.

Zur Indikation der trophischen Situation wurden die Verfahren von CORING et al. (1999) und ROTT et al. (1999) herangezogen und auf ihre Eignung als Metric hin überprüft. Unterschiede ergeben sich neben der erforderlichen Bestimmungsintensität insbesondere durch eine differierende Auflö- sung im Bereich geringer bzw. hoher Trophie (vergleiche Abbildung 33 und Abbildung 34). So lassen sich geringe Trophiegrade anhand des ROTT-Verfahrens sehr viel differenzierter abbilden als durch die Indikation nach CORING. Da zur Bewertung der Gewässer mit sehr gutem und gutem ökologischen Zustand zumeist eine hohe Auflösung im Bereich geringer Trophie zu fordern ist, wird zur Bewertung das Verfahren von ROTT herangezogen, das zudem in der überwiegenden Zahl der biozönotischen Typen mit der Häufigkeit der Referenzarten in höherem Maße korreliert. Tabelle 43 gibt die typspezifische Zuordnung der Indexbereiche zu den Ökologischen Zustands- klassen wieder. Diese basiert auf den im Datensatz vorhandenen besten Zuständen einerseits (siehe Tabelle 28) und einer Definition der Klassenbreiten in Anlehnung an die Spannweiten des Trophie-Index nach ROTT et al. (1999) andererseits. In den biozönotischen Typen, für die keine Gewässerabschnitte mit sehr gutem Zustand im Datensatz vorhanden waren, wurde eine Aufwei- tung des nachgewiesenen typspezifischen trophischen Spektrums hin zu geringeren trophischen Zuständen vorgenommen. In den schon im Grundzustand eine hohe Trophie aufweisenden Flüssen und Strömen des Nord- deutschen Tieflandes (vergleiche HERING & SOMMERHÄUSER 2003) sind die existierenden Ver- fahren der Trophie-Indikation nicht mehr ausreichend leistungsfähig. Die nach ROTT und CORING indizierte Trophie bewegt sich in einer vergleichsweise engen Spanne, die vom eutrophen bis zum polytrophen Zustand reicht und innerhalb derer eine hinreichend differenzierende Bewertung nicht vorgenommen werden kann. Als geeignetes Kriterium erweist sich dagegen der Saprobienindex von ROTT et al. (1997), der im Vergleich zum Trophie-Index in den Bereichen starker Nährstoff- belastung – die durch den zunehmenden Einfluss saprobieller Prozesse bis hin zu saprotrophen Zuständen charakterisiert sind – über ein deutlich weiteres Spektrum verfügt. Zur Bewertung der Gewässer des Diatomeentyps 10 wird daher der Saprobienindex herangezogen (siehe Tabelle 43).

124 +5.0 +0.0 +0.0 +6.0 Abbildung 30 Korrespondenzanalyse (DCA) aller untersuchten Fließgewässer-Stellen mit farblicher Belegung der indizierten Trophie nach ROTT et al. (1999) dunkelblau = ultra-oligotroph, hellblau = oligotroph, dunkelgrün = oligo-mesotroph, hellgrün = mesotroph, gelb = meso- eutroph, rosa = eutroph, rot = eu-polytroph, violett = polytroph, braun = poly-hypertroph +5.0 -0.0 -0.0 +6.0 Abbildung 31 Korrespondenzanalyse (DCA) aller untersuchten Fließgewässerstellen mit farblicher Belegung der indizierten Trophie nach CORING et al. (1999) blau = Trophieklasse I, grün = Trophieklasse I–II, hellgrün = Trophieklasse II, gelb = Trophieklasse II–III, rosa = Tro- phieklasse III, rot = Trophieklasse III–IV, braun = Trophieklasse IV

125 +5.0 -0.0 -0.0 +6.0 Abbildung 32 Korrespondenzanalyse (DCA) aller untersuchten Fließgewässerstellen mit farblicher Belegung der indizierten Trophie nach KELLY (1996) blau = Index 1,00–1,99, grün = Index 2,00–2,99, gelb = Index 3,00–3,99, rot = Index 4,00–4,99

Abbildung 33 Korrespondenzanalyse (CA) der silikatischen Fließgewässerstellen der Mittelgebirge mit farblicher Belegung der indizierten Trophie nach ROTT et al. (1999) dunkelblau = ultra-oligotroph, hellblau = oligotroph, dunkelgrün = oligo-mesotroph, hellgrün = mesotroph, gelb = meso- eutroph, rosa = eutroph, rot = eu-polytroph, violett = polytroph, braun = poly-hypertroph

126 Abbildung 34 Korrespondenzanalyse (CA) der silikatischen Fließgewässerstellen der Mittelgebirge mit farblicher Belegung der indizierten Trophie nach CORING et al. (1999) blau = Trophieklasse I, grün = Trophieklasse I–II, hellgrün = Trophieklasse II, gelb = Trophieklasse II–III, rosa = Tro- phieklasse III, rot = Trophieklasse III–IV, braun = Trophieklasse IV

127 Tabelle 43 Bewertungsmodul „Trophie-Index und Saprobienindex“

1 = sehr guter ökologischer Zustand, 2 = guter ökologischer Zustand, 3 = mäßiger ökologischer Zustand, 4 = unbefriedigender ökologischer Zustand, 5 = schlechter ökologischer Zustand; FG = Fließgewässer

Biozönotischer Typ Geomorphologischer Typ Ökologischer Zustand 12345

Trophie-Index nach ROTT et al. (1999)

Alpen 1a Fließgewässer der Kalkalpen mit EZG < 1000 km2 < 1–1,3 1,4–1,8 1,9–2,6 2,7–3,4 > 3,4

1b Fließgewässer der Kalkalpen mit EZG > 1000 km2 < 1–1,5 1,6–2,2 2,3–2,6 2,7–3,4 > 3,4

Alpenvorland 2a Karbonatische Fließgewässer mit EZG < 1000 km2 < 2,25 2,3–2,6 2,7–3,1 3,2–3,4 > 3,4

2b Fließgewässer mit EZG > 1000 km2 < 2,25 2,3–2,6 2,7–3,1 3,2–3,4 > 3,4

3 Silikatische Fließgewässer mit EZG < 1000 km2 < 1,85 1,9–2,6 2,7–3,1 3,2–3,4 > 3,4

Mittelgebirge 4 Fließgewässer des Buntsandsteins und Grundgebirges mit EZG < 100 km2 < 1–1,3 1,4–2,2 2,3–2,6 2,7–3,4 > 3,4

5 FG des Buntsandsteins und Grundgebirges mit EZG > 100 km2 und < 1000 km2 < 2,25 2,3–2,6 2,7–3,1 3,2–3,4 > 3,4

6 Fließgewässer der Vulkangebiete mit EZG < 100 km2 < 2,25 2,3–2,6 2,7–3,1 3,2–3,4 > 3,4

7a Fließgewässer der Löss- und Keuperregionen mit EZG < 1000 km2 < 2,35 2,4–2,8 2,9–3,3 > 3,3

7b Fließgewässer der Kalkgebiete mit EZG < 1000 km2 < 2,35 2,4–2,8 2,9–3,3 > 3,3

8 Fließgewässer mit EZG > 1000 km2 < 2,35 2,4–2,8 2,9–3,3 > 3,3

Norddeutsches Tiefland 9 Karbonatische Fließgewässer mit EZG < 1000 km2 < 2,25 2,3–2,6 2,7–3,1 3,2–3,4 > 3,4

Saprobienindex nach ROTT et al. (1997) 10 Fließgewässer mit EZG > 1000 km2 < 1,8 1,8–2,1 2,2–2,5 2,6–3,0 > 3,0 Modul „Versauerung“ Der schädliche Einfluss hoher Säuregehalte und ihrer Folgewirkungen – insbesondere der erhöh- ten Gehalte an Aluminium und Schwermetallen – auf die Biozönosen ist vielfach belegt (siehe in BÖHMER & RAHMANN 1992). So liegen in stark versauerten Gewässern ähnlich einschneidende Umstrukturierungen vor wie in hoch saproben Gewässern, was in einer drastischen Artenverarmung und damit einhergehend in einer schwerwiegenden Störung des empfindlichen Nahrungsnetzes zum Ausdruck kommt. Betroffen sind vor allem quellnahe Bereiche mit Einzugsgebieten unter zehn Quadratkilometern und damit Gewässerabschnitte, deren Bewertung nicht Gegenstand der EG-Wasserrahmenrichtlinie ist. Jedoch können auch die Biozönosen kleiner Bäche (Einzugsge- biet 10–100 km2) starke Degradationen infolge von Versauerungserscheinungen aufweisen. Mit weiter steigender Größe des Einzugsgebietes und zunehmendem Pufferungsvermögen nimmt die Sensibiltät der Gewässer gegenüber Versauerung ab. Die Berücksichtigung von Versauerungserscheinungen stellt in den Bächen des silikatischen Mittel- gebirges, insbesondere in den Gewässerlandschaften des Buntsandsteins und Grundgebirges eine unverzichtbare Komponente dar und erfolgt anhand des Vorkommens der quantitativ wichtigsten Indikatoren anthropogener Versauerung (siehe unten). Die Benennung der Versauerungszeiger erfolgte dabei anhand von Daten aus dem langjährigen Versauerungsmonitoring deutscher Fließ- gewässer (BAYERISCHES LANDESAMT FÜR WASSERWIRTSCHAFT 1999, SCHMEDTJE et al. 1998, SCHNELBÖGL 1996), anhand weiterer Untersuchungen versauerter Gewässer (ALLES 1999, CORING 1999, HOFMANN 1989) sowie anhand eigener Kenntnisse. Die betreffenden Arten sind typische Bestandteile ungestörter Zönosen und finden sich daher auch in der Referenzartenliste silikatisch geprägter Gewässer. Im sehr guten ökologischen Zustand sind sie allerdings nur mit geringen Individuenzahlen anzutreffen. Erst bei fortschreitender Versauerung vermögen sie ihre Gesellschaftsanteile zu steigern und prägen die Gesellschaften permanent stark saurer Gewässer durch extrem hohe Anteile. In Abhängigkeit von der Häufigkeit der Versauerungszeiger wird eine Abstufung des anhand der Module „Artenzusammensetzung und Abundanz“ und „Trophie-Index und Saprobienindex“ ermittelten Indexes (siehe Seite 131: „Ermittlung des diatomeen-indizierten ökologischen Zustandes (DIÖZFließgewässer)“) gemäß Tabelle 44 vorgenommen. Diese einfache Form der Einbindung von Degradation infolge von Versauerung ist zur Bewertung gemäß den Vorgaben der EG-Wasser- rahmenrichtlinie geeignet, stellt aber keinen Ersatz bestehender, ausschließlich der Versauerungs- indikation dienender Verfahren dar. In seiner Anwendung ist das Modul auf die silikatischen Gewässer des Mittelgebirges beschränkt, die Übertragbarkeit auf silikatische Gewässer des Nord- deutschen Tieflandes bleibt anhand eines zukünftig erweiterten Datensatzes zu überprüfen. In der Anwendung auf den Projekt-Datensatz müssen fünf Gewässerstellen des Diatomeentyps 4 in ihrer Bewertung in unterschiedlichem Ausmaß abgestuft werden (siehe Tabelle 45). Versauerungszeiger:

Achnanthes helvetica Navicula mediocris Eunotia exigua Navicula soehrensis Eunotia incisa Pinnularia silvatica Eunotia rhomboidea Pinnularia subcapitata Eunotia tenella Pinnularia subcapitata var. hilseana

129 Tabelle 44 Bewertungsmodul „Versauerung“

Summenhäufigkeit der Ver- Abstufung um sauerungszeiger 10–25 % eine Ökologische Zustandsklasse 26–50 % zwei Ökologische Zustandsklassen 51–75 % drei Ökologische Zustandsklassen 76–100 % vier Ökologische Zustandsklassen

Tabelle 45 Anwendung des Moduls „Versauerung“ auf den Projekt-Datensatz

Typ = Geomorphologischer Typ nach SCHMEDTJE et al. (2001b,, erweitert); D-Typ = Diatomeentyp; 1 = sehr guter ökologischer Zustand, 2 = guter öko- logischer Zustand, 3 = mäßiger ökologischer Zustand, 4 = unbefriedigender ökologischer Zustand, 5 = schlechter ökologischer Zustand

Ökologischer Zustand Abstufung Ökologischer PrStNr Fließgewässer Typ D-Typ vor Abstufung um Zustand

Sommer Herbst 38 Eger 5b 4 1 1 Klasse 2 77 Forellenbach 5b 4 1 4 Klassen 5 77 Forellenbach 5b 4 1 3 Klassen 4 218 Speckkahl 5a 4 1 2 Klassen 3 2371 Zschopau 5b 4 1 3 Klassen 4

Modul „Versalzung“ Der Salzgehalt stellt als Summe der im Wasser gelösten Ionen ein wesentliches Kriterium der Gewässerbeschaffenheit dar und bestimmt das Vorkommen von Gewässerorganismen entscheidend mit. Die Einleitung salzhaltiger Abwässer führt zu einer Veränderung des Lebensraumes, die durch Verarmung und Verfremdung der ursprünglich heimischen Biozönosen hin zu Brackwasser- gemeinschaften gekennzeichnet ist. Bei extrem hohen Salzgehalten stellt die Versalzung die gesellschaftsbestimmende Größe dar – saprobiell oder trophisch bedingte Degradationen werden überlagert und sind als solche anhand der Gesellschaftsstruktur nicht mehr zu erkennen (ZIEMANN 1970). Zum Nachweis unterschiedlicher Grade der Salzbelastung in limnischen Gewässern hat sich der Halobienindex bewährt, der auf der Einteilung der Arten nach ihrem Vorkommen in verschiedenen Salinitätsbereichen basiert (HOFMANN 1997, ZIEMANN 1971, 1999). Die Umsetzung in ein Bewertungsmodul folgt der Definition dieser Bereiche nach ZIEMANN (1999) und ist Tabelle 46 zu entnehmen. Das Modul hat ausschließlich ergänzende Funktion zur Bewertung degradierter Gewässer mit mäßigem bis sehr schlechtem ökologischen Zustand und stellt im Vergleich ein wenig differenzierendes Kriterium dar, da die Typspezifität unberücksichtigt bleibt. Das Modul „Versalzung“ wurde auf den Projektdatesatz angewendet. Das Ergebnis findet sich in Tabelle 47.

Tabelle 46 Bewertungsmodul „Versalzung“

Halobienindex Abstufung um ≥ 15 und < 30 eine Ökologische Zustandsklasse ≥ 30 zwei Ökologische Zustandsklassen

130 Tabelle 47 Anwendung des Moduls „Versalzung“ auf den Projekt-Datensatz

Typ = Geomorphologischer Typ nach SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert); D-Typ = Diatomeentyp; HI = Halobienindex nach ZIEMANN (1999); 1 = sehr guter ökologischer Zustand, 2 = guter ökologischer Zustand, 3 = mäßiger ökologischer Zustand, 4 = unbefriedigender ökologischer Zustand, 5 = schlechter ökologischer Zustand

Fließgewässer/ Ökologischer Zustand Abstufung Ökologischer PrStNr Typ D-Typ HI Untersuchungszeit vor Abstufung um Zustand 2289 Altmühl/Sommer 9c 7a 3 1 Klasse 16 4 2289 Altmühl/Herbst 9c 7a 3 1 Klasse 17 4 2370 Badewasser/Frühjahr 6 7a 4 1 Klasse 18 5 2370 Badewasser/Herbst 6 7a 4 1 Klasse 16 5 817 Bode/Frühjahr 20a 10 4 1 Klasse 18 5 817 Bode/Sommer 20a 10 3 1 Klasse 16 4 817 Bode/Herbst 20a 10 3 1 Klasse 16 4 1028 Elbe/Frühjahr 20b 10 4 1 Klasse 17 5 1028 Elbe/Sommer 20b 10 3 1 Klasse 17 4 1028 Elbe/Herbst 20b 10 4 1 Klasse 15 5 209 Freybach/Sommer 5c 6 4 1 Klasse 15 5 2383 Fulda/Frühjahr 10a 8 4 1 Klasse 15 5 2383 Fulda/Sommer 10a 8 4 1 Klasse 18 5 2383 Fulda/Herbst 10a 8 4 1 Klasse 18 5 2107 Ilm/Frühjahr 9c 7a 4 1 Klasse 16 5 2357 Kronhorster T./Herbst 19a 9 3 1 Klasse 15 4 151 Lauer/Winter 9c 7a 4 1 Klasse 15 5 993 Mosel/Herbst 10b 8 4 1 Klasse 19 5 2386 Mosel/Herbst 9g 8 4 1 Klasse 24 5 589 Recknitz/Frühjahr 20a 10 3 1 Klasse 17 4 2431 Rhein/Sommer 20b 10 3 1 Klasse 19 4 2431 Rhein/Herbst 20b 10 3 1 Klasse 15 4 2379 Saar/Sommer 9h 8 4 1 Klasse 19 5 1045 Weser/Sommer 20b 10 3 1 Klasse 22 4

Ermittlung des diatomeen-indizierten ökologischen Zustandes (DIÖZFließgewässer) Die beiden Bewertungsmodule „Artenzusammensetzung und Abundanz“ sowie „Trophie-Index und Saprobienindex“ gehen bei der der Zuordnung einer Probestelle in eine Ökologische Zustands- klasse nach EG-Wasserrahmenrichtlinie mittels Diatomeen gleichwertig in die Bewertung ein. Dazu müssen die Ergebnisse der beiden Berechnungen in eine einheitliche und damit vergleichbare Skala umgerechnet werden. Dies erfolgt anhand der folgenden Formeln (Gleichung 7, Gleichung 8 und Gleichung 9).

Gleichung 7 Umrechnung des Moduls „Abundanzsumme Referenzarten“ auf eine Skala von 0 bis 1

n MASR = Modul Abundanzsumme Referenzarten ∑tRAi tRA = Abundanz der typspezifischen Referenzart i = i=1 n = Gesamtzahl der in einer Probe vorhandenen M ASR 100 typspezifischen Referenzarten

131 Gleichung 8 Umrechnung des Moduls „Trophie-Index“ auf eine Skala von 0 bis 1

= 1− (TI *0,25) MTI = Modul Trophie-Index M TI TI = berechneter Trophiewert

Gleichung 9 Umrechnung des Moduls „Saprobieindex“ auf eine Skala von 0 bis 1

= 1− ((SI −1)*0,33) MSI = Modul Saprobienindex M SI SI = berechneter Saprobiewert

Das Bewertungsverfahren stützt sich hauptsächlich auf zwei einander ergänzende Komponenten. Beide indizieren auf der Basis der Artenzusammensetzung und Abundanz, beruhen aber auf unterschiedlichen Prinzipien und setzen so andere Schwerpunkte in der Bewertung. Daher kann bei der Verschneidung der beiden Module nicht auf das Prinzip des „worst-case“, wie in der Wasser- rahmenrichtlinie für die Biokomponenten untereinander gefordert, zurückgegriffen werden. Die umgerechneten Werte werden deshalb arithmetisch gemittelt. Der DiatomeenindexFG (DIFG) wird anhand Tabelle 48 typspezifisch dem zugehörigen „Diatomeen-indizierten ökologischen Zustand“

(DIÖZFG) zugewiesen. Die aufgeführten Grenzen zwischen den Zustandsklassen sind ebenfalls durch Mittelwertbildung aus den Grenzen der Einzelmodule entstanden.

Tabelle 48 Typbezogene Indexgrenzen für die Ermittlung des DIÖZFließgewässer

Diatomeen-indizierter Ökologischer Zustand

Diatomeentyp12345 1a 1,00 – > 0,71 0,71 – > 0,52 0,52 – > 0,29 0,29 – > 0,07 0,07 – 0 1b 1,00 – > 0,68 0,68 – > 0,47 0,47 – > 0,29 0,29 – > 0,07 0,07 – 0 2a 1,00 – > 0,59 0,59 – > 0,42 0,42 – > 0,23 0,23 – > 0,07 0,07 – 0 2b 1,00 – > 0,59 0,59 – > 0,42 0,42 – > 0,23 0,23 – > 0,07 0,07 – 0 3 1,00 – > 0,64 0,64 – > 0,42 0,42 – > 0,23 0,23 – > 0,07 0,07 – 0 4 1,00 – > 0,71 0,71 – > 0,47 0,47 – > 0,29 0,29 – > 0,07 0,07 – 0 5 1,00 – > 0,59 0,59 – > 0,42 0,42 – > 0,23 0,23 – > 0,07 0,07 – 0 6 1,00 – > 0,59 0,59 – > 0,42 0,42 – > 0,23 0,23 – > 0,07 0,07 – 0 7a 1,00 – > 0,58 0,58 – > 0,39 0,39 – > 0,21 0,21 – 0 7b 1,00 – > 0,58 0,58 – > 0,39 0,39 – > 0,21 0,21 – 0 8 1,00 – > 0,58 0,58 – > 0,39 0,39 – > 0,21 0,21 – 0 9 1,00 – > 0,59 0,59 – > 0,42 0,42 – > 0,23 0,23 – > 0,07 0,07 – 0 10 1,00 – > 0,66 0,66 – > 0,48 0,48 – > 0,31 0,31 – > 0,12 0,12 – 0

Auf die nach diesem Prinzip ermittelte Ökologische Zustandsklasse wird anschließend das Modul „Versalzung“ und im Falle der silikatischen Gewässer der Mittelgebirge auch das Modul „Versaue- rung“ angewendet und die Zustandsklasse gegebenenfalls nach unten korrigiert (siehe Seite 129: Modul „Versauerung“ und Seite 130: Modul „Versalzung“). Die Ergebnisse des Bewertungsver- fahrens für den Projektdatensatz finden sich in Tabelle 49 bis Tabelle 59.

132 Tabelle 49 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 1a

Typ = Geomorphologischer Typ nach SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert); D-Typ = Diatomeentyp; blau = sehr guter ökologischer Zustand, grün = guter ökologischer Zustand, gelb = mäßiger ökologischer Zustand, rot = unbefriedigender ökologischer Zustand, violett = schlechter ökologischer Zustand

PrStNr Fließgewässer Typ D-Typ Frühjahr Sommer Herbst Winter 5123 Almajurbach 1a 1a 0,8315 0,8518 5122 Alperschonbach 1a 1a 0,7796 0,6507 2393 Ammer 1b 1a 0,7792 0,7814 0,8178 5137 Angerlebach 1b 1a 0,8490 0,8222 5119 Bernhardsbach 1a 1a 0,7958 0,9535 5118 Bockbach 1b 1a 0,8072 0,8080 5114 Gampadelsbach 1b 1a 0,7195 5100 Griesbach 1a 1a 0,7777 5105 Hornbach 1a 1a 0,7512 0,6651 918 Isar 1b 1a 0,6730 0,8051 0,8055 0,9320 5115 Isar 1a 1a 0,8443 0,8615 0,8629 0,8471 5156 Kaiserbach 1a 1a 0,7104 0,7432 5153 Krabach 1a 1a 0,7700 0,8630 5147 Krumbach 1b 1a 0,7909 0,7470 909 Lauterbach 1a 1a 0,7973 0,8264 0,7725 2435 Loisach 1b 1a 0,2321 0,7420 5133 Namloser Bach 1a 1a 0,5118 0,6353 5132 Otterbach 1b 1a 0,7706 0,8103 5131 Plötzigbach 1a 1a 0,8686 0,8709 5143 Rotlech 1b 1a 0,7733 0,7251 5136 Schwarzwasserbach 1b 1a 0,8281 0,7771 5138 Streimbach 1b 1a 0,7705 0,7648 5149 Streimbach 1b 1a 0,7995 0,7672 5151 Streimbach 1b 1a 0,5818 0,7156 5155 Streimbach 1a 1a 0,5770 0,7475

Tabelle 50 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 1b

PrStNr Fließgewässer Typ D-Typ Frühjahr Sommer Herbst Winter 57 Inn 1c 1b 0,4261 0,1894 0,3623 5128 Lech 1c 1b 0,7364 0,8039 5140 Lech 1c 1b 0,8177 0,8493 5142 Lech 1c 1b 0,8055 5144 Lech 1c 1b 0,7043 5145 Lech 1c 1b 0,6645 0,8211

5157 Lech 1c 1b 0,8199 0,6491 5120 Vils 1c 1b 0,5151 0,4029

133 Tabelle 51 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 2

Typ = Geomorphologischer Typ nach SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert); D-Typ = Diatomeentyp; blau = sehr guter ökologischer Zu- stand, grün = guter ökologischer Zustand, gelb = mäßiger ökologischer Zustand, rot = unbefriedigender ökologischer Zustand, violett = schlechter ökologischer Zustand

PrStNr Fließgewässer Typ D-Typ Sommer Herbst Winter 5008 Ager 3b 2a 0,5291 0,6333 5017 Ager 3c 2b 0,3595 0,4781 5126 Ager 3c 2b 0,5219 5152 Ager 3b 2a 0,5288 0,6656 5022 Antiesen 2c 2b 0,3202 0,3014 5101 Griesbach 3a 2a 0,1608 5102 Griesbach 3a 2a 0,1476 5103 Griesbach 3a 2a 0,1748 886 Hochrhein 2c 2b 0,3908 0,4516 0,2179 10 Hopfensee-Achen 3a 2a 0,3839 0,2006 2325 Iller 4b 2b 0,6586 0,3545 0,6125 56 Ilm 4a 2a 0,3372 0,4105 0,2673 219 Ilm 4a 2a 0,3340 0,2176 0,4110 184 Inn 3d 2b 0,4414 0,1977 0,4183 2398 Isar 2c 2b 0,5410 0,5156 2407 Isar 4b 2b 0,3982 0,4388 2339 Kleine Vils 4a 2a 0,4389 5010 Krems 3b 2a 0,3126 0,3272 5148 Krems 3b 2a 0,2540 0,4277 2434 Lech 4b 2b 0,5611 0,4342 5011 Mattig 3b 2a 0,4002 0,4755 5012 Mattig 3b 2a 0,3462 0,3434 5013 Mattig 3b 2a 0,3207 0,2659 9 Mühlberger Ach 3a 2a 0,7359 0,5016 324 Obere Argen 3a 2a 0,6887 0,5904 0,7540 7Paar 4a2a 0,2699 0,1232 5016 Pram 3b 2a 0,2781 0,2726 5130 Pram 3b 2a 0,1828 0,3059 333 Rohrdorfer Bach 3a 2a 0,5658 0,5084 0,5806 71 Rott 4b 2b 0,2978 0,3044 2399 Salzach 4b 2b 0,2751 0,4686 923 Schlittbach 3a 2a 0,2763 0,2632 60 Tiroler Ache 4a 2a 0,7095 0,3723 0,7378 175 Wertach 4a 2a 0,3594 0,4410 0,5751

134 Tabelle 52 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 3

PrStNr Fließgewässer Typ D-Typ Sommer Herbst Winter 2298 Aiterach 2a 3 0,4485 5009 Antiesen 2b 3 0,3064 0,4862 5121 Antiesen 2b 3 0,1589 0,2121 739 Baierzer Rot 2a 3 0,4924 0,6323 0,5125 5117 Bruckmühlbach 2a 3 0,5728 5020 Fornacher Redl 2b 3 0,5143 183 Grasenseer Bach 2a 3 0,4013 0,4756 2314 Ilm 2a 3 0,1874 0,3101 0,2335

2330 Kammel 2a 3 0,3067 0,3244 0,3910 5021 Mühlheimer Ache 2b 3 0,2860 0,3481 11 Östliche Günz 2b 3 0,2781 0,1577

84 Pfatter 2b 3 0,1555 0,3308 226 Schrannenbach 2a 3 0,7527 0,4495 0,3246 2400 Schutter 2a 3 0,3815 0,1908 2432 Verlorener Bach 2b 3 0,4974 0,4458 0,3294

5125 Weißbach 2b 3 0,7741 61 Würm 2b 3 0,5188 0,4625 0,2534 223 Würm 2b 3 0,4254 0,3731 0,2503

Tabelle 53 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 4

Typ = Geomorphologischer Typ nach SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert); D-Typ = Diatomeentyp; blau = sehr guter ökologischer Zustand, grün = guter ökologischer Zustand, gelb = mäßiger ökologischer Zustand, rot = unbefriedigender ökologischer Zustand, violett = schlechter ökologischer Zustand; kursiv = Abstufung aufgrund von Versauerung oder Versalzung erforderlich (sieheTabelle 45 und Tabelle 46)

PrStNr Fließgewässer Typ D-Typ Sommer Herbst 2442 Alb 5a 4 0,3700 0,4621 2412 Alme 5b 4 0,3598 0,2950 835 Apfelstädt 5b 4 0,7394 0,6580 1093 Aubach 5a 4 0,2464 38 Eger 5b 4 0,8639 2417 Eifelrur 5b 4 0,3769 0,4221 5116 Einsiedelbach 5b 4 0,5998 143 Elsava 5a 4 0,2836 0,2897 2371 Flöha 5b 4 0,2772 0,1862 77 Forellenbach 5b 4 0,9323 0,9226 2374 Freiberger Mulde 5b 4 0,3689 0,1920 2424 Füwiggebach 5b 4 0,7188 0,7585 5127 Gernitzbach 5b 4 0,5683 4Große Ohe 5b4 0,4003 2428 Großer Limpig 5b 4 0,7702 0,5982 5141 Hausenbach 5b 4 0,4706 679 Hoppecke 5b 4 0,4760 0,6829 821 Ilse 5a 4 0,1337 0,1688 5019 Klafferbach 5b 4 0,8376

135 PrStNr Fließgewässer Typ D-Typ Sommer Herbst 681 Lörmecke 5b 4 0,8275 0,6267 2161 Lüder 5a 4 0,1725 0,1847 756 Mordgrundbach 5b 4 0,6794 0,5881 2418 Olef 5b 4 0,8233 0,8387 362 Reisenbach 5a 4 0,2447 0,3914 2369 Schilfwasser 5b 4 0,1094 0,0780 215 Schondra 5a 4 0,2553 0,1851 195 Schweinenaab 5b 4 0,7056 0,6559

218 Speckkahl 5a 4 0,8327 243 Teufelsbach 5b 4 0,6945 0,7055 834 Ulster 5a 4 0,2071 0,2498 2427 Varleybach 5b 4 0,5314 0,4893 996 Wieslauter 5a 4 0,5615 0,6220

14 Wilde Rodach 5b 4 0,3270 15 Wilde Rodach 5b 4 0,4787 2372 Zschopau 5b 4 0,8470 0,8927

Tabelle 54 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 5

Typ = Geomorphologischer Typ nach SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert); D-Typ = Diatomeentyp; blau = sehr guter ökologischer Zustand, grün = guter ökologischer Zustand, gelb = mäßiger ökologischer Zustand, rot = unbefriedigender ökologischer Zustand, violett = schlechter ökologischer Zustand

PrStNr Fließgewässer Typ D-Typ Sommer Herbst 5124 Aist 9a 5 0,1113 2149 Fulda 9f 5 0,3109 0,1540 5104 Grosse Mühl 9a 5 0,4418 5106 Grosse Mühl 9a 5 0,2420 5113 Grosse Mühl 9a 5 0,3392 5109 Grosser Kamp 9a 5 0,3315 5110 Gusen 9a 5 0,1603 5111 Harbe Aist 9a 5 0,6820 149 Kahl 9a 5 0,2124 0,1721 5154 Klamleitenbach 9a 5 0,4046 5146 Lainsitz 9a 5 0,5041 5134 Naarn 9a 5 0,2262 5135 Naarn 9a 5 0,2372 1012 Oker 9f 5 0,1193 0,7283 2312 Sächsische Saale 9a 5 0,2224 0,1024 89 Schwarzach 9a 5 0,3161 0,2245 178 Schwarzer Regen 9a 5 0,3864 5108 Töbernitzbach 9a 5 0,5538 212 Wolfensteiner Ohe 9a 5 0,5100 0,4353 97 Wondreb 9a 5 0,1995 0,1735

2373 Zschopau 9a 5 0,2286 0,1674

136 Tabelle 55 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 6

Typ = Geomorphologischer Typ nach SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert); D-Typ = Diatomeentyp; blau = sehr guter ökologischer Zustand, grün = guter ökologischer Zustand, gelb = mäßiger ökologischer Zustand, rot = unbefriedigender ökologischer Zustand, violett = schlechter ökologischer Zustand; kursiv = Abstufung aufgrund von Versauerung oder Versalzung erforderlich (siehe Tabelle 44 und Tabelle 46)

PrStNr Fließgewässer Typ D-Typ Sommer Herbst 805 Chamb 5c 6 0,3291 0,2112 239 Chodenangl 5c 6 0,4404 0,4040 209 Freybach 5c 6 0,1356 0,1582 804 Hopfenbach 5c 6 0,1767 0,2627 2096 Ilm 5c 6 0,6042 0,4279 806 Jägershofer Bach 5c 6 0,2266 0,1450 2142 Kerkerbach 5c 6 0,2492 0,0974 2163 Lüder 5c 6 0,4417 0,2506 2165 Lüder 5c 6 0,2323 803 Schanzbach 5c 6 0,2396 0,2286 33 Schwarzbach 5c 6 0,6792 0,6322 2367 Wilde Gera 5c 6 0,5979 0,5955 826 Zahme Gera 5c 6 0,6602 0,6523

Tabelle 56 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 7

Typ = Geomorphologischer Typ nach SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert); D-Typ = Diatomeentyp; blau = sehr guter ökologischer Zustand, grün = guter ökologischer Zustand, gelb = mäßiger ökologischer Zustand, rot = unbefriedigender ökologischer Zustand, violett = schlechter ökologischer Zustand; kursiv = Abstufung aufgrund von Versauerung oder Versalzung erforderlich (siehe Tabelle 44 und Tabelle 46)

PrStNr Fließgewässer Typ D-Typ Sommer Herbst 2289 Altmühl 9c 7a 0,3465 0,2125 2Aufseß 9d 7b 0,4328 2370 Badewasser 67a0,0664 0,0622 138 Baunach 67a 0,3594 30 Blau 9d 7b 0,5243 0,4098 2439 Blau 9d 7b 0,5950 0,4033 373 Brettach 67a0,3043 0,3757 440 Brettach 67a0,5181 0,6320 50 Dachsgraben 67a 0,5062 140 Ellenbach 77b0,2977 0,3541 420 Fichtenberger Rot 67a0,3978 0,3010 78 Gebenbach 67a0,2422 0,1339 147 Gollach 9d 7b 0,2829 0,2324 79 Grosse Laber 67a0,3315 0,2855 550 Große Lauter 77b 0,6410 3 Hengersberger Ohe 67a 0,2874 2100 Ilm 9d 7b 0,3059 0,1803 2103 Ilm 9d 7b 0,4801 0,2765 2107 Ilm 9c 7a 0,2944 0,3347 881 Innerer Rhein 67a0,4206 0,4496 878 Kleiner Rhein 67a0,4670 0,5044 151 Lauer 9c 7a 0,2216 0,4549 127 Moosbach 77b0,3690 0,4000 155 Nassach 9c 7a 0,1707 0,1419

137 PrStNr Fließgewässer Typ D-Typ Sommer Herbst 128 Nüschwiesengraben 67a0,0866 0,1134 2341 Pegnitz 77b0,4371 2334 Schambach 9d 7b 0,3145 0,5814 421 Schöntaler Bach 67a0,5060 0,5995 90 Schwarzbach 67a0,1218 2342 Südliche Aurach 9c 7a 0,3574 0,2602 2347 Sulz 9d 7b 0,4003 0,3720 135 Wörnitz 67a0,2709 0,2317 122 Zaubach 67a0,3465 0,4813 12 Zenn 9c 7a 0,1432 2376 Zwickauer Mulde 67a0,1531 0,0840

Tabelle 57 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 8

Typ = Geomorphologischer Typ nach SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert); D-Typ = Diatomeentyp; blau = sehr guter ökologischer Zustand, grün = guter ökologischer Zustand, gelb = mäßiger ökologischer Zustand, rot = unbefriedigender ökologischer Zustand, violett = schlechter ökologischer Zustand; kursiv = Abstufung aufgrund von Versauerung oder Versalzung erforderlich (sieheTabelle 44 und Tabelle 46)

PrStNr Fließgewässer Typ D-Typ Sommer Herbst 2316 Altmühl 9h 8 0,5544 0,5068 172 Donau 10b 8 0,3797 0,4745 227 Donau 9i 8 0,2877 0,2535 691 Donau 9h 8 0,5297 0,4683 2405 Donau 10b 8 0,2342 0,2111 2406 Donau 10b 8 0,2764 0,4692 2608 Donau 9h 8 0,3086 0,4701 10a 2383 Fulda 8 0,2420 0,1362 2384 Fulda 10a 8 0,2178 0,1483 108 Main 10a 8 0,1968 0,1961 2402 Main 10b 8 0,1804 0,1784 10b 993 Mosel 8 0,1640 0,1288 9g 2386 Mosel 8 0,1688 0,1162 2287 Naab 9g 8 0,3329 0,2237 2288 Naab 9h 8 0,1919 0,1719 131 Regnitz 10a 8 0,2189 9h 2379 Saar 8 0,1594 0,2133 1 Vils 9h 8 0,4313

138 Tabelle 58 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 9

Typ = Geomorphologischer Typ nach SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert); D-Typ = Diatomeentyp; blau = sehr guter ökologischer Zustand, grün = guter ökologischer Zustand, gelb = mäßiger ökologischer Zustand, rot = unbefriedigender ökologischer Zustand, violett = schlechter ökologischer Zustand; kursiv = Abstufung aufgrund von Versauerung oder Versalzung erforderlich (siehe Tabelle 44 und Tabelle 46)

PrStNr Fließgewässer Typ D-Typ Sommer Herbst 678 Ahse 18a 9 0,5135 0,3906 789 Ahse 18a 9 0,3157 0,2329 663 Berkel 19a 9 0,2418 0,2197 1075 Bünzau 15a 9 0,3557 0,3328 2430 Dahme 19a 9 0,0750 0,1549 2355 Duvenbaek 14 9 0,1698 0,2996 791 Eltingmühlenbach 19b 9 0,3278 0,3333 1067 Gieselau 16 9 0,2676 0,3582 2387 Hase 19a 9 0,3283 1076 Heilsau 14 9 0,5294 0,1815 582 Hellbach 19a 9 0,2584 0,3677 2389 Hunte 19b 9 0,6047 2174 Issumer Fleuth 19a 9 0,6566 0,4641 664 Kettbach 19a 9 0,6492 19a 2357 Kronhorster Trebel 9 0,3683 0,2748 1070 Mühlenau (Iselbek) 16 9 0,4069 0,3978 1077 Mühlenbarbeker Au 16 9 0,2696 0,3713 2360 Mühlenfliess 19a 9 0,5301 590 Nebel 16 9 0,5108 0,4004 591 Nebel 16 9 0,4184 0,5002 593 Nebel 16 9 0,5941 0,4698 2411 Nebel 19b 9 0,4361 0,4013 761 Neugraben 19a 9 0,4314 0,4327 2394 Nieplitz 19a 9 0,3625 0,1637 2419 Niers 19a 9 0,2796 0,2172 2385 Nuthe 19a 9 0,3888 0,3219 1039 Örtze 19a 9 0,3935 0,3660 25 Pfefferfliess 19a 9 0,4043 0,4472 26 Plane 19a 9 0,5071 0,5241 783 Pulsnitz 19b 9 0,5468 0,2451 1023 Schunter 19b 9 0,2672 0,2834 2426 Schwentine 17a 9 0,4019 0,2462 1038 Seeve 19b 9 0,3848 0,4381 2176 Sevelner Landwehrb. 19a 9 0,3576 0,3612 1053 Sorge 19b 9 0,5193 0,5113 2354 Stepenitz 19a 9 0,3828 0,2690 2415 Stever 19b 9 0,2953 0,2697 1058 Stör 15a 9 0,3436 0,3654 1047 Treene 19b 9 0,3862 0,3790 1048 Treene 19b 9 0,3416 0,3853 1049 Treene 19b 9 0,3898 0,4885 1050 Treene 19b 9 0,4076 0,1803 1051 Treene 19b 9 0,2946 0,4678 1055 Treene 19b 9 0,2776 0,1104

139 PrStNr Fließgewässer Typ D-Typ Sommer Herbst 2422 Warnow 17b 9 0,2968 0,4425 1063 Wehrau 14 9 0,4317 0,4666 1041 Wietze 19b 9 0,4050 0,3509

Tabelle 59 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 10

Typ = Geomorphologischer Typ nach SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert); D-Typ = Diatomeentyp; blau = sehr guter ökologischer Zustand, grün = guter ökologischer Zustand, gelb = mäßiger ökologischer Zustand, rot = unbefriedigender ökologischer Zustand, violett = schlechter ökologischer Zustand; kursiv = Abstufung aufgrund von Versauerung oder Versalzung erforderlich (siehe Tabelle 44 und Tabelle 46)

PrStNr Fließgewässer Typ D-Typ Sommer Herbst 817 Bode 20a 10 0,2785 0,3652 2363 Bode 20a 10 0,3321 0,3188 1028 Elbe 20b 10 0,3619 0,2268 2375 Havel 20a 10 0,3798 0,4773 2429 Hunte 20a 10 0,5274 0,1892 22 Oder 20b 10 ß,3508 0,4188 2403 Panke 20a 10 0,3160 0,2462 589 Recknitz 20a 10 0,4234 0,5049 2431 Rhein 20b 10 0,3207 0,3023

1045 Weser 20b 10 0,3270 0,3074 1115 Wümme 20a 10 0,3403 0,4208 2218 Wümme 20a 10 0,4286 0,5028

Einfluss der jahreszeitlichen Entwicklung der Gesellschaften auf die Bewertung Die Beschreibung der jahreszeitlichen Periodizität von Aufwuchsalgen und das Studium ihrer Ursachen hat in der Periphytonforschung eine lange Tradition. Diatomeen zeichnen sich durch ein Biomassemaximum im Frühjahr aus, dem nach produktionsarmen Sommermonaten ein zweites, zumeist schwächer ausgeprägtes Herbstmaximum folgt. Dieser bimodale Jahresverlauf ist sowohl in Seen als auch in Fließgewässern zu beobachten (z. B. BUDDE 1942, CASTENHOLZ 1960, JÖRGENSEN 1957). Dabei sind vor allem die Winter- und Frühjahresmonate gewässertyp-spezifisch durch Blüten bestimmter Arten geprägt. In den Fließgewässern der Mittelgebirge handelt es sich dabei im Wesentlichen um zwei Arten der Gattung Navicula – N. gregaria und N. lanceolata –, deren Massenvorkommen mehrfach dokumentiert wurden (z. B. ENGELBERG 1987). Insbesondere Navicula lanceolata kann in der kalten Jahreszeit die Gesellschaften mit Anteilen bis zu 90 % dominieren. Demgegenüber ist der Sommer- und Herbstaspekt in der Regel durch ausgeglichenere Gesellschaftsanteile und damit eine höhere Diversität gekennzeichnet. Da bei extremen Dominanzen mit Folgen für die Bewertung zu rechnen ist, wurde der saisonale Aspekt anhand des Projekt-Datensatzes überprüft. Mit Ausnahme der Alpengewässer und teilweise der Gewässer des Alpenvorlandes waren Massenvorkommen von Navicula lanceolata und Na- vicula gregaria in allen biozönotischen Fließgewässertypen zu beobachten (siehe Abbildung 35 bis Abbildung 38). Die Häufigkeiten der beiden Arten nimmt mit steigender Trophie zu, kann aber bereits in Gewässern mit mesotrophem bzw. eutrophem Grundzustand im guten ökologischen Zu- stand Werte über 50 % annehmen. Da sich beide Arten gegenüber höheren Trophiegraden tolerant verhalten, stellenweise sogar gefördert werden, ist eine Differenzierung des guten bis schlechten

140 ökologischen Zustands aufgrund der unter dem trophischen Aspekt durchgängig hohen Gesellschafts- anteile nicht möglich. Mit Ausnahme der Alpengewässer, die nur geringe jahreszeitliche Verände- rungen der Gesellschaftsstrukturen aufweisen, ist daher in Fließgewässern der Winter- und Früh- jahresaspekt im Rahmen einer Bewertung gemäß EG-Wasserrahmenrichtlinie nicht geeignet.

100

Prozent 40

0 7 10 60 71 184 324 886 2325 2398 2399 2434 5010 5011 5013 5015 5017 5022 5102 5126 5148 5152 Probestelle

Navicula gregaria Navicula lanceolata

Abbildung 35 Summenprozent von Navicula lanceolata und Navicula gregaria im Winter/Frühjahr in den Gesellschaften des Diatomeentyps 2

100

Prozent 40

0 4 14 15 38 77 143 195 215 218 218 243 362 679 681 756 821 834 835 996 1093 2161 2369 2371 2372 2374 2383 2384 2412 2417 2418 2424 2427 2428 2442 Probestelle

Navicula gregaria Navicula lanceolata

Abbildung 36 Summenprozent von Navicula lanceolata und Navicula gregaria im Winter/Frühjahr in den Gesellschaften des Diatomeentyps 4

141 100

Prozent 40

0 1 8 5 2 12 5 78 79 90 28 07 122 1 131 13 135 13 151 15 373 420 421 440 21 2289 234 2342 2376 Probestelle

Navicula gregaria Navicula lanceolata

Abbildung 37 Summenprozent von Navicula lanceolata und Navicula gregaria im Winter/Frühjahr in den Gesellschaften des Diatomeentyps 7a

100

Prozent 40

2 4 3 8 0 3 7 7 6 5 7 9 4 2 0 25 8 63 6 4 7 7 8 2 5 591 6 6 761 789 02 05 05 06 35 38 39 43 1 1039 10 1 1 1058 1 1075 10 21 2 2360 23 2 2 2415 24 2 Probestelle

Navicula gregaria Navicula lanceolata

Abbildung 38 Summenprozent von Navicula lanceolata und Navicula gregaria im Winter/Frühjahr in den Gesellschaften des Diatomeentyps 9

142 6.4 Phytobenthos ohne Diatomeen

6.4.1 Methoden

6.4.1.1 Probenahme Die Probenahmen erfolgten nach dem „multiple habitat sampling“-Prinzip mit dem Ziel, die vorhandenen benthischen Algen möglichst vollständig zu erfassen und die Probestelle möglichst re- präsentativ zu beproben (STEVENSON & BAHLS 1999). Die verwendete Vorgehensweise bei der Probenahme orientierte sich an der Arbeitsweise der Arbeitsgruppe Hydrobotanik des Institutes für Botanik der Universität Innsbruck (ROTT et al. 1997, 1999). Die meisten Probestellen wurden zweimal zu verschiedenen Jahreszeiten beprobt. Es wurde versucht, die Probenahme bei Niedrigwasser und nach einer möglichst stabilen Abflussphase durch- zuführen; wenn dies nicht möglich war, wurden entsprechende Angaben im Feldprotokoll vermerkt. Bei der Probenahme wurde ein Fließgewässerabschnitt von 20 m bei Bächen und 50 m bei Flüssen der Länge nach abgegangen und, soweit mit Wathosen möglich, durchschritten. Dabei wurde mit einem Sichtkasten das Flussbett untersucht. Makroskopisch erkennbare Bewuchsformen wurden notiert (z. B. „grün & fädig“ „weinrote, kleine Büschel“) und der jeweilige Deckungsgrad (Prozent- angabe, bezogen auf die gesamte Probestelle) wurden geschätzt. Von allen so notierten Bewuchs- formen wurden kleine Mengen zur mikroskopischen Analyse entnommen, diese Unterproben wurden einzeln aufbewahrt (s. u.). Zusätzlich, oder wenn eine Stelle keinen makroskopisch erkennbaren Algenbewuchs enthielt, wurden alle an der Probestelle vorkommenden Substrate beprobt. Dazu wurde folgendermaßen verfahren: • Bewegliches Hartsubstrat (Kies, Kiesel, Kopfsteine und Holzreste) wurde entnommen und in kleine Plastikbeutel (Gefrierbeutel) verpackt. • Von unbeweglichen großen Substraten (Geröllblöcke, Grundgestein, Baumklötze, Bäume, Wurzeln) wurden kleinere Stücke abgebrochen oder etwas Belag abgeschabt. Diese Pro- ben wurden ebenfalls in Gefrierbeutel verpackt oder zusammen mit etwas Wasser in kleine Glasgefäße (15–20 ml) überführt. • Loses Sediment (Sand, Schlamm, feines partikuläres organisches Material, Lehm) wurde zusammen mit etwas Wasser in kleine Glasgefäße überführt. • Von auffallenden fädigen Formen (insbesondere von Vaucheria-Polstern) wurden kleine Teile mit etwas Wasser in ein größeres Glasgefäß überführt. Dafür wurden die Algen zuerst sorgfältig von angelagertem Detritus und Schlamm befreit. • Von Weichsubstrat (Moose, Makroalgen, Gefäßpflanzen, Wurzelgeflecht) wurden kleine Büschel entnommen und in einer Plastiktüte mit etwas Wasser ordentlich ausgequetscht. Von der resultierenden Mischung wurde eine möglichst gehaltvolle Probe in ein kleines Glasgefäß überführt. Bei den Untersuchungen, die Dr. Pfister durchgeführt hat, wurden diese Proben nicht entnommen. Bei den Probenahmen im Winter 2000/2001 wurden für jede entnommene Unterprobe die Tiefe, Fließgeschwindigkeit, Beschattung und der Deckungsgrad geschätzt. Auch allgemeinere Angaben zur jeweiligen Probestelle wurden aufgenommen. Ausgehend von diesen Erfahrungen konnte dann für die Probenahme im Sommer 2001 ein Feldprotokoll entwickelt werden (Abbildung 39,

143 Abbildung 40), mit dem die nötigen Informationen standardisiert aufgenommen werden können. Dieses Feldprotokoll wurde bei allen Probenahmen, die im Sommer 2001 erfolgten, ausgefüllt. Auf der ersten Seite des Feldprotokolls wurden allgemeine Angaben zur Probestelle und zur Umgebung notiert. Auf der zweiten Seite wurde eine Skizze des beprobten Fließgewässerabschnitts angefertigt und alle entnommenen Proben wurden aufgelistet. Dabei wurden die einzelnen Proben („Unterbe- funde“) in beliebiger Reihenfolge durchnummeriert, jedoch wurde hier die Nummer 1 absichtlich freigelassen. Dies war für die spätere Eingabe in die Datenbank (vgl. Kapitel 6.4.1.4) zweckmäßig. Zu jedem Unterbefund wurden folgende Schätzwerte aufgenommen: Der Deckungsgrad der betreffenden Unterprobe (in %), die Tiefe (in cm), die Fließgeschwindigkeit (auf einer sechsstufige Skala, Tabelle 60, nach BAYERISCHES LANDESAMT FÜR WASSERWIRTSCHAFT 1995), die Beschattung (auf einer fünfstufigen Skala, Tabelle 61, nach WÖRLEIN 1992) und die Substratart. Letztere wurde zur Vereinfachung der Vorgehensweise mit Schlüsselnummern versehen (Tabelle 62).

Tabelle 60 Schätzskala für die Fließgeschwindigkeit nach LFW (1995)

Fließgeschwindigkeit 1 nicht erkennbar fließend 2 träge fließend 3 langsam fließend 4 schnell fließend 5 reißend 6 stürzend

Tabelle 61 Schätzskala für die Beschattung nach WÖRLEIN (1992)

Beschattung 1 vollsonnig 2 sonnig 3 absonnig 4 halbschattig 5schattig

Tabelle 62 Schlüsselnummern für die beprobten Substrate

Substrat 1 Sand 2 Feinkies (FK), Korngröße < 5 cm 3 Mittelkies (MK), Korngröße 5–10 cm 4 Grobkies (GK), Korngröße 10–15 cm 5 Stein, Korngröße 15–20 cm 6 Block, Korngröße > 20 cm 7 künstliches Hartsubstrat 8Holz 9 Laub 10 Schlamm 11 Moos 12 Makrophyten, submers 19 Erde 99 planktisch/schwimmend/auf der Oberfläche

144 Abbildung 39 Feldprotokoll Phytobenthos, Seite 1 FK = Feinkies, MK = Mittelkies, GK = Grobkies. Für die Größenangaben vgl. Tabelle 62

145 Abbildung 40 Feldprotokoll Phytobenthos, Seite 2 Subs. = Substrat, Ti. = Tiefe, Str. = Strömung, Besch. = Beschattung, DG = Deckungsgrad

146 Der Zeitaufwand für die hier vorgestellte Probenahme (inkl. Ausfüllen des Feldprotokolls) betrug zwischen ½ und 1½ Stunden, abhängig von der strukturellen Vielfältigkeit der untersuchten Stelle. Diese Methode ist sehr gut geeignet für Probestellen, die möglichst komplett begangen werden können (Tiefe, Strömung). Daher sollte auch für die Probenahme ein Zeitpunkt gewählt werden, an denen ein möglichst niedriger Wasserstand zu erwarten ist. Stellen, die nicht komplett durchwatet und begutachtet werden können, können nur annäherungsweise repräsentativ beprobt werden, wobei Werkzeuge wie ein Rechen oder eine Zange mit langem Griff hilfreich sein können.

6.4.1.2 Fixierung und Lagerung der Proben Aufgrund der begrenzten Zeit, die für die Probenahme zur Verfügung stand, konnten die meisten Proben nicht sofort ausgewertet werden, sondern mussten für eine spätere Auswertung fixiert werden. Dazu wurden die Flüssigproben mit saurer Lugol´scher Lösung versetzt. Insbesondere die Schlamm oder Sand enthaltenen Proben benötigten dabei eine deutlich größere Menge an Lugol´scher Lösung (teilweise bis zu 0,5 ml) als in der Literatur allgemein angegeben wird, wäh- rend für die Quetschproben in der Regel wenige (5–10) Tropfen ausreichten. Die Proben der Hartsubstrate wurden eingefroren und auf diese Weise konserviert. Insbesondere die Kombination beider Verfahren zur Konservierung der Proben hat sich bewährt: Die Fixierung mit Lugol´scher Lösung überdeckte zwar die Farben, veränderte aber nicht die Strukturen der Zellorganellen. Dagegen erhielt die Kryopreservation alle Farben unverändert, während hier bei einigen empfindlicheren Algengruppen die Chloroplastenstruktur erheblich be- einträchtigt wurde. Beide Merkmale (Farbe und Form des bzw. der Chloroplasten) sind für die Bestimmung wichtig. Bei bestimmten fädigen Algen (insbesondere bei Vaucheria) wurden im Labor Rohkulturen angelegt, da hier eine Artbestimmung nur bei Ausbildung der sexuellen Reproduktionsorgane möglich ist. Dazu wurden die Algen in größeren, offenen Glasgefäßen in Leitungswasser oder Woods Hole- Nährmedium (SIMONS et al. 1999) für mindestens 2–3 Wochen bei 15 °C gehalten. Mitunter wurde versucht, die Erzeugung sexueller Stadien durch eine vorübergehende Erhöhung der Tempe- ratur oder durch Zugabe von etwas Zucker auszulösen. Nicht in allen Fällen war diese Behand- lung erfolgreich: Während bei den Arten der Gattung Vaucheria eine nachträgliche Artbestimmung in 32 % der Fälle glückte, war dies bei Proben der Gattungen Oedogonium, Spirogyra, Zygnema und Mougeotia nie der Fall.

6.4.1.3 Mikroskopische Analyse und Auswertung Die Auswertung der Proben erfolgte mit einem Stereomikroskop (Vergrößerung 6,7- bis 40fach) sowie mit einem Mikroskop (Vergrößerung 40- bis 1 000fach). Die gefundenen Taxa wurden so genau wie möglich bestimmt (nicht immer war eine Bestimmung auf das Artniveau möglich, siehe Anmerkungen oben) und fotografisch dokumentiert. Die fotografische Dokumentation der gefundenen Arten war für eine spätere Kontrolle und Überprüfung der Bestimmungen unerlässlich. Bei einigen Arten der Bangio-, Florideo-, Nostoco- und Chlorophyceae wurden durch Einbettung in Glyzerin mikroskopische Dauerpräparate hergestellt, diese wurden in Sammelmappen verwahrt. Außerdem wurden sämtliche Proben mit Lugol fixiert und aufbewahrt, so dass Nachuntersuchungen möglich sind. Folgende Bestimmungsliteratur wurde verwendet:

147 Gruppenübergreifende Literatur • BOURRELLY (1968, 1970, 1972) • ENTWISLE et al. (1997) • JOHN et al. (2002) • SIMONS et al. (1999) • TIKKANEN & WILLÉN (1992) • WEHR & SHEATH (2003)

Nostocophyceae • ANAGNOSTIDIS & KOMÁREK (1988 a,b) • GEITLER (1932) • KANN & KOMÁREK (1970) • KOMÁREK & ANAGNOSTIDIS (1986, 1989, 1998) • KOMÁREK & KANN (1973) • KOMÁREK & KOVÁCIK (1987) • MOLLENHAUER et al. (1994) • STARMACH (1966)

Bangiophyceae/Florideophyceae/Fucophyceae • COMPÈRE (1991) • ELORANTA & KWANDRANS (1996a) • FRIEDRICH (1966) • LEUKART & KNAPPE (1995) • NECCHI et al. (1993a,b) • NECCHI & ZUCCHI (1993) • RIETH (1979) • SHEATH et al. (1994) • SHEATH & VIS (1995) • STARMACH (1977) • VIS et al. (1995) • WEHR & STEIN (1985)

Chrysophyceae/Synurophyceae • KRISTIANSEN & PREISIG (2001) • STARMACH (1985)

Cryptophyceae/Dinophyceae • FOTT (1968) • POPOVSKY & PFIESTER (1990)

Euglenophyceae • HUBER-PESTALOZZI (1955)

148 Tribophyceae • CHRISTENSEN (1970) • ETTL (1978) • RIETH (1980)

Chlorophyceae/Trebouxiophyceae/Ulvophyceae/Tetrasporales • LOCKHORST (1999) • ETTL (1983) • ETTL & GÄRTNER (1988) • FOTT (1972) • HUBER-PESTALOZZI (1961) • KOMÁREK & FOTT (1983) • MROZINSKA (1985) • PRINTZ (1964) • STARMACH (1972) • HOEK (1963)

Charales excl. Characeae • COESEL (1982, 1983, 1985, 1991, 1994, 1997) • CROASDALE & FLINT (1986, 1988) • CROASDALE et al. (1994) • FÖRSTER (1982) • KADLUBOWSKA (1984) • LENZENWEGER (1996, 1997, 1999) • RŮŽIČKA (1977, 1981)

Bei der mikrokopischen Analyse wurden von jeder Unterprobe 5–10 Deckgläschen durchsucht, die vorkommenden Arten wurden bestimmt und fotografisch dokumentiert. Zu jeder Art wurde die Häufigkeit geschätzt und notiert. Die Häufigkeitsschätzungen der einzelnen Arten der mikroskopischen Befunde wurden mit den Angaben im Feldprotokoll kombiniert, so dass insgesamt eine fünfstufige Skala die Arthäufigkeiten pro Probestelle wiedergibt (Tabelle 63). Bei der mikroskopischen Auswertung wurden planktische oder vorwiegend planktisch lebende Taxa miterfasst, allerdings wurden diese oft nur auf Gattungsniveau bestimmt (z. B. Scenedesmus spec.).

Tabelle 63 Geschätzte Häufigkeitsangaben

Häufigkeit Beschreibung 5 massenhaft, mehr als 1/3 des Bachbettes bedeckend 4 häufig, aber weniger als 1/3 des Bachbettes bedeckend 3 makroskopisch selten, gerade noch erkennbar (Vermerk im Feldprotokoll: „Einzelfund“ oder 5 % Deckungsgrad) oder mikroskopisch massenhaft 2 mikroskopisch häufig 1 mikroskopisch selten

149 6.4.1.4 Eingabe der Daten in die Datenbank „PHYLIB“ Nach Abschluss der mikroskopischen Auswertung wurden alle Art- und Häufigkeitsangaben aus den einzelnen Unterbefunden in eine Access-Datenbank eingegeben. Anschließend wurden die Angaben aus den einzelnen Unterbefunden zu einem Gesamtbefund zusammengefasst, der nun mit der Unterbefundnummer 1 codiert wurde. Im Gesamtbefund wurden alle Arten aufgeführt, die in den einzelnen Unterbefunden gefunden worden waren. Wenn ein Taxon in mehreren Unterbe- funden vorgekommen war, wurde die höchste Häufigkeitsangabe übernommen, bzw. wenn für ein Taxon mindestens dreimal dieselbe Häufigkeitsstufe angegeben wurde, wurde die Häufigkeit für den Gesamtbefund um eine Stufe höher gesetzt. Bei den Probenahmen, die von Dr. Pfister durch- geführt worden waren, war es nicht möglich, die gefundenen Arten den einzelnen Unterbefunden zuzuordnen. Daher wurde hier die gesamte Artenliste direkt als Gesamtbefund eingegeben. Die Datenbank wurde zentral vom Bayerischen Landesamt für Wasserwirtschaft erstellt und ver- waltet. Zusätzlich wurden einige Tabellen selbst angelegt. Diese Tabellen enthalten weitere Angaben zu den im Feldprotokoll erfassten Standortfaktoren an den Probestellen sowie zu den Unterbefunden. Des weiteren wurde eine umfangreiche Tabelle mit detaillierten Angaben zur Ökologie und Verbrei- tung der gefundenen Arten angelegt. Diese Angaben wurden aus der Literatur zusammengetragen.

6.4.1.5 Statistische Methoden der Auswertung Die in diesem Bericht dargestellten Auswertungen beziehen sich alle auf den Gesamtbefund (Unter- befundnummer 1) pro Probenahme. Das Vorkommen von Arten, die rein planktisch leben, wurde nur für die Berechnung des Parameters „Anteil planktischer Arten am Gesamtartenbestand“ verwendet, ansonsten wurden diese Arten aus den Analysen weggelassen. Die Häufigkeitsangaben, die auf einer fünfstufigen Skala geschätzt wurden, wurden für die weitere statistische Auswertung quadriert. Eine Transformation der Schätzwerte war aus mathematischer Sicht für die statistischen Auswertungen wünschenswert, um den unterschiedlich großen Abstände zwischen den Klassen gerecht zu werden. Die quadratische Transformation wurde gewählt, weil dadurch eine gute An- näherung an die wahren Deckungsgrade erreicht wurde, wie sich aus einem Vergleich mit den unter „Probenahme“ beschriebenen Methoden ergibt (vgl. Tabelle 64).

Tabelle 64 Vergleich der ursprünglichen und der transformierten Häufigkeitsangaben

Transformierter Häufigkeit Beschreibung Wert 5 Massenhaft, mehr als 1/3 des Bachbettes bedeckend 25 4 häufig, aber weniger als 1/3 des Bachbettes bedeckend 16 Makroskopisch selten, gerade noch erkennbar (Vermerk 3 im Feldprotokoll: „Einzelfund“ oder 5 % Deckungsgrad) 9 oder mikroskopisch massenhaft 2 Mikroskopisch häufig 4 1 Mikroskopisch selten 1

150 Eine quadratische Transformation der Schätzwerte ist auch biologisch sinnvoll, da die meisten benthischen Algen hauptsächlich in die Fläche wachsen und nur wenige Taxa ein ausgeprägtes Wachstum in die Höhe zeigen. Die dadurch bedingten Unterschiede in der erreichten Biomasse im Vergleich zu den Makrophyten kommen in den unterschiedlichen Transformationen gut zur Geltung (vgl. Kapitel 6.2.1). Für die vergleichende Betrachtung der Algenvegetation an den untersuchten Probestellen wurden multivariate Methoden verwendet, insbesondere Korrespondenzanalysen (CA und DCA) sowie kanonische Korrespondenzanalysen (CCA) (siehe BRAAK 1996). Korrespondenzanalysen ordnen die Arten und die Befunde aufgrund ihrer Ähnlichkeiten und Unterschiede im mehrdimensionalen Raum so an, dass die größte Varianz auf den ersten Achsen zu liegen kommt. Kanonische Korre- spondenzanalysen arbeiten nach demselben Prinzip, allerdings mit der Einschränkung, dass die konstruierten Achsen lineare Kombinationen der Umweltparameter sein müssen. Die relevanten Umweltparameter können dabei aus einem großen Set gemessener und geschätzter Werte über eine manuelle „forward selection“ ausgewählt werden. Die Software berechnet für jeden einzelnen Umweltparameter, wie groß sein Anteil an der insgesamt erklärbaren Varianz ist und testet mithilfe von Monte Carlo-Permutationen seine Signifikanz. In den hier vorgestellten Analysen wurden für alle getesteten Datensets zuerst DCAs errechnet. Die Länge des Gradienten war dabei stets > 2 und lag oft zwischen 4 und 5. Daher wurden für die weiteren Auswertungen unimodale Verfahren bevorzugt. Es wurden CAs und CCAs mit Hill´s scaling und symmetrischen Abständen zwischen Befunden (samples) und Arten (species) verwendet. Seltene Arten wurden durch Auswahl der Option „downweighting of rare species“ herabgewichtet. Zusätzlich wurde in der graphischen Darstellung oft ein Fit eingeführt, so dass nur die Arten dargestellt wurden, die öfter als einmal gefunden worden waren (species: minimum weight > 1) und die zu mindestens 5 % zum Modell passten (species: minimum fit 5 %). Dieser Fit wurde auch für die Befunde verwendet (samples: minimum fit 5 %). Bei CCAs mit manueller forward selection der relevanten Umweltparameter wurden nur solche Faktoren ausgewählt, die bei 499 Monte Carlo- Permutationen signifikant waren (p < 0,05). Untereinander hoch korrelierte Umweltfaktoren (In- flationsfaktor > 20) wurden eliminiert. In Tabelle 65 sind die Umweltfaktoren aufgelistet, die auf ihren Erklärungswert für die Verteilung der benthischen Algen getestet wurden. Die Werte zur Wasserphysik und -chemie, die hier für die Auswertung zur Verfügung standen, waren von den jeweils zuständigen Landesbehörden gemessen worden. Leider lagen nicht durch- gängig für alle Probestellen und für alle gewünschten Parameter aktuelle Werte vor. Um aus dieser heterogenen Datenlage ein möglichst umfangreiches testbares Datenset zu erhalten, wurden die gemessenen Einzeldaten für jede Probestelle getrennt nach Jahreszeit gemittelt. Dabei wurden alle Messungen von April bis September als Sommer, alle Messungen von Oktober bis März als Winter aufgefasst und den entsprechenden Befunden zugeordnet. Lücken in der Datenmatrix konnten in einigen Fällen über Regressionen aufgefüllt werden. Da die Daten nicht normalverteilt waren, wurden sie für die weitere Auswertung dekadisch logarithmiert. Probestellen, zu denen entweder gar keine Chemiewerte vorlagen oder nur so wenige, dass die Regressionen nicht stabil genug waren, konnten als „passive samples“ in die CCAs eingehen, d. h. diese Befunde wurden nur anhand ihres Arteninventars plaziert. Auf diese Weise wurden zur Typabgrenzung zuerst die Probestellen miteinander verglichen, bei denen vorab ein sehr guter ökologischer Zustand angenommen wurde („best available“). Über CCAs wurden relevante Umweltfaktoren ermittelt, anhand derer sich die Probestellen deutlich

151 voneinander unterschieden. Auf der Basis dieser Faktoren wurden Probestellen zu Gruppen zusammengefasst und als für das Phytobenthos relevante Fließgewässertypen aufgestellt. Die Be- funde von Probestellen der vermutlich schlechteren Zustände wurden aufgrund der ermittelten Kriterien in die aufgestellten Gruppen einsortiert. Ein Vergleich der Fließgewässergruppen untereinander hinsichtlich der Umweltfaktoren erfolgte mittels Kruskal-Wallis- bzw. Mann-Whitney- U-Tests (mit einem Signifikanzniveau von 0,01) bzw. im Fall von Häufigkeitsangaben bei Kate- gorialvariablen über einen Chi-Quadrat-Test. Nach BÜHL & ZÖFEL (2002) wurden dabei signifikante Unterschiede dann angenommen, wenn die standardisierten Residuen > 2 waren. Zur Ab- grenzung der unterschiedlichen Qualitätsklassen wurden innerhalb der aufgestellten Fließgewässer- gruppen wiederum CAs und CCAs eingesetzt, diese Methoden waren hier allerdings nur begrenzt erfolgreich. Nachdem eine Sortierung der Kreuztabellen sowohl per Hand als auch unter Verwen- dung des Computerprogramms TWINSPAN nicht erfolgreich waren, wurden die wichtigen Taxa zu Kategorien zusammengefasst. Dazu wurden sowohl Angaben aus der Literatur zu Rate gezogen als auch die selbst erarbeiteten autökologischen Angaben. Diese Angaben stellen die Verbreitung der Arten über das Spektrum der gemessenen Chemiewerte im Rahmen der eigenen Untersuchungen dar. Dafür wurden aus den vorliegenden Daten für die Parameter pH-Wert, Leitfähigkeit, Nitrat-N,

Gesamtphosphor, Sauerstoff gelöst, Chloridgehalt, Härte und BSB5 jeweils die Mittelwerte pro Probestelle berechnet und diese als Häufigkeitsverteilungen (Histogramme) dargestellt. Die Histo- gramme wurden in Klassen mit einer jeweils festen Klassenbreite eingeteilt. Darauf aufbauend konnte nun für jede Art eine prozentuale Darstellung der Fundhäufigkeiten pro Klasse durchgeführt werden. Dies wurde für alle Arten durchgeführt, die mindestens zehnmal gefunden worden bzw. sehr charakteristisch im Vorkommen waren.

Wie in ROTT et al. (1999) ausgeführt, wurden für jeden Befund der Trophie-Index (TI) sowie der Trophie-Index nach Stickstoff (TIN) berechnet. Allerdings waren in den seltensten Fällen ausreichend relevante Arten gefunden worden, um den errechneten Wert als gesichert annehmen zu können. Folgende Software wurde genutzt: Microsoft Access 97, Microsoft Excel 97, SPSS Version 11, Canoco 4.0 sowie eine Testversion von Canoco 4.5 mit den jeweils dazugehörigen Programmen, MVSP, TWINSPAN. Die Regressionsberechnungen bei fehlenden Chemiedaten führte Dr. Welzl (GSF München) unter Verwendung der Software SYSTAT für uns durch.

6.4.2 Ergebnisse Insgesamt wurden knapp 3 000 Nachweise von 238 Taxa aus 14 Klassen in die Datenbank aufgenommen. Eine detaillierte Taxaliste findet sich in Tabelle 66. In der Taxaliste sind alle Nachweise aus der gemeinsamen Probenahme mit Dr. Pfister enthalten. 32 Taxa, davon allein 24 Nostoco- phyceae, wurden nur von Dr. Pfister nachgewiesen. Dies liegt teils an den sehr speziellen Stand- orten im Alpenvorland und den Mittelgebirgen, teils aber auch an der unterschiedlichen Vorgehens- weise und den Erfahrungen der Bearbeiter. 164 Taxa wurden nur von J. Foerster und Dr. Gutowski nachgewiesen. Bei der von ihnen angewandten Methodik wurden zunächst alle gefundenen Taxa, also auch Plankter und Metaphyton, einbezogen. Daher ist die Zahl dieser Taxa im Datensatz relativ hoch. 42 Taxa gehören zum gemeinsamen Datenpool beider Bearbeitergruppen.

152 Tabelle 65 Umweltfaktoren, deren Einfluss auf die Verteilung der benthischen Algen getestet wurde. Bei den Chemie- werten wurde jeweils der Mittelwert pro Sommer- bzw. Winterhalbjahr verwendet, siehe Ausführungen im Text.

PrSt = Probestelle

Abkürzung Erläuterung Skalierung Ökoregion Zuordnung der PrSt zu einer Ökoregion Kategorie Typ Zuordnung der PrSt zu einem Typ aus Tabelle 3 Kategorie Größe Zuordnung der PrSt zu einer FG-Größe aus Tabelle 3 Kategorie korrZ_PB Vorabeinstufung des ökologischer Zustandes Kategorie grFluss großer Fluss Kategorie Chlorid mittlerer Chloridgehalt > 100 mg/l Kategorie Grundw Grundwassereinfluss vorhanden Kategorie s silikatisch geprägte PrSt, MW_SKAP < 1,6 mmol/l Kategorie k karbonatisch geprägte PrSt, MW_SKAP > 1,6 mmol/l Kategorie o organisch geprägte PrSt, MW_SKAP < 1,6 mmol/l Kategorie Breite Breite des Fließgewässers metrisch BrKl2 Breite des Fließgewässers, in zwei Klassen eingeteilt Kategorie BrKl3 Breite des Fließgewässers, in drei Klassen eingeteilt Kategorie Tiefe Tiefe des Fließgewässers metrisch Tiekl Tiefe des Fließgewässers, in drei Klassen eingeteilt Kategorie Höhe Höhe der PrSt über NN metrisch Jz Jahreszeit der Probennahme (Sommer/Winter) Kategorie Strömung Strömung an der PrSt, geschätzt Kategorie AnzUbfH Anzahl der Unterbefunde „Hartsubstrat“ metrisch AnzUbfW Anzahl der Unterbefunde „Weichsubstrat“ metrisch AnzUbf_Gs Anzahl aller Unterbefunde pro Befund metrisch H_Stein Probestelle weist hauptsächlich steiniges/kiesiges Substrat auf Kategorie H_SMP Probestelle ist Makrophytenreich und/oder weist hauptsächlich sandiges und schlam- Kategorie miges Substrat auf AnzTaxa Anzahl der gefundenen Taxa metrisch % B Anteil der vorwiegend benthischen Taxa an der Gesamttaxazahl metrisch % P Anteil der vorwiegend benthischen Taxa an der Gesamttaxazahl metrisch MW_PH pH-Wert metrisch MW_LEITF Leitfähigkeit (µS/cm ) metrisch MW_ABFST Gehalt an abfiltrierbaren Stoffen (mg/l) metrisch MW_HAERT Härte (mmol/l) metrisch MW_SKAP Säurekapazität pH 4,3 (mmol/l) metrisch MW_TEMP Temperatur (°C) metrisch MW_O2GEL Gehalt an gelöstem Sauerstoff (mg/l) metrisch MW_O2PR Sauerstoffsättigung (%) metrisch MW_CHR Chloridgehalt (mg/l) metrisch MW_NO3N Gehalt an Nitrat-N (mg/l) metrisch MW_NO2N Gehalt an Nitrit-N (mg/l) metrisch MW_NH4 Gehalt an Ammonium-N (mg/l) metrisch MW_TP Gehalt an Gesamt-Phosphor (mg/l) metrisch MW_SRP Gehalt an ortho-Phosphat-P (mg/l) metrisch

MW_BSB5O BSB5 (o ATH) (mg/l) metrisch MW_CGESORG Gehalt an organischem Kohlenstoff – Gesamt (mg/l) metrisch

153 6.4.2.1 Verteilungen der Taxa und Nennungen für die Algenklassen Hinsichtlich der Taxazahl sind die Nostocophyceae (70 Taxa, 692 Nachweise) und Chlorophyceae (54 Taxa, 671 Nachweise) die am stärksten vertretenen Klassen (Abbildung 41). Die in der Be- stimmung sehr schwierige Klasse der Nostocophyceae enthält sehr viele wichtige Indikatorarten für Fließgewässer, während bei den Chlorophyceae viele Plankter und Tychoplankter genannt werden, deren Indikationswert fraglich ist. Interessanterweise waren in den Untersuchungen die Charophyceae mit 49 Taxa und 631 Nachweisen stark vertreten. In dieser Klasse sind auch ex- zellente Indikatororganismen z. B. für die Trophie vertreten. In den Klassen der Florideo- und Bangiophyceae (12 Taxa, 320 Nachweise) sind im Verhältnis weniger Taxa zu finden, diese werden aber häufig genannt (Abbildung 41). Auch diese Klassen enthalten gute Indikatoren für Ge- wässerzustände. Die Ulvophyceae (12 Taxa, 199 Nachweise) sind in den untersuchten Gewässern häufig bestimmend für das Erscheinungsbild. Inwieweit sie als Indikatorarten genutzt werden können, wird im einzelnen in der weiteren Untersuchung diskutiert.

Abbildung 41 Anzahl der Taxa (A) und der Nennungen (B) der Algenklassen im Datensatz

Schwer zu beurteilen sind die fädigen Vertreter der Tribophyceae (14 Taxa, 156 Nachweise), die zwar häufig genannt werden und bestandsbestimmend sein können. Ihre Bestimmung zur Art ist aber vom Auftreten von Fortpflanzungsorganen abhängig. Generell kann man sagen, dass eine In- dikation auf dem Gattungsniveau nur eingeschränkt möglich ist (siehe auch Kapitel 6.4.2.3). Als Indikatoren oft angeführt werden die Süßwasserbraunalgen, die jedoch in den Untersuchungen extrem selten gefunden wurden. Die anderen Klassen enthalten zum Teil ebenfalls viele planktische Taxa, deren Indikationswert nur sehr begrenzt für die Analyse von Fließgewässern genutzt werden kann. In den Fließgewässern sind damit für eine Indikation vor allem Vertreter der Klassen Nostoco- phyceae, Chlorophyceae, Charophyceae und Florideophyceae interessant.

154 6.4.2.2 Verbreitung der Taxa an den Standorten Für eine Beurteilung des Gewässerzustandes muss gewährleistet sein, dass ausreichend Taxa an den Probestellen gefunden werden können. Nur an sehr wenigen Standorten waren keine Algen zu finden, maximal wurden 35 Taxa an einem Standort nachgewiesen. Im Durchschnitt waren an jedem Standort zwölf Taxa vorhanden. Je nach Jahreszeit waren die Werte unterschiedlich. Im Herbst/Winter waren es durchschnittlich acht Taxa pro Standort (0–22 Taxa) und im Frühjahr/Som- mer durchschnittlich 14 Taxa pro Standort (0–35 Taxa). Die Nennungen für die für eine Indika- tion interessanten Gruppen steigen zum Frühjahr/Sommer hin stark an, in dieser Zeit werden die Taxa der Chlorophyceae, Charophyceae, Ulvophyceae und Florideo-, Bangiophyceae etwa dop- pelt so häufig genannt, die Nostocophyceae sogar mehr als dreimal so häufig wie im Herbst/Winter. Dieser dramatische Anstieg ist allerdings auch mit durch die Probenahmen von Dr. Pfister bedingt, die im Frühjahr/Sommer durchgeführt wurden (s. o.). Insgesamt kann aber festgestellt werden, dass ein ausreichender „Artenpool“ für eine Indikation durch Algen im Herbst/Winter durchaus vorhanden ist (Tabelle 66). Tendenziell sind allerdings die Bedingungen im Frühjahr/Sommer besser.

Tabelle 66 Liste der gefundenen Arten mit bei statistischen Verfahren verwendeten Ab- kürzungen

Nostocophyceae (Cyanophyceae) Anabaena spec. Anabaena

Anabaena spiroides KLEBAHN 1895 Anaspir Aphanocapsa spec. Aph

Aphanocapsa fonticola HANSGIRG 1890 Aphfon

Aphanocapsa rivularis (CARMICHAEL) RABENHORST 1865 Aphriv

Aphanothece stagnina (SPRENGEL) A. BRAUN IN RABENHORST 1863 Aphsta Calothrix spec. Cal Chamaesiphon spec. Cha

Chamaesiphon confervicolus A. BRAUN IN RABENHORST 1865 Chaconf

Chamaesiphon fuscus (ROSTAFINSKI) HANSGIRG 1892 Chafus

Chamaesiphon geitleri H. LUTHER 1954 Chagei

Chamaesiphon incrustans GRUNOW IN RABENHORST 1865 Chaincr

Chamaesiphon investiens SKUJA 1964 Chainv

Chamaesiphon minutus (ROSTAFINSKI) LEMMERMANN 1910 Chamin

Chamaesiphon oncobyrsoides GEITLER 1925 Chaonc

Chamaesiphon polonicus (ROSTAFINSKI) HANSGIRG 1892 Chapol

Chamaesiphon polymorphus GEITLER 1925 Chapoly

Chamaesiphon starmachii KANN 1972 Chasta

Chamaesiphon subglobosus (ROSTAFINSKI) LEMMERMANN 1910 Chasub

Chlorogloea microcystoides GEITLER 1925 Chlmic

Chroococcopsis gigantea GEITLER 1925 Chroogig Chroococcus spec. Chroo

Chrococcus turgidus (KÜTZING) NÄGELI 1849 Chrootur

Cyanodermatium fluminense (FRITSCH) KOMÁREK & ANAGNOSTIDIS 1995 Cyanflu

Cyanothece aeruginosa (NAEGELI) KOMÁREK 1976 Cyaaeru

Cylindrospermum stagnale (KÜTZING) BORNET & FLAHAULT 1886 Cylista

Dichothrix gypsophila (KÜTZING) BORNET 1886 Dicgyp

155 Gloeocapsa spec. Gloe

Heteroleibleinia kuetzingii (SCHMIDLE) COMPÈRE 1986 Hetkue Homoeothrix spec. Hom

Homoeothrix crustacea WORONICHIN 1923 Homcru

Homoeothrix janthina (BORNET & FLAHAULT) STARMACH 1959 Homjant

Homoeothrix varians GEITLER 1927 Homvar

Hydrococcus cesatii RABENHORST 1860 Hydces

Hydrococcus rivularis KÜTZING 1833 Hydriv

Hyella fontana HUBER & JADIN 1892 Hyefon

Komvophoron constrictum (SZAFER) ANAGNOSTIDIS & KOMÁREK 1988 Komcon

Komvophoron schmidlei (JAAG) ANAGNOSTIDIS & KOMÁREK 1988 Komschm Leptolyngbya foveolarum (R ex G ) A & ABENHORST OMONT NAGNOSTIDIS Lepfov KOMÁREK 1988 Merismopedia spec. Mer

Merismopedia elegans A. BRAUN IN KÜTZING 1849 Merele

Merismopedia glauca (EHRENBERG) KÜTZING 1845 Mergla

Microcoleus paludosus (KÜTZING) GOMONT 1892 Microcpa

Microcrocis obvoluta (TIFFANY) FRANK & LANDMAN 1988 Microcro Microcystis spec. Microcy

Microcystis aeruginosa (KÜTZING) KÜTZING 1846 Microcya

Microcystis botrys TEILING 1942 Microcyb

Microcystis flos-aquae (WITTROCK) KIRCHNER 1998 Microcyf

Microcystis viridis (A. BRAUN IN RABENHORST) LEMMERMANN 1903 Microcyv Nostoc spec. Nos Oscillatoria spec. Osc

Oscillatoria limosa C.A. AGARDH ex GOMONT 1892 Osclim Phormidium spec. Phor

Phormidium autumnale (AGARDH) GOMONT 1892 Phoraut

Phormidium corium (GOMONT) GOMONT 1892 Phorcor

Phormidium incrustatum (GOMONT) GOMONT 1892 Phorinc

Phormidium retzii (GOMONT) GOMONT 1892 Phorret

Phormidium subfuscum (AGARDH) KÜTZING 1892 Phorsub Plectonema spec. Plec

Plectonema tomasinianum BORNET ex GOMONT 1892 Plectom

Pleurocapsa aurantiaca GEITLER 1930 Pleuaur

Pleurocapsa minor (HANSGIRG) GEITLER 1925 Pleumin Porphyrosiphon martensianus (M ex G ) A & ENEGHINI OMONT NAGNOSTIDIS Pormar KOMÁREK 1988 Pseudanabaena spec. Pseu

Pseudanabaena catenata LAUTERBORN 1914 Pseucat Schizothrix spec. Schiz

Schizothrix fasciculata forma semiglobosa (NÄGELI) GOMONT 1892 Schizfasfs

Schizothrix tinctoria GOMONT ex GOMONT 1892 Schiztin

Siphononema polonicum GEITLER 1930 Siphpol

Stichosiphon pseudopolymorphus (F.E. FRITSCH) KOMÁREK 1989 Stipse

Tolypothrix penicillata THURET ex BORNET & FLAHAULT 1886 Tolypen

Xenotholos kerneri (HANSGIRG) GOLD-MORGAN & AL. 1994 Xenken

Bangiophyceae (Rhodophyceae) Bangia atropurpurea (ROTH) C.A. AGARDH 1824 Banatr

156 Florideophyceae Audouinella spec. Aud

Audouinella chalybaea (ROTH) BORY 1823 Audchal

Audouinella hermannii (ROTH) DUBY 1830 Audherm

Audouinella pygmaea (KÜTZING) WEBER-VAN BOSSE 1921 Audpygm Batrachospermum spec. Bat

Batrachospermum gelatinosum (LINNAEUS) A.P. DE CANDOLLE 1801 Batgel

Batrachospermum helminthosum BORY DE SAINT VINCENT EMD. SHEATH, VIS Bathel Chantransia-Stadien Chan

Hildenbrandia rivularis (LIEBMANN) J. AGARDH 1863 Hilriv Lemanea spec. Lem

Lemanea fluviatilis C.A. AGARDH 1824 Lemflu

Fucophyceae (Phaeophyceae) Heribaudiella fluviatilis (ARESCHOUG) SVEDELIUS 1930 Herflu

Chrysophyceae Anthophysa vegetans (O.F. MÜLLER) STEIN 1878 Antveg

Dinobryon divergens IMHOF 1887 Dindiv

Hydrurus foetidus (VILLARS) TREVISAN 1848 Hydfoet

Phaeodermatium rivulare HANSGIRG1889 Phaeoriv

Synurophyceae Mallomonas caudata IVANOV EMEND. KRIEGER 1930 Malcau

Cryptophyceae Chroomonas spec. Chroom Cryptomonas spec. Cry

Dinophyceae Ceratium hierundinella (O.F. MÜLLER) DUJARDIN 1841 Cerhir Gymnodinium spec. Gym

Euglenophyceae Astasia spec. Ast Euglena spec. Eug

Euglena acus EHRENBERG 1830 Eugacu

Euglena charkoviensis SWIRENKO 1915 Eugcha

Lepocinclis texta (DUJARDIN) LEMMERMANN EMEND. CONRAD Lepo Phacus spec. Pha

Phacus acuminatus STOCKES 1885 Phaacu

Phacus longicauda (EHRENBERG) DUJARDIN 1841 Phalon

Phacus orbicularis HUEBNER 1886 Phaorb Trachelomonas spec. Tra

Trachelomonas hispida (PERTY) STEIN EMEND. DEFLANDRE 1926 Trahis

Trachelomonas hispida var. coronata LEMMERMANN 1913 Trahisvc Trachelomonas volvocina 1833 Travol

Tribophyceae (Xanthophyceae) Characiopsis spec. Characi

Characiopsis minuta (A. BRAUN IN KÜTZING) LEMMERMANN 1914 Characim

Goniochloris pulchra PASCHER Gonipul

Pseudostaurastrum hasatum (REINSCH) CHODAT 1921 Pseudhas

157 Tribonema spec. Tri

Tribonema regulare PASCHER Trireg

Tribonema viride PASCHER 1925 Trivir

Tribonema vulgare PASCHER 1923 Trivul Vaucheria spec. Vau

Vaucheria bursata (O.F. MÜLLER) C.A. AGARDH 1812 Vaubur

Vaucheria canalicularis (LINNAEUS) T.A. CHRISTENSEN 1968 Vaucan

Vaucheria cruciata (VAUCHERIA) DE CANDOLLE 1805 Vaucru

Vaucheria pseudogeminata DANGEARD1939 Vaupseu

Vaucheria racemosa (VAUCHER) DE CANDOLLE 1805 Vaurac

Chlorophyceae Actinastrum spec. Act

Actinastrum hantzschii LAGERHEIM 1882 Acthan Ankistrodesmus spec. Ank

Ankistrodesmus fusiformis CORDA 1838 Ankfus

Ankistrodesmus gracilis (REINSCH) KORSHIKOV 1953 Ankgra

Ankistrodesmus stipitatus (CHODAT) KOMARKOVA-LEGNEROVA 1969 Anksti Bulbochaete spec. Bul

Characium ornithocephalum A. BRAUN 1855 Charorni Chlamydomonas spec. Chla Coelastrum spec. Coe

Coelastrum astroideum DE NOTARIS 1867 Coeastr

Coelastrum microporum NAEGELI IN A. BRAUN 1855 Coemicr

Crucigenia terapedia (KIRCHNER) W. & G.S. WEST 1902 Crutet Crucigeniella spec. Cruc

Crucigeniella apiculata (LEMMERMANN) KOMAREK 1974 Crucapi Dictyosphaerium spec. Dic

Dictyosphaerium tetrachotomum PRINTZ 1914 Dictet

Draparnaldia mutabilis (ROTH) BORY DE SAINT VINCENT Dramut Eudorina spec. Eud

Eudorina elegans EHRENBERG 1831 Eudele

Gongrosira debaryana RABENHORST 1863 Gondeb

Gongrosira flumensis F.E. FRITSCH 1929 Gonflu

Gongrosira incrustans (REINSCH) SCHMIDLE 1901 Gonincr

Lagerheimia subsalsa LEMMERMANN 1898 Lagsub Microspora spec. Microsp

Microspora amoena (KÜTZING) RABENHORST 1868 Microspa

Microspora floccosa (VAUCHER) THURET 1850 Microspf

Microspora lauterbornii SCHMIDLE Microspl

Microspora wittrockii (WILLE) LAGERHEIM 1887 Microspw

Monoraphidium arctuatum (KORSHIKOV) HINDAK 1970 Monarc

Monoraphidium griffithii (M.J. BERKELY) KOMARKOVA-LEGNEROVA 1969 Mongri Oedogonium spec. Oed

Pandorina morum (O.F. MÜLLER) BORY DE SAINT VINCENT 1824 Panmor Pediastrum spec. Ped

Pediastrum biradiatum MEYEN 1829 Pedbir

Pediastrum boryanum (TURPIN) MENEGHINI 1840 Pedbor

Pediastrum duplex MEYEN 1829 Peddup

158 Pediastrum simplex MEYEN 1829 Pedsim

Pediastrum tetras (EHRENBERG) RALFS 1844 Pedtet

Protoderma viride KÜTZING 1843 Protvir Scenedesmus spec. Sce

Scenedesmus acuminatus (LAGERHEIM) CHODAT 1902 Sceacum

Scenedesmus acutus MEYEN 1829 Sceacut

Scenedesmus denticulatus LAGERHEIM 1882 Sceden

Scenedesmus obtusus MEYEN 1829 Sceobt

Scenedesmus opoliensis P. RICHTER 1896 Sceopo

Sphaerobotrys fluviatilis BUTCHER 1932 Sphaeflu

Sporotetras pyriformis BUTCHER 1932 Spopyr Stigeoclonium spec. Stig Tetraedron spec. Tetr

Tetraedron caudatum (CORDA) HANSGIRG 1888 Tetrcau

Tetraedron minimum (A. BRAUN) HANSGIRG 1888 Tetrmin

Tetraspora gelatinosa (VAUCHER) DESVAEUX 1818 Tetragel Ulvella frequens Butcher Ulvfre

Trebouxiophyceae Microthamnion curvatum W. & G.S. WEST Mitcur

Microthamnion strictissimum RABENHORST 1863 Mitstri

Ulvophyceae Cladophora spec. Cla

Cladophora glomerata (LINAEUS) KÜTZING 1843 Claglo

Cladophora rivularis (LINNAEUS) VAN DEN HOECK Clariv Enteromorpha spec. Ent

Enteromorpha intestinalis (LINNAEUS) LINK 1820 Entint

Enteromorpha prolifera (O.F. MÜLLER) J.G. AGARDH Entpro

Rhizoclonium hieroglyphicum (C.A. AGARDH) KÜTZING 1845 Rhihie Ulothrix spec. Ulo

Ulothrix albicans KÜTZING Uloalb

Ulothrix tenerrima KÜTZING 1843 Ulotene

Ulothrix tenuissima KÜTZING 1833 Ulotenu

Ulothrix zonata (WEBER & MOHR) KÜTZING 1833 Ulozon

Charophyceae Closterium spec. Clo

Closterium acerosum (SCHRANK) EHRENBERG ex RALFS 1848 Cloace

Closterium aciculare T. WEST 1860 Cloaci Closterium cornu 1848 Clocor

Closterium dianae Ehrenberg ex RALFS 1848 Clodia

Closterium eboracense W.B. TURNER IN COOKE 1886 Cloebo

Closterium ehrenbergii MENEGHINI ex RALFS 1848 Cloehr

Closterium ehrenbergii var. malinverianum (DE NOTARIS) RABENHORST 1868 Cloehrvm

Closterium incurvum BREBISSON 1856 Cloinc

Closterium intermedium RALFS 1848 Cloint

Closterium kuetzingii BRÉBISSON 1856 Clokue

Closterium lanceolatum KÜTZING ex RALFS 1848 Clolan

Closterium leibleinii var. boergensenii (SCHMIDLE) SKVORTZOW 1932 Cloleivb

159 Closterium limneticum LEMMERMANN 1899 Clolim Closterium limneticum var. fallax R 1962 Clolimvf ŮŽIČKA Closterium littorale Gay 1884 Clolit

Closterium littorale var. crassum W. & G.S. WEST 1896 Clolitvc

Closterium moniliferum (BORY) EHRENBERG ex RALFS 1848 Clomon

Closterium moniliferum var. concavum KLEBS 1879 Clomonvc

Closterium moniliferum var. submoniliferum (WORONICHIN) W. KRIEGER 1935 Clomonvs

Closterium nilsonii BORGE 1906 Clonil

Closterium praelongum var. brevius (NORDSTEDT) W. KRIEGER 1935 Cloprevb

Closterium rostratum EHRENBERG ex RALFS 1848 Cloros

Closterium strigosum BRÉBISSON 1856 Clostr

Closterium strigosum var. elegans (G.S. WEST) W. KRIEGER 1935 Clostrve

Closterium striolatum EHRENBERG ex RALFS 1848 Clostrio Closterium sublaterale R 1958 Closub ŮŽIČKA Closterium tumidulum GAY 1884 Clotum

Closterium tumidum JOHNSON 1895 Clotumi Cosmarium spec. Cos

Cosmarium laeve RABENHORST Coslae

Cosmarium pachydermum var. aetiopicum (W. & G.S. WEST) W. et G.S. WEST Cospacva

Cosmarium protractum (NAEGELI) DE BARY Cospro

Cylindrocystis brebissonii (MENEGHINIEX RALFS) DE BARY 1858 Cylbre Klebsormidium spec. Kle

Klebsormidium flaccidum (KÜTZING) SILVA, MATTOX & BLACKWELL Klefla

Klebsormidium rivulare (KÜTZING) MORISON & SHEATH 1972 Kleriv Mougeotia spec. Mou

Penium margaritaceum (EHRENBERG) BREBISSON ex RALFS Penmar

Pleurotaenium crenulatum (EHRENBERG ex RALFS) RABENHORST Pleurcre Spirogyra spec. Spir Staurodesmus spec. Staud Staurastrum spec. Stau

Staurastrum chaetoceras (SCHROEDER) G.M. SMITH Staucha

Staurastrum dispar BREBISSON Staudis

Staurastrum polytrichum (PERTY) RABENHORST Staupol

Staurastrum punctulatum BRÉBISSON ex RALFS 1848 Staupun

Xanthidium antilopaeum (BRÉBISSON) KUETZING Xanant Zygnema spec. Zyg

160 6.4.2.3 Zur Autökologie der Arten Im Folgenden sollen einige Aspekte der Autökologie der Taxa mit mehr als zehn Nennungen im Datensatz bzw. auffälliger und für eine Bewertung nutzbarer Taxa dargestellt werden. Dazu wurde für die verschiedenen Parameter wie pH, Leitfähigkeit, Nitrat-, Gesamtphosphor-, Sauerstoff-, Chlo- ridgehalt, Härte und dem Biochemischen Sauerstoffbedarf (BSB5) jeweils eine Klasseneinteilung vorgenommen (siehe x-Achsen in Abbildung 42). In dieser Abbildung sind die Gesamtzahlen der Proben in den jeweiligen Klassen angegeben. Für die im Folgenden diskutierten Arten wiederholt sich die Klasseneinteilung, wobei dann in den jeweiligen Abbildungen das Vorkommen der Art als prozentualer Anteil an der Gesamtzahl der Proben einer Klasse wiedergegeben sind. Diese graphische Darstellung wurde gewählt, um der ungleichen Verteilung der Probestellen im Spek- trum der zu untersuchenden chemisch-physikalischen Faktoren Rechnung zu tragen. Die Be- schreibung des Vorkommens der Arten erfolgt mit Hilfe der Einstufungen von HUSTEDT (1939) hinsichtlich der pH-Werte. Für die Leitfähigkeit wurde auf die Angaben bei KRAMMER & LANGE- BERTALOT (1986) zurückgegriffen. Weiterhin wurden für die Güteklassifizierungen bei den Werten von Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoffgehalt und Chlorid die Richtlinien der LAWA

(LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) hinzugezogen. Für die BSB5-Werte wurde auf die Klassifizierung von Fließgewässern in Mecklenburg-Vorpommern zurückgegriffen, die in diesem Bericht mit angegeben werden. Weiterhin wurde die Literatur zum Vorkommen der jeweiligen Art referiert. Ziel dieser Darstellungen ist es, für die in Frage kommenden Indikatoren die Toleranzen und Prä- ferenzen bezüglich der unterschiedlichen Umweltfaktoren erkennbar zu machen. Nur so ist es möglich, sie später für eine ökologische Gütebeurteilung zu nutzen. Sensible Indikatoren sind charakteristisch für bestimmte Fließgewässertypen. Letztere können durch den pH, die Leitfähig- keit, den Sauerstoffgehalt und die Härte beschrieben werden. Für eine gute ökologische Qualität sind differenziert je nach Fließgewässertyp geringe Werte für die Trophie und Saprobie zu fordern. Sie werden durch die Gehalte an Nährstoffen (hier ausgedrückt im Gesamt-Phosphorgehalt und

Nitratgehalt) und durch den biochemischen Sauerstoffbedarf (BSB5) charakterisiert. Für die meisten Standorte in der hier vorliegenden Untersuchung ist ebenso eine geringe Salinität zu fordern. Sie wird durch den Chloridgehalt und die Leitfähigkeit angezeigt.

Verteilung der Standorte in den Bereichen der chemisch-physikalischen Messungen Wie die folgenden Abbildungen zeigen, erfolgten die Probenahmen teilweise nur in einem sehr engen Spektrum der für eine Beschreibung des Vorkommens entscheidenden physikalisch- chemischen Faktoren (Abbildung 42). An den meisten Standorten liegt der pH im alkalischen Bereich bei Werten zwischen 7,3 und 8,5. Nur sechs Probestellen mit einem pH unter 7 sind vertreten. Mit diesem Datensatz können also vorwiegend circumneutrale, alkaliphile und alkalibionte Taxa erfasst werden. Relativ homogen verteilt sind die Stellen über die Messwertklassen der Leitfähigkeit von 0 bis 750 µS/cm. Nach der Einteilung bei KRAMMER & LANGE-BERTALOT (1986) sind 20 Stellen als elektrolytarm und 49 Stellen als elektrolytreich einzustufen. Der Großteil der Stellen (77) besitzt einen mittleren Elektro- lytgehalt. Teilweise können im Einzelfall allerdings Extremwerte erreicht werden. Relativ viele Stellen weisen Nitratgehalte zwischen 0,5 und 4,5 mg/l auf. Nach den Gütekriterien der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) fallen 19 Stellen in die Klasse I, 20 Stellen in Klasse I–II, 22 Stellen in Klasse II, 55 Stellen in Klasse II–III, 27 Stellen in Klasse III und vier

161 Stellen in Klasse III–IV. Hinsichtlich des Gesamtphosphorgehaltes sind Standorte mit Werten zwischen 0 und 0,25 mg/l sehr gut vertreten. Auch hier sind die Standorte vor allem in die Klas- sen I bis II–III einzuordnen (Klasse I: 20 Stellen, Klasse I–II: 33 Stellen, Klasse II: 26 Stellen, Klasse II bis III: 55 Stellen, Klasse III: sechs Stellen, Klassen III–IV: 2 Stellen). Die meisten untersuchten Standorte besitzen niedrige Chloridgehalte bis 50 mg/l. Damit sind bei den Nährstoff- komponenten nur die zwei nährstoffreichsten Klassen mit geringen Anteilen vertreten. Die Klas- sen I bis I–II nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) sind mit 67 bzw. 54 Standorten gut vertreten. Weniger Standorte fallen in die Klassen II (15) und höher (10). Bis zur einer Härte von 3 sind die Standorte relativ gleichmäßig und gut vertreten. Auch bis zu einer Härte von 5,5 sind noch 23 Standorte im Datensatz enthalten. Entsprechend der Ausrichtung der Untersu- chungen auf Fließgewässer besitzt ein Großteil der Standorte hohe Sauerstoffwerte. 114 Stellen sind bei Werten zwischen 9,5 und 11,5 mg/l einzuordnen. Hohe Sauerstoffgehalte können unterschiedliche Ursachen besitzen. Zum einen zeigen sie turbulente Strömung an. Zum anderen kann aber auch erhöhte Primärproduktion zu entsprechend hohen Werten führen. Jedoch waren an den hier untersuchten Standorten nur selten sehr hohe Bewuchsdichten festzustellen. Außerdem wurden für die Darstellungen hier die teilweise langjährigen Mittelwerte pro Probestelle verwendet, so dass kurzfristige Produktionsmaxima keinen starken Einfluss haben. Daher wird in dieser Un- tersuchung der Sauerstoffgehalt vorrangig als Hinweis auf Strömungsverhältnisse gewertet. In eine ähnliche Richtung geht die Beurteilung der Fließgewässer in Mecklenburg-Vorpommern (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998), bei der hohe Sauerstoffgehalte zu einer Zuord- nung in bessere Güteklassen führen. Nach dieser Einteilung gehören die hier untersuchten Stand- orte fast alle zur Güteklasse 1. Eine sehr gute Einstufung der Standorte ergibt sich auch hinsichtlich der BSB5-Werte, die meisten Standorte sind der Klasse 1 zuzuordnen. Nur 13 Standorte sind in der Klasse 2 und schlechter einzuordnen. Insgesamt ist festzustellen, dass die für die vorliegende Untersuchung ausgewählten Stellen meist in die oberen Klassen nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) bzw. nach den Kriterien für Fließgewässer in Mecklenburg-Vorpommern (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) fallen. Stärker belastete Standorte hinsichtlich des Nährstoffgehaltes und der organischen Belastung sowie der Salinität wurden kaum beprobt. Dies ist allerdings im Rahmen dieser Untersuchung auch sinnvoll, da zu erwarten ist, dass die Algen im Unterschied zu heterotrophen Organismen eher für eine Feinabstimmung an den weniger belasteten Stellen geeignet sind. Auch liegt der Schwerpunkt der Arbeit auf der Beschreibung von Referenzzuständen.

162 40 30 35 25 30 20 25

20 15 15 10 10 Anzahl der Probestellen Anzahl 5 Probestellen der Anzahl 5 0 0 3 3 8 8 8 8 3 3 ,6 ,88 1 ,3 ,8 ,3 8 ,1 ,6 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 5 5 6, 6 6,63 6 7,13 7 7,63 7, 8 8,38 8 100 300 5 700 9 3 9 11 1 1500 1700 1 2100 23 pH-Klassen Leitfähigkeit 20°C (µS/cm )

35 25

30 20 25

15 20

10 15 Anzahl Probestellen

Anzhal ProbestellenAnzhal 10 5 5 0 0 5 ,25 ,25 ,25 ,25 ,25 ,2 ,25 ,25 ,25 ,25 ,25 0 1 2 3 4 5 6 7,25 8 9 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 10 11 7 2 ,17 27 ,32 ,62 ,67 72 77 0,025 0,07 0,12 0 0,22 0, 0 0,3 0,425 0,475 0,52 0,57 0 0 0, 0, 0,8 Nitrat-N (m g/l) Phosphor gesamt (mg/l)

40 80

35 70

30 60

25 50

20 40

15 30 Anzahl Probestellen 10 Anzahl Probestellen 20

5 10

0 0

25 75 25 75 25 75 25 75 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ... ,5 2 7 2 7 2 7 2 7 2 6,25 6,75 7, 7, 8,25 8,75 9, 9, 1 3 6 8 12 37 62 87 10, 10, 11,25 11,75 12, 12, 112 137 16 18 21 23 262,5 287,5 3 3 3 3 71 Sauerstoff gelöst (m g/l) Chlorid (m g/l)

30 25

25 20

20 15 15

10 10 Anzahl Probestellen Anzahl Anzahl Probestellen 5 5

0 0

,25 ,75 ,5 ,5 5 5 ,5 ,5 5 0,25 0,75 1 1 2,25 2,75 3,25 3,75 4,25 4,75 5,25 0,5 1 2 3,5 4,5 5, 6, 7,5 8 9,5 10 11, Härte (m m ol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 42 Verteilung der Probestellen hinsichtlich der physikalisch-chemischen Faktoren. Die Werte beziehen sich auf die Mittelwerte aller Messwerte pro Probestelle.

163 Verteilung der Arten im Bereich der chemisch-physikalischen Messungen

Nostocophyceae

Aphanocapsa fonticola Aphanocapsa fonticola (Abbildung 43, Tabelle 67) wurde 13-mal mit Häufigkeiten 2 und 3 an Probestellen im Alpenvorland und in den Mittelgebirgen nachgewiesen. Die nur von Dr. Pfister gefundene Art ist mit einem Vorkommen bei pH-Werten über 6,8 als alkaliphil einzustufen und bevorzugt Standorte mit einem mittleren Elektrolytgehalt. Mit Nitrat-Werten bis 5,48 mg/l und Gesamtphosphor-Werten bis 0,33 mg/l ist sie auf die LAWA-Güteklassen I und II beschränkt. Hohe Sauerstoffwerte könnten eine Bindung an limnische Fließgewässer indizieren. A. fonticola wurde nur bei niedrigen Chlorid-Werten nachgewiesen. Die Art wurde bei einer Härte von 0,19 bis 2,28 mmol/l gefunden und zeigt mit einer Präferenz von BSB5-Werten um 1,80 mg/l ihre Empfindlichkeit gegenüber erhöhter organischer Belastung an. Sie wird an Standorten der Güte- klasse 1 nach den Kriterien für Fließgewässer in Mecklenburg-Vorpommern gefunden (LÄNDER- ARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998). Die Funde decken sich völlig mit den Literaturangaben zu dieser benthischen Art, die in oligotrophen, äußerst sauberen Quellen und Fließgewässern in den Gebirgsregionen Mitteleuropas vorkommt (GEITLER 1932, KOMÁREK & ANAGNOSTIDIS 1998, KOMÁREK 1999). Auch ROTT et al. (1999) bezeichnen die Alge als alkaliphil und ordnen ihr einen Trophiewert von 0,6 mit einem In- dikationsgewicht von 3 zu. Damit gehört sie zu den oligotraphenten Arten. A. fonticola ist eine für die Fließgewässer der Gebirgsregionen charakteristische Art, die an Stand- orten mit niedrigem Nährstoffgehalt und geringer organischer Belastung wächst.

164 100 100 90 90 80 80

70 70

60 60

50 50 40 40

30 % Probestellen % Probestellen % 30 20 20 10 0 10 0 8 3 8 3 8 13 38 63 1 3 63 88 13 6 , , 0 0 0 0 5,63 5, 6, 6, 6 6,88 7, 7, 7, 7, 8 8,38 8, 0 0 0 00 100 3 5 7 9 500 1100 1300 1 1700 1900 2100 230 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm )

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40

30 % Probestellen % Probestellen 30 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 2 2 25 2 2 25 25 2 , , , ,2 5 5 5 5 5 5 0,25 1, 2, 3 4,25 5, 6, 7 8 9, 1 7 7 2 2 10,25 1 ,1 ,3 ,42 ,575 ,6 ,8 0,025 0,075 0,125 0 0,22 0,275 0,325 0 0 0,475 0,525 0 0 0,675 0,725 0,775 0 Nitrat-N (mg/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50

40 40 % Probestellen % % Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0

5 5 ,5 5 ,5 5 ,5 5 ,5 ... ,5 25 75 25 75 ,25 25 75 2,5 2,5 2,5 6, 6, 7,25 7,75 8, 8, 9,25 9,7 2,25 12, 37,5 62 87,5 1 37, 62 87,5 1 37, 87 1 37, 87 12 10 10,75 11, 11, 1 12,75 1 1 1 1 2 2 262,5 2 3 3 362,5 3 7 Sauerstoff gelöst (m g/l) Chlorid (mg/l)

100 100

90 90

80 80

70 70

60 60

50 50

40 40 % Probestellen % Probestellen 30 30

20 20

10 10

0 0 5 5 5 5 ,7 ,75 ,75 ,2 ,2 ,25 5 5 5 5 5 0, 1,5 2,5 3,5 4,5 5,5 6, 7, 8, 9, 0,25 0 1,25 1 2,2 2 3 3,75 4 4,75 5 10,5 11,5 Härte (m m ol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 43 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Aphanocapsa fonticola in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 67 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Aphanocapsa fonticola-Vorkommen

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 6,8 8,4 7,7 0,1 13 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 69 437 260 31 13 Nitrat-N (mg/l) 0,83 5,48 2,67 0,42 13 Phosphor gesamt (mg/l) 0,03 0,33 0,10 0,03 11 Sauerstoff gelöst (mg/l) 9,73 12,28 10,79 0,19 13 Chlorid (mg/l) 4,83 21,84 11,72 1,21 13 Härte (mmol/l) 0,19 2,28 1,16 0,27 9 0,80 3,04 1,80 0,18 13 BSB5 (mg/l)

165 Aphanocapsa rivularis Aphanocapsa rivularis (Abbildung 44, Tabelle 68) wurde 15-mal mit Häufigkeiten 2 und 3 an Probestellen in den Alpen, im Alpenvorland und in den Mittelgebirgen durch Dr. Pfister nachgewiesen. Die Art ist mit einem Vorkommen bei pH-Werten von 7,8 bis 8,3 mit einem Maximum bei 8,1 alkalibiont. Sie kommt allerdings anders als Aphanocapsa fonticola auch an etwas elek- trolytreicheren Standorten vor. Auch die Toleranzen hinsichtlich der Nitrat-Werte (bis 7,53 mg/l) liegen etwas höher. Die Werte für den Gesamtphosphor sind fast identisch. Hinsichtlich der Ein- teilung der LAWA ist sie wie A. fonticola nur in den Klassen I und II zu finden. Ein Vorkommen bei hohen Sauerstoffwerten könnte auch hier die Bindung an limnische Fließgewässer indizieren. A. rivularis ist bei sehr niedrigen Chlorid-Werten zu finden. Sie belegt einen relativ weiten Bereich der Härte, ist empfindlich gegenüber erhöhter organischer Belastung und bevorzugt mit niedrigen

BSB5-Werten eindeutig den oligosaproben Bereich. Sie wurde nur an Standorten der Güteklasse 1 nach den Kriterien für Fließgewässer in Mecklenburg-Vorpommern gefunden (LÄNDERARBEITS- GEMEINSCHAFT WASSER 1998).

A. rivularis ist eine epi- oder endolithisch wachsende Alge. KOMÁREK (1999) betont die Bindung an äußerst saubere, oligotrophe Quellbereiche. In den Kalksteingebirgen der temperierten Zone ist sie weit verbreitet (KOMÁREK & ANAGNOSTIDIS 1998). Nach den eigenen Untersuchungen scheint sie eine geringfügig größere Toleranz im Vorkommen zu besitzen als A. fonticola. Trotz der im Vergleich zu A. fonticola etwas erhöhten Nährstoffansprüche ist auch A. rivularis eine für die Fließgewässer der Gebirgsregionen charakteristische Art, die an Standorten mit niedrigem Nährstoffgehalt und geringer organischer Belastung wächst.

Aphanothece stagnina Aphanothece stagnina ist in stehenden Gewässern festsitzend auf Steinen und Wasserpflanzen und auf Schlamm weit verbreitet. Sekundär kommt sie oft freischwimmend vor und kann oft auf- fällige Massen bilden (GEITLER 1932, KOMÁREK & ANAGNOSTIDIS 1998, SIMONS et al. 1999, KOMÁREK 1999, JOHN et al. 2002). Sie ist in eutrophen Gewässern zu finden (KOMÁREK & ANAGNOSTIDIS 1998, SIMONS et al. 1999, JOHN et al. 2002), die aber nicht allzu belastet sein dür- fen (KOMÁREK 1999). Aph. stagnina wurde in der vorliegenden Untersuchung im Mittelgebirge und Norddeutschen Tief- land gefunden. Aufgrund ihrer weiten Verbreitung vor allem in stehenden, eutrophen Gewässern gilt sie als Indikator für nährstoffreichere Verhältnisse. Da sie empfindlich auf höhere organische Belastung reagiert, kann sie allerdings nicht als Störzeiger betrachtet werden.

166 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen % % Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0

63 88 13 38 63 88 13 38 63 88 13 38 63 0 , , , , , , , , , , , , , 100 300 500 700 900 300 5 5 6 6 6 6 7 7 7 7 8 8 8 110 1 1500 1700 1900 2100 2300 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm)

100 100 90 90 80 80 70 70

60 60

50 50

40 40 % Probestellen % Probestellen % 30 30 20 20 10 10 0 0

5 5 25 25 25 ,25 25 25 2 2 ,25 0, 1, 2, 3,25 4 5, 6, 7, 8, 9,25 0,025 0,075 0,125 0,175 0,225 0,275 0,325 0,375 0,425 0,475 0,525 0,575 0,625 0,675 0,725 0,775 0,825 10,25 11 Nitrat-N (m g/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen %

30 % Probestellen 30 20 20 10 10 0 0 . 5 5 ,5 5 ,5 ,5 5 ,5 .. 2 2, 7 7,5 7, 2,5 6,25 6,75 7,25 7,7 8,25 8,75 9,25 9,75 1,75 1 37,5 6 8 12 37,5 62,5 12,5 3 8 1 37 62,5 87,5 12,5 10,2 10,75 11,25 1 12,25 12,75 1 1 1 187,5 2 2 262,5 2 3 3 3 3 7 Sauerstoff gelöst (mg/l) Chlorid (mg/l)

100 100

90 90

80 80

70 70

60 60

50 50

40 40 % Probestellen% 30 % Probestellen 30

20 20

10 10

0 0

5 5 5 5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,2 ,2 ,75 0 1,5 2,5 3 4 5 6,5 7,5 8 9 0 0 0,75 1 1,75 2,2 2,75 3,2 3,75 4,25 4 5,25 1 11,5

Härte (mmol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 44 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Aphanocapsa rivularis in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 68 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Aphanocapsa rivularis-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte

Min Max MW ST n pH 7,8 8,3 8,1 0,04 14 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 256 688 450 38 14 Nitrat-N (mg/l) 0,47 7,53 3,72 0,68 14 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,29 0,13 0,03 12 Sauerstoff gelöst (mg/l) 9,17 12,23 10,91 0,21 14 Chlorid (mg/l) 2,54 47,22 17,72 3,49 14 Härte (mmol/l) 1,50 3,84 2,65 0,39 5 0,80 3,42 1,92 0,21 13 BSB5 (mg/l)

167 Chamaesiphon spec. Die im Rahmen dieser Studie nicht näher bestimmten Chamaesiphon-Arten (Tabelle 69) wurden 36-mal nachgewiesen. Teils erreichten sie Häufigkeiten bis zur Stufe 3, waren also am Standort makroskopisch sichtbar. Sie sind mit einer weiten Toleranzspanne in circumneutralen Gewässern verbreitet. Elektrolytarme Standorte und solche mit mittlerem Elektrolytgehalt werden bevorzugt. Eine große Toleranz ist für die Härte und den Bereich der Nitratwerte festzustellen, da das gesamte gemessene Spektrum abgedeckt wird. Dagegen kann eine größere Empfindlichkeit gegenüber er- höhten Werten im Bereich der Gesamtphosphor- und Chloridwerte diagnostiziert werden. Auch gegenüber höherer organischer Belastung ist eine stärkere Empfindlichkeit festzustellen, da die nicht näher bestimmten Chamaesiphon-Arten nur bei BSB5-Werten bis 5,32 mg/l gefunden wurden. Damit sind Algen dieser Gattung bis zur Klasse II–III nach LAWA zu finden. Nach der Klassifi- zierung der Fließgewässer von Mecklenburg-Vorpommern sind sie in den Klassen 1 bis 2 vertreten (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998). An Chamaesiphon spec. zeigen sich die Probleme einer fehlenden Artbestimmung. Toleranzen und Präferenzen des Vorkommens sind in der Gattung nicht mehr klar erkennbar, da sich die einzelnen Arten der Gattung ökologisch sehr verschieden verhalten. In der Gattung Chamaesiphon kommen einige Arten nur in fließendem, andere in fließendem und stehendem Wasser vor. Auch Aerophyten sind zu finden (GEITLER 1932). Trotz aller Einschränkungen zählt die Gattung noch zu den Taxa, die empfindlich auf höhere organische Belastung und einen erhöhten Gehalt an Gesamtphosphor und Chlorid reagieren. Das Vorkommen von Chamaesiphon spec. kann daher nicht als Störzeiger angesehen werden.

Tabelle 69 Verbreitung von Chamaesiphon spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Ge- samtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte

Min Max MW ST n pH 6,6 8,1 7,6 0,1 32 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 65 830 358 39 31 Nitrat-N (mg/l) 0,42 11,80 2,86 0,41 32 Phosphor gesamt (mg/l) 0,01 0,25 0,13 0,01 32 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,43 11,49 10,51 0,17 32 Chlorid (mg/l) 4,08 167,68 32,27 5,70 32 Härte (mmol/l) 0,24 5,19 1,54 0,24 25 0,80 5,32 2,39 0,19 28 BSB5 (mg/l)

168 Chamaesiphon confervicolus Nur fünfmal konnte Chamaesiphon confervicolus im Mittelgebirge und im Norddeutschen Tiefland nachgewiesen werden, obwohl die Art in stehenden und fließenden Gewässern meist epiphytisch allgemein verbreitet sein soll (GEITLER 1932, KOMÁREK & ANAGNOSTIDIS 1998, ROTT et al. 1999, JOHN et al. 2002). Nach KOMÁREK & ANAGNOSTIDIS (1998) kommt sie oft in Kalksteingebieten vor, und auch JOHN et al. (2002) betonen das Vorkommen vor allem in leicht hartem Wasser. Unter Umständen ist C. confervicolus in der vorliegenden Untersuchung deshalb so selten nachgewiesen, weil hier Standorte mit niedrigem pH nur wenig vertreten sind. Nach ROTT et al. (1999) ist die Art azidophil. JOHN et al. (2002) stellen fest, dass sie vermutlich charakteristisch für mesotrophes Wasser ist und in hocheutrophem fehlt. SCHMEDTJE et al. (1998) stufen sie mit gleicher Wichtung vom meso-eutrophen bis zum eutrophen Bereich ein. ROTT et al. (1999) ordnen ihr einen Trophie- wert von 1,2 mit einem Indikationsgewicht von 2 und einen Stickstoffwert von 0,9 mit einem Indi- kationsgewicht von 3 zu. Damit gehört C. confervicolus zu den Indikatoren, die Oligo-, bzw. Oligo- Mesotrophie indizieren. Mit einem Saprobiewert von 1,3 und einer Gewichtung von 3 gehört C. confervicolus zu den Abwasservermeidern der Güteklasse I. Auch JOHN et al. (2002) betonen ihr Vorkommen in unverschmutztem Wasser. C. confervicolus ist nach dieser Beschreibung eine weit verbreitete Art, die wohl Standorte mit niedrigerem pH bevorzugt. Ihre Präferenzen hinsichtlich der Trophie müssen noch geklärt werden. Aufgrund ihrer Empfindlichkeit gegenüber erhöhter saprobieller Belastung ist sie ein sensibler Indikator geringer Belastungen.

Chamaesiphon fuscus Nur viermal wurde Chamaesiphon fuscus für den Datensatz nachgewiesen. Diese Fließgewässer- art bildet makroskopisch sichtbare, braune Flecken an Steinen in schnellströmenden Bergflüssen (GEITLER 1932, KOMÁREK & ANAGNOSTIDIS 1998, JOHN et al. 2002). Sie wurde bisher immer angeheftet an nicht kalkigem Substrat an Weichwasserstandorten gefunden und gedeiht wohl am besten in mesotrophen Gewässern. Die Abwesenheit in eutrophen Gewässern beruht vermutlich auf Verdrängungseffekten durch anderen Arten (JOHN et al. 2002). Mit einem Trophiewert von 0,7 und einer Gewichtung von 3 sowie einem Stickstoffwert von 0,6 und einer Gewichtung von 4 gehört diese azidophile Art nach ROTT et al. (1999) zu den oligotraphenten Arten. Der Saprobie- wert von 1,6 mit einer Gewichtung von 2 weist sie als schwach abwassertolerante Art aus (ROTT et al. 1997). C. fuscus ist nach dieser Beschreibung charakteristisch für Weichwasserstandorte geringerer Tro- phie und Saprobie. Sie ist damit ein Zeiger geringer Belastungen.

169 Chamaesiphon incrustans Chamaesiphon incrustans (Abbildung 45, Tabelle 70) konnte 43-mal in die Datenbank aufgenommen werden, allerdings nie mit hohen Abundanzen. Sie gehört damit zu den zehn am häufigsten genannten Arten in der Datenbank. C. incrustans ist an circumneutralen Standorten verbreitet und zeigt eine sehr weite Toleranz für die gemessenen Werte der Leitfähigkeit, des Chloridgehaltes und der Härte. Relativ tolerant ist sie gegenüber erhöhten Nitratgehalten, scheint aber empfindlicher auf hohe Phosphorgehalte und die Belastung mit organischen Stoffen im Gewässer zu reagieren. Hier sind Präferenzen für Standorte mit eher niedrigeren Werten deutlich. Die Bevorzugung von Sauerstoffwerten um 11 mg/l könnte auf die Bindung der Art an Fließgewässer hinweisen. Damit ist C. incrustans charakteristisch im Vorkommen für die Klassen I bis II–III nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) hinsichtlich der Nährstoffe und für die Klasse I hinsichtlich Chlorid. Nach der Klassifikation für Fließgewässer in Mecklenburg-Vorpommern (in

LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie für Sauerstoff und BSB5 der Klasse 1 zuzuordnen. C. incrustans ist in stehenden und fließenden Gewässern auf Algen und Wasserpflanzen weit verbreitet und häufig (GEITLER 1932, KOMÁREK & ANAGNOSTIDIS 1998, SIMONS et al. 1999). Sie kann auch auf künstlichen Substraten und Steinen nachgewiesen werden (FRIEDRICH 1973, ROTT et al. 1999). SCHMEDTJE et al. (1998) geben ein Vorkommen im Trophiebereich von oligo-meso- bis eu-polytroph an. Die Präferenz liegt im meso-eutrophen Bereich. Mit der Zuordnung eines Trophiewertes von 1,7, eines Stickstoffwertes von 1,6 und eines Indi- kationsgewichtes für beide Werte von 1 (schwacher Indikator) betonen ROTT et al. (1999) das Vorkommen unter mesotrophen Bedingungen, indizieren aber auch die große Toleranz. JOHN et al. (2002) geben ein Vorkommen bei mesotrophen bis leicht eutrophen Bedingungen mit einem Fehlen unter hocheutrophen Bedingungen an. Die eigenen Funde bestätigen die Angaben von SCHMEDTJE et al. (1998) und JOHN et al. (2002). Mit einem Mittelwert von 2,89 mg/l Nitrat-N und 0,11 mg/l Gesamtphosphor an den Standorten ist diese Art eher dem eutrophen Bereich zuzuordnen, wenn man die von ROTT et al. (1999) für diesen Bereich vorgeschlagenen Werte von 0,05–0,1 mg/l Gesamt-P und 2–3 mg/l Nitrat-N zu Rate zieht. Die Indifferenz hinsichtlich der Härte bestätigt das geochemisch indifferente Vorkom- men der Art (ROTT et al. 1999). C. incrustans wird von ROTT et al. (1997) mit einem saprobiellen Indikationswert von 2,0 zur Gruppe der Arten mit mäßiger bis starker Abwassertoleranz (Güte- klasse II, mäßige Verunreinigung) zugeordnet. Hier besitzt die Art ein Indikationsgewicht von 2 und damit eine geringfügig stärkere Präferenz als bei der Trophie. Im Unterschied dazu betonen KOMÁREK & ANAGNOSTIDIS (1998) ihr Vorkommen in unverschmutztem Wasser. Die eigenen

Befunde hinsichtlich des BSB5-Wertes stehen mit den Ergebnissen aus Österreich besser in Ein- klang, da die Art empfindlicher auf erhöhte organische Verschmutzung zu reagieren scheint. Sie ist aber durchaus bei höheren Werten bis 3,41 mg/l zu finden. C. incrustans ist mit ihrer sehr weiten Verbreitung weniger charakteristisch für bestimmte Fließ- gewässertypen. Durch ihre Präferenz für den meso- bis eutrophen Bereich scheint sie ein Zeiger für nährstoffreichere Standorte zu sein. Da diese allerdings nicht saprobiell belastet sein dürfen, kann die Art nicht als Störzeiger gewertet werden. Ihr Vorkommen muss aber je nach Gewässer- landschaft eine etwas unterschiedliche Gewichtung erfahren.

170 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50

40 40 % Probestellen % % Probestellen 30 30 20 20 10 10

0 0

3 8 3 8 3 3 8 3 8 3 00 6 8 1 3 6 6 8 ,1 ,3 ,6 100 300 500 700 900 5, 5, 6, 6, 6, 6,88 7,13 7,38 7, 7, 8 8 8 1100 13 1500 1700 1900 2100 2300 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm )

100 100 90 90 80 80 70 70

60 60

50 50

40 40 % Probestellen 30 % Probestellen 30

20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 2 75 2 7 25 7 25 7 25 75 2 75 2 75 25 25 ,25 ,2 ,25 2 ,25 2 ,2 2 ,25 0 1,25 2 3 4, 5 6, 7 8,25 9, 0 0,0 0,0 0,1 0,1 0,2 0,2 0,3 0,3 0,4 0,4 0,5 0,5 0,6 0,6 0,7 0,775 0,8 1 11,25 Nitrat-N (m g/l) Phosphor gesam t (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0 . 5 5 ,5 5 5 5 5 5 5 ,5 ,5 5 ,5 .. 5 5 5 5 5 5 5 5 5 2, 7 7, 2, 2, 7, 2 7 7 2, ,75 25 ,25 75 2 7 2 ,7 7 ,2 2, 7,5 6,25 6 7, 7,75 8 8, 9, 9, 1 37,5 62,5 8 8 6 1 10, 10 11,2 11, 12 12,7 11 13 162, 1 21 237, 2 28 31 33 362, 38 7 Sauerstoff gelöst (m g/l) Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0

25 25 75 ,5 ,5 ,5 , , , 0,5 1,5 2 3 4,5 5,5 6,5 7 8,5 9,5 0 0,75 1,25 1,75 2,25 2,75 3 3 4,25 4,75 5,25 10,5 11,5 Härte (mmol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 45 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Chamaesiphon incrustans in den Messwert- klassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 70 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Chamaesiphon incrustans-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte

Min Max MW ST n pH 6,7 8,3 7,7 0,1 40 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 56 2335 414 63 40 Nitrat-N (mg/l) 0,22 7,53 2,89 0,29 40 Phosphor gesamt (mg/l) 0,01 0,33 0,11 0,01 37 Sauerstoff gelöst (mg/l) 9,23 12,37 10,89 0,11 40 Chlorid (mg/l) 4,44 723,77 45,57 18,78 40 Härte (mmol/l) 0,19 4,37 1,55 0,25 27 0,80 3,41 1,84 0,14 37 BSB5 (mg/l)

171 Chamaesiphon polonicus Die in die Datenbank eingegebenen sieben Nachweise durch Dr. Pfister von Chamaesiphon polonicus stammen aus den Mittelgebirgen Deutschlands. In der Literatur wird vor allem epilithisches Vorkommen in schnellfließenden Gebirgsbächen angegeben. Sie ist oligo- und stenotherm und in kataroben Habitaten zu finden. Seltener findet man sie in steinigem Litoral von klaren Seen (GEITLER 1932, KOMÁREK & ANAGNOSTIDIS 1998). JOHN et al. (2002) geben ein Vorkommen meist in großen Flüssen oder in den oberen Strecken von schnellfließenden Flüssen an und stellen fest, dass die Art im Weichwasser fehlt. Sie ist typisch für mesotrophe und leicht eutrophe Bedin- gungen, fehlt aber unter hocheutrophen Bedingungen. SCHMEDTJE et al. (1998) stellen hinsichtlich der Trophie ein Vorkommen vom oligo-mesotrophen bis zum eu-polytrophen Bereich fest. Den Schwerpunkt der Verbreitung sehen sie vor allem im mesotrophen Bereich, auch wenn sie im meso-eutrophen und eutrophen Bereich stark vertreten ist. ROTT et al. (1997) bezeichnen C. polonicus als geochemisch indifferent und zählen sie mit einem Trophiewert von 1,2 und einer Gewichtung von 2 sowie einem Stickstoffwert von 0,9 mit einer Gewichtung von 3 zu den oligomesotraphenten bzw. oligotraphenten Arten. Hinsichtlich der Saprobie zählen sie die Art mit einem Indikationswert von 1,5 und einer Gewichtung von 2 zu den schwach abwassertoleranten Arten der Güteklasse I–II. Auf Grund dieser Beschreibung gehört C. polonicus zu den für die Fließgewässer der Gebirgs- regionen charakteristischen Arten, die an Standorten mit eher niedrigem Nährstoffgehalt und geringer organischer Belastung wächst.

Chamaesiphon polymorphus 24 Nennungen von Chamaesiphon polymorphus (Abbildung 46, Tabelle 71) werden im Datensatz aufgeführt. Diese Art erreichte teilweise beachtliche Häufigkeiten (einmal Häufigkeit 4, siebenmal Häufigkeit 3). Sie ist an Standorten mit circumneutralem pH verbreitet und bevorzugt mittlere Leitfähigkeiten. Hinsichtlich der Nährstoffe zeigt sie ein ähnliches Vorkommen wie C. polymorphus mit einer relativ hohen Toleranz gegenüber erhöhten Nitratgehalten und einer stärkeren Empfind- lichkeit für erhöhte Gesamtphosphorgehalte. Die hohen Sauerstoffwerte könnten auf eine enge Bindung an Fließgewässer hinweisen. Empfindlich reagiert sie auf höhere Chloridgehalte. Mit einem Vorkommen bei einer Härte bis ca. 3 mmol/l erscheint sie geochemisch indifferent. C. polymorphus kommt in folgenden Klassen nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) vor: Nitrat: I–II bis II–III, Phosphor I bis II, Chlorid Klasse I. Die Sauerstoffwerte und die Werte des BSB5 sind der Klasse 1 für die Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) zuzuordnen. C. polymorphus ist eine taxonomisch schwierige (polymorphe) Art, die in Seen, in Bächen und Flüssen auf Steinen, auf Brunneneinfassungen und auch aerophytisch im Spritzwasser vorkommt. Sie ist im Feld leicht zu übersehen, und die auf Steinen vorkommenden Kolonien werden bei der Probenahme leicht zerstört. Damit ist das Material dann nicht mehr bestimmbar (GEITLER 1932, KANN 1988, JOHN et al. 2002). Nach ROTT et al. (1999) ist C. polymorphus regelmäßig in großen, eutrophen, mäßig belasteten Flüssen zu finden. Im Unterschied zu den Angaben von ROTT et al. (1999), die sie als alkaliphil bezeichnen, ist für C. polymorphus im hier vorliegendem Datensatz eher ein circumneutrales Vorkommen auffällig. Die Nährstoffwerte im eigenen Datensatz scheinen eher das Vorkommen in den unteren und mittleren Trophiebereichen widerzuspiegeln. Nach SCHMEDTJE et al. (1998) liegt der Schwerpunkt der Verbreitung eher bei meso-eutrophen Bedin- gungen, allerdings bei einer weiten Toleranz vom oligo-mesotrophen bis eu-polytrophen

172 100 100 90 90 80 80

70 70

60 60 50 50 40 40 % Probestellen

% Probestellen 30 30 20 20 10 10 0

0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 10 30 50 70 90 10 30 50 70 90 10 30 3 1 1 1 1 1 2 2 ,13 ,38 ,13 ,38 63 5,63 5,88 6 6 6,63 6,88 7 7 7, 7,88 8,13 8,38 8,6 Leitfähigkeit 20°C (µS/cm) pH

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen % 30 Probestellen % 30 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 25 2 75 7 25 2 75 75 25 2 75 0,25 1,25 2,25 3,25 4,25 5,25 6,25 7,25 8,25 9,25 ,0 ,075 ,1 ,1 ,3 ,375 ,4 ,4 ,5 ,6 ,7 ,7 10,25 11,25 0 0 0 0 0,225 0,2 0 0 0 0 0,525 0 0 0,675 0 0 0,825 Nitrat-N (mg/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0

5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 5 ,5 ... 2 25 25 75 75 75 7 2,5 7 2 7 2 7 6, 6,75 7, 7,75 8, 8,75 9,25 9, 12,5 3 6 87,5 12 87,5 87 62,5 10,25 10, 11,25 11, 12,25 12,75 1 13 162,5 1 21 23 262,5 2 31 337, 3 38 712,5 Sauerstoff gelöst (mg/l) Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40

% Probestellen 30

30 Probestellen % 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 5 5 ,5 ,5 5 5 ,5 ,5 5 5 ,2 ,75 ,25 ,2 ,7 ,25 0, 1 2 3,5 4, 5, 6 7 8, 9, 0 0 1,2 1,7 2 2,7 3 3,75 4,25 4 5 10,5 11,5 Härte (mmol/l) BSB 5 (mg/l)

Abbildung 46 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Chamaesiphon polymorphus in den Messwert- klassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 71 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Chamaesiphon incrustans-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte

Min Max MW ST n pH 6,6 8,3 7,8 0,1 21 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 56 687 303 37 21 Nitrat-N (mg/l) 0,22 7,53 2,81 0,50 21 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,29 0,09 0,02 19 Sauerstoff gelöst (mg/l) 9,17 12,23 10,90 0,16 21 Chlorid (mg/l) 4,44 47,22 13,78 2,20 21 Härte (mmol/l) 0,19 2,96 1,20 0,30 11 0,80 3,69 1,93 0,20 19 BSB5 (mg/l)

173 Bereich. ROTT et al. (1999) betonen eine erhöhte Nährstoffpräferenz und geben einen Trophiewert von 2,3 und einen Stickstoffwert von 2,0 an. Damit wird angezeigt, dass C. polymorphus vor allem im meso-eutraphenten bis eutraphenten Bereich zu finden ist, allerdings ist die Art mit einem In- dikationsgewicht von jeweils 2 nur ein relativ schwacher Indikator mit einer recht breiten Toleranz. Mit einem Saprobiewert von 2,4 (Gewichtung 2) ordnen ROTT et al. (1997) die Art zu den saprophilen Abwasserverwertern der Güteklasse II–III (mäßige bis starke Verunreinigungen). Nach JOHN et al. (2002) kommt die Art in Wasser von relativ geringer Härte vor. Sie fehlt in hartem Wasser, ist aber nicht auf Weichwasser beschränkt. Die eigenen Funde zeigen eher die Indifferenz im Vorkommen hinsichtlich der Härte des Wassers als die Präferenzen an. Dies mag aber auch auf die Auswahl der zu untersuchenden Standorte zurückzuführen sein. Mit ihrer weiten Toleranzspanne bezüglich der chemisch-physikalischen Parameter ist C. polymorphus nicht sehr spezifisch für bestimmte Fließgewässertypen. Trotz ihrer großen Toleranz hinsichtlich der Nährstoff- und der saprobiellen Belastung der Gewässer kann sie aber nicht als Störzeiger bezeichnet werden.

Chamaesiphon starmachii Im Datensatz gibt es sechs Nennungen von Chamaesiphon starmachii aus den Mittelgebirgen. Nach KOMÁREK & ANAGNOSTIDIS (1998) kommt die Art auf Steinen in kaltem fließendem Was- ser der Hochgebirgsflüsse und in der Spritzzone des steinigen Litorals von Seen und Tümpeln vor. Sie ist in den West-Karpaten und Alpen verbreitet.

Hinsichtlich der Trophie wird das Vorkommen dieser austrocknungsresistenten Art von SCHMEDTJE et al. (1998) vorläufig für den oligotrophen bis oligo-mesotrophen Bereich angegeben. Der Schwer- punkt liegt stark im oligotrophen Bereich. ROTT et al. (1999) ordnen ihr einen Trophiewert von 1,7 und einen Stickstoffwert von 1,5 mit einer Gewichtung von 2 zu. Damit gehört sie zu den mesotraphenten bzw. oligo-mesotraphenten Arten und wird geringfügig schlechter eingeschätzt als bei SCHMEDTJE et al. (1998). Sie ist nach ROTT et al. (1999) an Standorten mit circumneutralem pH verbreitet. Im Saprobiebereich ordnen ROTT et al. (1997) ihr einen Saprobiewert von 1,7 mit einer Gewichtung von 2 zu. Damit gehört sie zu den schwach abwassertoleranten Arten der Güteklasse I–II (geringe Verunreinigung). C. starmachii ist eine für die Fließgewässer der Gebirgsregionen charakteristische Art, die an Stand- orten mit eher niedrigem Nährstoffgehalt und geringer organischer Belastung wächst.

Chamaesiphon subglobosus Chamaesiphon subglobosus wurde achtmal in den Mittelgebirgen Deutschlands nachgewiesen. Nach KOMÁREK & ANAGNOSTIDIS (1998) ist diese Art epilithisch und epiphytisch in stehendem und fließendem Wasser und im Seelitoral zu finden. Sie ist in Zentraleuropa von den Niederungs- gebieten bis zu den Bergen weit verbreitet und kommt in oligotrophem bis mesotrophem, unverschmutztem Wasser vor. Offenbar erfordert es hinreichende Erfahrung, um sie im Gelände zu erkennen und bestimmen zu können. Nach ROTT et al. (1999) ist die Art an Standorten mit circumneutralem pH verbreitet und mit einem Trophiewert und Stickstoffwert von 1,4 und einer Gewich- tung von 1 ein schwacher Indikator oligo-mesotraphenter Verhältnisse. Im Bereich der Saprobie gehört sie mit einem Saprobiewert von 1,7 und einer Gewichtung von 2 zu den schwach abwassertoleranten Arten der Güteklasse I–II (geringe Verunreinigung).

174 Mit dieser Beschreibung des Vorkommens ist C. subglobosus eine recht weit verbreitete Art, die weniger charakteristisch für bestimmte Fließgewässertypen ist. Sie zeigt aber durch ihre Empfind- lichkeit gegenüber erhöhter Trophie und Saprobie gute ökologische Verhältnisse an.

Chroococcopsis gigantea Chroococcopsis gigantea wurde in unseren Untersuchungen achtmal nur von Dr. Pfister nachgewiesen. Die Art ist epilithisch in Fließgewässern und Seen im Süßwasser verbreitet (ROTT et al. 1999, KOMÁREK & ANAGNOSTIDIS 1998). Die alkaliphile Art gehört nach ROTT et al. (1999) mit einem Trophiewert von 3,0 und einer von Gewichtung 2 zu den eutraphenten Arten. Mit einem Saprobiewert von 1,7 und einer Gewichtung von 2 gehört sie zu den schwach abwassertoleranten Arten (ROTT et al. 1997). Ch. gigantea ist für unterschiedliche Gewässertypen charakteristisch und zeigt eutrophe Verhält- nisse an. Da sie empfindlich auf saprobielle Belastung reagiert, kann sie nicht als Störzeiger betrachtet werden.

Homoeothrix spec. Die hier nicht näher bestimmbaren Homoeothrix-Arten (Tabelle 72) wurden 20-mal in der Daten- bank genannt. Das Material konnte teils auch dann nicht bis zur Art bestimmt werden, wenn es mit größerer Häufigkeit angetroffen wurde (viermal mit Häufigkeit 3). Die Schwierigkeiten bei der Interpretation der Daten liegen darin, dass sich in der Gattung Taxa mit sehr unterschiedlichen öko- logischen Ansprüchen verbergen. Auffällig ist das alkaliphile Vorkommen und eine Tendenz zum

Auftreten bei eher niedrigen Nitrat- und Gesamtphosphor- sowie BSB5-Werten. Auf eine enge Bindung an Fließgewässer könnten die hohen Sauerstoffgehalte hinweisen. Lediglich bezüglich der Leitfähigkeit ist eine größere Toleranz festzustellen. Die Funde stammen sowohl aus elektrolytarmen als auch -reichen Gewässern. Ordnet man die Toleranzen in die Klassen nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ein, dann ist Homoeothrix spec. in den Klassen I bis II–III für den Nitrat- und Chloridgehalt des Wassers vertreten, reagiert aber gegenüber höheren Phosphorgehalt empfindlicher und ist hier nur bis in Klasse II zu finden. Trotz der Einschränkung einer fehlenden Artbestimmung ist evident, dass Pflanzen der Gattung Homoeothrix spec. bei geringerer Trophie und Saprobie zu finden sind. Ihr Vorkommen kann daher nicht als Störzeiger gewertet werden.

Tabelle 72 Verbreitung von Homoeothrix spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamt- phosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,0 8,2 7,6 0,1 14 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 56 1307 331 93 14 Nitrat-N (mg/l) 0,22 5,97 2,51 0,43 14 Phosphor gesamt (mg/l) 0,01 0,24 0,11 0,02 14 Sauerstoff gelöst (mg/l) 9,23 11,62 10,92 0,18 14 Chlorid (mg/l) 5,37 260,36 32,40 17,71 14 Härte (mmol/l) 0,21 4,37 1,58 0,48 11 0,80 3,69 2,06 0,30 12 BSB5 (mg/l)

175 Homoeothrix crustacea Die Lager von Homoeothrix crustacea (Abbildung 47, Tabelle 73) sind oft schon makroskopisch sichtbar (fünfmal wird sie mit Häufigkeit 3 und 4 genannt), und obwohl sie insgesamt nur zehnmal im Datensatz genannt wird, ist ein sehr charakteristisches Vorkommen deutlich. Bei einer geringen Toleranz des Vorkommens mit pH 8,0 bis 8,3 ist die Art eindeutig als alkalibiont einzustufen. Sie wird nur in einem engen Bereich von Standorten mit mittlerem und hohem Elektrolytgehalt gefunden. Auffällig ist die relativ weite Toleranz für höhere Nitratgehalte, der eine deutlich geringere Toleranz gegenüber erhöhten Gesamtphosphorgehalten mit einer Präferenz für niedrige Werte ge- genübersteht. Das Vorkommen bei Sauerstoffgehalten von 10 bis 12 mg/l könnte auf das Auftre- ten in Fließgewässern hinweisen. Sehr niedrige Chloridwerte werden bevorzugt. Die Funde sind auf einen engen Bereich der Härte begrenzt. Auch ist H. crustacea offenbar sehr empfindlich gegenüber erhöhter organischer Verschmutzung. Nach der Klassifizierung der LAWA (LÄNDER- ARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) kommt sie in den Klassen I bis II–III für Nitrat vor, in den Klassen I bis II für Phosphor und in den Klassen I bis I–II für Chlorid. Nach der Klassifizie- rung von Fließgewässern in Mecklenburg-Vorpommern (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie in der Klasse 1 für die organische Belastung und die Sauerstoffwerte zuzuordnen. Auch andere Autoren betonen das eher rare, dann aber massenhafte Auftreten der epilithisch und epiphytisch in Kalkkrustationen wachsenden Art (FRIEDRICH 1973, ROTT et al. 1999). Sie ist zwar aus schnellfließendem Wasser bekannt, kommt aber in dem von ROTT et al. (1999) untersuchten Material auch in Tieflandflüssen vor. Da sie an kalkreiche Gewässer gebunden ist (ROTT et al. 1999, JOHN et al. 2002), bezeichnen SCHMEDTJE et al. (1998) sie als Hartwasserform.

SCHMEDTJE et al. (1998) ordnen sie hinsichtlich der Trophie dem mesotrophen bis eutrophen Bereich zu, wobei der Schwerpunkt im meso-eutrophen Bereich liegt. Auch ROTT et al. (1999) charakterisieren sie mit einem Trophiewert von 2,2 und einem Stickstoffwert von 2,1 als meso- eutraphent. Mit einer Gewichtung von 3 ist sie ein recht guter Indikator. JOHN et al. (2002) weisen allerdings darauf hin, dass die Phosphorwerte nicht so hoch sein dürften als dass sie eine Verkalk- ung verhindern könnten. Mit einem Saprobiewert von 1,7 ordnen ROTT et al. (1997) sie zu den schwach abwassertoleranten Arten. Eine größere Toleranz drückt sich aber im Indikationsgewicht von 2 für diesen Wert aus. Schon FRIEDRICH (1973) beobachtete das makroskopisch sichtbare Vorkommen im gesamten Oberlauf der Erft. Die Alge verschwindet dann offensichtlich infolge von Abwassereinleitungen. Er bezeichnet sie als oligo- bis α-mesosaprobe Leitform kalkreicher Bergbäche. Die eigenen Funde lassen sich dieser Beschreibung gut zuordnen. H. crustacea ist für kalkreiche Fließgewässertypen eine sehr charakteristische Form. Trotz größerer Toleranz im Trophiebereich ist sie empfindlich gegenüber organischer Belastung.

176 100 100 90 90

80 80

70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen% % Probestellen 30 30 20 20 10 10 0

0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 100 3 500 7 90 30 900 30 11 1 1500 17 1 21 2 ,88 ,13 38 ,13 ,38 ,63 ,63 5,63 5 6 6, 6,63 6,88 7 7 7 7,88 8,13 8,38 8 Leitfähigkeit 20 °C (µs/cm ) pH

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 25 25 25 7 25 75 25 7 2 75 25 75 2 75 25 75 2 75 25 0, 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7, 8, 9, 0 ,0 1 1 2 ,2 ,3 3 4 4 ,5 5 6 6 ,7 7 8 10, 11, 0, 0 0, 0, 0, 0 0 0, 0, 0, 0 0, 0, 0, 0 0, 0, Nitrat-N (mg/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80

70 70 60 60 50 40 50 30 40 % Probestellen% % Probestellen % 20 30 10 20 0 10 5 5 5 5 5 5 5 2 7 2 7 2 7 ,25 75 ,75 25 6, 6, 7, 7, 8, 8, 9,2 9,75 0 10 10, 11,25 11 12, 12,75 ,5 5 5 ... 7,5 7,5 7,5 12,5 37 62,5 8 Sauerstoff gelöst (mg/l) 112,5 137,5 162,5 187, 212,5 23 262,5 287,5 312,5 337, 362,5 38 712,5 Chlorid (mg/l

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen% 30 Probestellen % 20 20 10 0 10 5 5 5 5 5 5 5 0 0, 1,5 2, 3, 4, 5,5 6, 7, 8, 9,5 1,5 10,5 1

0,25 0,75 1,25 1,75 2,25 2,75 3,25 3,75 4,25 4,75 5,25 BSB 5 (mg/l) Härte (mmol/l)

Abbildung 47 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Homoeothrix crustacea in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 73 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Homoeothrix crustacea-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 8,0 8,3 8,1 0,04 9 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 256 687 439 45 9 Nitrat-N (mg/l) 0,47 7,53 3,24 0,09 9 Phosphor gesamt (mg/l) 0,03 0,21 0,08 0,02 8 Sauerstoff gelöst (mg/l) 10,35 12,23 11,21 0,17 9 Chlorid (mg/l) 2,54 47,22 14,88 4,48 9 Härte (mmol/l) 1,50 3,12 2,50 0,30 5 0,80 2,43 1,54 0,20 8 BSB5 (mg/l)

177 Homoeothrix janthina Homoeothrix janthina (Abbildung 48, Tabelle 74) wurde 14-mal nachgewiesen, davon erreichte sie allein sechsmal die Häufigkeit 3 und war damit also am Standort schon makroskopisch sichtbar. Im Datensatz zeigte die Art ein circumneutrales Vorkommen. Sie ist an elektrolytarmen bis -reichen Standorten zu finden, scheint aber elektrolytarme Standorte eher zu meiden. Mit einem Vorkommen bis zu 5,69 mg/l Nitrat und 0,33 mg/l Gesamtphosphor ist sie gegenüber erhöhten Nährstoffgehalten recht tolerant. H. janthina meidet Standorte mit niedriger organischer Belastung.

Die Nachweise bei einem BSB5-Wert um 5,5 mg/l beziehen sich nur auf zwei Probestellen. Lässt man diese außer Betracht, kann man im übrigen von einer Präferenz für Standorte mit einem BSB5-Wert um 2 mg/l sprechen. H. janthina könnte an Fließgewässer gebunden sein, da sie bei hohen Sauerstoffgehalten gefunden wurde. Erstaunlich ist die recht weite Toleranz bei den Chloridwerten. Bis zu 145 mg/l wurden am Standort erreicht. Deutlich ist das Vorkommen bei niedriger Härte mit einer Präferenz für Werte um 0,75 mmol/l. Nach der Klassifikation der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist H. janthina in den Klassen I bis II–III für die Nährstoffe und Chlorid zu finden. Für den Sauerstoffgehalt und die organische Belastung kann sie nach den Kriterien für Fließgewässer in Mecklenburg-Vorpommern (in LÄNDERARBEITSGEMEIN- SCHAFT WASSER 1998) der Klasse 1 und 1 bis 2 zugeordnet werden. Ihre Hauptverbreitung liegt also im unbelasteten bis gering belasteten Bereich.

Die Art ist vor allem an Steinen in fließenden Wasser zu finden (GEITLER 1932). Nach ROTT et al. (1999) ist sie in Fließgewässern weit verbreitet und kann vor allem im Winter massenhaft auftreten. Sie bezeichnen sie als krenophil und azidophil. Dies konnte anhand der eigenen Daten nicht nach- vollzogen werden. Eventuell waren für ein Massenvorkommen charakteristische Standorte im Datenpool nicht einbezogen.

Die Einstufung der Art von SCHMEDTJE et al. (1998) als Weichwasserform kann bestätigt werden. Auch nach ROTT et al. (1999) bevorzugt sie Granit und andere kalkarme Gesteine. Hinsichtlich der Trophie wird das Vorkommen von H. janthina im oligo- bis mesotrophen Bereich beschrieben, mit einer Präferenz in der oligo-mesotrophen Klasse (SCHMEDTJE et al. 1998). Mit einem Trophiewert von 1,5 und einem Stickstoffwert von 0,8 ordnen sie ROTT et al. (1999) der oligo-mesotraphenten bzw. oligotraphenten Stufe zu. Hier ist sie mit den Indikationsgewichten 2 und 3 ein recht guter Indikator. Ein relativ schlechter Indikator ist sie hinsichtlich der Saprobie (Indikationsgewicht 1). Mit einem Saprobiewert von 1,8 gehört sie zu den mäßig bis stark abwassertoleranten Arten der Güteklasse II. Es bestehen also geringfügige Widersprüche beim Vergleich der eigenen Einschätzung mit den Angaben aus der Literatur. Weitere Untersuchungen sind notwendig, um das Vorkommen dieser vermutlich wichtigen Indikatorart zu klären. H. janthina ist eine für Weichwasserstandorte charakteristische Art. Sie reagiert empfindlich auf erhöhte organische Belastung, besitzt aber eine etwas größere Toleranz gegenüber erhöhten Nähr- stoffgehalten.

178 100 100 90 90 80 80

70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen% % Probestellen 30 20

20 10 0 10 0 0 100 300 500 700 900 1100 1300 1500 170 1900 2100 2300

,88 5,63 5 6,13 6,38 6,63 6,88 7,13 7,38 7,63 7,88 8,13 8,38 8,63 Leitfähigkeit 20°C (µs/cm) pH

100 100 90 90 80 80 70 70

60 60

50 50 40 40

30 Probestellen% % Probestellen 20 30 10 20 0 10

5 5 5 5 0 ,25 ,25 ,25 ,2 ,25 0,2 1 2,25 3,25 4,2 5 6,25 7,25 8,2 9 10 11 75 25 75 25 75 25 ,025 ,075 ,125 ,175 ,275 ,325 ,3 ,4 ,4 ,5 ,5 ,6 ,675 ,725 ,775 ,825 0 0 0 0 0,225 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Nitrat-N (mg/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80

70 70 60 60 50 50 40 40

30 Probestellen% % Probestellen 20 30

10 20

0 10 5 5 ,75 ,25 ,7 ,2 ,75 ,25 ,75 ,75 ,25 ,75 0 6,25 6 7 7 8 8 9 9 10,25 10 11 11,75 12,25 12 5 ,5 ,5 5 7,5 ... 12,5 37,5 62,5 87, 37,5 62,5 Sauerstoff gelöst (mg/l) 112,5 137,5 162 187 212, 2 2 28 312,5 337,5 362,5 387,5 712,5 Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % % Probestellen 20 20 10 10 0 0 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 5 5 5 5 0 1 2 ,75 25 7 ,75 25 7 ,25 75 2 0,5 1,5 2 3 4,5 5,5 6 7 8,5 9,5 0, 0 1, 1, 2,25 2 3, 3, 4 4, 5, 1 1 Härte (mmol/l) BSB 5 (mg/l)

Abbildung 48 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Homoeothrix janthina in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 74 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Homoeothrix janthina-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 6,8 8,2 7,7 0,1 14 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 69 887 350 59 14 Nitrat-N (mg/l) 0,83 5,69 2,97 0,44 14 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,33 0,13 0,02 14 Sauerstoff gelöst (mg/l) 9,67 11,76 10,43 0,17 14 Chlorid (mg/l) 4,44 145,59 26,56 9,60 14 Härte (mmol/l) 0,19 2,90 1,24 0,30 8 0,80 4,98 2,22 0,26 14 BSB5 (mg/l)

179 Homoeothrix varians Mit 30 Nennungen ist Homoeothrix varians (Abbildung 49, Tabelle 75) im Untersuchungsgebiet weit verbreitet. Die Art kann recht häufig auftreten (es gibt im Datensatz neun Nachweise mit den Häufigkeiten 3 und 4). Die Art ist alkalibiont mit einer eindeutige Präferenz für Standorte mit hohem pH. Elektrolytarme Standorte meidet sie. Zwar ist sie auch in elektrolytreichen Gewässern zu finden, scheint aber eher Gewässer mit mittlerem Elektrolytgehalt zu bevorzugen. Eine recht weite Toleranz besteht für höhere Nitratgehalte, während die Toleranz gegenüber höheren Phosphorgehalte geringer ausfällt. Die breite Vorkommensspanne bei den Sauerstoffgehalten könnte zeigen, dass H. varians im Unterschied zu den anderen bereits erwähnten Homoeothrix-Arten nicht an fließen- des Wasser gebunden ist. Mit Chloridgehalten bis zu 97 mg/l und einem Mittel bei 30 mg/l zeigt sie ein ähnliches Vorkommen wie H. janthina. Sehr weit ist die Vorkommensspanne hinsichtlich der Härte mit einer leichten Präferenz für Werte um 2,75 mmol/l. Auch scheint die Art höhere organische Belastung durchaus ertragen zu können.

Sie wurde noch bei BSB5-Werten von 5,32 mg/l gefunden. Nach der Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) kann sie hinsichtlich der Nährstoffe an Stand- orten der Klasse I bis II–III vorkommen. Bei den Chloridwerten werden nur die Klassen I bis I–II erreicht. Die Einstufung bei den Klassen für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns fällt in die Klassen 1 bis 2 für die organische Belastung und die Klasse 1 für die Sauerstoffgehalte.

Massenentwicklungen dieser epilithischen Art, wie sie GEITLER (1932) und ROTT et al. (1999) angeben, konnten in der eigenen Untersuchung zwar nicht gefunden werden, eine weite Verbreitung dieser Art kann aber bestätigt werden. Schon GEITLER (1932) beschrieb H. varians ökologisch als Form des langsam fließenden kalten Wassers. ROTT et al. (1999) fanden sie seltener an schnell- fließenden Flüssen. Die stark gestreuten Sauerstoffwerte passen zu diesen Angaben. Die eigenen Funde hinsichtlich der Härte passen besser zur Beschreibung als geochemisch indifferente Art von ROTT et al. (1999) als zu der Beschreibung als Hartwasserform von SCHMEDTJE et al. (1998). Letz- tere beschreiben das Vorkommen von H. varians für den mesotrophen bis zum eu-polytrophen Bereich mit einer Präferenz in der eutrophen Klasse. Dies entspricht eher den eigenen Daten als die Einstufungen von ROTT et al. (1999). Diese beschreiben H. varians als oligo-mesotraphente Art mit einem Trophiewert von 1,4 und einem Stickstoffwert von 1,3. Allerdings wird nur eine Ge- wichtung von 2 angenommen, also eine recht schwache Indikation. Dagegen passt die Zuordnung von H. varians zur Gruppe der mäßig bis stark abwassertoleranten Arten der Güteklasse II durch den Saprobiewert von 1,8 und einer Gewichtung von 3 (ROTT et al. 1997) gut zu den hier erhobenen Daten. H. varians ist damit weniger charakteristisch für bestimmte Fließgewässertypen. Sie kommt im Vergleich mit den anderen Homoeothrix-Arten bei höherer Trophie vor und besitzt eine größerer Toleranz gegenüber höherer saprobieller Belastung. Trotzdem kann ein Vorkommen dieser Art nicht als Störzeiger gewertet werden.

180 100 100 90 90 80 80

70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen% % Probestellen 30 20 10 20 0 10 0 0 0 0 0 0 1 30 50 70 900 0 1100 1300 150 1700 1900 2100 2300 8 3 ,88 5,63 5,88 6,13 6,3 6,63 6,88 7,1 7,38 7,63 7 8,13 8,38 8,63 Leitfähigkeit 20°C (µS/cm) pH

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 ,25 2 2 7 7 2 7 7 2 2 0,2 1,25 2,2 3,25 4,2 5,25 6,2 7,25 8,2 9,25 ,075 1 ,2 2 ,3 ,475 ,5 5 ,625 6 7 ,775 8 10,25 11 0,025 0 0, 0,175 0 0, 0,325 0 0,425 0 0 0, 0 0, 0, 0 0, Nitrat-N (mg/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80

70 70 60 60 50 50 40 40

30 Probestellen% % Probestellen % 20 30 10 20

0 10

5 5 ,25 ,25 ,25 ,75 0 6 6,75 7,25 7,75 8,2 8,75 9,25 9,7 2,75 10 10,75 11 11 12,25 1 5 ,5 ,5 5 7,5 ... 12,5 37,5 62,5 87, 37,5 62,5 Sauerstoff gelöst (mg/l) 112,5 137,5 162 187 212, 2 2 28 312,5 337,5 362,5 387,5 712,5 Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60

50 50 40 40

% Probestellen % 30 30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0 0,5 1,5 2,5 3,5 4,5 5,5 6,5 7,5 8,5 9,5 5 5 5 5 5 5 5 10,5 11,5 ,2 ,7 2 ,7 0,25 0,7 1 1,75 2,2 2 3, 3,75 4,2 4 5,25 Härte (mmol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 49 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Homoeothrix varians in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 75 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Homoeothrix varians-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,3 8,3 8,0 0,1 27 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 105 776 450 33 27 Nitrat-N (mg/l) 0,10 7,53 2,87 0,41 27 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,32 0,11 0,02 24 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,43 12,23 10,52 0,22 27 Chlorid (mg/l) 2,54 96,93 28,82 5,56 27 Härte (mmol/l) 0,41 3,84 2,23 0,25 13 0,80 5,32 2,10 0,24 25 BSB5 (mg/l)

181 Hydrococcus cesatii Nur 15 Nennungen durch Dr. Pfister gibt es im vorliegenden Datensatz von Hydrococcus cesatii (Abbildung 50, Tabelle 76). Die Alge war nie sehr selten, sondern erreichte immer die Häufig- keiten 2 oder 3. Sie ist alkalibiont und zeigt eine Präferenz des Vorkommens für Gewässer mit einem mittleren Elektrolytgehalt. Recht tolerant ist die Alge gegenüber erhöhten Nitratgehalten. Etwas empfindlicher ist sie in Bezug auf erhöhte Gesamt-Phosphorgehalte, und sehr empfindlich reagiert Hy. cesatii auf zunehmende organische Belastung. Die geringe Spanne von 9,7 bis 11,4 mg/l im Sauerstoffgehalt könnte eine enge Bindung an Fließgewässer anzeigen. Hy. cesatii ist nur in der Klasse mit den geringsten Chloridgehalten vertreten. Sie ist indifferent hinsichtlich der Härte. Ordnet man die Werte den Klassen nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) zu, so ist die Alge bei den Nährstoffen in den Klassen I bis II–III zu finden, bei Chlorid nur in Klasse I. Nach der Klassifizierung von Fließgewässern in Mecklenburg-Vorpommern (in LÄNDER-

ARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) hinsichtlich der Sauerstoffgehalte und BSB5-Werte ist sie nur in Fließgewässern der Klasse 1 vertreten. Hy. cesatii ist eine epiphytische Alge, die häufig für klare kalkhaltige Fließgewässer wie die der Alpen angegeben wird (GEITLER 1932, KOMÁREK & ANAGNOSTIDIS 1998, JOHN et al. 2002). Sie kann auch in sauberen Seen vorkommen (KANN 1988). SCHMEDTJE et al. (1998) bezeichnen sie daher als Hartwasserform. Nur FRIEDRICH (1973) meldet häufiges Vorkommen auch aus den kalkarmen Donauquellflüssen. Wie in der eigenen Untersuchung zeigt Hy. cesatii in Österreich ein al- kalibiontes Vorkommen (ROTT et al. 1999). FRIEDRICH (1973) beschreibt ihre Empfindlichkeit für Abwässer, da die Alge in der Erft in zwei Arealen vorkommt, die durch eine Abwasserstrecke getrennt werden. Dabei zeigt sie eine Tendenz zum erhöhten Vorkommen bei geringerer Trophie und stärkerer Strömung. Diese Ergebnisse lassen sich auch mit den eigenen Daten in Übereinstim- mung bringen.

Nach SCHMEDTJE et al. (1998) besitzt die Alge eine weite Toleranz mit einem Vorkommen vom oligo-mesotrophen bis zum eu-polytrophen Bereich. Das Verbreitungsschwergewicht liegt aber im mesotrophen Bereich. ROTT et al. (1999) stellen sie mit einem Indikationswert von 2,2 und einer Gewichtung von 1 zu den meso-eutraphenten Arten mit einer sehr weiten Toleranz. Hinsichtlich der Saprobie ordnen ROTT et al. (1997) die Alge zu den saprophilen Abwasserverwertern der Güteklasse II–III. Dies ist deutlich schlechter als es die eigenen Daten erwarten lassen. Allerdings liegen die Standorte der hier vorliegenden Untersuchung wohl eher an der Grenze des Verbreitungs- gebietes von Hy. cesatii, so dass vielleicht optimale Bedingungen für das Wachstum notwendig sind. Nach den hier erhobenen Daten reagiert Hy. cesatii sensibel gegenüber erhöhten Phosphorgehalten und saprobieller Belastung. Auch scheint sie eng an alkalische Fließgewässer gebunden zu sein.

182 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30

% Probestellen 30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0

0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 ,13 ,38 100 300 500 700 900 10 5,63 5,88 6 6,38 6,63 6,88 7,13 7 7,63 7,88 8,13 8,38 8,63 1 13 15 17 190 210 230 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 ,25 2 ,2 25 75 0,25 1,25 2,25 3,25 4,2 5 6,25 7,25 8,25 9,25 ,225 275 10, 11 0,025 0,075 0,1 0,175 0 0, 0,325 0,375 0,425 0,475 0,525 0,575 0,625 0,675 0,725 0,7 0,82 Nitrat-N (mg/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen 20 Probestellen% 30 10 20 0 10

5 5 0 75 25 75 ,25 ,75 ,25 ,75 ,2 ,7 6,25 6,75 7,25 7, 8, 8, 9,25 9,75 0 0 1 . 1 1 1 11 12 12 ,5 ,5 5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 .. ,5 2 2 7 7 7 2 2 2 2 1 37,5 6 87, 3 8 3 6 1 6 1 Sauerstoff gelöst (mg/l) 112 1 162,5 1 212,5 2 2 287,5 3 337,5 3 387,5 7 Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 2 5 5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,7 0,5 1,5 2,5 3, 4, 5 6 7 8 9,5 0 1 0,2 0,75 1,2 1,7 2, 2,7 3,2 3 4,2 4,7 5,2 1 1 Härte (mmol/l) BSB 5 (mg/l)

Abbildung 50 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Hydrococcus cesatii in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 76 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Hydrococcus cesatii-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,6 8,3 8,1 0,1 13 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 88 688 367 37 13 Nitrat-N (mg/l) 0,47 5,69 2,31 0,52 13 Phosphor gesamt (mg/l) 0,03 0,29 0,10 0,02 11 Sauerstoff gelöst (mg/l) 9,67 11,43 10,82 0,17 13 Chlorid (mg/l) 2,54 23,31 12,46 1,92 13 Härte (mmol/l) 0,38 3,84 2,28 0,46 6 0,80 3,04 1,65 0,17 13 BSB5 (mg/l)

183 Hydrococcus rivularis Hydrococcus rivularis (Abbildung 51, Tabelle 77) wurde im Datensatz insgesamt 13-mal genannt. Meist erreichte sie die Häufigkeit 2. Das Vorkommen dieser Art ähnelt sehr dem von Hy. cesatii. Im Unterschied zu dieser zeigt sie allerdings circumneutrales Vorkommen. Die Toleranz für erhöhte Nitratgehalte ist etwas größer, die für höhere Gesamtphosphorwerte geringer. Die Präferenz liegt deutlich bei niedrigen Werten. Die Art ist sehr empfindlich gegenüber höherer organischer Ver- schmutzung, wie die enge Verteilung der Werte um 1,7 mg/l zeigt. Die Zunahme des Vorkommens bei höheren Sauerstoffgehalten könnte auf die Vorliebe für schneller fließende Gewässer hinweisen. Sehr empfindlich ist sie gegenüber höheren Chloridgehalten. Hier konnte sie nur in der Klasse mit den geringsten Werten nachgewiesen werden. Hinsichtlich der Härte werden maximal Werte von 2,67 mmol/l erreicht. Nach der Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist die Alge im Bereich von Nitrat den Klassen I bis II–III und im Bereich von Phosphor den Klassen I bis II zuzuordnen. Bei den Chloridwerten erreicht sie die Klassen I bis I–II nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998). Hinsichtlich der Sauerstoffgehalte und der organischen Belastung ist sie der Klasse 1 der Fließgewässerklassifizierung Mecklenburg- Vorpommerns zuzuordnen (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998). Hy. rivularis ist in klaren kalkreichen Gebirgsbächen und Quellbereichen der Alpen nicht selten, wo sie epiphytisch oder epilithisch wächst. Dort kann sie makroskopisch sichtbare Lager bilden (GEITLER 1932, ROTT et al. 1999, JOHN et al. 2002). FRIEDRICH meldet bereits 1973, dass sie die Abwasserstrecken der Erft meidet. ROTT et al. (1999) stellen sie mit einem Saprobiewert von 1,5 und einer Gewichtung von 2 zu den schwach abwassertoleranten Arten der Güteklasse I–II, die geringe Verunreinigung indizieren und recht gute Indikatoren sind. Dies stimmt mit den Funden in dieser Untersuchung gut überein. Nicht so gut in Einklang mit den hier ermittelten Daten stehen dagegen die Angaben von SCHMEDTJE et al. (1998), die ein Vorkommen vom mesotrophen bis zum polytrophen Bereich sehen mit einem Schwerpunkt um die eutrophe Zone. Auch ROTT et al. (1999) weisen auf ein schwerpunktmäßiges Vorkommen im mesotrophen Bereich hin. Mit einem Trophiewert von 1,7, einem Stickstoffwert von 1,3 und einer Gewichtung von 1 gehört Hy. rivularis zu den mesotraphenten bzw. oligo-mesotraphenten Arten mit breiter Toleranz. Hy. rivularis ist eine an Fließgewässer gebundene Art, die sehr empfindlich auf erhöhte saprobielle Belastung reagiert. Auch wenn noch Diskussionsbedarf über das Vorkommen im Trophiespektrum besteht, kann das Vorkommen dieser Art als Zeiger naturnaher Verhältnisse gewertet werden.

184 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen % 30 % Probestellen 30 20 20 10 10 0 0 0 0 0 3 8 3 3 8 8 3 0 0 00 00 0 00 00 00 ,6 ,88 ,3 ,63 ,1 ,38 6 ,8 3 ,6 1 3 5 7 9 1 300 500 7 9 100 5 5 6,13 6 6 6,88 7 7 7, 7 8,13 8, 8 1 1 1 1 1 2 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen 30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 2 7 2 7 2 7 2 7 2 5 5 ,0 0 ,175 2 ,325 ,3 4 4 ,525 ,575 ,6 ,675 ,725 7 8 ,25 25 ,25 ,25 0 0, 0,12 0 0, 0,275 0 0 0, 0, 0 0 0 0 0 0, 0, 0,25 1 2,25 3,25 4, 5,25 6,2 7,2 8,25 9,25 0 1 1 1 Phosphor gesamt (mg/l) Nitrat-N (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen 30 % Probestellen 30 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 ,5 ,5 ,5 ,5 5 5 ... 25 75 7 2,5 2,5 6,25 6,75 7,2 7,75 8,25 8,7 9, 9,75 1,25 12 37 62 8 87,5 10,25 10,7 1 11,75 12,2 12, 112, 137,5 162,5 1 21 237,5 262,5 287,5 312,5 337, 362,5 387,5 71 Sauerstoff gelöst (mg/l) Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen % Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 5 5 7 7 7 7 7 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,2 ,2 ,2 0,5 1,5 2 3 4 5 6 7 8 9 0 1 0 0, 1 1, 2 2, 3,25 3, 4,25 4, 5,25 1 1 Härte (mm ol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 51 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Hydrococcus rivularis in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 77 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Hydrococcus rivularis -Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 6,8 8,3 7,8 0,1 13 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 69 687 297 46 13 Nitrat-N (mg/l) 0,47 7,53 2,59 0,62 13 Phosphor gesamt (mg/l) 0,03 0,21 0,08 0,01 12 Sauerstoff gelöst (mg/l) 9,73 11,40 10,87 0,15 13 Chlorid (mg/l) 2,54 47,22 13,43 3,14 13 Härte (mmol/l) 0,19 2,67 1,11 0,37 7 0,80 3,04 1,73 0,17 13 BSB5 (mg/l)

185 Hyella fontana Im vorliegenden Datensatz wurde Hyella fontana nur zweimal von Dr. Pfister nachgewiesen. Die- se Art bohrt sich ins Kalksubstrat von Steinen, Felsen und Muschelschalen und ist besonders in Kalkbächen weit verbreitet. Sie wird aber häufig übersehen (GEITLER 1932, KOMÁREK & ANAGNOSTIDIS 1998, JOHN et al. 2002). Sie ist alkaliphil (ROTT et al. 1999) und kommt in oligotrophen schnellfließenden Flüssen und oft auch an den Kanten von Wasserfällen vor (JOHN et al. 2002). ROTT et al. (1999) ordnen ihr einen Trophiewert von 1,8 mit einer Gewichtung von 1 zu. Damit gehört sie zu den schwachen Indikatoren mesotropher Verhältnisse. Mit einem Saprobiewert von 1,3 und einer Gewichtung von 3 (ROTT et al. 1997) gehört sie zu den Abwasservermeidern der Güteklasse I. Hyella fontana ist eine sehr charakteristische Art kalkreicher Fließgewässer, die sehr sensibel ge- genüber erhöhter trophischer und saprobieller Belastung reagiert.

Leptolyngbya foveolarum Nur achtmal konnte diese Art durch Dr. Pfister gefunden werden. Sie kommt auf feuchter Erde, organischen Sedimenten und auf Felsen in stehenden und fließenden Gewässern vor. Kalkhaltige Substrate werden bevorzugt (GEITLER 1932, ROTT et al. 1999, JOHN et al. 2002). Die Art ist alkaliphil (ROTT et al. 1999). Bezüglich der Trophie ist sie vom eutrophen bis zum polytrophen Bereich zu finden. Der Entwicklungsschwerpunkt liegt im eu-polytrophen Bereich (SCHMEDTJE et al. 1998). ROTT et al. (1999) stufen sie mit einem Trophiewert von 2,2 und einer Gewichtung von 2 bzw. einem Stickstoffwert von 2,2 und einer Gewichtung von 1 etwas besser bei den meso-eutraphenten Arten ein. Schon GEITLER (1932) bemerkte ihr Vorkommen auch in verschmutztem Wasser, und mit einem Saprobiewert von 3,1 und einer Gewichtung von 1 wird sie von ROTT et al. (1997) zu den Saprobionten der Güteklasse III–IV (starke bis sehr starke Verschmutzung) gestellt. Diese Vorkommensbeschreibung lässt nur eine Klassifikation als unspezifischen Störzeiger zu.

186 Oscillatoria spec. Mit 57 Nennungen zählen Nachweise von nicht bis zur Art bestimmbaren Fäden von Oscillatoria (Tabelle 78) mit zu den häufig genannten Taxa. Die Nachweise decken ein breites Spektrum der gemessenen Werte von pH, Leitfähigkeit, gelöstem Sauerstoff und Härte ab. Gemieden werden die untersten Klassen der Nährstoffgehalte Nitrat und Phosphor sowie der Werte für den BSB5-Wert. Fäden können an Standorten vorkommen, deren Werte charakteristisch für folgende Klassen nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) sind: für Nitrat von Klasse I bis II–III, für Gesamtphosphor von Klasse I bis III und für Chlorid von Klasse I bis II–III. Nach den Werten für Fließgewässer in Mecklenburg-Vorpommen liegen die Sauerstoffwerte in den Klassen 1 bis 2 und die BSB5-Werte in den Klassen 1 bis 2.

Nach JOHN et al. (2002) leben die Trichome von Oscillatoria meist einzeln oder aggregiert als amorphe Flocken oder benthische Matten. Günstige Wachstumsbedingungen erfordern Nährstoff- reichtum, so wie es auch die eigenen Untersuchungen zeigen. Damit gehören die hier nicht genauer bestimmten Arten der Gattung Oscillatoria zu den Störzeigern. Für eine differenzierte Analyse wäre ein Artbestimmung wünschenswert. Sie ist aber nicht immer möglich.

Tabelle 78 Verbreitung von Oscillatoria spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamt- phosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 5,8 8,2 7,7 0,1 50 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 68 1356 460 40 50 Nitrat-N (mg/l) 0,69 9,12 3,22 0,28 50 Phosphor gesamt (mg/l) 0,01 0,84 0,19 0,02 49 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,43 12,10 10,32 0,17 50 Chlorid (mg/l) 4,67 367,24 46,63 8,93 49 Härte (mmol/l) 0,20 5,38 1,97 0,18 44 0,80 11,50 2,98 0,28 41 BSB5 (mg/l)

187 Oscillatoria limosa Oscillatoria limosa wurde 54-mal genannt (Abbildung 52, Tabelle 79). Damit gehört sie zu den häufig genannten Arten in der Datenbank. Allerdings erreichte sie nur 21-mal die Häufigkeit 2 und 3. Dies liegt wohl an der Auswahl der Standorte, deren Schwerpunkt eher im sauberen, unbelasteten Bereich liegen. Im Datensatz dokumentiert sich die weite Verbreitung von O. limosa, die an Standorten mit pH-Werten von 5,8 bis 8,4 vorkommt. Indifferent verhält sich die Art auch hinsichtlich der Leitfähigkeit, des Sauerstoffgehaltes und der Härte. Sie meidet Standorte mit sehr niedrigen Nitrat- und Phosphorgehalten und scheint im vorliegenden Material Standorte mit mittlerer Belastung zu bevorzugen. Anders als die Gattung ist sie nicht bei extrem hohen Werten im Bereich der organischen Belastung zu finden. Recht weit ist ihre Toleranz für höhere Chlorid-Werte: sie kann auch noch bei 141 mg/l vorkommen. Damit reicht das Vorkommen von O. limosa bei den Nährstoff- und Chloridgehalten von den Klassen I bis III nach LAWA (LÄNDERARBEITS- GEMEINSCHAFT WASSER 1998). Nach der Klassifizierung der Fließgewässer Mecklenburg-Vor- pommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) gehören die Standorte hinsichtlich der Sauerstoffwerte und der organischen Belastung in die Klassen 1 bis 2.

GEITLER (1932) beschreibt das Vorkommen von O. limosa hauptsächlich für stehende oder langsam fließende Gewässer, die oft auch verschmutzt waren. O. limosa kann auch in salzigem Was- ser vorkommen. In den Gewässern der Niederlande bildet sie auf den Böden von Schleusen und Tümpeln schleimige Matten, die sich im späten Winter und Frühjahr loslösen und aufschwimmen (SIMONS et al. 1999). Im allgemeinen gilt sie als eutrophierungstolerant (JOHN et al. 2002). SCHMEDTJE et al. (1998) legen den Verbreitungsschwerpunkt im eu-polytrophen bei einem Vor- kommen vom eu- bis zum polytrophen Bereich. Mit einem Trophiewert von 3,5 (Indikations- gewicht 2) und einem Stickstoffwert von 3,1 (Indikationsgewicht 4) gehört die Art nach ROTT et al. (1999) ebenfalls zu den eu- bis polytraphenten Arten. ROTT et al. (1997) zählen sie mit einem Saprobiewert von 2,6 und einer Gewichtung von 2 zu den Saprobionten der Güteklasse III (starke Verunreinigung). Sie stehen damit im Einklang mit FJERDINGSTAD (1965), der die Art als saprophil bezeichnetet. Nur KANN (1978) beschreibt sie als Reinwasserform mit großer Variabilität. Der Vergleich mit den Angaben aus der Literatur zeigt, dass in dieser Untersuchung die typischen Standorte dieser toxinproduzierenden Art nicht im Mittelpunkt standen. O. limosa wird in der vorliegenden Untersuchung nicht unbedingt als Störzeiger angesehen, da die Art im Unterschied zur Gattung nicht besonders auffällig an Standorten verbreitet ist, die hohe Nährstoffgehalte und organische Belastung aufweisen. Dies steht teilweise im Widerspruch zu den Literaturangaben. Sowohl die Taxonomie als auch das Vorkommen der Art muss daher dringend überprüft werden.

188 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen

30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0

3 100 300 500 700 900 63 88 13 38 ,88 88 38 1100 1300 1500 1700 1900 2100 2300 5, 5, 6, 6, 6,63 6 7,13 7,38 7,63 7, 8,1 8, pH Leitfähigkeit 20°C (µs/cm)

100 100 90 90 80 80 70 70

60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen 30 % Probestellen 20 10 20 0 10 5 5 5 5 5 5 5 75 25 75 25 25 0 ,025 ,0 ,12 ,275 ,3 ,4 ,5 ,625 ,675 ,7 0 0 0 0,17 0,22 0 0 0,37 0,425 0 0 0,57 0 0 0 0,77 0,82

,25 ,25 0,25 1,25 2,25 3,25 4,25 5,25 6,25 7,25 8,25 9,25 10 11 Phosphor gesamt (mg/l) Nitrat-N (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30

% Probestellen 30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 5 7 7 2 2 2 ,5 ,5 5 5 5 ,5 ,5 ,5 5 ,5 ,5 ... , ,25 , , , , 2, 7, 2,5 7,5 2,5 6,25 6 7 7,7 8,25 8 9,25 9,7 0 1 2 12 37 6 8 12, 37 62 87 1 3 37, 62 87 1 1 10,75 1 11,75 1 12,75 1 1 1 1 2 2 262,5 287,5 312,5 3 3 3 7 Sauerstoff gelöst (mg/l) Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen

30 % Probestellen 30 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 0, 1,5 2,5 3,5 4, 5,5 6, 7, 8, 9, ,25 ,7 ,25 ,75 ,2 ,75 ,25 ,7 ,25 ,75 ,2 10, 11,5 0 0 1 1 2 2 3 3 4 4 5 Härte (m m ol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 52 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Oscillatoria limosa in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 79 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Oscillatoria limosa-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 5,8 8,4 7,6 0,1 43 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 69 1149 398 37 43 Nitrat-N (mg/l) 0,10 11,80 3,03 0,33 43 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,68 0,14 0,02 42 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,43 11,92 10,31 0,18 43 Chlorid (mg/l) 3,02 141,28 31,98 4,28 43 Härte (mmol/l) 0,20 4,83 1,79 0,22 33 0,80 6,25 2,59 0,23 36 BSB5 (mg/l)

189 Phormidium spec. Mit 133 Nennungen wurden nicht näher bestimmbare Phormidium-Arten in der Datenbank als zweithäufigstes Taxon angeführt. Meist blieb es nur bei geringen Häufigkeiten. Aber auch, wenn die Trichome mit größerer Häufigkeit in den Proben auftraten, war eine Artbestimmung nicht immer möglich. Im Vergleich konnten 71 % der gefundenen Phormidien keiner Art zugeordnet werden. Eine Aussage über das Vorkommen ist nur schwer zu treffen und eine völlige Indifferenz hinsichtlich fast aller Faktoren ist deutlich (Tabelle 80). Fäden der Gattung kommen im gesamten Spektrum der gemessenen Werte vor.

Schon GEITLER (1932) betonte die Mannigfaltigkeit der ökologischen Ansprüche dieser Gattung. Nach KOMÁREK (1999) sind in dieser taxonomisch schwierigen Gattung mehr als 170 revidierte periphytische oder metaphytische Arten zusammengefaßt. Er betont, dass einige von ihnen zu den bedeutsamsten Arten der benthischen Mikroflora der Flüsse Mitteleuropas zählen. Sie bilden gal- lertige oder ledrige Matten, die an das Substrat angeheftet sind oder aufschwimmen. Auch JOHN et al. (2002) betonen, dass diese Organismen quantitativ wesentlich wichtiger sind, als die Routi- ne-Beprobungen vermuten lassen. Ohne Artbestimmung aber lässt sich hinsichtlich der Autökolo- gie nichts Definitives feststellen. Trichome der Gattung Phormidium, die nicht bis zur Art bestimmt werden können, scheiden als Indikatoren aus, da sie weder taxonomisch gut definiert sind, noch ein enger ökologischer Bereich des Vorkommens feststellbar ist.

190 Tabelle 80 Verbreitung von Phormidium spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamt- phosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 5,8 8,4 7,7 0,04 102 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 56 2335 458 32 101 Nitrat-N (mg/l) 0,10 11,80 3,19 0,22 102 Phosphor gesamt (mg/l) 0,01 0,84 0,15 0,01 98 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,43 12,37 10,51 0,10 102 Chlorid (mg/l) 3,02 723,77 46,07 8,43 101 Härte (mmol/l) 0,19 5,40 1,92 0,13 80 0,80 11,50 2,55 0,17 86 BSB5 (mg/l)

191 Phormidium autumnale Phormidium autumnale (Abbildung 53, Tabelle 81) kommt in einem sehr weiten pH-Spektrum vor. Dagegen ist sie im Bereich der Leitfähigkeit nur auf Werte zwischen 105 und 569 µS/cm (Standorte mit einem mittleren und hohen Elektrolytgehalt) beschränkt und zeigt eine Präferenz für eine Leitfähigkeit um 400 µS/cm. Die Spannen bei den Nährstoffen sind groß und auch eine höhere organische Belastung kann durchaus vertragen werden. Eng ist die Toleranz hinsichtlich der Chlorid-Werte, die maximal 63 mmol/l erreichen. Die Härte übersteigt 2,4 mmol/l nicht.

Nach der Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) reicht das Vorkommen über mehrere Stufen hinweg. Für Nitrat liegt das Vorkommen in den Klassen I bis II– III, für Phosphor in I bis III und für Chlorid in I bis I–II. Nach der Klassifizierung für Fließgewäs- ser Mecklenburg-Vorpommerns kann die Art auch bei Sauerstoffwerten der Klasse 2 vorkommen.

Sie ist in die Klasse 1 hinsichtlich des BSB5-Wertes einzuordnen.

Nach KOMÁREK (1999) ist P. autumnale eine der bedeutsamsten Arten der benthischen Mikroflora der Flüsse. Dort bildet sie auf Steinen oder Sand charakteristische blaugrüne bis blauschwarze Lager aus (ROTT et al. 1999). Andere Autoren betonen eher ihr Vorkommen auf feuchter Erde oder an flachen Uferstellen auf Schlamm (GEITLER 1932, FRIEDRICH 1973, SCHMEDTJE et al. 1998). Ins- gesamt bevorzugt P. autumnale nährstoffreiche Standorte, ist aber nicht auf diese beschränkt (JOHN et al. 2002, FRIEDRICH pers. Mitt.). Nach ROTT et al. (1999) besitzt sie trotz der weiten Spanne einen Verbreitungsschwerpunkt im mesotrophen Bereich. Früher wurde P. autumnale als ein Verschmutzungsindikator und als α-mesosaprobe Leitart angesehen (siehe FRIEDRICH 1973). Heute wird ihre Vorkommenstoleranz stärker betont. ROTT et al. (1997) stufen sie daher als schlechten Indikator (Gewichtung 0) für die saprobielle Güteklasse III ein (Zone starker Verschmutzung). Die Nachweise im Rahmen dieser Untersuchung lassen sich in diese Beschreibungen einordnen. Eine taxonomische Überprüfung ist notwendig, um die Präferenzen dieser Art besser beschreiben zu können. P. autumnale wird in der vorliegenden Untersuchung nicht zu den Störzeigern gerechnet, da sie hier nur in einem engen Spektrum der Leitfähigkeit und Härte und bei geringen Chloridwerten vorkam. Auch erscheint eine Zuordnung zu den Störzeigern im Vergleich zu P. retzii und P. subfuscum nicht gerechtfertigt.

Phormidium corium Sieben Funde von Phormidium corium wurden im Laufe dieser Probenahmen erhoben. Die Art kommt in stehendem und fließenden Wasser oder auf feuchtem Substrat vor (GEITLER 1932, JOHN et al. 2002). Sie ist meist in Bächen auf Steinen oder in der Spritzzone von Wasserfällen zu finden (ROTT et al. 1999). Nach ROTT et al. (1999) ist die Art geochemisch indifferent und indiziert mit einem Trophiewert von 1,6 und einem Stickstoffwert von 1,8 den mesotrophen Bereich. Allerdings ist sie mit einem Indikationsgewicht von 1 kein sehr starker Indikator. SCHMEDTJE et al. (1998) beschreiben ein Vorkommen vom oligotrophen bis meso-eutrophen Bereich und sehen einen Ver- breitungsschwerpunkt ebenfalls im mesotrophen Bereich. Bei der Saprobie erreicht die Art einen Indikationswert von 1,3 mit einer Gewichtung von 3. Sie ist also ein guter Indikator der Güteklasse I und gehört zu den Abwasservermeidern (ROTT et al. 1997). P. corium ist für unterschiedliche Fließgewässertypen charakteristisch. Sie reagiert sensibel gegen- über trophischer und saprobieller Belastung.

192 100 100 90 90 80 80

70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen % % Probestellen 30 20 20 10

10 0 0 0 0 0 0 0 00 0 00 0 00 0 10 300 5 70 900 3 3 1100 1 15 1700 19 21 2 8 3 ,63 ,88 ,13 ,38 ,63 ,88 ,13 ,38 ,13 ,3 ,6 5 5 6 6 6 6 7 7 7,63 7,88 8 8 8 Leitfähigkeit 20C (µS/cm ) pH

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30

% Probestellen 30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 2 2 2 2 5 5 5 5 ,1 ,3 ,425 ,725 ,25 ,25 ,25 2 ,2 2 ,25 ,25 ,25 ,2 0,0 0 0,225 0 0 0,525 0,6 0 0,825 0 1 2,25 3 4, 5,25 6 7, 8 9 0 1 1 1 Phosphor gesam t (m g/l) Nitrat-N (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % % Probestellen 20 20 10 10 0 0

. 25 75 25 75 75 75 ,5 ,5 ,5 ,5 .. 6, 6, 7, 7, 8,25 8, 9,25 9, 0,75 2,5 2,5 2 2 10,25 1 11,25 11,75 12,25 12,75 1 6 12,5 62,5 12 62 1 1 2 2 31 36 Sauerstoff gelöst (m g/l) Chlorid (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % % Probestellen 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 7 2 7 2 5 5 5 ,5 ,5 5 5 5 ,25 ,25 ,75 ,75 ,25 0, 1, 2, 3 4 5,5 6,5 7, 8, 9, 0 0, 1 1 2, 2 3,25 3, 4 4,75 5, 10,5 11,5 Härte (m m ol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 53 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Phormidium autumnale in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 81 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Phormidium autumnale-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 5,8 8,3 7,7 0,2 13 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 105 569 342 41 13 Nitrat-N (mg/l) 0,75 9,12 2,58 0,61 13 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,68 0,18 0,05 12 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,63 11,92 10,58 0,37 13 Chlorid (mg/l) 4,44 63,01 23,19 5,35 13 Härte (mmol/l) 0,26 2,40 1,35 0,26 9 0,80 6,25 2,91 0,46 12 BSB5 (mg/l)

193 Phormidium incrustatum Phormidium incrustatum (Abbildung 54, Tabelle 82) wurde 14-mal nachgewiesen und war fast immer bestandsbildend. Sie ist eine alkalibionte Alge, die nur in einer geringen Spanne von pH- Werten vorkommt und eine deutliche Präferenz für pH-Werte um 8,1 zeigt. Die Gewässer mit Fund- nachweisen in der vorliegenden Untersuchung besaßen einen mittleren oder hohen Elektrolytgehalt. Die Toleranz für erhöhte Nitratgehalte ist relativ groß. Hier reicht das Vorkommen nach der Klas- sifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) bis zur Stufe II–III. Die Toleranz gegenüber erhöhten Phosphorgehalten ist etwas geringer, das Vorkommen reicht hier nur bis in die Klasse II. Sehr empfindlich ist die Alge gegenüber höherer organischer Belastung.

Beim BSB5 werden nur Werte bis zu 2,4 mg/l ertragen, und eine Präferenz für Werte um 1,6 mg/l ist erkennbar. Nach der Klassifizierung der Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄN- DERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie nur in der Klasse 1 vertreten. Die hohen Sauerstoffgehalte könnten auf die Bindung an Fließgewässer hinweisen. Dabei werden Gewässer mit höherer Härte bevorzugt und Gewässer mit hohen Chloridgehalten gemieden.

P. incrustatum wird sowohl für stehende als auch für fließende Gewässer angegeben (GEITLER 1932, ROTT et al. 1999, JOHN et al. 2002). FRIEDRICH (1973) beobachtete dicke Kalkkrusten auf Geröllen des Oberlaufes der Erft und stellte fest, dass die Art bei größeren Fließgeschwindigkeiten offenbar eine etwas höhere Abwasserbelastung verträgt als Homoeothrix crustacea, die er als oligo- bis α-mesosaprobe Leitform kalkreicher Bergbäche einstuft. ROTT et al. (1997) ordnen P. incrustum einen Saprobiewert von 1,7 mit einer Gewichtung von 2 zu. Damit gehört sie zu den schwach abwassertoleranten Algen der Güteklasse I–II. Einigkeit herrscht über die Einstufung als Hartwasserform. Die Verbreitungsspanne hinsichtlich der Nährstoffe scheint weit zu sein. P. incrustatum wird für sowohl für den oligotrophen als auch für den eutrophen Bereich angegeben (ROTT et al. 1999, SCHMEDTJE et al. 1998). Der Schwerpunkt der Verbreitung wird aber für den meso-eutrophen (ROTT et al. 1999, Trophie- und Stickstoffwert von 2,4, Indikationsgewicht 2) bzw. eutrophen Bereich (SCHMEDTJE et al. 1998) angegeben. Wie in der vorliegenden Untersu- chung wird die Alge als alkalibiont eingestuft (ROTT et al. 1999). Das Vorkommen von P. incrustatum muss je nach Gewässerlandschaft differenziert betrachtet werden. Für die karbonatreichen Hartwasserstandorte ist sie eine charakteristische Art. Ihre Tole- ranz hinsichtlich höherer Trophie ist zwar recht groß, allerdings reagiert sie empfindlich auf er- höhte saprobielle Belastung. Sie kann in diesen Gewässern daher nicht als Störzeiger gewertet werden. Für die silikatischen Mittelgebirge erscheint ein Vorkommen dieser Art untypisch.

194 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0

3 3 8 3 8 3 3 ,6 ,88 1 ,3 ,63 1 ,38 8 ,1 6 100 300 500 700 900 5 5 6, 6 6 6,88 7, 7 7,63 7, 8 8,38 8, 1100 1300 1500 1700 1900 2100 2300 pH Le itfähigk e it 20 °C (µS/cm )

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0 5 5 5 25 2 25 2 2 25 25 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 0 1 2 3 4 6 725 8 ,2 ,2 ,25 , , , , , , 0,2 1 2,2 3,2 4,2 5,2 6 7,2 8,2 9,2 0,25 1 0 0 0, 0 0 0,525 0 0 0, 1 1 Nitrat-N (m g/l) Phosphor gesam t (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 5 .. ,75 ,25 . 6,25 6 7,25 7,7 8,25 8,75 9,25 9,75 1,25 12,5 62, 10,25 10,75 1 11,75 12 12,75 112, 162, 212,5 262,5 312, 362, Sauerstoff gelöst (m g/l) Chlorid (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen

% Probestellen 30 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 2 2 2 25 7 ,5 ,5 5 5 ,5 ,5 ,5 5 , , , , 0 1 2, 3, 4,5 5,5 6,5 7 8 9 0,5 0 0,75 1 1,75 2 2,75 3 3,75 4,25 4, 5,25 1 11, Härte (mmol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 54 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Phormidium incrustatum in den Messwert- klassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 82 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Phormidium incrustatum-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,8 8,3 8,1 0,04 13 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 256 830 522 51 13 Nitrat-N (mg/l) 0,47 7,53 4,02 0,75 13 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,29 0,11 0,03 12 Sauerstoff gelöst (mg/l) 10,21 12,23 11,02 0,14 13 Chlorid (mg/l) 2,54 96,78 23,72 7,05 13 Härte (mmol/l) 1,50 5,19 3,15 0,45 7 0,80 2,43 1,63 0,16 11 BSB5 (mg/l)

195 Phormidium retzii Die sieben Nachweise in der Datenbank von Phormidium retzii stammen aus dem Alpenvorland und dem Mittelgebirge. Diese Sammelart ist in fließenden oder stehenden Gewässern auf Felsen, Sediment oder Makrophyten verbreitet (GEITLER 1932, JOHN et al. 2002). Nach ROTT et al. (1999) bevorzugt sie Seeausflüsse und ist, jedoch nie massenhaft, in klaren Bergbächen und Flüs- sen, im Gebirge und in den Niederungen zu finden. Nach SCHMEDTJE et al. (1998) können aber auch Massenentwicklungen vorkommen. Die alkaliphile Art besitzt eine große Toleranz (ROTT et al. 1999). Nach SCHMEDTJE et al. (1998) erträgt sie Verschmutzung, Salzwasser und oligo- mesotrophe bis eutrophe Verhältnisse. Der Schwerpunkt des Vorkommens liegt im mesotrophen Bereich. Mit einem Trophie- und einem Stickstoffwert von je 2,6 mit einer Gewichtung von 2 bzw. 1 gehört sie nach ROTT et al. (1999) zu den Indikatoren der eutrophen Zone. ROTT et al. (1997) bezeichnen sie mit einem Saprobiewert von 1,7 und einer Gewichtung von 2 als schwach abwassertolerant. Dies steht im Gegensatz zu SCHMEDTJE et al. (1998). P. retzii ist nicht charakteristisch für bestimmte Fließgewässertypen. Sie ist typisch für meso- bis eutrophe Gewässer und kann sowohl Verschmutzung als auch erhöhte Salinität ertragen. Deshalb wird ihr Vorkommen als Störzeiger gewertet.

Phormidium subfuscum 13-mal wurde Phormidium subfuscum in die Datenbank aufgenommen (Abbildung 55, Tabelle 83), davon war sie sechsmal bestandsbildend (Häufigkeiten 3 und 4). Sie ist an Standorten mit circumneutralem pH verbreitet und besiedelt sowohl elektrolytarme als auch -reiche Gewässer. Der Schwer- punkt der Verbreitung liegt bei Gewässern mit einer Leitfähigkeit um 200 µS/cm. Die Alge ist relativ tolerant gegenüber erhöhten Nitrat- und Phosphorgehalten sowie gegenüber höherer organischer Verschmutzung. Dabei zeigt sie für die Nährstoffe eine Tendenz zu erhöhtem Vorkommen bei höheren Werten. Die Alge kommt in einer recht breiten Spanne von Sauerstoffgehalten vor und ist indifferent gegenüber der Härte. Mit bis zu 97 mg/l Chlorid toleriert P. subfuscum recht hohe Werte. Betrachtet man die Einstufungen der LAWA, so ist die Alge für Nitrat in den Klassen I bis II–III, für Phosphor in den Klassen I bis II und für Chlorid in den Klassen I bis I–II zu finden. Nach der Klassifizierung der Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns ist sie in den Klassen 1 bis 2 hinsichtlich der BSB5-Werte einzuordnen. (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998).

Wie im vorliegenden Material ist auch bei ROTT et al. (1999) P. subfuscum verbreitet, aber nie massenhaft zu finden. Ihre Toleranz für niedrigere Sauerstoffgehalte könnte auf ihr Vorkommen sowohl in stehenden als auch in fließenden Gewässern hinweisen. SCHMEDTJE et al. (1998) bezeichnen sie als Weichwasserform, was nach den breit gestreuten Werten der Härte nicht zu halten ist. Nach ROTT et al. (1997) ist sie ein schlechter Indikator für organische Belastung. Sie ordnen ihr zwar einen Saprobiewert von 2,2 zu (saprophiler Abwasserverwerter der Güteklasse II–III), das Indikationsgewicht von 0 kennzeichnet aber die große Toleranz. Besser indiziert P. subfuscum die Trophie mit einem Trophiewert von 1,6 mit einer Gewichtung von 2 und einem Stickstoffwert von 1,5 mit einer Gewichtung von 3. Damit gehört sie in den Grenzbereich der Oligo-Mesotrophie zur Mesotrophie. Wie SCHMEDTJE et al. (1998) und JOHN et al. (2002) allerdings auch feststellen, sind die Daten weit gestreut, und es bestehen taxonomische Schwierigkeiten, die eine genauere autökologische Beschreibung erschweren. P. subfuscum ist wenig charakteristisch für bestimmte Fließgewässertypen. Die Art besitzt eine sehr große Toleranz gegenüber höherer Trophie und organischer Verschmutzung. Daher wird sie in der vorliegenden Untersuchung als Störzeiger betrachtet.

196 100 100 90 90 80 80 70 70

60 60

50 50

40 40 % Probestellen % % Probestellen % 30 30

20 20

10 10

0 0 0 0 0 8 3 00 00 00 00 ,88 ,63 88 100 3 500 700 9 10 30 500 7 90 3 5,63 5 6,13 6,38 6 6, 7,13 7,38 7,63 7,8 8,1 8,38 8,63 1 1 1 1 1 2100 2 pH Leitfähigkeit (µS/cm)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30

% Probestellen % 30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 25 ,52 ,8 0,25 1,25 2,25 3,25 4,25 5,25 6,25 7,25 8,25 9,25 0,25 1,25 0,025 0,12 0,22 0,325 0,425 0 0,62 0,72 0 1 1 Nitrat-N (m g/l) Phosphor gesam t (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 2 25 7 75 2 7 2 ,5 5 ,5 ,5 ,5 ... , , 2 2, 2 2 6, 6,75 7 7, 8,25 8 9, 9,75 0, 2, 1 6 1 62,5 1 62,5 10,25 1 11,25 11,75 1 12,75 1 1 212,5 262 3 3 Saue rs toff ge lös t (m g/l) C hlo rid (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestelllen

% Probestellen % 30 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 2 7 25 75 ,25 7 75 2 75 25 0,511,522,533,544,555,566,577,588,599,51010,51111,5 0, 0, 1, 1, 2 2, 3,25 3, 4, 4, 5, Här te (m m o l/l) BSB 5 ( mg/ l )

Abbildung 55 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Phormidium subfuscum in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 83 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Phormidium subfuscum-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 6,8 8,4 7,8 0,1 13 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 69 745 359 53 13 Nitrat-N (mg/l) 0,73 6,40 3,17 0,43 13 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,32 0,12 0,02 13 Sauerstoff gelöst (mg/l) 8,45 11,65 10,56 0,24 13 Chlorid (mg/l) 3,02 96,93 27,59 8,63 13 Härte (mmol/l) 0,19 2,83 1,31 0,44 6 1,51 4,44 2,30 0,22 13 BSB5 (mg/l)

197 Pleurocapsa minor Pleurocapsa minor wurde 29-mal angegeben (Abbildung 56, Tabelle 84). Dabei kam die Art vor allem mit hohen Häufigkeiten vor (allein 22-mal mit den Häufigkeiten 3 oder 4). Die Alge ist alkalibiont und zeigt eine deutliche Präferenz für hohe pH-Werte. Sie ist sowohl in elektrolytarmen als auch in elektrolytreichen Gewässern zu finden. Deutlich ist eine Präferenz für Standorte mit Werten zwischen 150–250 µS/cm. Auffällig ist die sehr große Toleranz hinsichtlich hoher Nitrat- gehalte. Die Art deckt das gesamte Spektrum der in dieser Untersuchung vorkommenden Werte ab. Empfindlicher reagiert sie auf erhöhte Phosphorgehalte des Wassers. Die recht große Spanne bei Sauerstoffgehalten könnte zeigen, dass sie nicht eng an Fließgewässer gebunden ist. Sehr empfindlich allerdings reagiert die Alge auf höhere Chloridgehalte der Gewässer. Hier zeigt sie eine Präferenz für die niedrigste Klasse mit Werten zwischen 0 und 25 mg/l. Sie verhält sich indifferent hinsichtlich der Härte. Empfindlich reagiert sie wieder gegenüber stärkerer organischer Verschmutzung mit einer Präferenz für Werte zwischen 0,25 und 1,75 mg/l. Nach der Klassifika- tion der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist die Art bei Nitratwerten der Klassen I bis III, bei Phosphorwerten der Klassen I bis II–III und bei Chloridwerten der Klassen I bis I–II zu finden. Nach der Klassifizierung der Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie der Klasse 1 hinsichtlich der Sauerstoff- und BSB5-Werte zuzuordnen.

Die Literatur nennt für diese Sammelart Standorte im stehenden und fließenden Wasser (GEITLER 1932, ROTT et al. 1999). KOMÁREK & ANAGNOSTIDIS (1998) charakterisieren ihr Vorkommen als gewöhnlich für katarobe Bergbäche, Wasserfälle und Flüsse sowie für das steinige Litoral klarer Seen. Dagegen stehen die Funde von ROTT et al. (1999), die teils massenhaftes Vorkommen in verschmutzten Gewässern angeben. Die Art besitzt nach seiner Aussage ein weite Verbreitung mit einem Schwerpunkt im stark eutrophen Bereich. Allerdings ordnen sie ihr einen Trophiewert von 2,3 mit einer Gewichtung von 2 und einen Stickstoffwert von 2,2 mit einer Gewichtung von 1 zu. Damit ist diese Art ein Indikator für meso-eutrophe Verhältnisse. Bei der Saprobie zählen ROTT et al. (1997) Pl. minor mit einem Saprobiewert von 2,6 und einer Gewichtung von 1 zu den Sapro- bionten der Güteklasse III, die starke Verunreinigung indizieren. ROTT et al. (1999) bezeichnen die Art ebenfalls als alkalibiont. Die Beschreibung von ROTT et al. (1997, 1999) passt sehr gut zu den hier ermittelten Werten. Da stark verschmutzte Standorte in dieser Untersuchung nicht zahlreich waren, ist die Empfindlichkeit gegenüber den BSB5-Werten eventuell durch die Auswahl der Standorte bedingt. Bei Pl. minor handelt es sich um eine Art, die taxonomisch weiter überprüft werden muss (siehe dazu auch KOMÁREK & ANAGNOSTIDIS 1998). Unter Berücksichtigung der Literatur scheint Pl. minor nicht an bestimmte Fließgewässertypen gebunden. Sie toleriert starke Trophie und kann auch in verschmutzten Gewässern vorkommen. Daher wird ein Vorkommen hier als Störzeiger gewertet. Weitere Untersuchungen sind notwendig, um ihre Einstufung für die unterschiedlichen Fließgewässerlandschaften zu prüfen.

198 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen

% Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0

3 3 3 3 3 3 3 0 0 6 1 6 00 , ,88 , ,38 , ,88 100 300 5 700 90 900 5 5 6 6,38 6,6 6,88 7,1 7 7 7 8,1 8,38 8,6 1100 1300 1500 1700 1 2100 230 pH Leitfähigkeit 20°C (µs/cm )

100 100 90 90 80 80 70 70

60 60 50 50 40 40 % Probestellen % Probestellen 30 30

20 20

10 10

0 0

5 5 5 5 ,25 ,25 ,2 ,2 ,25 ,25 ,2 ,2 5 0,25 1 2 3 4 5,25 6,25 7 8 9 0 25 1 11,25 225 ,325 0,02 0,125 0, 0 0,425 0,525 0,625 0,7 0,825 Nitrat-N (m g/l) Phosphor gesam t (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60

50 50

40 40 % Probestellen 30 % Probestellen 30

20 20

10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 . 5 5 5 5 , , , , , , .. 75 75 2 2 2 6,25 6,7 7,25 7,75 8,2 8,75 9,2 9,75 0,2 0,75 1,25 1, 2,25 2, 1 62,5 62 62 1 1 1 1 1 1 11 162 21 2 312,5 3 Sauerstoff gelöst (m g/l) Chlorid (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen 30 Probestellen % 20 20 10 10 0

0 5 5 5 5 5 5 5 ,5 ,5 0,5 1,5 2, 3, 4, 5, 6, 7, 8, 9 5 5 5 5 10,5 11 ,25 ,7 ,2 ,2 ,7 0 0,75 1,25 1 2 2,75 3,25 3,75 4 4 5,25 BSB 5 (m g/l) Härte (m m o l/l)

Abbildung 56 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Pleurocapsa minor in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 84 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Pleurocapsa minor-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,2 8,3 7,9 0,7 27 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 88 707 374 32 27 Nitrat-N (mg/l) 0,47 11,80 3,43 0,52 27 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,33 0,11 0,02 24 Sauerstoff gelöst (mg/l) 8,94 12,23 10,68 0,14 27 Chlorid (mg/l) 2,54 47,22 16,55 2,30 27 Härte (mmol/l) 0,38 3,84 1,80 0,29 13 0,80 3,42 1,77 0,15 24 BSB5 (mg/l)

199 Bangiophyceae

Bangia atropurpurea Zwölf Nennungen von Bangia atropurpurea gibt es in der Datenbank (Abbildung 57, Tabelle 85). Dabei wird ihr Vorkommen allein sechsmal mit den Häufigkeiten 3 und 4 angegeben, die Alge war also makroskopisch sichtbar bzw. bestandsbildend. Sie ist an Standorten mit circumneutralem pH verbreitet und scheint einen weiten Toleranzbereich für die Leitfähigkeit zu besitzen. Sie ist auch bei hohen Chloridwerten zu finden. Relativ tolerant zeigt sich B. atropurpurea gegenüber höheren Nitratgehalten, während sie empfindlicher gegenüber höheren Phosphorgehalten reagiert. Die hohen Sauerstoffwerte könnten auf eine Bindung an fließendes Wasser hinweisen. Die Art zeigt eine deutliche Präferenz für Gewässer mit höherer Härte, besitzt dabei allerdings eine weite Toleranz. Wesentlich empfindlicher als gegenüber den Nährstoffen zeigt sie sich gegenüber stär- kerer organischer Belastung. Nach der Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEIN- SCHAFT WASSER 1998) kommt B. atropurpurea in den Klassen I bis II–III für Nitrat und Chlorid vor, für Phosphor in den Klassen I bis II. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklen- burg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie in der Klasse 1 vertreten. B. atropurpurea ist in Fließgewässern und Seen zu finden und wird von anderen Autoren eher als alkaliphil bewertet (KANN & SAUER 1982, ROTT et al. 1999, JOHN et al. 2002). Ein erhöhter Chlorid- gehalt wird von mehreren Fundstellen gemeldet (SCHMEDTJE et al. 1998). SIMONS et al. (1999) berichten auch von Nachweisen an brackigen und sogar marinen Standorten. Nach SHEATH in ROTT et al. (1999) besteht aber keine enge verwandtschaftliche Beziehung zu den marinen Schwester- arten. Hinsichtlich der Nährstoffe gilt die Art als charakteristisch für den meso-eutrophen Bereich bei einem Vorkommen vom mesotrophen bis eu-polytrophen Bereich (SCHMEDTJE et al. 1998). ROTT et al. (1999) ordnen ihr einen Trophiewert von 2,1 und einen Stickstoffwert von 1,6 bei einer Gewichtung von 2 zu. Damit gehört sie nach diesem System ebenfalls zu den meso- bis meso- eutraphenten Arten. Auch SIMONS et al. (1999) bezeichnen sie als eutrophierungstolerant. Nach ROTT et al. (1997) ist B. atropurpurea mit einem Saprobiewert von 2,0 und einer Gewichtung von 3 ein guter Indikator für mäßige bis starke Verunreinigungen der Güteklasse II. B. atropurpurea wird in den in den Roten Listen als gefährdet eingestuft, da sie im Rückgang begriffen sei (KNAPPE et al. 1996). Weitere Untersuchungen sind notwendig, um das Vorkommen dieser vor allem im Frühjahr vorkommenden Alge prüfen zu können. B. atropurpurea scheint in der hier vorliegenden Untersuchung an Fließgewässer gebunden zu sein. Ihr Vorkommen zeigt aber eine große Toleranz für die Faktoren, die die unterschiedlichen Fließ- gewässertypen bestimmen. Gegenüber stärkerer saprobieller Belastung erscheint sie in den hier vorgenommenen Untersuchungen empfindlicher als gegenüber einer Belastung durch erhöhte Nährstoffgehalte.

Florideophyceae

Audouinella spec. 24-mal konnten Pflanzen von Audouinella nicht bis zur Art bestimmt werden (Tabelle 86). Meist waren sie auch nur in geringer Häufigkeit in den Proben vorhanden, nur fünfmal erreichten sie die Häufigkeiten 3 und 4. Die Organismen sind an Standorten mit circumneutralen pH-Werten und

200 100 100

90 90

80 80

70 70

60 60

50 50

40 40 % Probestellen % Probestellen % 30 30

20 20

10 10

0 0

8 8 8 3 8 3 8 3 0 0 0 8 00 00 00 00 ,8 ,3 ,3 10 300 5 700 9 3 50 90 100 3 5,63 5 6,13 6 6,63 6,8 7,13 7,38 7,6 7, 8,1 8 8,6 1100 1 1 1700 1 2 2 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm )

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen % Probestellen % 30 30 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 7 25 75 7 25 2 7 2 75 0,25 1,25 2,25 3,25 4,25 5,25 6,25 7,25 8,25 9,25 ,0 ,1 ,1 ,225 ,2 ,3 ,4 ,5 ,7 ,7 10,25 11,25 0,025 0 0 0 0 0 0 0,375 0 0,475 0,525 0 0,625 0,675 0 0 Nitrat-N (m g/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen 30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 ,5 , , , ,5 ... 2 ,75 7 ,25 2 ,75 2 ,75 7 ,25 2 2 6, 6 7,25 7, 8 8,75 9, 9 0, 1, 12, 62, 62 1 10 11,25 1 12 12,75 11 1 212 262 312,5 36 Sauerstoff gelöst (m g/l) Chlorid (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70

60 60 50 50

40 40 % Probestellen %

% Probestellen % 30 30 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 2 7 2 2 , , , , ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 0,25 0,75 1 1 2,25 2,7 3 3,75 4,25 4,7 5 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 Härte (mmol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 57 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Bangia atropurpurea in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 85 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Bangia atropurpurea-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 6,6 8,3 7,9 0,1 10 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 65 1307 481 106 10 Nitrat-N (mg/l) 0,43 5,85 2,14 0,60 10 Phosphor gesamt (mg/l) 0,03 0,24 0,12 0,03 10 Sauerstoff gelöst (mg/l) 9,12 11,56 10,20 0,29 10 Chlorid (mg/l) 4,73 260,36 52,30 24,68 10 Härte (mmol/l) 0,37 4,37 2,32 0,55 6 1,00 3,00 2,13 0,22 10 BSB5 (mg/l)

201 bei einer Leitfähigkeit bis zu 732 µS/cm zu finden. Bei den Nährstoffen werden Nitrat- und Ge- samtphosphorgehalte bis 6,96 mg/l bzw. 0,29 mg/l ertragen. Das ausschließliche Vorkommen bei höheren Sauerstoffgehalten könnte als eine Bindung an Fließgewässer interpretiert werden. Die Organismen vertragen auch höhere Chloridgehalte, sie sind noch bei 98 mg/l zu finden. Auch bei der Härte und bei den BSB5-Werten ist keine enge Präferenz erkennbar. Betrachtet man die Klas- sifizierung der LAWA, so kommen die hier unter Audouinella spec. aufgeführten Organismen in den Klassen I bis II–III für Nitrat und Phosphor vor, bei den Chloridwerten nur in Klasse I. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns sind sie in der Klasse 1 vertreten(LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998). Es zeigen sich die Probleme einer fehlenden Bestimmung bis zur Art. Dies zeigt ebenfalls die Literatur. Nur JOHN et al. (2002) bemerken zur Gattung, dass sie vermutlich kosmopolitisch und weit verbreitet in Strömen und Flüssen sei. Da sich die Vorkommensspannen eher im Bereich geringer Werte für die Nährstoffe und die organische Belastung bewegen, kann man Funde der Gattung Audouinella zu den Taxa rechnen, die mehr oder weniger sensibel eine gute ökologische Wasser- qualität anzeigen. Eine Differenzierung in der Bewertung ist je nach Fließgewässerlandschaft notwendig.

Tabelle 86 Verbreitung von Audouinella spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamt- phosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 6,6 8,3 7,6 0,1 21 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 65 732 363 48 21 Nitrat-N (mg/l) 0,43 6,96 2,97 0,36 21 Phosphor gesamt (mg/l) 0,01 0,29 0,11 0,02 21 Sauerstoff gelöst (mg/l) 9,37 12,21 10,64 0,16 21 Chlorid (mg/l) 5,00 96,78 31,85 5,65 21 Härte (mmol/l) 0,20 3,03 1,38 0,24 18 0,80 3,40 1,95 0,23 16 BSB5 (mg/l)

Audouinella chalybaea Dieses Taxon wurde 26-mal in die Datenbank aufgenommen (Abbildung 58, Tabelle 87), allein elfmal davon war es makroskopisch sichtbar (Häufigkeiten 3 und 4). Audouinella chalybaea ist eine alkaliphile Art, die bis in elektrolytreiche Gewässer vordringen kann. Unempfindlich ist sie gegenüber hohen Nitrat-Gehalten der Gewässer. Hier deckt sie das gesamte Spektrum der gemessenen Werte ab. Dies gilt ebenso für die Härte. Deutlich empfindlicher reagiert sie auf erhöhte

Phosphorgehalte und stärkere organische Belastung. Bei den BSB5-Werten zeigt sie eine Präfe- renz für Werte von 1,75 bis 3,75 mg/l. Die Art ist auch bei niedrigen Sauerstoffgehalten zu finden. Sie erträgt hohe Chloridwerte. Von einer Präferenz für hohe Chloridgehalte zu sprechen, wäre aber angesichts der geringen Probenzahlen in diesem Bereich verfrüht. Ordnet man das Vorkommen der Art in die Klassen nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998), so ist Aud. chalybaea in den Klassen I bis III für Nitrat, I bis II für Phosphor und I bis II–III für Chlorid vertreten. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDER- ARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie in der Klasse 1 zu finden.

202 100 100 90 90 80 80

70 70

60 60 50 50 40 40

30 Probestellen% % Probestellen 20 30 10 20 0 10

8 3 8 3 8 0 ,3 ,6 ,88 ,3 ,63 ,88 5,63 5,8 6,1 6 6 6 7,13 7 7 7 8,13 8,38 8,63 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00 00 00 10 20 30 40 50 60 7 80 90 900 000 pH 1000 1100 1200 1300 1400 1500 1600 1700 18 1 2 210 22 23 Leitfähigkeit 20°C (µS/cm)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30

% Probestellen 30 % Probestellen % 20 20 10 10 0 0

5 25 25 ,25 ,25 ,25 ,25 75 0,25 1,25 2, 3, 4,25 5,25 6,25 7,25 8 9 ,025 ,425 10 11 0 0,075 0,125 0,1 0,225 0,275 0,32 0,375 0 0,475 0,525 0,575 0,625 0,675 0,725 0,775 0,825 Nitrat-N (m g/l) Phosphor gesam t (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 5 5 ,5 5 ,5 ,5 ,5 ,5 ... 7 2 2 7 2 25 75 25 2 2, 2 2 6,2 6, 7, 7,75 8, 8, 9, 9,7 1 6 1 62,5 12,5 6 10,25 10,75 11, 11, 12, 12,75 1 1 2 262 312 3 Sauerstoff gelöst (m g/l) Chlorid (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30

% Probestellen 30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 5 5 5 5 ,2 7 0,5 1,5 2,5 3,5 4,5 5,5 6,5 7,5 8,5 9,5 0,25 0,7 1 1,7 2,2 2,75 3,2 3, 4,2 4,7 5,2 10,5 11,5 Härte (m m ol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 58 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Audouinella chalybaea in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 87 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Audouinella chalybaea-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,0 8,3 7,6 0,1 25 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 94 1312 463 66 25 Nitrat-N (mg/l) 0,76 11,80 4,04 0,59 25 Phosphor gesamt (mg/l) 0,04 0,24 0,14 0,01 25 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,79 11,70 10,53 0,21 25 Chlorid (mg/l) 4,73 260,36 44,33 11,52 25 Härte (mmol/l) 0,31 5,19 1,90 0,33 20 0,80 3,69 2,49 0,16 20 BSB5 (mg/l)

203 Ein Vergleich mit Angaben aus der Literatur fällt schwer, da es erhebliche Abgrenzungsschwierig- keiten zu Aud. pygmaea gibt (SCHMEDTJE et al. 1998). In der neueren Literatur wird die Art als Synonym von Aud. pygmaea angesehen (ROTT et al. 1999, JOHN et al. 2002). SCHMEDTJE et al. (1998) sehen in ihr eine Sammelart verschiedener Ökotypen und JOHN et al. (2002) bezeichnen sie als eventuelles Chantransia-Stadium von Arten der Ordnung Batrachospermales. In Überein- stimmung mit den eigenen Ergebnissen ist die Zuordnung von SCHMEDTJE et al. (1998) zum Vor- kommen im meso- bis eutrophen mit einem Schwerpunkt im meso-eutrophen Bereich.

ROTT et al. (1997) ordnen ihr einen Saprobiewert von 2,4 mit einer Gewichtung von 1 zu. Damit gehört Aud. chalybaea zu den saprophilen Abwasserverwertern der Güteklasse II–III (mäßige bis starke Verschmutzung). In den hier vorliegenden Untersuchungen reagiert Aud. chalybaea empfindlich auf höhere Gehalte des Gesamtphosphors und auf stärkere organische Belastung. Ihr Vorkommen muss je nach Fließ- gewässerlandschaft differenziert betrachtet werden. Für eine genauere autökologische Bewertung sind taxonomische Überprüfungen der Validität des Taxons notwendig.

Audouinella hermannii Für Audouinella hermannii gibt es 31 Nennungen in der Datenbank (Abbildung 59, Tabelle 88), davon 20 mit hohen Häufigkeiten. Die Art ist an Standorten mit circumneutralem pH verbreitet. Mit Ausnahme eines Vorkommens bei 2335 µS/cm zeigt sie eher eine Präferenz für niedrige Werte der Leitfähigkeit. Relativ empfindlich reagiert die Art auf höhere Nitrat- und Phosphorgehalte und zeigt Präferenzen des Vorkommens im unteren Bereich der gemessenen Werte. Die hohen Sauer- stoffgehalte könnten eine Bindung an schneller fließendes Wasser anzeigen. Sehr tolerant ist das

Vorkommen im Spektrum der Chloridwerte und der Härte. Die Alge bevorzugt BSB5-Werte von 0,75 bis 1,75 mg/l. Klassifiziert man das Vorkommen der Art in die Klassen nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998), so ist Aud. hermannii in den Klassen I bis II–III für Nitrat, I bis II für Phosphor und I–III für Chlorid vertreten. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie in der Klasse 1 zu finden. Auf den Britischen Inseln sind Nachweise von 29 Standorten dieser epilithisch und epiphytisch lebenden Art bekannt (JOHN et al. 2002). Einige Einschätzungen gibt es zum Vorkommen hinsichtlich der Trophie. SCHMEDTJE et al. (1998) sehen ein Vorkommen vom oligo-mesotrophen bis zum eutrophen Bereich mit Schwerpunkt im mesotrophen. ROTT et al. (1999) rechnen die Art zu den schwachen Indikatoren für den meso-eutrophen Bereich. Auch SIMONS et al. (1999) bezeichnen die Alge als eutrophierungstolerant.

Hinsichtlich der Saprobie rechnen ROTT et al. (1997) Aud. hermanii mit einem Saprobiewert von 2,7 zu den Saprobionten der Güteklasse III (starke Verunreinigung), allerdings mit nur schwacher Gewichtung (1). Ihrem Synonym Aud. violacea ordnen sie den Wert 2,3 zu mit einer Gewichtung von 2 dies würde eine etwas geringfügigere Belastung indizieren. Mehrere Autoren bestätigen die Bindung an Fließgewässer (ROTT et al. 1999, SIMONS et al. 1999, JOHN et al. 2002). Die für Fließgewässer charakteristische Alge Aud. hermannii reagiert in den hier vorgelegten Un- tersuchungen empfindlich gegenüber erhöhten Nährstoffgehalten und organischer Belastung. Ihr Vorkommen muss aber je nach Fließgewässerlandschaft differenziert betrachtet werden.

204 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % 20 % Probestellen 20 10 10 0 0

0 0 0 0 0 00 0 0 0 0 0 100 300 5 700 900 1 300 5 7 1 3 5,63 5,88 6,13 6,38 6,63 6,88 7,13 7,38 7,63 7,88 8,13 8,38 8,63 1 1 1 1 1900 2 2 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen % Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 ,25 ,25 25 ,25 25 25 0 1 2,25 3,2 4, 5,25 6,25 7,25 8,25 9,25 ,025 ,22 ,32 ,4 ,525 ,72 ,8 10 11,25 0 0,125 0 0 0 0 0,625 0 0 Nitrat-N (m g/l) Phosphor gesam t (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 5 5 5 5 75 25 2 2 7 7 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ... , , ,7 , , , , 2 6,2 6 7,2 7,7 8 8,7 9,25 9 0 1 1 2 12 62 62 1 10,75 1 1 12,25 1 112 162 21 262 312 3 Sauerstoff gelöst (m g/l) Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30

30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,2 ,2 7 ,7 0 1,5 2,5 3 4,5 5,5 6,5 7 8,5 9 1 0,25 0,75 1 1,75 2 2,75 3,25 3, 4,25 4 5,25 10,5 1 Härte (m m ol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 59 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Audouinella hermannii in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 88 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Audouinella hermannii-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 5,8 8,3 7,5 0,1 24 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 69 2335 338 94 24 Nitrat-N (mg/l) 0,76 5,35 2,05 0,26 24 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,22 0,09 0,01 22 Sauerstoff gelöst (mg/l) 10,36 12,37 11,22 0,09 24 Chlorid (mg/l) 4,44 723,77 47,43 29,85 24 Härte (mmol/l) 0,19 3,85 1,14 0,24 20 0,80 3,69 1,96 0,19 20 BSB5 (mg/l)

205 Audouinella pygmaea Audouinella pygmaea wurde zehnmal in die Datenbank eingegeben (Abbildung 60, Tabelle 89). Davon erreichte sie viermal die Häufigkeit 3. Sie ist alkaliphil und kommt bei einer Leitfähigkeit bis 707 µS/cm vor. Sie zeigt sich relativ indifferent gegenüber der Härte. Während sie indifferent auf Gewässer mit sehr unterschiedlichen Nitratgehalten reagiert, scheint sie empfindlicher gegen- über höheren Phosphorwerten zu sein. Hier ist sie im Gebiet nur bei Werten bis zu 0,33 mg/l zu finden. Ihre Bindung an fließendes Wasser könnten die hohen Sauerstoffgehalte der Gewässer zeigen, bei denen sie gefunden wurde. Sehr empfindlich ist sie im Bereich der Chloridgehalte.

Hier werden nur die zwei Klassen mit den niedrigsten Werten belegt. Sie erträgt BSB5-Werte bis 3,91 mg/l. Nach der Klasseneinteilung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist Aud. pygmaea in den Klassen I bis III für Nitrat, I bis II–III für Phosphor und I bis II–III für Clorid vertreten. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie in der Klasse 1 zu finden. Eine Beurteilung des Vorkommens dieser Art ist schwierig, da es taxonomische Abgrenzungs- schwierigkeiten zu Aud. chalybaea gibt. ROTT et al. (1999) schließen Aud. chalybaea als Synonym bei Aud. pygmaea ein. Dieses Taxon ist nach ihren Angaben alkaliphil und charakteristisch für warme, schnellfließende, mäßig gepufferte Gewässer. Sie ordnen ihr einen Trophiewert von 1,7 mit einer Gewichtung von 2 zu. Damit gehört Aud. pygmaea zu den mesotraphenten Arten.

Auch JOHN et al. (2002) verweisen auf die taxonomischen Schwierigkeiten bei der Beurteilung dieser Art. Hinsichtlich der Saprobie ordnen ROTT et al. (1997) diesem Taxon einen Saprobiewert von 1,5 mit einer Gewichtung von 2 zu. Damit gehört Aud. pygmaea zu den schwach abwassertoleranten Algen der Güteklasse I–II. Trotz der taxonomischen Schwierigkeiten ist Aud. pygmaea eine charakteristische Fließgewässer- alge, die sensibel gegenüber erhöhten Phosphorgehalten und stärkerer organischer Belastung der Gewässer reagiert. Ihr Vorkommen muss je nach Fließgewässerlandschaft differenziert betrachtet werden. Eine taxonomische Überprüfung ist notwendig.

Batrachospermum spec. 31-mal konnten Thalli von Batrachospermum nicht bis zur Art bestimmt werden (Tabelle 90). Dabei waren die Vorkommen zehnmal schon im Gelände makroskopisch sichtbar (Häufigkeiten 3 oder 4). Die Funde waren an Standorten mit circumneutralem pH verbreitet, zeigten aber eine deutliche Tendenz im Vorkommen zu eher niedrigeren pH-Werten. Eine weite Toleranz ist für den Bereich der Leitfähigkeiten festzustellen: Sie konnten selbst bei 2335 µS/cm noch gefunden werden. Insgesamt scheinen die hier unter Batrachospermum spec. zusammengefaßten Funde aber doch eher Gewässer mit mittlerem Elektrolytgehalt zu bevorzugen. Ähnlich ist das Vorkommen hinsichtlich der Chlorid-Gehalte. Organismen dieser Gattung wurden auch bei hohen Nitrat-Gehalten der Gewässer gefunden. Niedrige Gehalte werden sogar eher gemieden. Das Vorkommen nur bis 0,33 mg/l zeigt die Empfindlichkeit gegenüber erhöhten Gesamtphosphorgehalten. Die steigende Zahl von Nennungen bei höheren Sauerstoffwerten könnte als Bindung an Fließgewässer interpretiert werden. Relativ indifferent zeigt sich die Art hinsichtlich der Härte mit einem Vorkommen bis zu 3,85 mmol/l. Dagegen zeigt sie eine Präferenz für Gewässer mit Werten um 2,75 bis 3,25 mg/l BSB5, und ist damit auch bei fehlender Artbestimmung ein guter Zeiger für nur geringe organische Belastung. Betrachtet man die Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEIN- SCHAFT WASSER 1998), so kommt Batrachospermum spec. in den Klassen I bis III der Nitrat- und

206 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen % Probestellen 30 20 20 10 10 0 0 0 0 0 0 0 00 0 100 300 5 700 90 8 3 8 3 8 3 8 3 11 130 1500 170 1900 210 5,63 5,88 6,13 6,38 6,63 6,8 7,1 7,3 7,6 7,8 8,1 8,3 8,6 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm )

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60

50 50

40 40 % Probestellen % Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 ,2 ,2 ,2 ,2 ,25 ,2 ,25 0 1,25 2 3 4,25 5,25 6 7 8,25 9 5 5 5 5 5 5 5 5 10 11,25 75 2 7 2 2 7 2 25 7 2 ,025 ,0 ,1 ,325 ,375 ,4 ,625 ,675 ,7 ,7 Nitrat-N (m g/l) 0 0 0 0,1 0,2 0,275 0 0 0 0,4 0,5 0,575 0 0 0 0 0,8 Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % % Probestellen 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 ... 0,75 1,75 12,5 62, 6,25 6,75 7,25 7,75 8,25 8,75 9,25 9,75 10,25 1 11,25 1 12,25 12,75 112, 162,5 212, 262,5 312,5 362, Sauerstoff gelöst (mg/l) Chlorid (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen % Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0

5 5 5 ,5 ,5 5 ,5 ,5 ,75 2 25 2 ,25 0, 1,5 2 3,5 4 5,5 6,5 7, 8,5 9 0,25 0 1, 1,75 2,25 2,75 3, 3,75 4, 4,75 5 10,5 11 Härte (m m ol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 60 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Audouinella pygmaea in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 89 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Audouinella pygmaea-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,2 8,4 7,7 0,1 9 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 94 707 348 61 9 Nitrat-N (mg/l) 0,10 11,80 4,19 1,11 9 Phosphor gesamt (mg/l) 0,03 0,33 0,12 0,04 8 Sauerstoff gelöst (mg/l) 10,21 12,28 10,87 0,22 9 Chlorid (mg/l) 4,83 40,80 18,89 3,85 9 Härte (mmol/l) 0,37 3,07 1,42 0,40 6 0,80 3,91 2,36 0,39 7 BSB5 (mg/l)

207 Chloridgehalte und I bis II–III der Phosphorgehalte vor. Nach der Klasseneinteilung für Fließge- wässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER (1998) ist sie bezüglich des Sauerstoffgehaltes und der BSB5-Werte in der Klasse 1 vertreten. Batrachosper- mum spec. ist in stehendem und fließenden Wasser kosmopolitisch verbreitet (JOHN et al. 2002). Pflanzen der Gattung Batrachospermum sind an Fließgewässer gebunden. Eine Empfindlichkeit gegenüber erhöhten Gesamtphosphorgehalten und höherer organischer Belastung ist festzustellen. Das Vorkommen der Art muss je nach Fließgewässertyp differenziert betrachtet werden.

Tabelle 90 Verbreitung von Batrachospermum spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Ge- samtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 5,8 8,4 7,6 0,1 29 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 68 2335 429 77 29 Nitrat-N (mg/l) 0,76 11,80 3,23 0,44 29 Phosphor gesamt (mg/l) 0,01 0,33 0,12 0,02 25 Sauerstoff gelöst (mg/l) 9,37 12,37 10,90 0,14 29 Chlorid (mg/l) 4,67 723,77 52,88 24,59 29 Härte (mmol/l) 0,24 3,85 1,60 0,24 20 0,80 3,69 2,24 0,18 22 BSB5 (mg/l)

Batrachospermum gelatinosum 18-mal konnten Nennungen von Batrachospermum gelatinosum (Abbildung 61, Tabelle 91) mit den Häufigkeiten 3 oder 4 bis zur Art bestimmt werden. Die Vorkommen sind denen von Batra- chospermum spec. sehr ähnlich. Es fallen einige Extremwerte auf, wie das Vorkommen auch in den Klassen mit höheren Werten der Leitfähigkeit und der Chloridwerte. Nach den Klassifizierungen der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist Bat. gelatinosum den Klassen I bis II–III bei den Nitrat- und Phosphorgehalten und I bis I–II bei den Chloridgehalten vertreten. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITS- GEMEINSCHAFT WASSER 1998) kommt sie wie Batrachospermum spec. in der Klasse 1 vor.

FRIEDRICH (1973) berichtet von teilweise massenhaftem Vorkommen in Quellbächen der Erft. Hier zeigt die Art eine deutliche jahreszeitliche Periodik mit maximalem Vorkommen im Frühjahr und Herbst. ROTT et al. (1999) betonen die weite Verbreitung dieser epilithischen und epiphytischen Art in Fließgewässern. Im Unterschied zu den Funden in der vorliegenden Untersuchung konnten ROTT et al. (1999) ein alkaliphiles Vorkommen dieser Alge feststellen.

SIMONS et al. (1999) nennen auch Vorkommen aus stehenden Gewässern und betonen die Schat- tentoleranz dieser Art. Bat. gelatinosum wird als mäßig eutrophierungstolerante Art angesehen (SIMONS et al. 1999). ROTT et al. (1999) ordnen ihr einen Trophiewert von 2,4 mit einer Gewich- tung von 2 zu. Damit ist die Art meso-eutraphent. Den Schwerpunkt bei etwas geringerem Trophie- grad legen SCHMEDTJE et al. (1998) durch die Beschreibung des Vorkommens vom oligo- bis mesotrophen mit einem Hauptvorkommen bei oligo-mesotrophen Verhältnissen. Nach ROTT et al. (1997) ist Bat. gelatinosum eine abwassertolerante Art, deren Vorkommen bei mäßiger bis starker Verschmutzung der Güteklasse II zuzuordnen ist (Saprobiewert 1,8, Gewichtung 2). Ein ähnliches

208 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60

50 50

40 40

% Probestellen% 30 30 % Probestellen 20 20 10 10 0

0 0 0 0 0 0 0 00 00 00 00 0 1 3 5 7 900 10 110 1300 150 170 190 2 23 88 ,38 5,63 5, 6,13 6,38 6,63 6,88 7,13 7,38 7,63 7,88 8,13 8 Leitfähigkeit 20°C (µS/cm) pH

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen

% Probestellen 30 20 20 10 10 0 5 5 5 5 5 5 0 2 7 25 7 2 75 25 7 2 ,1 ,1 ,4 ,4 ,5 ,7 ,8 0,0 0,0 0 0 0,225 0,275 0,325 0,375 0 0 0 0,575 0,625 0,675 0,725 0 0

,25 25 0,25 1,25 2,25 3 4,25 5,25 6,25 7,25 8, 9,25 Phosphor gesamt (mg/l) Nitrat-N (mg/l) 10,25 11,25

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % probestellen 20 20 10 10 0 0 . ,5 ,5 ,5 .. 5 5 2 2,5 2,5 25 75 ,25 12,5 6 12 1 6 0, 0, 1,2 1,7 2,25 2,75 3 3,75 4,25 4,75 5,25 1 162,5 2 2 312 362,5 Härte (mmol/l) Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80

70 70

60 60 50 50 40 40

% Probestellen % 30 % Probestellen 30 20 20 10

10 0

0 ,5 ,5 5 ,5 ,5 0,5 1,5 2 3 4,5 5,5 6,5 7,5 8, 9 0 1 5 5 ,75 75 ,75 6,25 6 7,25 7, 8,25 8,7 9,25 9,75 10,25 10 11,25 11,7 12,25 12,75 BSB 5 (m g/l) Sauerstoff gelöst (mg/l)

Abbildung 61 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Batrachospermum gelatinosum in den Messwert- klassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 91 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Batrachospermum gelatinosum-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 6,7 8,3 7,8 0,1 12 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 69 776 444 70 12 Nitrat-N (mg/l) 0,80 6,96 3,68 0,59 12 Phosphor gesamt (mg/l) 0,03 0,29 0,13 0,02 12 Sauerstoff gelöst (mg/l) 9,97 11,65 10,81 0,17 12 Chlorid (mg/l) 5,37 62,08 25,99 5,75 12 Härte (mmol/l) 0,20 3,20 1,74 0,41 9 0,80 3,69 2,01 0,32 11 BSB5 (mg/l)

209 Vorkommen in neun Strömen in England und Irland geben JOHN et al. (2002) an. Die weite Tole- ranz hinsichtlich der Härte wird von SIMONS et al. (1999) bestätigt. In der vorliegenden Untersuchung zeigt sich Bat. gelatinosum empfindlich gegenüber stark erhöh- ten Gesamtphosphorgehalten und organischer Belastung. Sie ist an Fließgewässer gebunden. Ihr Vorkommen muss je nach Fließgewässerlandschaft differenziert betrachtet werden.

Batrachospermum helminthosum Nur einmal im Untersuchungszeitraum konnte Batrachospermum helminthosum nachgewiesen werden, obwohl diese Art nach ROTT et al. (1999) in temperaten Gebirgsbächen und Quellen weit verbreitet sein soll. Aber auch JOHN et al. (2002) melden für die Britischen Inseln nur einen Stand- ort dieser Art. Sie ist geochemisch indifferent und ist nach ROTT et al. (1999) mit einem Trophie- wert von 0,6 und einem Indikationsgewicht von 3 ein sehr guter Indikator oligotropher Verhältnis- se. Mit einem Saprobiewert von 1,2 mit einer Gewichtung von 4 zählt Bat. helminthosum zu den Abwasservermeidern und sehr guten Indikatoren der Güteklasse I (ROTT et al. 1997). Damit ist Batrachospermum helminthosum ohne Zweifel eine sehr charakteristische Fließgewässer- art und ein sehr sensibler Anzeiger oligotropher und saprobiell unbelasteter Verhältnisse.

Chantransia-Stadien Vorstadien von Batrachospermum, Audouinella und Lemanea wurden mit einer sehr großen Anzahl von Nennungen (129) nachgewiesen (Tabelle 92), und zwar 31-mal mit Häufigkeiten 3 und 4 und sogar dreimal mit Häufigkeit 5. Hier kleideten die Bestände das Bett des Fließgewässers zu mehr als 1/3 aus. Chantransia-Stadien zeigen eine sehr weite Toleranz hinsichtlich der hier betrachteten chemisch-physikalischen Faktoren. Sie sind an Standorten mit circumneutralem pH verbreitet. Abgesehen von den wenigen Nachweisen im unteren Bereich ist eine leichte Tendenz zu höherem Vorkommen bei alkalischen pH-Werten festzustellen, und nur hier sind große Häufigkeiten (Stufe 4 und 5) nachweisbar. Indifferent verhält sich das Taxon bezüglich der Leitfähigkeit. Maximale Häufigkeiten werden im Bereich zwischen 150 und 850 µS/cm ausgebildet. Chantransia-Stadien sind im gesamten Spektrum des Nitratgehaltes der untersuchten Gewässer zu finden, allerdings bilden sie größere Bestände nur bei Werten bis 7 mg/l. Dies gilt ebenso für den Bereich der Phos- phorgehalte, bei denen das Taxon gegenüber erhöhten Werten etwas empfindlicher reagiert. Die Indifferenz gegenüber den Sauerstoffgehalten von Chantransia-Stadien könnte auf das Vorkom- men in fließenden und stehenden Gewässern hinweisen. Zu Massenentwicklungen kommt es allerdings nur bei hohen Sauerstoffwerten. Wenig empfindlich reagiert das Taxon auf höhere Chlo- ridgehalte, bildet aber hohe Häufigkeiten nur bei niedrigeren Chloridwerten aus. Chantransia- Stadien kommen auch im gesamten gemessenen Spektrum der Härte vor, dabei besteht eine leichte Tendenz zu einer größeren Anzahl von Funden bei geringerer Härte. Die Häufigkeiten 4 und 5 werden nur bei einer Härte zwischen 0,5 und 3 mmol/l ausgebildet. Empfindlicher reagieren

Chantransia-Stadien gegenüber stärkerer organischen Belastung. BSB5-Werte bis zu 6,25 mg/l werden ertragen, aber es besteht eine deutliche Tendenz zu höherem Vorkommen bei geringeren Werten. Bestandsbildend ist das Taxon nur bei Werten bis 4 mg/l. Die weite Toleranz spiegelt sich auch in der Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) wider: hier werden bei den Nitrat-, Phosphor- und Chloridgehalten die Klassen I bis III abgedeckt. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEIN- SCHAFT WASSER 1998) sind Chantransia-Stadien in den Klassen 1 bis 2 hinsichtlich der Sauerstoff- und BSB5-Werte vertreten.

210 In der Literatur sind nur wenige Aussagen über Chantransia-Stadien zu finden. Bekannt ist ihre größere Toleranz im Verhältnis zu den Batrachospermum-Stadien. Schon FRIEDRICH (1973) stellt fest, dass Chantransia in den abwasserbelasteten Strecken der Erft im Gegensatz zu Batrachospermum vorkommen kann. Aufgrund ihrer Indifferenz müssten Chantransia-Stadien als Indikator vernachlässigt werden. Als Vorstadien empfindlicher Rotalgen und aufgrund der Ausbildung höherer Häufigkeiten bei niedrigeren Werten von Trophie und Saprobie werden sie dennoch in die Betrachtung einbezogen.

Tabelle 92 Verbreitung von Chantransia-Stadien: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Ge- samtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 5,8 8,4 7,7 0,04 107 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 56 2335 441 29 107 Nitrat-N (mg/l) 0,22 11,80 3,32 0,22 107 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,68 0,14 0,01 102 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,43 12,37 10,61 0,09 107 Chlorid (mg/l) 2,54 723,77 38,63 7,51 106 Härte (mmol/l) 0,19 5,19 1,91 0,13 78 0,80 6,25 2,33 0,12 91 BSB5 (mg/l)

211 Hildenbrandia rivularis Von den 25 Nennungen wurde Hildenbrandia rivularis (Abbildung 62, Tabelle 93) vor allem mit hohen Häufigkeiten angegeben. Sie erreichte zwölfmal die Häufigkeit 3, neunmal die Häufigkeit 4 und einmal sogar die Häufigkeit 5. Hil. rivularis ist alkaliphil und kommt sowohl in elektrolytarmen als auch in elektrolytreichen Gewässern vor. Recht unempfindlich ist sie mit einem Vor- kommen bis 9,1 mg/l gegenüber höheren Nitratgehalten. Empfindlicher reagiert sie auf erhöhte Phosphorgehalte der Gewässer. Das Vorkommen bei Sauerstoffwerten von 8,9 bis 12,4 mg/l könnte als eine Bindung von Hil. rivularis an Fließgewässer interpretiert werden. Allerdings ist im Unter- suchungsgebiet eine Tendenz zu höherem Vorkommen bei eher niedrigen Sauerstoffwerten feststellbar. Auffällig ist die Zunahme von Nennungen bei höheren Chloridgehalten und bei höherer Härte. Die Art scheint empfindlich auf erhöhte organische Verschmutzung zu reagieren.

Nach der Klassifizierungen der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie in den Klassen I bis II–III bei den Nitrat- und Phosphorgehalten und I bis III bei den Chloridgehalten vertreten. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDER-

ARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie bezüglich der Sauerstoff- und BSB5-Werte nur in Klasse 1 einzuordnen.

Hil. rivularis ist eine unverwechselbare Hartwasserform (SCHMEDTJE et al. 1998). Nach ROTT et al. (1999) ist sie eventuell aus dem marinen Milieu eingewandert und alkaliphil. SCHMEDTJE et al. (1998) nennen eine Verbreitung vom oligo-mesotrophen bis eutrophen Bereich. Der Schwerpunkt liegt im Mesotrophen. ROTT et al. (1999) ordnen ihr einen Trophiewert von 2,4 und einen Stick- stoffwert von 2,6 zu. Damit sehen sie den Schwerpunkt der Verbreitung im meso- bis eutrophen Bereich. Mit einer Gewichtung von 2 bzw. 3 ist Hil. rivularis ein recht guter Indikator. Nur SIMONS et al. (1999) bezeichnen die Alge als eutrophierungsempfindlich. ROTT et al. (1997) geben der Art einen saprobiellen Indikationswert von 1,8 mit einer Gewichtung von 1. Damit gehört sie zu den mäßig bis stark abwassertoleranten Arten der Güteklasse II (mäßige Verunreinigung). Hil. rivularis ist eine charakteristische Fließgewässerart und Hartwasserform. Sie reagiert empfindlich gegenüber stark erhöhtem Nährstoffgehalt und gegenüber organischer Verschmutzung.

212 100 100 90 90 80 80 70 70

60 60 50 50

40 40 % Probestellen

% Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0 0 00 8 8 8 3 3 3 100 300 500 700 9 100 100 ,63 ,8 ,13 ,3 ,63 8 ,13 ,38 ,6 ,88 1 ,38 6 1 1300 150 1700 1900 2 2300 5 5 6 6 6 6, 7 7 7 7 8, 8 8, pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm )

100 100

90 90 80 80

70 70

60 60

50 50 40 40 % Probestellen % 30 % Probestellen 30

20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 5 5 5 5 ,2 ,25 ,2 ,25 ,2 ,2 ,25 ,25 ,25 ,25 ,25 2 2 2 2 2 0 1 2 3 4 5 6 7 8,25 9 ,325 ,4 ,5 ,7 10 11 0,0 0,125 0,225 0 0 0 0,6 0 0,825 Nitrat-N (m g/l) Phosphor gesam t (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen % Probestellen % 30 20 20 10 10 0 0

6,25 6,75 7,25 7,75 8,25 8,75 9,25 9,75 5 5 5 5 5 ,5 ... 10,25 10,75 11,25 11,75 12,25 12,75 2, 12, 62,5 62, 11 162, 212,5 2 312, 362 Sauerstoff gelöst (m g/l) C h lo rid (m g /l)

100 100 90 90 80 80

70 70

60 60

50 50

40 40 % Probestellen 30 % Probestellen 30

20 20

10 10 0 0

5 5 5 5 5 5 5 ,2 ,75 ,25 ,2 ,7 ,25 ,2 ,7 0,5 1,5 2,5 3,5 4,5 5,5 6,5 7,5 8,5 9,5 0 0 1 1,7 2 2 3 3,7 4 4 5,25 10,5 11,5 Härte (m m ol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 62 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Hildenbrandia rivularis in den Messwert- klassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 93 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Hildenbrandia rivularis-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,0 8,3 7,8 0,1 21 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 56 2335 520 105 21 Nitrat-N (mg/l) 0,22 9,12 3,06 0,46 21 Phosphor gesamt (mg/l) 0,04 0,29 0,13 0,02 19 Sauerstoff gelöst (mg/l) 8,94 12,37 10,59 0,20 21 Chlorid (mg/l) 5,45 723,77 74,02 34,71 21 Härte (mmol/l) 0,21 4,37 2,17 0,27 16 0,80 3,61 2,15 0,20 20 BSB5 (mg/l)

213 Lemanea spec. Dargestellt werden sollen hier auch Nachweise für Lemanea spec. Diese umfassen Thalli, die sich von Lemanea fluviatilis unterschieden, sie konnten aber nicht bis zur Art bestimmt werden (Abbildung 63, Tabelle 94). Dafür liegen zehn Nennungen mit meist größeren Häufigkeiten in der Datenbank vor. An drei Stellen war der Bestand makroskopisch sichtbar, an vier Stellen wurden auffällige Bestände gebildet, und an einer Stelle wurde mehr als ein Drittel des Gewässerbettes bedeckt. Die hier nicht näher bestimmten Lemanea-Arten sind trotz eines Vorkommens von pH 7 bis 7,6 wohl nicht als alkaliphil zu bezeichnen, denn das Vorkommen tendiert zu größeren Pro- benanteilen bei einem pH um 7. Auch scheinen sie eher an Standorten mit niedrigerer Leitfähig- keit und recht geringer Härte vorzukommen. Sie sind relativ empfindlich gegenüber höheren Nährstoffgehalten sowie stärkerer organischer Verschmutzung. Die Sauerstoffgehalte könnten eine Bindung an Fließgewässer anzeigen. Die unter Lemanea spec. zusammengefassten Arten wurden nur bei sehr geringen Chloridwerten gefunden. Betrachtet man die Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998), so kommen sie in den Klassen I bis II–III der Nitratgehalte, I bis II der Phosphorgehalte und I bis I–II der Chlorid- gehalte vor. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in

LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) sind sie hinsichtlich der Sauerstoff- und BSB5- Werte in der Klasse 1 vertreten. Die Funde von Lemanea spec. werden wie Lemanea fluviatilis behandelt. Es sind weitere Unter- suchungen erforderlich, um die taxonomische Zuordnung dieser Funde zu gewährleisten.

214 100 100 90 90 80 80

70 70

60 60 50 50 40 40 % Probestellen

% Probestellen % 30 30 20 20 10 10 0 0 00 00 00 00 00 1 3 5 7 9 8 3 8 1100 1300 1500 1700 1900 2100 2300 5,63 5,88 6,13 6,38 6,63 6,8 7,1 7,3 7,63 7,88 8,13 8,38 8,63 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm )

100 100 90 90 80 80

70 70

60 60 50 50

40 40 % Probestellen% 30 % Probestellen 30

20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 25 25 25 ,2 ,2 ,2 ,2 2 825 0,25 1 2,25 3 4,25 5,25 6 7,25 8 9, ,0 ,1 ,225 ,425 ,5 ,62 , 10,25 11,25 0 0 0 0,325 0 0 0 0,725 0 Nitrat-N (m g/l) Phosphor gesam t (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen 30 % Probestellen 30 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 5 5 ,5 ,5 ,5 ... 6,2 6,75 7,2 7,7 8,2 8,7 9,2 9,7 2,25 12,5 62 12,5 12,5 12,5 10,25 10,75 11,25 11,75 1 12,75 1 162 2 262 3 362,5 Sauerstoff gelöst (m g/l) Chlorid (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40

% Probestellen 30 30 % probestellen 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 ,5 5 5 ,5 ,5 5 5 5 0, 1, 2,5 3, 4, 5, 6 7, 8, 9,5 2 75 25 ,75 2 2 75 ,75 10 11 0, 0, 1, 1 2, 2,75 3, 3, 4,25 4 5,25 Härte (m m ol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 63 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Lemanea spec. in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 94 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Lemanea spec.-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,0 7,6 7,4 0,1 8 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 94 552 211 53 8 Nitrat-N (mg/l) 1,31 5,02 2,30 0,44 8 Phosphor gesamt (mg/l) 0,04 0,20 0,10 0,02 8 Sauerstoff gelöst (mg/l) 10,55 11,49 11,05 0,11 8 Chlorid (mg/l) 4,08 49,77 16,22 5,04 8 Härte (mmol/l) 0,31 1,55 0,74 0,17 7 0,80 3,69 2,11 0,40 7 BSB5 (mg/l)

215 Lemanea fluviatilis Zum Vergleich sollen hier auch die Nachweise für Lemanea fluviatilis dargestellt werden, obwohl nur an sieben Standorten typische Formen gefunden werden konnten (Abbildung 64, Tabelle 95). Sie waren aber meist mit höheren Häufigkeiten vertreten. L. fluviatilis ist an Standorten mit circumneutralem pH verbreitet und zeigt keine Tendenz zum Vorkommen bei niedrigen pH-Werten. Betrachtet man die Verbreitung bezüglich der Leitfähigkeit, der Härte, der Nährstoffe und der organischen Belastung, so ist das Vorkommen mit dem von Lemanea spec. fast identisch. L. fluviatilis ist an Standorten mit niedriger Leitfähigkeit und recht geringer Härte zu finden. Sie ist relativ empfindlich gegenüber einer Erhöhung der Nährstoffe Nitrat und Phosphor sowie gegenüber stär- kerer organischer Verschmutzung. Die hohen Sauerstoffgehalte an den Standorten könnten ihre Bindung an Fließgewässer anzeigen. Im Chloridbereich scheint das Taxon etwas weniger empfindlich gegenüber höheren Werten als Lemanea spec. zu sein. Lemanea fluviatilis ist nach der Klassi- fizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) in den Klassen I bis II–III der Nitratgehalte, I bis II der Phosphorgehalte und I bis I–II der Chloridgehalte vertreten. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITS-

GEMEINSCHAFT WASSER 1998) kommt sie hinsichtlich der Sauerstoff- und BSB5-Werte in der Klas- se 1 vor.

FRIEDRICH (1973) fand L. fluviatilis häufig in den Urgesteinsbächen der Eifel, aber nur an wenigen Stellen der alkalischen, eutrophen Erft. ROTT et al. (1999) ordnen ihr einen Trophiewert von 1,2 mit einer Gewichtung von 1 zu. Sehr empfindlich reagierte sie in diesen Untersuchungen auf höhere Stickstoffgehalte, was sich in einem Stickstoffwert von 0,8 und einer Gewichtung von 4 ausdrückt. Damit ist L. fluviatilis ein ausgesprochen guter Indikator für den oligo bis oligo-mesotrophen Be- reich. In den Untersuchungen von ROTT et al. (1999) ist sie ebenfalls an Standorten mit circumneutralem pH verbreitet und an schnellfließenden, kalkarmen Standorten zu finden. Für die Saprobie ordnen ROTT et al. (1997) ihr einen Indikationswert von 1,6 mit einer Gewichtung von 2 zu. Damit gehört sie zu den schwach abwassertoleranten Arten der Güteklasse I–II (geringe Verschmutzung). Diese Empfindlichkeit gegenüber Eutrophierung und organischer Verschmutzung passt sehr gut zu den eigenen Ergebnissen. Dagegen formulieren SCHMEDTJE et al. (1998), dass die Alge wüch- siger bei hohem Nährstoffgehalt sei, dort aber nicht dominant vorkommt, da sie nicht konkurrenz- stark gegenüber anderen Arten ist. Den Verbreitungsschwerpunkt sehen diese Autoren im mesotrophen Bereich bei einem Vorkommen vom oligo-mesotrophen bis zum eutrophen Bereich. Auch JOHN et al. (2002) beschreiben ein Wachstum in einem weitem Bereich von Bedingungen. Weitere Untersuchungen sind notwendig, um die Toleranzen und Präferenzen im Vorkommen zu klären. L. fluviatilis ist eine charakteristische Fließgewässerart, die sensibel auf stärkere organische Be- lastung reagiert. In den hier vorliegenden Untersuchungen und in denen von ROTT et al. (1999) reagiert sie ebenfalls empfindlich gegenüber erhöhter Trophie. Ihr Vorkommen muss je nach Fließgewässerlandschaft differenziert betrachtet werden.

216 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40

30 % Probestellen

% Probestellen 30 20 20 10 10 0 0 3 8 3 6 ,13 3 6 00 100 300 500 700 900 1 300 500 700 900 100 300 5, 5,88 6,13 6,38 6,63 6,88 7 7, 7, 7,88 8,13 8,38 8,63 1 1 1 1 1 2 2 pH Leitfähiskeit 20°C (µS/cm)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen

% Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0 5 5 5 25 2 2 25 , , , , ,2 5 5 5 5 5 0,25 1,25 2,25 3,25 4,25 5 6,25 7 8,25 9 1 75 25 25 75 10 1 ,07 ,1 ,22 ,3 ,42 5 ,57 6 ,82 0,025 0 0,125 0 0 0,275 0 0,375 0 0,475 0, 0 0,625 0, 0,725 0,775 0 Nitrat-N (m g/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80

70 70 n 60 60 50 50 40 40 30 % Probestelle % 30 Probestellen % 20

20 10 0 10

,5 ,5 5 ,5 ,5 ... 0 2 2 2, 2 2 1 6 1 6 1 1 21 262,5 312,5 362,5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 ,7 2 ,7 ,7 ,25 ,7 ,2 ,75 ,2 ,75 6,25 6 7, 7 8,25 8 9 9 0 2 10 1 11,2 11,7 12 1 Chlorid (m g/l) Sauerstoff gelöst (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70

60 60 50 50

40 40 % Probestellen

% Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 0,5 1,5 2,5 3 4 5 6 7 8,5 9,5 1 ,25 10,5 1 0,25 0,75 1,25 1,75 2,25 2,75 3,25 3,75 4,25 4,75 5 Härte (mmol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 64 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Lemanea fluviatilis in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 95 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Lemanea fluviatilis-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 6,8 8,3 7,4 0,2 7 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 69 656 272 80 7 Nitrat-N (mg/l) 0,64 5,02 2,34 0,60 7 Phosphor gesamt (mg/l) 0,04 0,33 0,13 0,04 7 Sauerstoff gelöst (mg/l) 10,75 12,00 11,41 0,15 7 Chlorid (mg/l) 2,91 127,00 29,20 19,64 6 Härte (mmol/l) 0,19 1,90 0,90 0,30 6 1,27 3,57 2,15 0,36 6 BSB5 (mg/l)

217 Fucophyceae

Heribaudiella fluviatilis Vier Nachweise dieser Braunalge gibt es durch Dr. Pfister in der Datenbank. Sie stammen aus dem Alpenvorland und den Mittelgebirgen. Heribaudiella fluviatilis ist vor allem auf Steinen in Bächen und Flüssen der niederen Höhenlagen, insbesondere im nördlichen Alpenvorland, verbreitet. Die einzelnen Kolonien bedecken in Flecken oder zusammenhängend den gesamten Felsen. He. fluviatilis kann auch auf Felsbrocken in Flüssen und Seen vorkommen. Auffällig ist ihre Ver- gesellschaftung mit Hildenbrandia, und oft ist sie auch zusammen mit Audouinella, Chamaesiphon, Cladophora, Lemanea und Nostoc zu finden. Sie ist die am häufigsten nachgewiesene Süßwasser- braunalge, wird aber oft übersehen (KANN & SAUER 1982, ROTT et al. 1999, JOHN et al. 2002). SCHMEDTJE et al. (1998) sehen eine Verbreitung im oligo-mesotrophen bis eutrophen Bereich. Der Schwerpunkt liegt in der meso-eutrophen Klasse. ROTT et al. (1999) ordnen dieser alkaliphi- len Art einen Trophiewert von 2,4 mit einem Indikationsgewicht von 2 und einen Stickstoffwert von 2,1 mit einer Gewichtung von 4 zu. Damit gehört sie auch hier zu den meso-eutraphenten Arten. Hinsichtlich der Saprobie sehen ROTT et al. (1997) in ihr einen Indikator der Güteklasse II–III (mäßige bis starke Verschmutzung), was sich in einem Saprobiewert von 2,5 mit einer Ge- wichtung von 2 widerspiegelt. He. fluviatilis scheint an den Standorten der vorliegenden Untersuchung eine charakteristische Fließgewässeralge zu sein. Sie ist ein Zeiger meso-eutropher Verhältnisse und besitzt eine große Toleranz gegenüber saprobieller Belastung.

218 Tribophyceae

Tribonema spec. Fäden von im Rahmen dieser Studie nicht näher bestimmbaren Tribonema-Arten kamen 19-mal mit geringer Häufigkeit vor (Tabelle 96). Im Bereich der gemessenen pH-Werte ist trotz sehr weiter Toleranz eine deutliche Tendenz zu höheren Vorkommen bei niedrigem pH zu erkennen. Fäden der Gattung waren vor allem an Standorten mit mittlerem Elektrolytgehalt zu finden. Sehr groß ist die Toleranz im Vorkommen bezüglich der Nitratgehalte. Empfindlicher reagieren die Organismen aber gegenüber erhöhten Phosphorgehalten und stärkerer organischer Belastung der Gewässer. Eine leichte Tendenz zu größerem Vorkommen bei höheren Chloridwerten ist feststellbar. Fäden der Gattung Tribonema sind in den Klassen I bis III nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) für Nitrat und I bis II für Phosphor und Chlorid zu finden. Nach der Einteilung der Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) können sie in den Klassen 1 bis 2 hinsichtlich der Sauerstoff- und BSB5-Werte vorkommen. Insgesamt gilt die Einschränkung, dass ohne eine genaue Bestimmung der Art über das Vorkom- men der Gattung nur schwer Aussagen getroffen werden können. Jedoch kann das Vorkommen von Tribonema-Fäden im weitesten Sinne als sensibel gegenüber erhöhten Gesamtphosphorgehalten und stärkerer organischer Belastung angesehen werden.

Tabelle 96 Verbreitung von Tribonema spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamt- phosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 5,8 8,1 7,5 0,1 15 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 100 670 411 55 15 Nitrat-N (mg/l) 1,31 10,07 3,51 0,59 15 Phosphor gesamt (mg/l) 0,04 0,24 0,14 0,02 14 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,79 11,70 10,44 0,30 15 Chlorid (mg/l) 4,08 127,00 38,46 8,20 15 Härte (mmol/l) 0,26 3,14 1,75 0,26 13 0,80 4,51 2,55 0,31 11 BSB5 (mg/l)

219 Tribonema viride Nur einmal von elf Nachweisen konnte Tribonema viride mit makroskopisch sichtbarem Bestand nachgewiesen werden (Abbildung 65, Tabelle 97). Das Taxon ist eher an Standorten mit circumneutralem pH verbreitet und zeigt eine Tendenz zu höherem Vorkommen bei größerer Leitfähigkeit, ansteigenden Nährstoffgehalten sowie bei zunehmender organischer Belastung. Bezüglich der Härte ist es unempfindlich, es scheint Standorte mit geringer Härte eher zu meiden. Nach der Klassifi- kation der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist das Taxon in den Klassen I–II bis III hinsichtlich der Nitratgehalte und I–II bis II–III hinsichtlich der Phosphorgehalte zu finden. Im Bereich der Chloridgehalte ist es nur in den Klassen I bis II nachgewiesen. Die Werte des BSB5 können den Klassen 1 bis 2 nach der Klassifikation für Fließgewässer in Mecklenburg- Vorpommern (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) zugeordnet werden.

Diese Befunde stehen zum großen Teil im Widerspruch zur Literatur. So bezeichnen ROTT et al. (1999) diese Art als alkaliphil und stellen sie mit einem Trophiewert von 1,2 zu den oligo-mesotraphenten Taxa. Auch durch die Zuordnung eines Saprobiewertes von 1,2 gehört sie zu den Ab- wasservermeidern der Güteklasse I (keine oder geringe Verschmutzung) (ROTT et al. 1997). Mit einer Gewichtung von 3 bzw. 4 hat diese Art auch ein hohes Indikationsgewicht. Mehrere Auto- ren betonen die Vorliebe für hartes Wasser (ETTL 1978, SIMONS et al. 1999). Eine Überprüfung der Funde ist notwendig ebenso wie eine Überprüfung der Taxonomie der Art, denn schon ETTL (1978) vermutet, dass sie nicht einheitlich ist. Die Literatur weist darauf hin, dass diese Art sensibel gegenüber erhöhter Trophie und Saprobie reagiert.

220 100 100 90 90 80 80 70 70

60 60

50 50

40 40 % Probestellen % Probestellen 30 30

20 20 10 10 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 3 3 8 3 8 3 8 8 0 0 0 0 0 0 0 ,6 ,1 ,3 ,6 ,8 1 3 8 100 3 5 7 9 500 7 9 1 5 5,88 6 6 6 6 7, 7, 7,63 7, 8,13 8,38 8,63 1100 1300 1 1 1 2 230 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm )

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen 30 % Probestellen 30 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 5 5 25 25 25 75 75 75 75 25 25 25 75 25 0,25 1,25 2,25 3, 4,25 5,25 6,25 7, 8,25 9,25 ,0 ,1 ,22 2 ,32 3 4 ,47 5 ,6 ,6 ,77 8 10, 11,25 0,02 0 0,12 0 0 0, 0 0, 0, 0 0, 0,57 0 0 0,725 0 0, Nitrat-N (m g/l) Phosphor gesam t (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen

% Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0 . ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 .. 5 2 2 7 2 7 7 2 7 7 2 7 5 5 5 5 5 5 1 3 8 1 3 8 1 8 ,7 ,7 7 7 ,7 ,7 ,25 1 37,5 6 8 6,25 6 7,25 7 8,25 8, 9,25 9, 0 1 1 1 162,5 1 2 2 262,5 2 3 337,5 362,5 3 712, 10,25 1 11,25 1 12 12,75 Sauerstoff gelöst (mg/l) Chlorid (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen 30 % Probestellen 30 20 20 10 10 0 0

5 5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 5 ,25 ,75 ,75 ,2 ,25 ,7 0 1 2,5 3 4 5,5 6,5 7 8 9,5 0 0,75 1,25 1 2,25 2 3 3,75 4 4 5,25 10,5 11, Härte (m m ol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 65 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Tribonema viride in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 97 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Tribonema viride-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,0 8,2 7,7 0,1 10 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 100 618 412 53 10 Nitrat-N (mg/l) 1,37 11,04 3,95 0,85 10 Phosphor gesamt (mg/l) 0,07 0,38 0,19 0,04 9 Sauerstoff gelöst (mg/l) 9,65 12,00 10,97 0,23 10 Chlorid (mg/l) 9,67 51,46 27,61 5,49 9 Härte (mmol/l) 0,31 3,20 1,77 0,34 9 0,80 5,87 2,80 0,66 8 BSB5 (mg/l)

221 Tribonema vulgare

Tribonema vulgare wurde nur zweimal nachgewiesen, obwohl sie nach ETTL (1978) eine weit verbreitete und sehr häufige Art mit sehr weiter ökologischer Spannweite ist. Eventuell ist sie aber in Fließgewässern nicht so häufig zu finden. JOHN et al. (2002) beschreiben ihr Vorkommen aus fla- chem Wasser von Seen und Teichen. Auch SIMONS et al. (1999) nennen stillstehende Gewässer als typische Standorte. Da die Art sowohl aus kalkhaltigen als auch aus kalkarmen und moorigen Ge- wässern bekannt ist, gibt ETTL (1978) zu bedenken, dass es sich vielleicht um eine Sammelart mit mehreren ökologische Rassen handelt. Nach SIMONS et al. (1999) ist sie sowohl in nährstoffarmen als auch nährstoffreichen Gräben zu finden. ROTT et al. (1999) ordnen ihr einen Trophiewert von 2,4 mit einem Indikationsgewicht von 2 zu. Damit gehört sie zu den meso-eutraphenten Arten. Weiter- hin bezeichnen sie die Art als geochemisch indifferent. Sie meidet aber stärker verunreinigte Gewässer. Dies drückt sich im Saprobiewert von 1,6 mit einer Gewichtung von 2 aus (ROTT et al. 1997). Damit gehört sie zu den schwach abwassertoleranten Arten der Güteklasse I–II (geringe Ver- schmutzung). Nach dieser Beschreibung ist T. vulgare weniger charakteristisch für Fließgewässer. Da sie empfindlich auf organische Belastung reagiert, kann ihr Vorkommen jedoch nicht als Störzeiger betrachtet werden. Eine taxonomische Überprüfung wäre sicherlich sinnvoll, um auch die Autökologie der Art besser verstehen zu können.

Vaucheria spec. Mit 79 Nennungen gehören nicht bestimmbare Vaucheria-Arten zu den häufig genannten Taxa (Abbildung 66, Tabelle 98). Im Gelände sind sie meist schon makroskopisch auffällig oder sogar dominant (30-mal Häufigkeit 3, 15-mal Häufigkeit 4, siebenmal Häufigkeit 5). Da für eine Art- bestimmung die Reproduktionsorgane wichtig sind, die sich aber nur in wenigen Fällen in der Roh- kultur entwickelten, konnten nur wenige Bestände bis zur Art bestimmt werden. Deshalb sollen hier auch die Nachweise für Vaucheria spec. in einer Graphik dargestellt werden. Die hier nicht bestimmbaren Vaucheria-Arten sind alkaliphil mit einer Präferenz für Standorte bei einem pH um 7,8. Standorte mit niedrigen Werten der Leitfähigkeit, des Nährstoffgehaltes, des Chloridgehaltes, der Härte und der organischen Belastung werden gemieden. Vielleicht kann das erhöhte Vorkommen an Standorten mit niedrigeren Sauerstoffgehalten als eine Präferenz für langsam fließende Gewässer interpretiert werden. Weitere Untersuchungen zur Strömungspräferenz dieser Gattung sind notwendig. Nach der Klassifikation der LAWA sind sie in den Klassen I bis

III hinsichtlich der Nitrat-, Phosphor- und Chloridgehaltes nachgewiesen. Die Werte des BSB5 kön- nen den Klasse 1 bis 2 nach der Klassifikation für Fließgewässer in Mecklenburg-Vorpommern zugeordnet werden(LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998). In der Literatur wird die große Spanne des Vorkommens der Vaucheria-Arten betont, die im Süß- und Brackwasser gefunden wird. Lediglich Standorte in voller Sonne und geringer Luftfeuchte werden gemieden. Hinsichtlich der organischen Belastung reichen die Zuweisungen vom oligosaproben bis zum α-mesosaproben Bereich (RIETH 1980, JOHN et al. 2002). Auch an den Standorten der Erft besitzen Vaucheria-Bestände im Ober- und Unterlauf einen erheblichen Anteil am natür- lichen Aufwuchs. Nur starke Verschmutzung und Trübung beeinträchtigen hier ihr Vorkommen (FRIEDRICH 1973). Das Vorkommen von Vaucheria-Polstern wird hier als Störzeiger betrachtet, da Standorte mit er- höhter Trophie und Saprobie sowie Salinität bevorzugt werden.

222 100 100 90 90 80 80 70 70

60 60

50 50 40 40

30 Probestellen % % Probestellen 30 20 20 10 0 10 0 8 3 ,63 88 13 ,88 ,13 ,13 ,38 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 5 5, 6, 6,38 6,63 6 7 7,3 7,63 7,88 8 8 8,6 1 20 300 4 500 600 7 800 900 0 3 5 6 8 9 1 3 1 1100 1200 1 1400 1 1 1700 1 1 2000 2 2200 2 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen % Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 2 7 7 2 0,25 0,75 1,25 1,75 2,25 2,75 3,25 3,75 4,25 4,75 5,25 5,75 6,25 6,75 7,25 7,75 8,25 8,75 9,25 9,75 ,3 ,3 ,4 ,8 10,25 10,75 11,25 11,75 0,02 0,07 0,12 0,17 0,22 0,27 0 0 0,42 0 0,52 0,57 0,62 0,67 0,72 0,77 0 Nitrat-N (mg/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100

90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40

% Probestellen % 30 30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 , , ,5 ,5 ... ,25 ,75 6 6 7,25 7,75 8,25 8,75 9,25 9,75 12 37,5 62, 87 12,5 37, 62,5 87, 12, 37 62, 87,5 12, 37, 62 87, 12, 10,2 10,7 11,2 11,7 12,2 12,7 1 1 1 1 2 2 2 2 3 3 3 3 7 Sauerstoff gelöst (mg/l) Chlorid (mg/l)

100 100

90 90

80 80

70 70

60 60

50 50

40 40 % Probestellen % Probestellen 30 30

20 20

10 10

0 0

1 2 3 ,5 4 ,5 5 ,5 6 ,5 7 ,5 8 9 0 1 25 25 75 25 0,5 1,5 2,5 3 4 5 6 7 8,5 9,5 1 0,5 1 1,5 0,25 0,75 1,25 1,75 2,25 2,75 3, 3,75 4, 4, 5, 1 1 Härte (mmol/l) BSB 5 (mg/l)

Abbildung 66 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Vaucheria spec. in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 98 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Vaucheria spec.-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,2 8,4 7,8 0,03 62 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 94 2335 552 44 62 Nitrat-N (mg/l) 0,73 10,40 3,67 0,24 62 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,84 0,19 0,02 62 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,43 12,37 10,35 0,13 62 Chlorid (mg/l) 3,02 723,77 58,45 12,71 62 Härte (mmol/l) 0,36 5,40 2,28 0,17 52 0,80 11,50 3,00 0,24 53 BSB5 (mg/l)

223 Vaucheria bursata Insgesamt wurde Vaucheria bursata 31-mal genannt (Abbildung 67, Tabelle 99). Meist sind ihre Thalli makroskopisch sichtbar. 17-mal erreichte sie die Häufigkeit 3 und elfmal die Häufigkeiten 4 und 5. Damit bestimmt V. bursata häufig das Vegetationsbild. Im Vorkommen ist sie alkalibiont und kommt vor allem an Standorten mit höherer Leitfähigkeit vor. Diese Vaucheria-Art meidet niedrige Nitrat- und Phorphorgehalte und bevorzugt Standorte mit einer mittleren organischen Belastung. Sie zeigt sich sehr tolerant gegenüber den Sauerstoffgehalten. Durch ihre polsterförmige Wuchs- form schafft sie sich ihr eigenes Habitat. Groß ist die Toleranz für Chloridgehalte. Die Alge bevorzugt im Untersuchungsgebiet Wasser mit höherer Härte. Ordnet man die Vorkommensspannen der Klassifikation der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) zu, ist V. bursata in den Klassen I bis III hinsichtlich des Nitratgehalte und I bis II–III hinsichtlich des Phosphor- und Chloridgehaltes zu finden. Die Werte des BSB5 können den Klasse 1 bis 2 nach der Klassifi- kation für Fließgewässer in Mecklenburg-Vorpommern (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) zugeordnet werden. Auch in anderen Untersuchungen bestätigen sich diese Ergebnisse. V. bursata stellt meist die Hauptmasse der Vaucheria-Arten (FRIEDRICH 1973, RIETH 1980). Sie ist vor allem in alkalischem, hartem und nährstoffreichem Wasser zu finden (SIMONS et al. 1999, JOHN et al. 2002). Nach RIETH (1980) kommt sie auch auf salzhaltigen Böden vor. SCHMEDTJE et al. (1998) sehen ihre Verbreitung im mesotrophen bis eu-polytrophen mit einem Schwerpunkt im eutrophen Be- reich. ROTT et al. (1999) sehen sie als eindeutig mesotraphente Art und ordnen ihr einen Trophie- wert von 1,7 mit einer Gewichtung von 3 zu. Nach FRIEDRICH (1973) ist die saprobielle Stellung unklar. Er selbst wies eine Verbreitung vom oligo- bis zum β-mesosaproben Bereich nach. ROTT et al. (1997) ordnen V. bursata einen Saprobiewert von 1,9 zu. Damit gehört diese Sammelart zu den mäßig bis stark abwassertoleranten Arten der Güteklasse II. Hier ist sie mit einer Gewichtung von 1 ein schwacher Indikator. V. bursata wird zu den Störzeigern gezählt, da sie Standorte mit erhöhter Trophie und Saprobie bevorzugt und gegenüber den anderen Parametern eine große Toleranz aufweist.

224 100 100

90 90

80 80

70 70

60 60

50 50

40 40 % Probestellen % % Probestellen 30 30

20 20

10 10

0 0

0 0 0 0 0 0 63 38 13 88 0 0 0 0 0 , , , , 100 200 300 40 5 600 700 800 900 2 3 4 9 000 5 5,88 6,13 6 6,63 6,88 7 7,38 7,63 7 8,13 8,38 1000 1100 1 1 1 1500 1600 1700 1800 1 2 2100 2200 2300 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm)

100 100 90 90 80 80 70 70

60 60

50 50

40 40 % Probestellen 30 Probestellen % 30

20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 2 7 2 7 7 2 7 2 ,2 ,2 ,2 ,2 ,2 ,2 ,2 ,2 ,75 ,7 0 0 7 8 0 0,75 1,2 1,75 2 2,75 3 3,75 4 4,75 5 5,75 6,2 6,75 7 7,75 8 8,75 9 9,75 0 1 ,1 ,1 ,225 ,275 ,4 ,5 ,575 ,625 10,25 1 11,25 1 0, 0, 0 0 0 0 0,325 0,375 0,425 0 0 0 0 0,675 0,725 0, 0, Nitrat-N (mg/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100

90 90

80 80 70 70 60 60 50 50 40 40

30 % Probestellen % Probestellen 20 30 10 20 0 10 0 5 5 5 5 5 5 5 5 5 ,25 ,7 ,2 ,75 ,7 ,25 ,7 ,2 7 ,7 ,7 6 6 7 7 8,25 8 9 9 0 0, 1 2 ,5 ,5 5 5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ... 1 1 11,25 1 12,2 1 2 7 2 7 2 7 2 7,5 2,5 2,5 1 3 62, 87, 1 3 6 8 1 1 1 1 1 187,5 212,5 23 26 2 3 337,5 362,5 387,5 7 Sauerstoff gelöst (mg/l) Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30

% Probestellen % 30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 , , , , ,25 75 0 1,5 2 3,5 4,5 5 6,5 7, 8,5 9,5 0 0 0, 1,2 1,75 2,25 2,75 3,25 3,75 4,25 4,75 5,25 1 11,5 Härte (m m ol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 67 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Vaucheria bursata in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 99 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Vaucheria bursata-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,2 8,2 7,8 0,1 26 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 211 1307 546 50 26 Nitrat-N (mg/l) 0,76 11,80 4,47 0,56 26 Phosphor gesamt (mg/l) 0,04 0,38 0,16 0,02 26 Sauerstoff gelöst (mg/l) 8,45 12,00 10,49 0,17 26 Chlorid (mg/l) 4,73 260,36 47,07 10,92 25 Härte (mmol/l) 0,67 4,83 2,52 0,26 21 0,80 5,87 2,43 0,27 23 BSB5 (mg/l)

225 Chrysophyceae

Phaeodermatium rivulare Phaeodermatium rivulare wurde 15-mal für die Datenbank angegeben (Abbildung 68, Tabelle 100). Davon erreichte sie allein viermal die Häufigkeit 5, bildete also Massenbestände im Gewäs- ser. Weitere zweimal wurde sie mit den Häufigkeiten 3 und 4 nachgewiesen. Die Art ist an Stand- orten mit eher circumneutralem pH verbreitet und bevorzugt Standorte mit mittlerer Leitfähigkeit um 400 µS/cm. Sie zeigt eine große Toleranz gegenüber erhöhten Nitrat-Gehalten und zunehmender Härte des Wassers. Weniger tolerant reagiert sie auf höhere Phosphorgehalte. Die hohen Sau- erstoffgehalte könnten auf eine Bevorzugung von Standorten mit größerer Strömung hinweisen. Sehr empfindlich reagiert sie auf zunehmende Chloridgehalte und organische Belastung. Sie ist in den Klassen I bis II–III der Einteilung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) für Nitrat- und Phosphorgehalte zu finden und in der Klasse I der Chloridwerte. Nach der Klassifizierung der Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEIN-

SCHAFT WASSER 1998) ist sie nur in der Klasse 1 hinsichtlich der Sauerstoff- und BSB5-Werte vertreten. Die Angaben aus der Literatur stimmen gut mit den eigenen Funden überein. Diese Massenform ist charakteristisch für schnell strömende Bergbäche (STARMACH 1985, ROTT et al. 1999). ROTT et al. (1999) charakterisieren sie mit einem Trophiewert von 1,8 und einem Stickstoffwert von 1,3 als Indikator für den oligo-mesotrophen Bereich. Die in der vorliegenden Untersuchung gefundenen Werte für Phosphor und Stickstoff zeigen allerdings eine größere Toleranz an. In Übereinstimmung stehen aber die Einstufungen als geochemisch indifferentes Taxon und die Empfindlichkeit für organische Belastung. So ordnen ROTT et al. (1997) ihr einen Saprobiewert von 1,6 zu. Damit gehört Ph. rivulare zu den schwach abwassertoleranten Arten. Ph. rivulare ist eine charakteristische Fließgewässerart, die empfindlich auf erhöhte saprobielle Belastung und Salinität reagiert. Etwas weniger sensibel ist sie hinsichtlich der Trophie.

226 100 100

90 90

80 80

70 70 60 60

50 50

40 40 % Probestellen % Probestellen % 30 30

20 20

10 10

0 0

8 3 8 3 8 8 3 8 3 00 00 00 00 00 00 00 ,6 ,8 ,1 3 ,6 1 300 5 700 9 1 3 7 1 5,63 5,88 6,13 6,3 6 6 7 7, 7,63 7,8 8,1 8,3 8 1 1 1500 1 1900 2 2300 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm )

100 100

90 90

80 80

70 70

60 60

50 50

40 40 % Probestellen 30 % Probestellen 30

20 20

10 10

0 0

5 5 5 5 5 75 25 75 25 25 25 ,25 25 25 25 2 025 0 12 2 275 37 425 47 525 5 62 7 775 0, 1,25 2, 3,25 4 5, 6,25 7, 8,25 9, , , , , , 10, 11,25 0 0, 0, 0,175 0, 0 0,325 0, 0 0, 0 0, 0, 0,675 0, 0 0,825 Nitrat-N (m g/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen % Probestellen 20 30 10 20 0 10

5 5 5 5 5 5 5 5 0 ,25 ,75 ,2 ,7 ,25 ,75 ,25 ,75 6 6 7 7 8 8 9 9 10,2 10,7 11,2 11,7 12,2 12,7 5 5 ,5 5 ... 12,5 37,5 62,5 87, 12,5 112, 137,5 162,5 187 212,5 237,5 262,5 287,5 312,5 337,5 362, 387,5 7 Sauerstoff gelöst (mg/l) Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70

60 60 50 50

40 40 % Probestellen % Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0

5 5 5 ,5 5 5 5 ,5 ,5 5 ,2 7 ,25 2 0 1,5 2,5 3, 4,5 5, 6, 7,5 8 9,5 0,25 0,75 1,25 1,75 2 2, 3 3,75 4,25 4,75 5, 10 11, Härte (m m ol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 68 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Phaeodermatium rivulare in den Messwert- klassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 100 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Phaeodermatium rivulare-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 6,8 8,3 8,0 0,1 13 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 56 688 358 46 13 Nitrat-N (mg/l) 0,22 6,62 2,15 0,57 13 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,29 0,09 0,02 11 Sauerstoff gelöst (mg/l) 9,67 12,23 11,10 0,18 13 Chlorid (mg/l) 2,54 23,31 10,21 1,80 13 Härte (mmol/l) 0,19 3,84 2,00 0,51 7 0,80 2,23 1,53 0,13 12 BSB5 (mg/l)

227 Ulvophyceae

Cladophora glomerata Mit 109 Nennungen ist Cladophora glomerata die am häufigsten genannte Art im Datensatz (Abbildung 69, Tabelle 101). Sie bildet oft große Häufigkeiten aus. Allein 70-mal wurde sie mit den Häufigkeiten 3 und 4 angegeben. In neun Fällen kam es zu Massenentwicklungen mit der Häufigkeit 5. Obwohl die Art für fast alle Faktoren eine auffällige Breite des Vorkommens zeigt, lässt sich doch Folgendes feststellen: Sie ist alkalibiont und bevorzugt Standorte mit einer Härte von 2 bis 4 mmol/l. Sie meidet Standorte mit niedriger Leitfähigkeit, niedrigen Nitrat- und Phos- phorgehalten und organischer Belastung. Nach der Klassifikation der LAWA (LÄNDERARBEITS- GEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie Standorten der Güteklasse I bis III der Nitrat- und Chlorid- gehalte und I bis II–III der Phosphorgehalte zuzuordnen. Nach der Einteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) wurde sie an

Standorten der Güteklasse 1 der Sauerstoffgehalte und der Güteklasse 1–2 des BSB5 nachgewiesen.

Schon HOEK (1963) stellte fest, dass die Art in auffälliger Weise eutrophe Bedingungen mit hohen pH-Werten braucht. Auch massenhafte Entwicklungen in verschmutztem Wasser wurden nachgewiesen, obwohl sie sehr verschmutzte Bereiche und Schwermetallbelastungen meidet (FRIEDRICH 1973, ROTT et al. 1999). SCHMEDTJE et al. (1998) betonen das massenhafte Vorkom- men in künstlich eutrophiertem Wasser. Sie sehen eine Verbreitung vom meso-eutrophen bis polytrophen mit einem Schwerpunkt im eutrophen Bereich. ROTT et al. (1999) ordnen ihr einen Tro- phiewert von 2,4 mit einer Gewichtung von 2 und einen Stickstoffwert von 2,2 mit einer Ge- wichtung von 3 zu. Damit gehört die Alge zu den auffälligen Zeigerarten für eutrophe Verhältnis- se. ROTT et al. (1997) vergeben einen Saprobiewert von 2,1 mit einer Gewichtung von 4 und zählen sie als saprophilen Abwasserverwerter zu den guten Indikatoren für der Güteklasse II–III. Die Toleranz gegenüber der Salinität ist offenbar in der vorliegenden Untersuchung nicht ausge- schöpft, dringt Cla. glomerata doch sogar bis in Brackwasser mit relativ hohen Salinitäten vor (HOEK 1963). Aufgrund der Bevorzugung von Standorten mit erhöhtem Nährstoffangebot und organischer Be- lastung ist Cla. glomerata als Störzeiger anzusehen.

Enteromorpha spec. Nur zweimal wurden Taxa der Gattung Enteromorpha im Datensatz nachgewiesen, die nicht einer der beiden in Frage kommenden Enteromorpha-Arten der Binnengewässer zuzuordnen waren. Allerdings merkt schon PRINTZ (1964) an, dass die Artumgrenzung bei vielen Arten sehr unsicher ist (siehe dazu auch JOHN et al. 2002). Nach SIMONS et al. (1999) kommen die meisten Entero- morpha-Arten in süßem oder brackigem Wasser auf Steinen oder Sand im Schlamm der Gezeiten- zone vor. Die drei Arten, die in den Niederlanden bis ins Süßwasser vordringen, kommen an Stellen vor, wo von einer Salzfracht gesprochen werden kann. Die ökologischen Unterschiede zwischen den drei Arten sind noch nicht geklärt. Auch JOHN et al. (2002) stellen fest, dass es nur wenige Süßwasserrepräsentanten in der Gattung gibt, die normalerweise hartes Wasser bevorzugen. Sie können als eine Art „Unkraut“-Algen bezeichnet werden, da sie in halbeingeschlossenen Buchten sogenannte „grüne Tiden“ bildet und in langsam fließenden Flüssen vermutlich als Antwort auf erhöhte Nährstoffgehalte dicke Matten formen.

228 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0

3 8 3 3 8 3 8 3 8 3 8 3 0 0 0 0 0 0 0 0 3 3 0 0 0 ,8 ,8 ,8 100 30 5 70 90 30 30 5,6 5 6,1 6,38 6,6 6 7,1 7, 7,6 7 8,1 8, 8,6 1100 1 15 1700 19 2100 2 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm )

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen

30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 5 25 75 ,25 ,2 ,25 ,2 ,2 2 075 ,125 ,175 525 ,575 ,625 0 1,25 2,25 3,2 4 5 6,25 7,25 8,2 9 0,0 0, 0 0 0,225 0,275 0,325 0,375 0,425 0,4 0, 0 0 0,675 0,725 0,775 0,825 10 11, Nitrat-N (mg/l Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40

% Probestellen 30

30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0 ... 2,5 7,5 2,5 5 5 5 5 5 5 5 5 2,5 25 25 2 2 2 2 2 1 37,5 62,5 87,5 6, 6,75 7, 7,75 8, 8,75 9, 9,75 11 137,5 162,5 187,5 212,5 23 262,5 287,5 312,5 337,5 36 387,5 712,5 10, 10,7 11, 11,7 12, 12,7 Sauerstoff gelöst (mg/l) Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70

60 60

50 50 40 40

30 % Probestellen % Probestellen 30 20 20 10 10 0 0 5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 0,25 0,75 1,2 1,75 2,25 2,75 3,25 3,75 4,25 4,75 5,25 0 1 2,5 3,5 4,5 5,5 6 7 8 9 0 1 11 Härte (m m ol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 69 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Cladophora glomerata in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 101 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Cladophora glomerata-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,2 8,4 7,9 0,03 84 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 80 2323 536 33 84 Nitrat-N (mg/l) 0,10 11,80 3,82 0,26 84 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,58 0,16 0,01 81 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,43 12,37 10,54 0,10 84 Chlorid (mg/l) 2,54 723,77 48,72 9,96 83 Härte (mmol/l) 0,71 5,40 2,59 0,14 58 0,80 7,35 2,57 0,15 70 BSB5 (mg/l)

229 Aufgrund der Bevorzugung salzbelasteter und nährstoffbelasteter Stellen scheint es gerechtfertigt, Enteromorpha spec. als Störzeiger zu werten.

Enteromorpha intestinalis In nur drei Proben aus dem Norddeutschen Tiefland konnte E. intestinalis nachgewiesen werden. Die sehr variable Form ist auch im Binnenland weit verbreitet, besonders in etwas eutrophiertem Süßwasser (PRINTZ 1964). Nach SCHMEDTJE et al. (1998) ist sie eine Hartwasserform, die Chlorid- anreicherung indizieren kann und gelegentlich massenhaft vorkommt. Sie ist vom mesotrophen bis eutrophen Bereich verbreitet. Der Schwerpunkt der Entwicklung liegt im meso-eutrophen Be- reich. Die Taxonomie der Art ist nicht ausreichend geklärt, und vor allem die Süßwasserfunde müssen überprüft werden (siehe JOHN et al. 2002). E. intestinalis ist ein Störzeiger, da sie erhöhte Trophie und Salzbelastung anzeigt.

Rhizoclonium hieroglyphicum Rhizoclonium hieroglyphicum wurde zwölfmal in dieser Untersuchung genannt (Abbildung 70, Tabelle 102). Meist erreichte sie dabei hohe Häufigkeiten. Die Art ist alkalibiont und zeigt eine große Toleranz für zunehmende Leitfähigkeit und Härte. Deutlich ist eine Zunahme des Vorkom- mens bei höheren Nitrat-, Phosphor-, Chlorid- und BSB5-Werten. Nach der Klassifikation der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie an Standorten der Güteklasse I–II bis III der Nitratgehalte und I–II bis II–III der Phosphor- und Chloridgehalte vertreten. Nach der Einteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) wurde sie an Standorten der Güteklasse 1 der Sauerstoffgehalte und der Güteklas- se 1–2 des BSB5 nachgewiesen.

Die Befunde stehen mehr oder weniger in Einklang mit den Daten von ROTT et al. (1999), die die Alge als alkaliphil bezeichnen und ihr einen Trophiewert von 3,0 mit einer Gewichtung von 2 zuordnen. Damit ist sie ein recht schwacher Indikator für eu-polytrophe Verhältnisse. SCHMEDTJE et al. (1998) schätzen die Verbreitung im Trophiebereich ähnlich ein. Hinsichtlich der Saprobie ordnen ROTT et al. (1997) R. hieroglyphicum mit einem Saprobiewert von 2,1 und einer Gewichtung von 2 bei den mäßig bis stark abwassertoleranten Arten der Güteklasse II ein, was sich an den eigenen Untersuchungen bestätigt. R. hieroglyphicum ist eine unspezifische Fließgewässerart mit zunehmendem Vorkommen bei er- höhtem Nährstoffangebot, saprobieller Belastung und Salinität. Sie ist damit als ein Störzeiger zu bewerten.

230 100 100 90 90 80 80

70 70

60 60

50 50

40 40 % Probestellen 30 % Probestellen 30

20 20

10 10

0 0 0 0 0 0 0 3 8 3 8 0 0 0 0 0 6 8 ,1 8 ,13 ,38 ,63 100 300 500 700 9 1 3 7 9 5, 5, 6 6,38 6,63 6,88 7,13 7,38 7,63 7, 8 8 8 1 1 1500 1 1 2100 2300 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm )

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen % % Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 ,25 25 ,25 25 0 1,2 2,25 3,25 4,25 5,2 6,2 7,2 8,25 9, ,275 10,25 11 0,025 0,075 0,125 0,17 0,2 0 0,325 0,375 0,425 0,475 0,525 0,575 0,625 0,675 0,725 0,775 0,825 Nitrat-N (m g/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen % Probestellen % 30 30 20 20 10 10 0 0

. ,5 5 5 5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 5 .. 5 ,25 ,75 2 7 7 7 2 7 7 2 2, 6,25 6,75 7 7,75 8,25 8 9,25 9,75 1 37, 62, 87,5 3 8 3 8 3 6 1 10,25 10,75 11,25 11,75 12,25 12,75 112, 1 162,5 1 212,5 2 26 2 312,5 3 3 387, 7 Sauerstoff gelöst (m g/l) Chlorid (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40

% Probestellen 30 % Probestellen 30 20 20 10 10 0 0

5 5 5 ,7 ,2 ,75 ,25 ,75 ,25 ,75 ,2 ,5 5 ,5 ,5 5 ,5 0,25 0 1,25 1,75 2 2 3 3 4 4 5 0,5 1 2,5 3, 4 5,5 6 7,5 8, 9,5 10,5 11 Härte (mmol/l) BSB 5 (mg/l)

Abbildung 70 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Rhizoclonium hieroglyphicum in den Messwert- klassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 102 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Rhizoclonium hieroglyphicum-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,5 8,1 7,7 0,1 10 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 211 1307 667 110 9 Nitrat-N (mg/l) 1,80 11,04 4,22 0,83 10 Phosphor gesamt (mg/l) 0,09 0,38 0,20 0,02 10 Sauerstoff gelöst (mg/l) 9,23 11,25 10,21 0,19 10 Chlorid (mg/l) 8,58 260,36 86,32 24,21 10 Härte (mmol/l) 0,93 4,37 2,48 0,40 9 1,56 5,87 3,08 0,43 9 BSB5 (mg/l)

231 Ulothrix spec. 15-mal wurden Nachweise der Gattung Ulothrix, die nicht bis zur Art bestimmbar waren, in die Datenbank aufgenommen (Tabelle 103). Sie kamen vor allem mit niedrigen Häufigkeiten vor. Die Funde lagen im alkalischen Bereich und zeigten eine große Toleranz für die Umweltparameter.

Nach der Klassifikation der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) sind die Standorte der Güteklasse I bis III hinsichtlich der Nitratgehalte, I bis II–III der Phosphorgehalte und I bis II hinsichtlich der Chloridgehalte zuzuordnen. Nach der Einteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) stammen die

Nachweise von Standorten der Güteklasse 1 bis 2 der Sauerstoffgehalte und der BSB5-Werte. Nach SIMONS et al. (1999) kommen die Ulothrix-Arten in mehr oder minder eutrophem Wasser vor. Aufgrund dieser Beschreibung des sehr unspezifischen Vorkommens und der Bindung an nähr- stoffreiche Standorte werden in der vorliegenden Untersuchung Fäden der Gattung Ulothrix zu den Störzeigern gezählt.

Tabelle 103 Verbreitung von Ulothrix spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphos- phor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,2 8,3 7,8 0,1 15 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 80 1149 455 84 15 Nitrat-N (mg/l) 0,64 11,04 3,43 0,73 15 Phosphor gesamt (mg/l) 0,04 0,38 0,15 0,03 15 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,43 12,10 10,54 0,35 15 Chlorid (mg/l) 2,91 141,28 28,53 8,94 15 Härte (mmol/l) 0,30 5,38 2,55 0,49 11 0,80 5,87 2,68 0,59 10 BSB5 (mg/l)

232 Ulothrix tenerrima Fünf Nachweise von Ulothrix tenerrima wurden in die Datenbank aufgenommen. Printz (1964) beschreibt das Vorkommen dieser Art für die unterschiedlichsten Gewässertypen. Vor allem in stehendem Wasser bildet sie langgestreckte Fadenmassen aus. Auch nach ROTT et al. (1999) ist sie bevorzugt in stehenden Gewässern zu finden. JOHN et al. (2002) bezeichnen sie als eine der gewöhnlichsten Ulothrix-Arten auf den Britischen Inseln. Sie kommt bei höherer Trophie vor. SCHMEDTJE et al. (1998) sehen ein Vorkommen vom meso-eutrophen bis eu-polytrophen mit einem Schwerpunkt im eutrophen Bereich. Mit einem Trophiewert von 1,7 und einer Gewichtung von 2 ist sie nach ROTT et al. (1999) etwas besser im mesotrophen Bereich eingestuft. Allerdings sehen SIMONS et al. (1999) ihr Vorkommen auch eher in eutrophem Wasser. FRIEDRICH (1973) fand sie im sauberen Oberlauf der Erft recht häufig. Die Art fehlte fast völlig im Mittellauf, um dann im Unterlauf wieder häufiger aufzutreten. Damit verhält sich die Alge in der Erft wie eine Art, die ihren Schwerpunkt im ß-mesosaproben Bereich hat, obwohl FJERDINGSTAD (1965) sie als saprophil charakterisiert. ROTT et al. (1997) ordnen ihr einen Saprobiewert von 1,8 mit einer Ge- wichtung von 2 zu. Damit gehört sie zu den mäßig bis stark abwassertoleranten Arten der Güte- klasse II. Sie kann sogar in Salinen vorkommen und hohe Schwermetallbelastungen ertragen (siehe PRINTZ 1964, ROTT et al. 1999). Vorwiegend aufgrund der Trophieaussagen und der großen Toleranz hinsichtlich mehrerer öko- logischer Faktoren ist U. tenerrima als Störzeiger zu bezeichnen.

Ulothrix tenuissima Ulothrix tenuissima wurde mit nur vier Nachweisen aus der Winterprobenahme in die Datenbank aufgenommen. Die Art bildet in Strömen und Flüssen auf verschiedenen Substraten (meist Steinen) dunkelgrüne Watten. Sie ist auch in stehendem Wasser zu finden und bildet auf feuchter Erde dunkelgrüne Rasen aus (PRINTZ 1964, ROTT et al. 1999, JOHN et al. 2002). Einige Autoren betonen taxonomische Abgrenzungsschwierigkeiten vor allem von jungen Stadien zu U. zonata (PRINTZ 1964, JOHN et al. 2002). Aufgrund dieser taxonomischen Unsicherheiten ordnen SCHMEDTJE et al. (1998) sie im Trophiebereich nicht ein, obwohl sie laut BACKHAUS (1973) vermutlich als Indikator gut geeignet ist. ROTT et al. (1999) zählen die geochemisch indifferente Art mit einem Trophie- wert von 2,4 und einer Gewichtung von 3 zu den meso-eutraphenten Arten. FRIEDRICH (1973) beobachtete große Bestände der Erft an einem Standort im Oberlauf und sieht in U. tenuissima eine Schwachlichtform des kaum verschmutzten Oberlaufes. ROTT et al. (1997) ordnen ihr einen Saprobiewert von 1,7 mit einer Gewichtung von 2 zu und zählen sie zu den schwach abwassertoleranten Arten der Güteklasse I–II. Aufgrund des Vorkommens im meso-eutrophen Bereich gehört sie zu den Störzeigern. Jedoch sollte das Taxon taxonomisch überprüft werden, um das unterschiedliche Vorkommen im Sapro- biebereich zu klären und eine genauere Abgrenzung zu den anderen Ulothrix-Arten zu erreichen.

233 Ulothrix zonata 19 Nennungen gibt es von Ulothrix zonata in der Datenbank (Abbildung 71, Tabelle 104). Sie- benmal erreicht sie davon die Häufigkeiten 3 oder 4. Die Art ist alkalibiont und kann auch noch bei recht hohen Leitfähigkeiten bis zu 1 300 µS/cm vorkommen. Sie ist indifferent gegenüber hö- herer Härte. Deutlich ist eine Präferenz für Nitrat-Werte von 1,5 bis 2,5 mg/l. Erstaunlicherweise ist die Toleranz gegenüber höheren Phosphorwerten und einer stärkeren organischen Belastung größer. U. zonata zeigt im Vorkommen eine Tendenz zu höheren Chloridwerten. Nach der Klassi- fikation der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie Standorten der Güte- klasse I bis II–III der Nitrat-, Phosphor- und Chloridgehalte zuzuordnen. Nach der Einteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) wurde sie an Standorten der Güteklasse 1 der Sauerstoffgehalte und der Güteklasse 1–2 der BSB5- Werte nachgewiesen.

Nach PRINTZ (1964) bevorzugt U. zonata reines, gut durchlüftetes Wasser. SCHMEDTJE et al. (1998) ordnen die Art dem oligo- bis mesotrophen Bereich zu mit einem Schwerpunkt im oligo-mesotrophen Bereich. Allerdings geben sie zu bedenken, dass sie von eutraphenten Arten nicht gut zu unterscheiden sei und es deshalb auch Nachweise aus höheren Trophiestufen gäbe. ROTT et al. (1999) ordnen ihr einen Trophiewert von 1,9 mit einer Gewichtung von 1 und einen Stickstoff- wert von 1,5 mit einer Gewichtung von 3 zu. Damit gehört sie zu den Indikatoren für meso-eutrophe bzw. mesotrophe Verhältnisse. Auch in ihren Untersuchungen reagiert Ulothrix zonata empfindlicher gegenüber Nitrat als gegenüber Phosphor. Sie verhält sich alkaliphil und toleriert nur geringe Schwermetallbelastung. Die genannten Autoren ordnen ihr einen Saprobiewert von 2,4 mit einer Gewichtung von 2 zu (ROTT et al. 1997). Damit gehört sie zu den saprophilen Ab- wasserverwertern der Güteklasse II–III. Im hier vorliegenden Datensatz reagiert U. zonata recht empfindlich gegenüber erhöhter Trophie und Saprobie. Sie scheint erhöhte Salinitäten ertragen zu können.

Chlorophyceae

Draparnaldia mutabilis Nur zwei Nachweise aus dem Mittelgebirge konnten in die Datenbank aufgenommen werden. Draparnaldia mutabilis wächst auf Steinen in Bächen und auf Wasserpflanzen und bildet hell- grüne gelatinöse Watten mit einem federigen Aussehen (ROTT et al. 1999, JOHN et al. 2002). Sie besitzt eine ähnlichen Ökologie wie D. glomerata und ist in einem weiten Bereich aquatischer Habitate zu finden. Diese schließen sowohl klare Weichwassertümpel als auch Tümpel in saisonal austrocknenden Flussbetten und langsam fließende und relativ verschmutzte Flüsse ein (JOHN et al. 2002). Auch SIMONS et al. (1999) beschreiben ein ähnliches ökologisches Vorkommen für beide Arten. Sie sind nicht sehr häufig in Hart- und Weichwasser zu finden. Allerdings bezeichnen sie sie im Unterschied zu JOHN et al. (2002) als eutrophierungsempfindlich mit einem reichen Vorkom- men in nicht verunreinigten Bächen, wobei sie zusammen mit Chaetophora und Batrachospermum auch in dystrophem Wasser wachsen. Sie sind schattentolerant. SCHMEDTJE et al. (1998) ordnen diese Art aufgrund der unsicheren taxonomischen Zuordnung im Trophiebereich nicht ein, obwohl sie sie als potentiell wichtigen Indikator bezeichnen. ROTT et al. (1999) zählen sie mit einem Tro- phiewert von 1,2 und einer Gewichtung von 2 zu den oligo-mesotraphenten Arten

234 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40

30 % Probestellen 30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0

8 0 0 0 0 0 63 8 38 63 ,13 38 38 63 00 0 0 0 0 0 00 5, 5, 6,13 6, 6, 6,88 7 7, 7,63 7,88 8,13 8, 8, 1 3 500 7 900 1 5 9 3 1 1300 1 1700 1 2100 2 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm )

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30

% Probestellen % 30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 5 5 25 75 ,2 ,25 ,2 ,2 0 1 ,57 ,62 ,72 ,77 0,25 1,25 2 3 4,25 5,25 6 7,25 8,25 9,2 0 1 11,25 0, 0,075 0,125 0, 0,225 0,275 0,325 0,375 0,425 0,475 0,525 0 0 0,675 0 0 0,825 Nitrat-N (mg/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30

% Probestellen 30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 25 25 75 7 2 , ,7 , , ,7 ,2 ,7 ,5 5 5 5 ,5 5 ... 6 6 7 7 8,25 8,75 9,25 9,75 0, 1, 1 2 2 2, 2, 2, 2 10,25 1 1 1 1 1 12 62,5 1 6 1 16 212,5 2 31 362, Sauerstoff gelöst (mg/l) Chlorid (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen 30 % Probestellen 30 20 20 10 10 0 0

5 5 ,25 ,75 ,75 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 5 5 0 0,75 1,2 1,75 2,2 2,75 3,25 3 4,25 4 5,25 0 1 2 3 4 5 6,5 7,5 8,5 9,5 10, 11, Härte (m m ol/l) BSB 5 (mg/l)

Abbildung 71 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Ulothrix zonata in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 104 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Ulothrix zonata-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,3 8,4 7,7 0,1 15 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 80 1307 335 87 15 Nitrat-N (mg/l) 0,64 4,96 1,90 0,30 15 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,32 0,09 0,02 15 Sauerstoff gelöst (mg/l) 8,45 11,56 10,96 0,24 15 Chlorid (mg/l) 2,91 260,36 34,04 17,39 15 Härte (mmol/l) 0,32 4,37 1,54 0,51 9 0,80 4,44 2,24 0,31 13 BSB5 (mg/l)

235 Im Saprobiebereich gehört sie zu den Abwasservermeidern der Güteklasse I (Saprobiewert 1,3, Gewichtung 3) (ROTT et al. 1997). D. mutabilis meidet Standorte höherer Trophie und Saprobie und indiziert daher gute ökologische Verhältnisse.

Gongrosira debaryana In der Datenbank gibt es 16 Nennungen von Gongrosira debaryana durch Dr. Pfister (Abbildung 72, Tabelle 105). Die Art kam meist mit höheren Häufigkeiten vor (zehnmal mit Häufigkeit 3 und 4). G. debaryana ist alkalibiont und bevorzugt eine Leitfähigkeit um 300 µS/cm, kommt aber in einem weiteren Bereich der Wasserhärte vor. Relativ empfindlich reagiert sie auf zunehmende Nährstoffbelastung, wobei sie insgesamt toleranter gegenüber erhöhtem Nitratgehalt als gegen- über höheren Phosphorwerten reagiert. Das Vorkommen bei Sauerstoffwerten von 9,2 bis 12,2 mg/l könnte als Bindung an Fließgewässer interpretiert werden. Sehr empfindlich reagiert G. debaryana gegenüber einem zunehmenden Chloridgehalt des Wassers und gegenüber erhöhter organischer Belastung. Nach der Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) kommt sie in den Klassen I bis II–III für die Nährstoffe Nitrat und Phosphor und in der Klasse I für Chlorid vor. Nach der Klassifizierung von Fließgewässern in Mecklenburg- Vorpommern (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) sind die Standorte der Klasse 1 für die organische Belastung und die Sauerstoffwerte zuzuordnen.

Die eigenen Funde sprechen gegen eine Zuordnung der Art als Hartwasserform (SCHMEDTJE et al. 1998). Auch ROTT et al. (1999) fanden sie sowohl in kalkarmen als auch kalkreichen Bächen. Deshalb ist sie wie bei ROTT et al. (1999) eher als geochemisch indifferent einzustufen. Die Chlo- ridempfindlichkeit im eigenen Datensatz steht im Gegensatz zu Funden aus dem Brackwasser (SCHMEDTJE et al. 1998). In Einklang stehen dagegen die Zuordnungen im Trophiebereich. SCHMEDTJE et al. (1998) sehen eine Verbreitung vom oligo-mesotrophen bis zum eutrophen Be- reich. Den Schwerpunkt sehen sie im meso-eutrophen und eutrophen Bereich. ROTT et al. (1999) ordnen ihr einen Trophiewert von 2,1 mit einer Gewichtung von 2 und einen Stickstoffwert von 2,2 mit einer Gewichtung von 2 zu. Damit ist G. debaryana charakteristisch für den meso-eutrophen bis eutrophen Bereich. Mit einem Saprobiewert von 1,5 und einer Gewichtung von 2 gehört die Art zu den schwach abwassertoleranten Arten der Güteklasse I–II (ROTT et al. 1997). G. debaryana ist eine Fließgewässerart, die weniger empfindlich auf erhöhte Trophie reagiert, jedoch empfindlicher ist gegenüber erhöhter organischer Belastung und zunehmender Salinität.

236 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen % 30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0

3 8 3 3 8 0 ,6 ,8 ,38 ,6 ,13 ,3 ,88 ,63 00 00 00 1 300 5 700 90 100 300 500 700 900 1 300 5 5 6,1 6 6 6,88 7 7 7,63 7 8,13 8,38 8 1 1 1 1 1 2 2 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm )

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40

% Probestellen 30

% Probestellen 30 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 25 75 25 25 ,25 2 ,2 2 ,2 ,2 ,25 ,25 ,2 0 27 3 52 6 7 0,25 1 2, 3,25 4 5, 6 7 8 9 0,2 , , , , 1 11 0 0,075 0,125 0,17 0,225 0 0,325 0, 0,42 0,475 0 0,575 0 0,675 0, 0,77 0,825 Nitrat-N (m g/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % 20 % Probestellen 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ... ,5 2 ,75 75 25 25 ,75 7 7 7 2 7 2 2, 2 7 7 2 6, 6 7,25 7, 8,25 8,75 9, 9,75 12,5 3 62,5 8 1 3 1 6 8 8 1 10, 10,75 11,25 11 12,25 12, 1 1 16 187,52 237, 2 2 312,5 337,5362, 3 7 Sauerstoff gelöst (mg/l) Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % % Probestellen % 20 20 10 10 0 0

5 5 ,5 ,5 5 5 2 7 25 75 ,25 0,5 1,5 2 3 4, 5, 6,5 7,5 8,5 9,5 0,25 0,75 1,25 1,75 2,25 2,75 3, 3, 4, 4, 5 10,5 11,5 Härte (mmol/l) BSB 5 (mg/l)

Abbildung 72 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Gongrosira debaryana in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 105 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Gongrosira debaryana-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW St n pH 7,3 8,3 8,0 0,1 16 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 166 688 388 36 16 Nitrat-N (mg/l) 0,75 6,62 3,31 0,55 16 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,29 0,13 0,02 14 Sauerstoff gelöst (mg/l) 9,17 12,23 10,71 0,20 16 Chlorid (mg/l) 4,44 35,76 15,42 2,18 16 Härte (mmol/l) 0,63 3,84 2,13 0,61 5 BSB 5 (mg/l) 0,80 3,42 1,94 0,18 15

237 Gongrosira fluminensis Von dieser Art gibt es nur drei Nachweise aus dem Alpenvorland und den Mittelgebirgen durch Dr. Pfister. Gongrosira fluminensis bildet in Strömen und rasch strömenden Flüssen an Felsen hellgrüne Flecken, unregelmäßige Krusten oder Polster aus (PRINTZ 1964, JOHN et al. 2002). Die Art ist taxonomisch umstritten vor allem in ihrer Differenzierung zu G. incrustans (siehe JOHN et al. 2002). ROTT et al. (1999) fanden sie meist in kalkarmen Gewässern und bezeichnen sie als azidophil. Mit einem Trophiewert von 2,1 und einer Gewichtung von 3 kennzeichnen sie sie als meso-eutraphente Art. Mit einem Saprobiewert von 1,8 und einer Gewichtung von 2 ist sie ein In- dikator mäßiger Verunreinigung der Güteklasse II. G. fluminensis ist eine meso-eutraphente Fließgewässerart, die eine mäßige organische Belastung anzeigt.

Gongrosira incrustans Obwohl es nur zehn Nennungen von Dr. Pfister zu Gongrosira incrustans in der Datenbank gibt, sind Tendenzen im Vorkommen ausgeprägt (Abbildung 73, Tabelle 106). Vielleicht liegt dies an den fast immer recht hohen Häufigkeiten, mit denen die Art nachgewiesen wurde. Sie ist alkalibiont, tritt aber nur bei einer Leitfähigkeit bis 800 µS/cm auf. Relativ tolerant zeigt sie sich gegen- über zunehmenden Nitrat-Gehalten des Wassers. Empfindlicher reagiert sie auf erhöhte Phosphor- gehalte und scheint sehr empfindlich gegenüber stärkerer organischer Belastung zu sein. Das Vor- kommen bei hohen Sauerstoffwerten könnte auf die Bevorzugung höhere Strömung hinweisen. Sehr empfindlich ist sie im Datensatz auch gegenüber zunehmenden Chloridgehalten. Ihr Vorkommen nimmt mit zunehmender Härte des Wassers zu. Nach der Klassifizierung der LAWA (LÄNDER- ARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) kommt sie in den Klassen I bis II–III für die Nährstoffe Nitrat und Phosphor und in den Klassen I bis I–II für Chlorid vor. Nach der Klassifizierung von Fließgewässern in Mecklenburg-Vorpommern (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie der Klasse 1 für die organische Belastung und die Sauerstoffwerte zuzuordnen. In der Literatur wird G. incrustans ebenso wie in der hier vorliegenden Untersuchung als alkalibionte Hartwasserform angesehen (FRIEDRICH 1973, SCHMEDTJE et al. 1998, ROTT et al. 1999, JOHN et al. 2002). Ähnlich ist auch die Einschätzung zur Trophie. SCHMEDTJE et al. (1998) ordnen sie dem mesotrophen bis eu-polytrophen Bereich zu. Der Schwerpunkt liegt im meso-eutrophen und eutrophen Bereich. ROTT et al. (1999) vergeben einen Trophiewert von 1,8 mit einer Ge- wichtung von 2 und einen Stickstoffwert von 2,4 mit einer Gewichtung von 3. Damit indiziert die Alge mesotrophe und eutrophe Bedingungen. Das Vorkommen hinsichtlich der Saprobie ist allerdings etwas breiter als es der eigene Datensatz vermuten lässt. FRIEDRICH (1973) berichtet, dass G. incrustans in der Erft unterhalb von Abwassereinleitungen verschwindet und erst im Unterlauf der Erft wieder auftritt. Allerdings war die taxonomische Identität der Funde im Ober- und Un- terlauf nicht zu klären. Saprobiologisch ordnet er diese Art in kalkreichen Gewässern dem oligosaproben bis β-mesosaproben Bereich zu. ROTT et al. (1997) vergeben einen Saprobiewert von 2,0 mit einer Gewichtung von 2. Damit gehört G. incrustans zu den mäßig bis stark abwassertoleranten Arten der Güteklasse II. Erstaunlich ist die Empfindlichkeit für Chlorid im Datensatz, wird doch sogar ein Vorkommen von G. incrustans auch im Brackwasser angegeben (SCHMEDTJE et al. 1998).

238 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60

50 50

40 40 % probestellen % % Probestellen 30 30

20 20 10 10

0 0

8 8 3 0 0 0 0 0 63 00 00 00 ,13 10 50 90 3 5,63 5,8 6,13 6,38 6,63 6,88 7 7,3 7, 7,88 8,1 8,38 8,63 10 300 5 700 9 1 130 1 1700 1 2100 2 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm )

100 100 90 90 80 80

70 70

60 60

50 50

40 40 9Probestellen % Probestellen % 30 30

20 20

10 10

0 0 5 5 5 5 5 5 5 75 2 7 75 2 75 2 25 7 25 ,25 25 25 25 25 25 025 225 425 575 775 0 1,2 2, 3,25 4, 5, 6,2 7, 8,25 9, , , , , , 10,25 11,25 0 0,0 0,1 0,1 0 0,2 0,3 0,375 0 0,4 0,5 0 0,6 0,6 0,725 0 0,8 Nitrat-N (m g/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen 30 Probestellen % 30 20 20 10 10 0 0

5 ... ,25 ,75 ,25 ,75 ,25 ,75 ,25 ,75 ,25 ,7 ,75 ,25 ,75 6 6 7 7 8 8 9 9 2 12,5 37,5 62,5 87,5 10 10 11,25 11 1 12 112,5 137,5 162,5 187,5 212,5 237,5 262,5 287,5 312,5 337,5 362,5 387,5 712,5 Sauerstoff gelöst (m g/l) Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80

70 70 60 60

50 50 40 40 % Probestellen % % Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0

,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 0 1 2,5 3 4 5 6 7,5 8 9 0,25 0,75 1,25 1,75 2,25 2,75 3,25 3,75 4,25 4,75 5,25 10 11 Härte (m mol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 73 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Gongrosira incrustans in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 106 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Gongrosira incrustans-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 8,0 8,3 8,2 0,04 8 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 322 688 457 53 8 Nitrat-N (mg/l) 0,75 7,53 2,78 0,82 8 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,29 0,12 0,03 8 Sauerstoff gelöst (mg/l) 10,67 11,65 11,16 0,10 8 Chlorid (mg/l) 4,44 47,22 15,33 4,93 8 Härte (mmol/l) 2,28 3,84 2,93 0,47 3 0,80 2,43 1,56 0,20 8 BSB5 (mg/l)

239 Die eigenen Daten und die Angaben aus der Literatur lassen G. incrustans als eine alkalibionte Hartwasserform der Fließgewässer erscheinen. Im vorliegenden Datensatz ist sie empfindlich ge- genüber erhöhten Gesamtphosphorgehalten und organischer Belastung.

Microspora spec. Fäden der Gattung Microspora (Tabelle 107), die nicht bis zur Art bestimmt werden konnten, wurden 20-mal meist mit geringer Häufigkeit genannt. Dabei ist eine circumneutrale Verbreitung der Funde festzustellen. Deutlich ist eine Tendenz zu höherem Vorkommen bei niedrigeren pH- Werten. Sie sind sowohl in elektrolytarmen als auch -reichen Gewässern zu finden. Gegenüber höherer Härte und höherem Chloridgehalt des Wassers besteht eine weite Toleranz. Die Toleranz gegenüber zunehmendem Nährstoffgehalt sowie stärkerer organischer Belastung ist geringer. Microspora-Fäden kommen bei hohen Sauerstoffwerten vor. Ordnet man die Vorkommensspan- nen zu den Klassen nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998), so sind sie in den Klassen I bis II–III für die Nährstoffe und Chlorid vertreten. Nach der Klassifizierung von Fließgewässern in Mecklenburg-Vorpommern (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) sind sie der Klasse 1 für die organische Belastung und die Sauerstoffwerte zuzuordnen.

Nach JOHN et al. (2002) ist Microspora häufig in Moortümpeln und in Gegenden zu finden, die durch Versauerung geschädigt sind. Fäden der Gattung können auch in Abschnitten vorkommen, die durch Schwermetalle in hohen Konzentrationen kontaminiert sind. Da die Vorkommenscharakteristika der unbestimmbaren Fäden der Gattung noch recht unsicher sind, wurde auf eine Bewertung als Indikator verzichtet.

Tabelle 107 Verbreitung von Microspora spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamt- phosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 6,7 8,3 7,5 0,1 20 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 56 1356 402 84 20 Nitrat-N (mg/l) 0,22 6,96 2,48 0,38 20 Phosphor gesamt (mg/l) 0,03 0,29 0,12 0,02 20 Sauerstoff gelöst (mg/l) 9,23 11,70 10,69 0,16 20 Chlorid (mg/l) 4,08 367,24 56,53 21,12 20 Härte (mmol/l) 0,20 4,37 1,51 0,32 17 0,80 3,28 1,99 0,18 16 BSB5 (mg/l)

Microspora amoena Microspora amoena (Abbildung 74, Tabelle 108) wurde mit meist nur niedrigen Häufigkeiten insgesamt 44-mal in die Datenbank aufgenommen. Sie gehört damit zu den zehn am häufigsten genannten Arten in der Datenbank. Nur achtmal erreichte sie die Häufigkeiten 3 und 4 und nur einmal konnte eine Massenentwicklung dieser Art beobachtet werden. Das Vorkommen von M. amoena deckt die gesamte Spanne der gemessenen Werte bei der Leitfähigkeit, dem Phosphor- gehalt, den Sauerstoffwerten, dem Chloridgehalt, der Härte und dem BSB5-Wert ab. Sehr groß ist auch die Vorkommensspanne bezüglich der Nitrat-Gehalte. Insgesamt lässt sich sagen, dass M. amoena circumneutrale Standorte mit höherem Nährstoffgehalt und organischer Belastung bevor-

240 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % % Probenstllen 20 20 10 10 0 0 8 3 0 0 0 0 ,63 ,38 63 0 00 0 0 0 5 5,8 6,13 6,38 6,63 6,88 7,1 7,38 7,63 7,88 8,13 8 8, 100 300 5 700 9 5 1 11 1300 1 1700 1900 2 2300 pH Leitfähigkeit (20°C)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0 5 ,25 ,2 ,25 0,25 1,25 2,25 3 4,25 5,25 6,25 7 8 9,25 ,075 10,25 11,25 0,025 0 0,125 0,175 0,225 0,275 0,325 0,375 0,425 0,475 0,525 0,575 0,625 0,675 0,725 0,775 0,825 Nitrat-Stickstoff (m g/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % % Probestellen 20 20 10 10 0 0 . 5 5 5 5 5 5 ,5 ,5 ,5 .. ,25 ,25 ,75 ,2 ,7 2 7 ,2 7 2 2 2 6 6,75 7 7 8,25 8,75 9,25 9,75 0 0 2 1 62,5 1 62,5 1 62,5 1 1 11, 11, 1 12, 112,5 162,5 2 2 3 3 Sauerstoff gelöst (mg/l) Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen % 20 20 10 10 0 0 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 0,5 1,5 2 3 4 5 6,5 7,5 8,5 9,5 0 1 0,25 0,75 1,25 1,75 2,25 2,75 3,25 3,75 4,25 4,75 5,25 1 1 Härte (m mol/l) BSB 5 (mg/l)

Abbildung 74 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Microspora amoena in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 108 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Microspora amoena-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 6,7 8,1 7,5 0,1 35 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 69 2325 391 67 35 Nitrat-N (mg/l) 0,80 7,12 2,72 0,26 35 Phosphor gesamt (mg/l) 0,03 0,84 0,16 0,02 35 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,43 12,37 10,73 0,17 35 Chlorid (mg/l) 4,67 723,77 47,93 20,30 35 Härte (mmol/l) 0,20 5,19 1,47 0,21 32 0,80 11,50 2,85 0,36 29 BSB5 (mg/l)

241 zugt. Nach der Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) kommt sie in den Klassen I bis II–III für Nitrat und den Klassen I bis III für Phosphor und Chlorid vor.

Nach der Klassifizierung von Fließgewässern in Mecklenburg-Vorpommern (in LÄNDERARBEITS- GEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie der Klasse 1 für die organische Belastung und die Sauer- stoffwerte zuzuordnen. Wie die eigenen Untersuchungen zeigen, bestätigt sich, dass M. amoena zu Unrecht als Reinwasser- form gilt (SCHMEDTJE et al. 1998). Auch SIMONS et al. (1999) weisen auf ihr Vorkommen in strömendem nahrungsreichen oder kalkreichem Wasser von Bächen und kleinen Flüssen hin. Im Trophiebereich sehen SCHMEDTJE et al. (1998) ein Vorkommen vom oligo-mesotrophen bis polytrophen mit einem Schwerpunkt im meso-eutrophen und eutrophen Bereich. Diese Befunde stehen im Gegensatz zu den Ergebnissen von ROTT et al. (1999). Sie ordnen M. amoena einen Tro- phiewert von 1,2 mit einer Gewichtung von 3 und einen Stickstoffwert von 0,5 mit einer Ge- wichtung von 4 zu. Damit ist sie ein guter Indikator für oligotrophe Verhältnisse. Außerdem bezeichnen sie die Art als azidophil. ROTT et al. (1997) vergeben einen Saprobiewert von 1,8 mit einer Gewichtung von 2. Damit gehört M. amoena zu den schwach abwassertoleranten Arten. Weitere Untersuchungen sind notwendig, um diese Diskrepanzen zu klären. Trotz der unterschiedlichen Einschätzungen hinsichtlich Trophie und Saprobie kann M. amoena als Säurezeiger im Mittelgebirge und an den organisch geprägten Standorten im Norddeutschen Tiefland gelten. Weitere Untersuchungen dieser toleranten Art sind für eine genauere Einstufung notwendig.

Microspora floccosa Microspora floccosa (Abbildung 75, Tabelle 109) wurde zehnmal mit meist nur geringen Häufig- keiten genannt. Sie ist anders als M. amoena alkalibiont und nur bei einer Leitfähigkeit bis 730 µS/cm zu finden. Relativ empfindlich scheint sie gegenüber erhöhten Nährstoff- und Chlorid- gehalten sowie höherer organischer Belastung zu sein. Deutlich ist eine Zunahme der Nachweise bei höheren Sauerstoffwerten. Eventuell kann dies als Bevorzugung von schnellfließendem Was- ser angesehen werden. Im Härtebereich war sie bis 3,43 mmol/l zu finden. Ordnet man die Vor- kommensspannen zu den Klassen nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998), so ist sie in den Klassen I bis II–III für Nitrat und Chlorid und in den Klassen I bis II für Phosphor vertreten.

Nach der Klassifizierung von Fließgewässern in Mecklenburg-Vorpommern (in LÄNDERARBEITS- GEMEINSCHAFT WASSER 1998) sind die Standorte von M. floccosa hinsichtlich der organischen Belastung und der Sauerstoffwerte der Klasse 1 zuzuordnen.

Die eigenen Befunde weichen von den Literaturangaben etwas ab. SIMONS et al. (1999) stellen eine bevorzugtes Vorkommen an sauren Standorten fest. Das Vorkommen im Trophiebereich ist breiter. Nach SCHMEDTJE et al. (1998) ist sie im mesotrophen bis eu-polytrophen Bereich zu finden mit einem breiten Schwerpunkt im meso-eutropen bis eu-polytrophen Bereich. Auch wird sie sowohl für stehendes als auch für fließendes Wasser angegeben (PRINTZ 1964). Allerdings stellen SIMONS et al. (1999) fest, dass sie in strömendem Wasser auffälliger ist. Betrachtet man die Funde im hier vorliegenden Datensatz, so ist M. floccosa eine recht sensible Fließgewässerart, die auf höhere Trophie und organische Belastung reagiert. Eine Überprüfung der eigenen Daten im Vergleich mit den Literaturangaben ist wünschenswert.

242 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen % Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0

0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 63 88 13 63 88 ,88 100 300 5 700 9 1 5 9 5, 5, 6, 6,38 6, 6, 7,13 7,38 7,63 7 8,13 8,38 8,63 1 1300 1 1700 1 2100 2300 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm )

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen 30 Probestellen % 30 20 20 10 10 0 0

5 5 25 25 25 ,25 2 25 25 2 25 ,25 ,25 0, 1,25 2, 3, 4 5, 6, 7, 8, 9, 0 1 11 0,025 0,075 0,125 0,175 0,225 0,275 0,325 0,375 0,425 0,475 0,525 0,575 0,625 0,675 0,725 0,775 0,825 Nitrat-N (m g/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60

50 50 40 40 % Probestellen % % Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 ,75 ,2 ,7 ,2 ,7 ,25 ,75 ,25 7 5 5 ,5 5 5 5 ,5 ,5 ... 0 0 1 1,75 2 2 7 6,25 6,75 7,25 7 8 8 9 9 12, 37, 6 87,5 1 8 1 1 1 1 12,25 12, 112,5 137, 162,5 187,5 212, 237,5 262,5 287, 3 337,5 362,5 3 712,5 Sauerstoff gelöst (m g/l) Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40

% Probestellen 30

% Probestellen 30 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 ,2 ,75 ,25 ,25 ,25 ,25 ,75 0 0 1 1,7 2 2,7 3 3,7 4 4 5,25 0,5 1,5 2,5 3,5 4,5 5,5 6,5 7,5 8,5 9,5 0,5 1 Härte (mmol/l) BSB 5 (mg/l)

Abbildung 75 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Microspora floccosa in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 109 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Microspora floccosa-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,4 8,3 7,9 0,1 10 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 125 732 461 61 10 Nitrat-N (mg/l) 0,76 5,61 3,50 0,56 10 Phosphor gesamt (mg/l) 0,03 0,24 0,13 0,02 10 Sauerstoff gelöst (mg/l) 9,91 11,65 10,90 0,19 10 Chlorid (mg/l) 4,73 96,78 27,31 8,43 10 Härte (mmol/l) 0,36 3,43 2,33 0,53 6 0,80 2,78 1,90 0,28 8 BSB5 (mg/l)

243 Microspora wittrockii Microspora wittrockii wurde in der vorliegenden Untersuchung nur achtmal in den Alpen und Mittelgebirgen gefunden. Die Fäden bilden leuchtend grüne oder gelbgrüne, flockige Massen oder lange Stränge in fließendem und stehendem Wasser. Sie sind besonders im Frühjahr und an sauren Standorten häufig (PRINTZ 1964, SIMONS et al. 1999, JOHN et al. 2002). Das Vorkommen der Art wird von SCHMEDTJE et al. (1998) für den mesotrophen bis eu-polytrophen Bereich angegeben, der Schwerpunkt liegt dabei im eutrophen Bereich. M. wittrockii ist weniger standortspezifisch für Fließgewässer und zeigt eine höhere Trophie an. Weitere Untersuchungen sind notwendig, um das Vorkommen in den unterschiedlichen Fließge- wässertypen zu klären.

Oedogonium spec. Mit 146 Nennungen in der Datenbank stellen hier nicht näher bestimmbare Oedogonium-Arten die meisten Nachweise (Abbildung 76, Tabelle 110). Allerdings treten diese Funde meist nur mit geringerer Häufigkeit auf. Nur 18-mal erreichten sie die Häufigkeiten 3 oder 4, und nur einmal wurde eine Massenentwicklung beobachtet. Sie zeigen die für eine Gattung typische breite Spanne des Vorkommens im gesamten Bereich aller gemessener Parameter. Sie sind an Standorten mit circumneutralem pH verbreitet und meiden lediglich Standorte im stark alkalischen Bereich. Es scheint, dass niedrigere Werte der Nährstoffe und der organischen Belastung eher gemieden werden. Nach der Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) kommen sie in den Klassen I bis III für die Nährstoffe und für Chlorid vor. Nach der Klassifizie- rung von Fließgewässern in Mecklenburg-Vorpommern (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) sind sie den Klassen 1 bis 2 für die organische Belastung und die Sauerstoffwerte zuzuordnen. Die Gattung Oedogonium besitzt viele Arten im Süßwasser. In Bächen und Flüssen wurden bisher nur acht Arten der Oedogoniales nachgewiesen. Ihre Bestimmung zur Art ist schwierig, da die generative Fortpflanzung nur unter ganz bestimmten Bedingungen erfolgt. Ein pH von 6 bis 7,8 scheint günstig zu sein. Die Mehrzahl der Arten ist im Vorkommen aber pH-tolerant (MROZINSKA 1985). Bisher lässt sich nur feststellen, dass die Artenzahlen mit der Güte der Umweltbedingungen zunehmen (SIMONS et al. 1999). Neue Methoden, die eine Bestimmung ermöglichen, sind notwendig, um die Autökologie der Arten zu klären und diese wichtige Gruppe für eine Indikation zu nutzen. Sicher ist eine Artbestimmung wünschenswert, aber für Routineuntersuchungen nicht zu erwarten. Deshalb muss es bei der Nutzung der Gattung als Indikator bleiben. In dem vorliegenden Bewer- tungsverfahren wird das Vorkommen der Gattung als Störzeiger gewertet, da hohe Nährstoff- gehalte und organische Belastungen toleriert werden.

244 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 30 40 % Probestellen % Probestelle 20 30 10 20 0 10

3 3 0 ,1 ,38 ,63 ,88 ,13 ,38 ,63 ,88 ,38 ,6 5,63 5,88 6 6 6 6 7 7 7 7 8,13 8 8 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00 100 3 5 700 90 5 3 pH 1100 13 1 1700 19 21 2 Leitfähigkeit 20°C (µg/cm )

100 100

90 90

80 80 70 70 60 60 50 50 40 40

30 % Probestellen % Probestellen 30 20 10 20 0 10 0 5 5 5 5 5 ,25 ,25 ,25 ,25 ,2 ,25 ,25 2 2 0 1,2 2 3 4 5,2 6 7 8 9,25 0, 1, 5 5 5 5 1 1 75 25 25 25 07 125 1 225 ,275 32 ,375 4 ,475 5 575 6 67 ,725 77 825 0,025 0, 0, 0, 0, 0 0, 0 0, 0 0, 0, 0, 0, 0 0, 0, Nitrat-Stickstoff (mg/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30

% Probestellen 30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 5 2 2 2 2 7 7 7 , 5 ,5 5 5 5 5 5 5 5 5 ... 6, 6,75 7, 7,75 8, 8,75 9 9,75 0, 1, 2, 7,5 7,5 10,25 1 11,25 1 12,25 1 12, 37 62,5 87, 12,5 12,5 1 137, 162, 18 212, 237,5 262, 287, 3 337, 362, 38 712,5 Sauerstoff gelöst (mg/l) Chlorid (mg/l)

100 100

90 90

80 80

70 70

60 60

50 50

40 40 % Probestellen %

% Probenstellen 30 30

20 20

10 10

0 0

5 5 5 2 5 1 2 ,5 3 4 ,5 5 ,5 6 7 ,5 8 5 9 ,5 0 5 ,25 ,25 , ,75 ,75 ,75 0, 1,5 2 3,5 4 5 6,5 7 8, 9 1 11 1, 0 0,75 1 1,75 2 2 3,2 3 4,2 4 5,25 10,5 1 Härte (mmol/l) BSB 5 (mg/l)

Abbildung 76 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Oedogonium spec. in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 110 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Oedogonium spec.-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 6,6 8,4 7,7 0,04 98 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 56 2335 471 34 97 Nitrat-N (mg/l) 0,10 11,80 3,40 0,23 98 Phosphor gesamt (mg/l) 0,01 0,84 0,16 0,01 96 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,43 12,37 10,46 0,10 98 Chlorid (mg/l) 3,02 723,77 51,04 8,90 97 Härte (mmol/l) 0,19 5,40 1,93 0,13 79 0,80 11,50 2,72 0,17 83 BSB5 (mg/l)

245 Stigeoclonium spec. Mit 66 Nennungen gehören die hier im Rahmen dieser Studie nicht bestimmbaren Stigeoclonium- Arten zu den häufig genannten Taxa dieser Untersuchung (Abbildung 77, Tabelle 111). Allerdings erreichten sie nur achtmal die Häufigkeiten 3 und 4, und nur zweimal kam es zu Massenentwick- lungen. Die Funde zeigen eine enorm breite Spanne des Vorkommens. Eine leichte Tendenz zu stärkerem Vorkommen bei höherer Leitfähigkeit ist feststellbar. Ebenso ist eine Tendenz zu stär- kerem Vorkommen bei eher niedrigen pH-Werten zu erkennen. Für die meisten Parameter wird der gesamte gemessene Bereich umspannt. Ausnahme ist der Chlorid-Gehalt. Hier wurden Fäden der Gattung nur bis zu 260 mg/l nachgewiesen. Trotz dieser Indifferenzen lässt sich eine Tendenz zu höherem Vorkommen bei niedrigerem pH und ein Vermeiden von niedrigen Nährstoffgehalten und organischen Belastungen feststellen. Nach der Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITS- GEMEINSCHAFT WASSER 1998) kommen Stigeoclonium-Arten in den Klassen I–II bis III für Ni- trat und Chlorid und I bis III für Phosphor vor. Nach der Klassifizierung von Fließgewässern in Mecklenburg-Vorpommern (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) sind die Standorte den Klassen 1 bis 2 für die organische Belastung und die Sauerstoffwerte zuzuordnen.

Nach PRINTZ (1964) kommen sichere Stigeoclonium-Arten nur im Süßwasser vor. Im Unterschied zu den in der vorliegenden Untersuchung erhobenen Funden beschreiben SIMONS et al. (1999) ein Vorkommen meist in hartem Wasser. In Übereinstimmung steht die Beschreibung als eutrophierungstolerant (SIMONS et al. 1999) und das häufige Vorkommen in Flüssen mit hohem Gehalt an organischem Material. Stigeoclonium spec. dominiert in schnellfließenden Strömen und Flüssen, in denen hohe Gehalte von organischem Material und von Schwermetallen kombiniert vorkommen (JOHN et al. 2002). Deshalb ist sie bei häufigem Vorkommen als Indikator geeignet. Aufgrund des Vorkommens bei hoher Trophie und Saprobie ist Stigeoclonium spec. ein Störzeiger, der bei großen Häufigkeiten einen schlechten Zustand indiziert.

246 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0 3 8 1 38 13 8 13 0 0 , , , 00 00 00 5,63 5,88 6, 6 6,63 6,88 7 7,38 7,63 7, 8 8,38 8,63 100 3 500 700 9 3 50 700 10 300 1100 1 1 1 1900 2 2 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm)

100 100

90 90

80 80

70 70

60 60

50 50

40 40 % Probestellen % Probestellen% 30 30

20 20

10 10

0 0

5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 ,2 ,7 ,25 ,7 ,2 2 ,7 ,25 ,75 7 25 25 2 7 7 25 25 2 2 6 6 7,2 7,75 8 8 9 9,7 0 1 1 ,0 ,1 ,3 ,4 5 6 ,7 10, 1 1 1 12,25 12, 0 0,075 0 0,175 0,2 0,275 0,325 0 0,425 0 0, 0,575 0, 0,675 0 0,775 0,8 Sauerstoff geöst (mg/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen 20 % Probestellen 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 25 ,25 ,25 ,2 , , ... 0,25 1,25 2,2 3, 4 5,25 6,25 7,2 8 9,25 12 62 10,25 11 112,5 162,5 212,5 262,5 312,5 362,5 Nitrat-Stickstoff (mg/l) Chlorid (mg/l)

60 100 90 50 80 70 40 60 30 50 40 20 30 % Probestellen % Probestellen % 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 ,5 ,5 ,7 ,25 0, 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7, 8, 9, 0,25 0,75 1,25 1,75 2,25 2 3 3,75 4,25 4,75 5,25 10 11 Härte (mmol/l) BSB 5 (mg/l)

Abbildung 77 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Stigeoclonium spec. in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 111 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Stigeoclonium spec.-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 5,8 8,4 7,6 0,1 55 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 56 1343 464 39 54 Nitrat-N (mg/l) 0,22 11,80 3,51 0,36 55 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,84 0,17 0,02 54 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,43 12,00 10,40 0,15 55 Chlorid (mg/l) 3,02 260,36 47,26 7,19 54 Härte (mmol/l) 0,19 5,40 1,81 0,19 41 0,80 11,50 2,98 0,27 47 BSB5 (mg/l)

247 Tetraspora gelatinosa Sechs Nachweise dieser Art wurden in die Datenbank aufgenommen. Sie haftet auf verschiedenen Substraten oder driftet zwischen Wasserpflanzen in klarem und kaltem Wasser in Quellen, Gräben, Bächen, langsam fließenden Strömen und in Seen und Teichen (FOTT 1972, ETTL & GÄRTNER 1988, ROTT et al. 1999, JOHN et al. 2002). Es handelt sich um eine ausgesprochene Frühjahrsform, die mit Batrachospermum gelatinosum, Draparnaldia mutabilis, Chaetophora incrassata, C. elegans vergesellschaftet ist (SIMONS et al. 1999). SCHMEDTJE et al. (1998) sehen ein Vorkom- men vom mesotrophen bis eu-polytrophen mit einem Schwerpunkt im meso-eutrophen Bereich. Im Unterschied dazu sehen ROTT et al. (1999) ein Vorkommen bei geringerer Trophie. Mit der Zuordnung eines Trophiewertes von 1,2 mit einer Gewichtung von 2 zählen sie sie zu den oligo- mesotraphenten Arten. Sie bezeichnen sie als geochemisch indifferent. Sie gehört nach ROTT et al. (1997) zu den schwach abwassertoleranten Arten der Güteklasse I–II (Saprobiewert 1,6, Gewich- tung 2) Tet. gelatinosa ist eine typische Fließgewässerart, die sensibel auf erhöhte Nährstoffgehalte und organische Belastung reagiert.

Charophyceae

Closterium acerosum Mit 61 Nennungen wird Closterium acerosum oft im Datensatz aufgeführt (Abbildung 78, Tabelle 112). Allerdings wurde sie meist nur mit geringer Häufigkeit gefunden. Nur 17-mal war sie mit der Häufigkeit 2 vertreten. Die Alge kommt an Standorten mit circumneutralem pH vor und zeigt eine weite Toleranz hinsichtlich der gemessenen Parameter. So ist sie im gesamten Spektrum der Leitfähigkeit, der Härte, der Sauerstoff- und Chloridwerte nachzuweisen. Eine leichte Zunahme der Nachweise bei höheren Nitrat- und Phosphorwerten sowie bei stärkerer organischer Belastung ist festzustellen. Nach der Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) kommt Cl. acerosum in den Klassen I–II bis III für Nitrat und den Klassen I bis III für Phosphor und Chlorid vor. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpom- merns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie in den Klassen 1 bis 2 bezüglich der Sauerstoff- und BSB5-Werte vertreten. Dieses Vorkommen steht in Übereinstimmung zur Beschreibung aus der Literatur, die die Alge als weit verbreitete, anpassungsfähige und eutraphente Art aus mäßig saurem, neutralem und alkalischem Milieu beschreibt (FRIEDRICH 1973, RŮŽIČKA 1977, FÖRSTER 1982, COESEL 1983, LENZENWEGER 1996, SCHMEDTJE et al. 1998, JOHN et al. 2002). Zuweilen wird sie als Indikator der α-mesosaproben Zone angesehen, obwohl sie unter Umständen auch im oligosaproben Bereich vorkommen kann (RŮŽIČKA 1977, FÖRSTER 1982). SCHMEDTJE et al. (1998) ordnen sie im Vor- kommen dem meso-eutrophen bis eu-polytrophen Bereich zu. Der Verbreitungsschwerpunkt liegt im eutrophen Bereich. Zuweilen kann sie auch im schwach brackigen Wasser gefunden werden (COESEL 1983). Cl. acerosum ist eine Art mit einer sehr großen Toleranzspanne für alle hier aufgeführten Fakto- ren. Da ihr Vorkommen mit steigendem Nährstoffangebot und organischer Belastung zunimmt, wird sie als Störzeiger bewertet.

248 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60

50 50

40 40 % Probestellen % Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 8 8 8 8 8 8 1 3 5 700 900 70 90 10 ,8 ,3 ,8 ,3 8 ,13 3 ,63 1100 1300 1500 1 1 2 23 5,63 5 6,13 6 6,63 6 7,13 7 7,63 7, 8 8, 8 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen %

% Probestellen 30 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 ,25 ,2 ,25 ,2 ,25 ,2 ,2 0 1 2,25 3,25 4 5 6,25 7,25 8 9 0 1,25 1 1 0,025 0,075 0,125 0,175 0,225 0,275 0,325 0,375 0,425 0,475 0,525 0,575 0,625 0,675 0,725 0,775 0,825 Nitrat-N (mg/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70

60 60

50 50 40 40 % Probestellen

% Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 ,25 ,75 ,2 7 2 ,25 ,7 ,7 ,7 6 6 7 7, 8, 8,75 9 9,75 0 1 2 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ... ,5 10,25 1 11,25 1 12,25 1 7,5 7,5 7 7 7 7 12 3 62 8 12 62 37 87 12 1 13 1 18 212,5 23 262,5 28 312,5 3 362,5 3 7 Sauerstoff gelöst (mg/l) Chlorid (m g/l)

100 100 90 90 80 80

70 70

60 60

50 50 40 40 % Probestellen

% Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0 ,5 5 5 5 5 0 1,5 2,5 3,5 4,5 5,5 6,5 7,5 8,5 9,5 ,75 25 ,75 ,75 25 10,5 11,5 0,25 0 1, 1,7 2,2 2 3,2 3,7 4,25 4 5, Härte (mmol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 78 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Closterium acerosum in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 112 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Closterium acerosum-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 6,7 8,4 7,6 0,05 51 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 56 2335 488 48 51 Nitrat-N (mg/l) 0,22 11,80 3,57 0,31 51 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,68 0,16 0,02 50 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,43 12,37 10,43 0,17 51 Chlorid (mg/l) 3,02 723,77 48,45 14,10 50 Härte (mmol/l) 0,20 5,40 1,91 0,18 41 0,80 7,35 2,87 0,22 40 BSB5 (mg/l)

249 Closterium ehrenbergii Mit 69 Nennungen insgesamt gehört Closterium ehrenbergii zu den am häufigsten genannten Mi- krophyten im Datensatz (Abbildung 79, Tabelle 113). Auch konnte sie öfter höhere Häufigkeiten erreichen, allein 17-mal die Häufigkeit 2 und fünfmal Häufigkeit 3. Damit erreichte sie die für einen mikrophytischen Organismus höchste Vorkommensstufe. Die Alge ist an Standorten mit circumneutralem pH verbreitet und bevorzugt mittlere und höhere Leitfähigkeit. Sie ist im gesamten Bereich der Sauerstoffwerte, Chloridwerte und der Härte zu finden. Cl. ehrenbergii meidet niedrige Nitratwerte und zeigt eine weite Toleranz gegenüber erhöhten Phosphorgehalten des Wassers. Sie wurde häufiger an Probestellen mit stärkerer organischer Belastung gefunden. Ordnet man die Vorkommensspannen in die Klassen nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998), so kommt Cl. ehrenbergii in den Klassen I bis II–III für Nitrat und den Klassen I bis III für Phosphor und Chlorid vor. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpom- merns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie in den Klassen 1 bis 2 für die

Sauerstoff- und BSB5-Werte vertreten. Diese Einschätzung steht in Übereinstimmung mit der Beschreibung aus der Literatur, die eine Verbreitung dieser anpassungsfähigen Alge vor allem in schwach sauren bis schwach basischen Gewässern sehen (RŮŽIČKA 1977, FÖRSTER 1982, COESEL 1983, SCHMEDTJE et al. 1998, ROTT et al. 1999). Nach JOHN et al. (2002) kommt sie manchmal in saurem Wasser vor, ist aber am zahl- reichsten in alkalinem Wasser und stellt mit Cl. moniliferum zusammen eine Charakterzoenose von alkalinen Niederungsgewässern. Dabei kann sie sogar in recht schnell fließenden Flüssen vorkommen, wie auch die Daten der Sauerstoffgehalte in dieser Untersuchung zeigen. Sie ist eine Charakterart meso- bis eutropher Gewässer (RŮŽIČKA 1977, FÖRSTER 1982, COESEL 1983, SCHMEDTJE et al. 1998, ROTT et al. 1999). ROTT et al. (1999) ordnen ihr einen Trophiewert von 1,7 mit einer Gewichtung von 2 zu. Damit indiziert sie mesotrophe Verhältnisse. Im Saprobien- system galt sie als Indikator mäßig verunreinigter Gewässer bis zur β-mesosaproben Stufe (RŮŽIČKA 1977, FÖRSTER 1982). ROTT et al. (1997) stufen sie mit einem Saprobiewert von 1,3 mit einer Gewichtung von 4 besser ein und ordnen sie zu den schwach abwassertoleranten Arten der Güte- klasse I–II. Wie Cl. acerosum ist Cl. ehrenbergii eine Art mit einer sehr großen Toleranzspanne für die hier aufgeführten Faktoren. Ihr Vorkommen nimmt mit erhöhtem Nährstoffangebot und steigender organischen Belastung zu. Daher ist die Art als Störzeiger zu bewerten.

250 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen % 20 20 10 10 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00 00 00 3 8 8 3 8 3 8 8 3 8 3 100 3 50 700 9 1 5 90 1 6 8 ,8 1 3 ,3 ,6 1 130 1 1700 1 2 2300 5, 5, 6,13 6,3 6,6 6 7, 7, 7,63 7,8 8,1 8 8 pH Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 5 5 5 2 2 5 ,25 ,2 ,25 ,25 ,2 , , 75 25 25 75 75 25 25 0 1 2,2 3,2 4,2 5 6 7 8,2 9,2 0 1 ,02 0 1 3 3 5 6 8 1 1 0 0, 0, 0,175 0,225 0,275 0, 0, 0,425 0,475 0,525 0, 0, 0,675 0,725 0,775 0, Nitrat-N (mg/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30

% Probestellen 30 % Probestellen % 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 25 , 5 5 5 5 5 5 5 5 5 ... 5 6,25 6,75 7,25 7,75 8,25 8,75 9,25 9,75 2,5 10 10,7 11,2 11,75 12,2 12,7 12,5 37,5 62,5 87, 12,5 1 137,5 162, 187, 212, 237,5 262, 287, 312, 337, 36 387, 712, Sauerstoff gelöst (mg/l) Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0

5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 5 5 ,25 ,25 ,25 0 1,5 2 3,5 4 5 6,5 7 8,5 9 0, 0 0,75 1,25 1,75 2 2,75 3 3,7 4,25 4,75 5,25 1 11, Härte (mmol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 79 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Closterium ehrenbergii in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 113 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Closterium ehrenbergii-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 6,7 8,4 7,7 0,05 53 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 69 2335 480 48 53 Nitrat-N (mg/l) 0,42 7,12 3,20 0,21 53 Phosphor gesamt (mg/l) 0,20 0,68 0,15 0,02 53 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,63 12,37 10,62 0,13 53 Chlorid (mg/l) 3,02 723,77 47,07 13,90 52 Härte (mmol/l) 0,20 5,40 2,08 0,19 47 0,80 7,35 2,53 0,19 46 BSB5 (mg/l)

251 Closterium ehrenbergii var. malinvernianum Diese Varietät wurde nur einmal im Winter nachgewiesen. Sie ist wie die Typusvarietät verbreitet, kommt jedoch weniger häufig vor (FÖRSTER 1982, LENZENWEGER 1996). Nach COESEL (1983) ist sie mesotraphent und ziemlich häufig in schwach sauren Habitaten. Ihre taxonomische Abgren- zung zu var. ehrenbergii ist zweifelhaft, denn es werden häufiger Übergangsformen gefunden (RŮŽIČKA 1977, JOHN et al. 2002). Die Varietät wird deshalb dem Typus untergeordnet.

Closterium incurvum Closterium incurvum wurde nur dreimal in den Mittelgebirgen und im Norddeutschen Tiefland gefunden. Die Art ist anpassungsfähig und an Standorten mit circumneutralem pH verbreitet. Sie besiedelt unter anderem die Litorale oligo- bis mesotropher Seen und Weiher und oft schwach eutrophierter, bewirtschafteter Teiche (RŮŽIČKA 1977, FÖRSTER 1982, JOHN et al. 2002). COESEL (1983) stuft sie als meso- bis eutraphent ein. Cl. incurvum zeigt eher mesotrophe Verhältnisse an.

Closterium intermedium Nur zweimal wurde Closterium intermedium in den Gewässern der Mittelgebirge gefunden. Es handelt sich um eine azidophile Art, die selten auch in neutralem Milieu bis etwa pH 7,5 vorkommen kann (RŮŽIČKA 1977, COESEL 1983, LENZENWEGER 1996, JOHN et al. 2002). Nur FÖRSTER (1982) bezeichnet die Art als ökologisch sehr anpassungsfähig mit einem Vorkommen sowohl in saurem bis neutralem als auch stark alkalischem Milieu. COESEL (1983) bewertet sie als oligo- bis mesotraphent. Er gibt zu bedenken, dass die Art mit Cl. striolatum leicht zu verwechseln ist, die sich aber ökologisch sehr ähnlich verhält. Das Vorkommen von Cl. intermedium kann als charakteristisch für eher saure und nicht zu stark nährstoffbelastete Gewässer angesehen werden.

252 Closterium leibleinii var. boergensenii Im Datensatz gibt es nur neun Nennungen von Closterium leibleinii var. boergensenii (Tabelle 114) mit geringer Häufigkeit. Die Standorte besaßen einen pH im alkalischen Bereich und mittlere bis hohe Elektrolytgehalte. Die Nitrat- und Phosphorgehalte sowie die BSB5-Werte liegen alle im mittleren Bereich der Messwerte. Eine Zunahme der Nachweise an Standorten mit zunehmendem Chloridgehalt (bis ca. 100 mg/l) ist feststellbar. Die Art ist tolerant im Bereich der Härte. Ordnet man die Vorkommensspannen in die Klassen nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEIN- SCHAFT WASSER 1998), so liegen die Werte für Nitrat in den Klassen II bis II–III, für Phosphor in den Klassen I–II bis II und für Chlorid in den Klassen I bis I–II. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) hinsichtlich der Sauerstoff- und BSB5-Werte ist das Taxon in der Klasse 1 vertreten. Angaben zur Ökologie beziehen sich auf die Nominatvarietät, die ein charakteristisches Vorkom- men in eutrophen, neutralen bis schwach basischen Gewässern besitzt. Sie verträgt auch ziemlich starke Saprobität (RŮŽIČKA 1977, FÖRSTER 1982, COESEL 1983). JOHN et al. (2002) beschreiben ein fast reines Artvorkommen in kleinen Teichen in Niederungsgebieten. ROTT et al. (1999) ordnen sie mit einem Trophiewert von 3,6 und einer Gewichtung von 2 sowie einem Stickstoffwert von 3,1 und einer Gewichtung von 4 zu den polytraphenten bzw. eu-polytraphenten Arten. Mit einem Saprobiewert von 2,6 und einer Gewichtung von 2 gehört sie zu den Saprobionten der Gü- teklasse III (ROTT et al. (1997). Zieht man vorwiegend das Vorkommen im Untersuchungsgebiet in Betracht, so ist Cl. leibleinii var. boergenseniii ein Taxon, das charakteristisch für alkalische Gewässer in Niederungsgebieten ist und meso- bis eutrophe Bedingungen anzeigt. Inwieweit die Varietät hier von der Nominat- varietät abgegrenzt werden kann, muss noch untersucht werden. Nach den Literaturangaben zu urteilen besitzt diese einen wesentlich höheren Bedarf an Nährstoffen und organischer Belastung.

Tabelle 114 Verbreitung von Closterium leibleinii var. boergensenii: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,2 8,2 7,8 0,1 8 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 212 732 478 52 8 Nitrat-N (mg/l) 3,27 5,61 4,27 0,30 8 Phosphor gesamt (mg/l) 0,06 0,22 0,13 0,02 8 Sauerstoff gelöst (mg/l) 10,00 11,41 10,56 0,15 8 Chlorid (mg/l) 16,46 96,78 35,77 9,15 8 Härte (mmol/l) 0,78 3,20 2,09 0,34 6 0,80 3,71 2,31 0,38 7 BSB5 (mg/l)

253 Closterium littorale Drei Funde im Sommer von Closterium littorale konnten in die Datenbank aufgenommen werden. Die Art wird oft mit anderen Taxa verwechselt. COESEL (1983) schlägt vor, sie mit C. strigosum var. elegans zu synonymisieren. Cl. littorale ist in schwach sauren bis alkalischen Gewässern (pH 6,5–8,5) zu finden, bevorzugt aber wohl alkaline Gewässer. Im Litoral mesotropher Seen und leicht eutrophierter Teiche und in Flüssen sowie deren Ufertümpeln ist sie öfters zu finden (RŮŽIČKA 1977, FÖRSTER 1982, JOHN et al. 2002). Cl. littorale ist in alkalinen Gewässern ein guter Zeiger vor allem mesotropher Verhältnisse.

Closterium littorale var. crassum Closterium littorale var. crassum wurde 19-mal genannt (Abbildung 80, Tabelle 115). Dabei erreicht sie nie besonders große Abundanzen. Die Art ist deutlich alkalibiont und zeigt eine geringe Toleranz für die Härte des Wassers mit einer Präferenz bei 3 mmol/l. Sehr groß ist dagegen die Toleranz für hohe Leitfähigkeitswerte und Chloridgehalte des Wassers. Die Zunahme der Nach- weise bei höheren Sauerstoffgehalten könnte auf ein Bevorzugung von Fließgewässern hinweisen. Sensibler reagiert die Art auf steigende Nährstoffgehalte und organische Belastung. Nach der Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) kommt Cl. littorale var. crassum in den Klassen I bis II–III für Nitrat, den Klassen I bis II für Phosphor und I bis III für Chlorid vor. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie in der Klasse 1 bezüglich der Sauerstoff- und BSB5-Werte vertreten. In der Literatur gibt es nur ökologische Angaben zur Nominatvarietät (s. o.), die aber gut mit den Angaben zur Varietät zusammenpassen. Die Varietät ähnelt im Vorkommen der Nominatvarietät und wird dieser deshalb untergeordnet.

254 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40

% Probestellen 30 % Probestellen 30 20 20 10 10 0 0 0 0 0 0 0 0 3 8 3 8 8 3 8 3 8 3 0 0 0 ,6 8 1 3 8 1 3 ,63 ,88 1 3 6 1 3 5 700 900 90 10 30 5 5, 6, 6, 6,63 6, 7, 7, 7 7 8, 8, 8, 1100 1300 1500 1700 1 2 2 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 ,2 ,2 ,2 ,25 ,2 ,25 7 2 7 0 1,2 2,25 3 4 5,25 6 7 8,25 9,25 0,2 07 ,32 42 ,57 67 1 11 0,025 0, 0,12 0,1 0,22 0,275 0 0,37 0, 0,47 0,5 0 0,625 0, 0,72 0,7 0,82 Nitrat-N (mg/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen 30 % Probestellen 30 20 20 10 10 0 0

5 5 ,5 5 ,5 ,5 5 ,5 ,5 5 ... ,5 ,75 ,25 75 ,25 ,75 75 2, 7 2,5 7, 2 7 2, 7 2 7, 2 6,25 6 7 7, 8,25 8,75 9,25 9,7 0 0 1,25 1,75 2,25 2, 12,5 37,5 6 8 1 3 6 8 1 1 1 1 1 1 1 1 16 18 212,5 237,5 2 28 31 337,5 362,5 3 71 Sauerstoff gelöst (m g/l) Chlorid (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40

% Probestellen % 30 % probestellen 30 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 5 5 5 0, 1, 2, 3,5 4,5 5,5 6,5 7,5 8,5 9,5 ,7 ,25 ,75 ,25 ,2 10,5 11,5 0,2 0 1 1 2,25 2,7 3 3,75 4,2 4,7 5 Härte (m m ol/l) BSB 5 (mg/l)

Abbildung 80 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Closterium littorale var. crassum in den Mess- wertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 115 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Closterium littorale var. crassum-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,7 8,4 8,0 0,1 14 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 244 2335 619 137 14 Nitrat-N (mg/l) 0,73 5,61 3,76 0,41 14 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,25 0,12 0,02 14 Sauerstoff gelöst (mg/l) 9,94 12,37 11,01 0,19 14 Chlorid (mg/l) 3,02 723,77 77,02 50,10 14 Härte (mmol/l) 2,28 3,85 3,00 0,15 9 0,80 3,61 2,01 0,30 11 BSB5 (mg/l)

255 Closterium moniliferum Mit 76 Nennungen ist Closterium moniliferum die am häufigsten genannte mikrophytische Art im Untersuchungsgebiet (Abbildung 81, Tabelle 116). Meist kam sie allerdings nur mit geringer Häufigkeit vor. Sie ist bei weiter Toleranz an Standorten mit circumneutralem pH verbreitet. Im Vorkommen deckt sie den gesamten Bereich der gemessenen Werte hinsichtlich der Leitfähigkeit, des Sauerstoffgehaltes, des Chloridgehaltes und der Härte ab. Auffällig ist ein relativ hoher Ni- tratbedarf und eine Präferenz für Phosphorgehalte um 0,3 mg/l sowie die Zunahme der Nachweise mit zunehmender organischer Belastung. Nach der Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITS- GEMEINSCHAFT WASSER 1998) kommt Cl. moniliferum in den Klassen I bis II–III für Nitrat und Phosphor und I bis III für Chlorid vor. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklen- burg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie bezüglich der Sau- erstoff- und BSB5-Werte in der Klasse 1 bis 2 vertreten. Zu Cl. moniliferum gibt es zahlreiche Angaben für die weite Toleranz und die Verbreitung in circumneutralen Gewässern. Auch die Bevorzugung von meso- und eutrophen Gewässern ist gut belegt (RŮŽIČKA 1977, FÖRSTER 1982, COESEL 1983, LENZENWEGER 1996). SCHMEDTJE et al. 1998 sehen ein charakteristisches Vorkommen vom meso- bis eutrophen Bereich mit einem Schwerpunkt in der meso-eutrophen Zone. ROTT et al. (1999) ordnen ihr einen Trophiewert von 2,4 mit einer Gewichtung von 2 zu. Damit ist diese Art charakteristisch für die eutrophe Zone. Die Tendenz zu einem erhöhten Vorkommen bei höherer organischer Belastung bestätigt sich bei anderen Autoren. So wird ein Vorkommen bis zur α-mesosaproben Zone angegeben (FJERDINGSTAD 1965, RŮŽIČKA 1977, FÖRSTER 1982). Im Unterschied zu dieser Einschätzung vergeben ROTT et al. (1997) einen Saprobiewert von nur 1,6 mit einer Gewichtung von 2. Damit gehört Cl. moniliferum zu den schwach abwassertoleranten Arten der Güteklasse I–II. Auch FRIEDRICH (1973) meldet, dass sie die stark verschmutzten Standorte im Mittellauf der Erft meidet. Eventuell ist der Grund darin zu finden, dass in fließenden Gewässern etwas andere Toleranzen entwickelt werden als in stehenden Gewässern, in denen die Art häufiger gefunden werden kann (ROTT et al. 1999). Aufgrund der Indikation von höherer Trophie und Saprobie durch Cl. moniliferum gehört die Art zu den Störzeigern.

Closterium moniliferum var. concavum Zehnmal wurde die Varietät (Tabelle 117) mit nur seltener Häufigkeit angegeben. Das Vorkommen ordnet sich dem der Nominatvarietät unter. So lagen pH-Werte der Standorte im alkalischen Be- reich, und das Taxon war in einem recht weiten Bereich der Leitfähigkeit, der Nährstoffgehalte, der Härte und der organischen Belastung zu finden. Die Nachweise nehmen mit zunehmenden Chlorid- gehalten zu. Nach der Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) kommt Cl. moniliferum var. concavum in den Klassen I bis II–III für Nitrat, Phosphor und Chlorid vor. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDER- ARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie in der Klasse 1 bis 2 bezüglich der Sauerstoff- und

BSB5-Werte vertreten. Auch in der Literatur gibt es nur Angaben zur Verbreitung der Nominatvarietät. Die Funde in der vorliegenden Untersuchung rechtfertigen eine Zuordnung entsprechend der Nominatvarietät zu den Störzeigern.

256 100 100

90 90

80 80

70 70

60 60

50 50

40 40 % Probestellen % % Probestellen 30 30

20 20

10 10

0 0

0 0 0 0 0 3 3 3 00 00 00 00 ,63 ,88 ,13 ,6 ,1 ,38 ,6 ,88 ,13 ,38 10 30 50 700 900 1 5 7 9 10 30 5 5 6 6,38 6 6,88 7 7 7 7 8 8 8,63 1 1300 1 1 1 2 2 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen % % Probestellen 30 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 ,2 ,2 ,25 ,2 ,25 ,2 5 0,25 1 2 3,25 4,25 5 6 7,25 8,25 9 0 ,075 ,575 1 11,25 0,025 0 0,125 0,175 0,225 0,275 0,325 0,375 0,425 0,475 0,525 0 0,625 0,675 0,725 0,775 0,82 Nitrat-N (mg/l) Phosphor gesam t (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 75 25 75 7 ,5 ,5 ,5 5 ,5 ... ,7 ,2 , , , ,2 ,75 ,25 2 2, 6,2 6 7 7 8 8,75 9,2 9 0 0 1 1 62 62,5 1 1 1 11,75 12,25 12, 112 1 212,5 26 312,5 362 Sauerstoff gelöst (mg/l) Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0

5 ,5 ,5 5 5 ,5 ,5 5 ,75 0,5 1 2 3, 4, 5,5 6 7 8, 9,5 0,2 0,75 1,25 1,75 2,25 2,75 3,25 3 4,25 4,75 5,25 10,5 11,5 Härte (mmol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 81 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Closterium moniliferum in den Messwertklas- sen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 116 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Closterium moniliferum-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 6,7 8,4 7,7 0,04 56 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 69 2335 519 50 55 Nitrat-N (mg/l) 0,10 6,96 3,12 0,21 56 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,29 0,15 0,01 55 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,43 12,37 10,48 0,14 56 Chlorid (mg/l) 3,02 723,77 62,60 13,56 56 Härte (mmol/l) 0,20 4,83 2,02 0,17 48 0,80 5,32 2,63 0,16 42 BSB5 (mg/l)

257 Tabelle 117 Verbreitung von Closterium moniliferum var. concavum: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,0 8,3 7,7 0,2 8 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 100 1343 540 137 8 Nitrat-N (mg/l) 1,31 5,98 3,15 0,56 8 Phosphor gesamt (mg/l) 0,04 0,32 0,13 0,03 8 Sauerstoff gelöst (mg/l) 8,45 11,27 10,25 0,30 8 Chlorid (mg/l) 4,08 234,65 57,47 27,38 8 Härte (mmol/l) 0,31 3,69 2,40 0,39 7 1,55 4,44 2,39 0,43 6 BSB5 (mg/l)

Closterium praelongum var. brevius Obwohl es nur zehn Nennungen in der Datenbank für Closterium praelongum var. brevius gibt, zeigen sich doch einige Tendenzen im Vorkommen hinsichtlich der gemessenen Parameter (Abbildung 82, Tabelle 118). Die Alge ist alkalibiont und weist eine recht weite Toleranz bezüg- lich der Leitfähigkeit (Vorkommen bis 1 105 µS/cm) auf. Sie kann im gesamten Bereich der gemessenen Werte der Härte vorkommen. Das Vorkommen bei bis zu 0,58 mg/l Gesamtphosphor- gehalt zeigt eine größere Toleranz gegenüber erhöhtem Phosphorgehalt an. Im Vergleich dazu ist die Toleranz gegenüber erhöhten Nitrat-Gehalten geringer. Cl. praelongum var. brevius kommt eher in Gewässern mit höheren Sauerstoffgehalten vor. Eine klare Tendenz der Zunahme der Nachweise mit zunehmendem Chloridgehalt ist ebenso deutlich wie eine Zunahme mit stärkerer organischer Belastung. Ordnet man die Vorkommensspannen in die Klassen nach LAWA (LÄN- DERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998), so liegen die Werte für Nitrat in den Klassen I–II bis II–III, für Phosphor in den Klassen I bis II–III und für Chlorid in den Klassen I bis I–II. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEIN- SCHAFT WASSER 1998) liegen die Standorte in der Klasse 1 für die Sauerstoff- und in den Klassen

1 bis 2 für die BSB5-Werte. In der Literatur gibt es vor allem Angaben zur Nominatvarietät. Diese ist ziemlich anpassungsfähig und kommt am häufigsten in mäßig saurem bis neutralen Milieu vor. Sie ist meso- bis eutraphent und verträgt auch eutrophe und β-mesosaprobe Verhältnisse (RŮŽIČKA 1977, FÖRSTER 1982, COESEL 1983). In Österreich und auf den Britischen Inseln wurde sie seltener und unter etwas anderen Bedingungen gefunden (LENZENWEGER 1996, JOHN et al. 2002). Die Varietät brevius verhält sich ähnlich (COESEL 1983). Sie ist aber nach JOHN et al. (2002) wesentlich weiter verbreitet. Die An- gaben zur Nominatvarietät stimmen mit den eigenen Nachweisen gut überein. Cl. praelongum var. brevius ist charakteristisch für alkalische Gewässer und zeigt höhere Trophie und organische Belastung an.

258 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen 30 % Probestellen 30 20 20 10 10 0 0 0 0 0 0 0 3 8 3 8 3 8 3 8 0 0 00 0 0 0 6 ,3 ,1 ,3 6 ,8 ,1 3 1 3 500 700 900 5 7 9 5, 5,88 6,13 6 6,63 6,88 7 7 7, 7 8 8, 8,63 1100 1300 1 1 1 21 2300 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen

30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 62 67 72 77 82 2 ,25 2 25 ,25 2 ,25 ,25 ,2 ,2 , , , , , 0, 1 2,25 3, 4, 5 6,25 7, 8 9 0 1 0,025 0,075 0,125 0,175 0,225 0,275 0,325 0,375 0,425 0,475 0,525 0,575 0 0 0 0 0 1 1 Nitrat-N (mg/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen 30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ... ,5 5 5 5 2 7 2 2 7 2 7 ,75 ,25 ,75 ,2 ,75 ,25 ,25 ,25 ,75 ,25 ,7 1 3 6 87,5 62,5 87,5 1 3 6 8 6,25 6 7 7 8 8 9 9,7 1 2 112,5 137,5 1 1 2 237 262 287,5 312,5 3 3 3 712 10 10,75 1 11 12 1 Sauerstoff gelöst (mg/l) Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70

60 60

50 50

40 40 % Probestellen 30 % Probestellen 30

20 20 10 10 0 0 5 1 2 5 3 4 5 5 6 ,5 7 8 ,5 9 5 1 5 5 5 5 0, 1,5 2, 3,5 4, 5,5 6 7,5 8 9,5 10 1 1,5 ,25 25 ,75 75 ,25 10, 1 0 0,7 1, 1 2,2 2, 3,25 3,7 4 4,75 5,2 Härte (mmol/l) BSB 5 ( m g/l)

Abbildung 82 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Closterium praelongum var. brevius in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 118 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Closterium praelongum var. brevius-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,3 8,0 7,6 0,1 9 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 121 1105 478 102 9 Nitrat-N (mg/l) 1,80 5,41 3,25 0,43 9 Phosphor gesamt (mg/l) 0,03 0,58 0,21 0,05 9 Sauerstoff gelöst (mg/l) 9,23 11,45 10,40 0,27 9 Chlorid (mg/l) 11,79 82,17 44,13 8,45 9 Härte (mmol/l) 0,32 5,40 2,16 0,57 8 1,32 7,35 3,41 0,58 9 BSB5 (mg/l)

259 Closterium rostratum 16 Nennungen dieser Art gibt es in der Datenbank (Abbildung 83, Tabelle 119). Sie kommt an Standorten mit circumneutralem pH vor, zeigt dabei aber eine Präferenz für leicht saure bis neutrale Standorte (pH 6,5–7,0). Hinsichtlich der Leitfähigkeit und des Chloridgehaltes wird eine Prä- ferenz für eher niedrigere Werte deutlich. Dies gilt ebenso für den gemessenen Bereich der Härte. Cl. rostratum scheint keine sehr hohen Gehalte von Nitrat, Phosphor und organischer Belastung ertragen zu können. Nach der Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WAS- SER 1998) kommt Cl. rostratum in den Klassen I bis II–III für Nitrat, den Klassen I bis II für Phos- phor und den Klassen I bis I–II für Chlorid vor. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie in der

Klasse 1 bezüglich der Sauerstoff- und den Klassen 1 bis 2 BSB5-Werte vertreten.

Nach RŮŽIČKA (1977) ist Cl. rostratum azidophil, kommt aber auch häufig in schwach saurem bis neutralem Milieu vor. Andere Autoren bestätigen diese Einschätzung (FÖRSTER 1982, COESEL 1983, LENZENWEGER 1996, JOHN et al. 2002). Im Trophiebereich wird sie als mesotraphent eingestuft (COESEL 1983). SCHMEDTJE et al. (1998) beschreiben ein Vorkommen vom mesotrophen bis eutrophen Bereich mit einem Schwerpunkt bei meso-eutrophen Verhältnissen. Die eigenen Daten lassen sich hier gut einordnen. Das Vorkommen von Cl. rostratum muss je nach Fließgewässerlandschaft differenziert betrachtet werden. Für die silikatischen Mittelgebirge und die organisch geprägten Standorte im Norddeut- schen Tiefland erscheint sie als Säurezeiger und mesotraphente Art charakteristisch. Für die karbonatisch geprägten Fließgewässer erscheint ein Vorkommen dieser Art untypisch.

260 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen

% Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0

3 3 3 3 8 0 0 0 0 0 0 0 0 0 38 88 0 0 0 0 0 00 00 00 ,6 ,1 ,6 ,1 , ,63 , ,3 1 3 5 7 9 3 7 90 3 5 5,88 6 6,38 6 6,88 7 7 7 7 8,13 8 8,63 110 1 150 1 1 210 2 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm )

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30

% Probestellen 30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0

25 25 25 25 25 25 25 25 25 5 5 5 5 5 5 0,25 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7, 8, 9, 25 75 75 25 75 75 25 10,25 11,25 ,0 ,12 ,1 ,2 ,325 ,4 ,5 ,625 ,6 ,725 ,8 0 0,07 0 0 0,22 0 0 0,37 0 0,475 0,52 0 0 0 0 0,77 0 Nitrat-N (mg/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100

90 90 80 80

70 70

60 60

50 50

40 40 % Probestellen 30 % Probestellen 30

20 20

10 10 0 0 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ... 5 5 5 5 5 5 5 7 7 2 2 2 2 2 2 ,25 ,75 ,25 ,7 ,75 ,25 2 7 ,7 2 7 12,5 3 62,5 8 37 87 6 6 7 7 8,25 8 9 9,75 0, 0, 1 2, 2, 11 1 16 1 21 237,5 26 287,5 31 337,5 36 387,5 712,5 1 1 11,2 1 1 1 Sau e rs to ff g e lö s t (m g /l) Chlorid (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen % Probestellen 30 30 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 ,7 ,25 ,7 ,7 ,25 0,5 1,5 2,5 3,5 4,5 5,5 6,5 7,5 8,5 9,5 0,5 1,5 0,25 0 1,25 1,7 2 2 3,25 3 4,25 4,7 5 1 1 Härte (m m ol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 83 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Closterium rostratum in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 119 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Closterium rostratum-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 6,7 7,9 7,3 0,1 16 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 68 638 267 50 16 Nitrat-N (mg/l) 0,80 5,62 2,37 0,40 16 Phosphor gesamt (mg/l) 0,01 0,25 0,11 0,02 16 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,43 11,75 10,41 0,36 16 Chlorid (mg/l) 4,08 68,24 23,41 5,06 16 Härte (mmol/l) 0,20 2,96 1,25 0,27 14 0,80 5,32 2,43 0,34 14 BSB5 (mg/l)

261 Closterium strigosum Von Closterium strigosum (Abbildung 84, Tabelle 121) gibt es 20 Nennungen mit geringer Häufig- keit in der Datenbank. Die Art ist alkalibiont und zeigt eine deutliche Tendenz des Vorkommens bei höherer Leitfähigkeit und Härte, bei höheren Chlorid- und Nährstoffgehalten sowie bei höherer organischer Belastung. Höhere Sauerstoffwerte werden gemieden. Dies könnte auf eine Bevorzu- gung von Stillwasserbereichen im Gewässer hinweisen.

Ordnet man die Nachweise in die Klassen nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998), so fallen die Standorte hinsichtlich des Nitratgehaltes in die Klassen I bis II–III, bezüglich des Phosphorgehaltes in die Klassen I bis III und hinsichtlich der Chloridgehalte in die Klassen I bis II. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDER- ARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) gehören die Standorte in die Klassen 1 bis 2 hinsichtlich der Sauerstoff- und BSB5-Werte. Die Literaturangaben zur Art sind spärlich, da es taxonomische Abgrenzungsprobleme und Ver- wechslungsmöglichkeiten mit anderen Arten gibt (RŮŽIČKA 1977). Nach COESEL (1983) handelt es sich um eine eutraphente Art schwach saurer bis alkalischer Gewässern, die unter anderem in Flüssen vorkommen kann. SCHMEDTJE et al. (1998) ordnen sie im oligotrophen bis zum mesotrophen Trophiebereich ein mit einem Schwerpunkt in der oligotrophen Zone. Nach den eigenen Daten ist sie aber eher als eutraphent anzusehen. Aufgrund des größeren Vorkommens bei höherer Trophie und Saprobie ist Cl. strigosum ein Stör- zeiger.

Closterium strigosum var. elegans Mit nur neun Nennungen in den Mittelgebirgen wurde die Varietät elegans in die Datenbank aufgenommen (Tabelle 120). Sie wurde bei im Verhältnis zu Nominatvarietät geringeren Leitfähig- keitswerten und höheren Sauerstoffgehalten gefunden. Ihr sonstiges Vorkommen lässt sich dem der Nominatvarietät unterordnen.

Nach RŮŽIČKA (1977) ist die Varietät sogar etwas häufiger als die Nominatvarietät. Sie bevorzugt mäßig saure bis schwach alkalische Gewässer und ist an mesotrophen bis schwach eutrophen Standorten zu finden (FÖRSTER 1982). Nach COESEL (1983) ist sie wie die Typusvarietät verbreitet. Allerdings gibt es offenbar taxonomische Abgrenzungsschwierigkeiten mit C. littorale var. elegans (COESEL 1983). Die Varietät wird deshalb wie die Nominatvarietät behandelt.

Tabelle 120 Verbreitung von Closterium strigosum var. elegans. Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Ni- trat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,2 7,7 7,4 0,1 5 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 80 509 222 75 5 Nitrat-N (mg/l) 1,06 5,02 2,60 0,76 5 Phosphor gesamt (mg/l) 0,04 0,20 0,11 0,03 5 Sauerstoff gelöst (mg/l) 10,75 11,53 11,15 0,14 5 Chlorid (mg/l) 4,08 32,00 14,19 5,08 5 Härte (mmol/l) 0,71 1,25 0,91 0,17 3 1,55 2,17 1,85 0,18 3 BSB5 (mg/l)

262 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60

50 50

40 40 % Probestellen % % Probestellen % 30 30

20 20

10 10

0 0

0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 ,88 ,38 10 3 50 70 90 50 10 5,63 5 6,13 6,38 6,63 6,88 7,13 7,38 7,63 7,88 8,13 8 8,63 11 130 1 17 1900 2 23 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm )

40 100 90 35 80 30 70 25 60 20 50

15 40 % Probestellen % Probestellen 30 10 20 5 10 0 0

5 5 25 ,25 25 25 25 25 25 25 25 25 25 0, 1 2, 3, 4, 5, 6, 7, 8, 9, 175 42 625 67 ,825 10,25 11, 0,025 0,075 0,125 0, 0,225 0,275 0,325 0,375 0, 0,475 0,525 0,575 0, 0, 0,725 0,775 0 Nitrat-N (m g/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen 30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0 5 5 5 5 5 5 5 ... 5 5 5 5 5 5 5 5 ,75 ,75 25 ,75 25 ,7 2 2 12,5 37,5 62,5 87,5 6,2 6 7,2 7 8, 8 9, 9,75 0,25 0 1, 2, 112,5 137,5 162, 187,5 212,5 237, 262, 287, 312, 337, 362, 387,5 712, 1 1 1 11,7 1 12,7 Saue rs toff ge lös t (m g/l) Chlorid (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70

60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen 30 % Probestellen 20 20 10 10 0 0 0,5 1,5 2,5 3,5 4,5 5,5 6,5 7,5 8,5 9,5 10,5 11,5 0,25 0,75 1,25 1,75 2,25 2,75 3,25 3,75 4,25 4,75 5,25 BSB 5 (m g/l) Här te (m m ol/l)

Abbildung 84 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Closterium strigosum in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 121 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Closterium strigosum-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,2 8,1 7,7 0,1 20 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 125 1105 472 56 19 Nitrat-N (mg/l) 0,42 6,62 3,22 0,33 20 Phosphor gesamt (mg/l) 0,05 0,68 0,22 0,03 20 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,63 11,70 10,21 0,26 20 Chlorid (mg/l) 4,85 167,68 47,92 9,34 20 Härte (mmol/l) 0,36 5,40 2,16 0,29 15 1,56 7,35 3,30 0,37 17 BSB5 (mg/l)

263 Closterium striolatum Obwohl diese Art nur dreimal gefunden wurde, ist sie im Vorkommen so charakteristisch, dass sie in die Bewertung einbezogen werden soll. Sie ist azidophil und sphagnophil und lebt vorwiegend in sauren bis neutralen, dystrophen Gewässern. Besonders häufig ist sie in stark sauren Gewässern zu finden. Sie ist oligo- bis mesotraphent (RŮŽIČKA 1977, FÖRSTER 1982, COESEL 1983, SCHMEDTJE et al. 1998, JOHN et al. 2002). Als Säurezeiger und mesotraphente Art erscheint Cl. striolatum charakteristisch für leicht saure Fließgewässer.

Closterium sublaterale 13 Nennungen dieser alkalibionten Alge wurden im Laufe der Untersuchungen ermittelt (Abbildung 85, Tabelle 122). Sie ist auch an Standorten mit höherer Leitfähigkeit zu finden. Cl. sublaterale bevorzugt eine höhere Härte, höhere Nährstoff- und Chloridwerte sowie eine stär- kere organische Belastung. Damit ist diese Art ein Trophiezeiger härteren Wassers. Nach der Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) kommt Cl. sublaterale in den Klassen I–II bis II–III für Nitrat und Phosphor und I bis II für Chlorid vor. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEIN-

SCHAFT WASSER 1998) ist sie in der Klasse 1 bezüglich der Sauerstoff- und BSB5-Werte vertreten.

Dieses Vorkommen stimmt gut mit der Beschreibung von RŮŽIČKA (1977) überein, der sie mit zu- verlässigen Nachweisen nur für schwach saure bis neutrale Gewässer angibt. Dabei ist sie vor allem in oligosaproben bis schwach β-mesosaproben Flüssen zu finden. Eine endgültige Beurteilung ist schwierig, da Verwechlungsmöglichkeiten mit ähnlichen Arten bestehen. COESEL (1983) und LENZENWEGER (1996) machen gleiche Angaben hinsichtlich der pH-Verhältnisse. Die Art wird von COESEL (1983) als mesotraphent eingestuft. Dies passt sehr gut zu den eigenen Funden. Aufgrund des Vorkommens bei höherer Trophie und Saprobie wird Cl. sublaterale zu den Stör- zeigern gestellt.

264 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60

50 50

40 40 % Probestellen % Probestellen 30 30

20 20 10 10 0 0

3 8 3 8 3 8 8 8 3 8 3 0 0 0 0 0 0 6 8 1 3 6 8 ,3 00 00 5, 5, 6, 6, 6, 6, 7,13 7,3 7,63 7,8 8,1 8 8,6 30 5 70 10 10 300 50 700 9 110 1 1 1 1900 2 2300 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm )

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen 30 % Probestellen 30 20 20 10 10 0 0

5 5 5 ,25 ,25 ,25 ,25 ,25 ,25 ,2 ,25 ,25 25 75 25 0 1 2 3 4 5,25 6 7 8,25 9 ,175 ,325 525 ,675 10 11,25 0,0 0,075 0,125 0 0,22 0,275 0 0,3 0,425 0,475 0, 0,57 0,625 0 0,7 0,775 0,825 Nitrat-N (m g/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen % Probestellen 30 30 20 20

10 10 0 0

5 ,5 ,5 ,5 5 ,5 5 ,5 ,5 5 ... 2 75 75 75 25 7 7 2 7 7, 7 7 2, 6, 6,75 7,25 7, 8,25 8, 9,25 9, 12,5 3 62,5 8 1 8 3 8 6 10,25 10,75 11,25 11,75 12, 12,75 1 137, 162,5 1 212,5 2 262,5 2 312,5 33 3 387,5 712,5 Saue rs toff ge lös t (m g/l) Chlorid (m g/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen % Probestellen 20 30 10 20 0 10 0 5 5 5 5 5 ,2 ,7 ,2 ,7 ,25 ,75 ,2 ,75 ,25 0 0 1 1 2 2 3 3,75 4,25 4 5 5 5 5 5 5 5 0,5 1,5 2,5 3,5 4,5 5,5 6, 7, 8, 9, 10, 11, Härte (mmol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 85 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Closterium sublaterale in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 122 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Closterium sublaterale-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW St n pH 7,3 8,1 7,8 0,1 12 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 174 1105 579 81 12 Nitrat-N (mg/l) 1,74 5,61 3,84 0,37 12 Phosphor gesamt (mg/l) 0,06 0,58 0,20 0,04 12 Sauerstoff gelöst (mg/l) 8,75 11,27 10,28 0,18 12 Chlorid (mg/l) 13,75 119,87 51,13 9,70 12 Härte (mmol/l) 0,71 5,40 2,74 0,46 9 1,55 7,35 3,48 0,45 11 BSB5 (mg/l)

265 Closterium tumidulum Mit 64 Nennungen im Datensatz gehört Closterium tumidulum zu den zehn am häufigsten genannten Taxa (Abbildung 86, Tabelle 123). Sie ist nach Cladophora glomerata, Closterium moniliferum und Closterium ehrenbergii die vierthäufigste Art. Sie war teilweise auch in großer Zahl zu finden. Allein 17-mal erreichte sie die Häufigkeitsstufe 2 und zweimal die Häufigkeitsstufe 3, die die höchste für Mikrophyten erreichbare Häufigkeit ist. Das Vorkommen hinsichtlich der pH- Werte ist weit gespannt, allerdings ist eine klare Tendenz zu stärkerem Vorkommen bei eher niedrigeren Werten erkennbar. Sie konnte bei einer Leitfähigkeit bis zu 1312 µS/cm nachgewiesen werden und kann auch hohe Chloridgehalte ertragen. Bezüglich der Härte deckt sie fast den gesamten Bereich der gemessenen Werte ab. Cl. tumidulum verträgt recht hohe Nährstoffgehalte und stärkere organische Belastung. Sie zeigt eine weite Toleranz für Sauerstoffgehalte zwischen 8,5 und 12,2 mg/l. Ihr Fehlen bei geringen Werten könnte als eine Bindung an eine gewisse Strö- mung gesehen werden. Nach der Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) kommt Cl. tumidulum in den Klassen I bis II–III für Nitrat, Phosphor und Chlorid vor. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDER- ARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie in den Klassen 1 bis 2 bezüglich der Sauerstoff- und BSB5-Werte vertreten. Dieses starke Auftreten von Cl. tumidulum in der vorliegenden Untersuchung ist erstaunlich, denn die Literaturangaben zu Art sind eher spärlich, wie schon RŮŽIČKA (1977) anmerkt. Er beschreibt ihr Vorkommen als wahrscheinlich am häufigsten in mäßig sauren bis mäßig alkalischen Gewäs- sern mit einer Toleranz für ziemlich hohe Eutrophie- und Saprobitätsgrade. COESEL (1983) bezeichnet sie als eutraphente Art von verschiedenen, schwach sauren bis alkalischen Gewässern. Diese Beschreibungen werden durch die eigenen Untersuchungen bestätigt. Eventuell sind die spärlichen Nachweise dieser Art in der Desmidiaceenliteratur darauf zurückzuführen, dass die Art häufiger in den bisher wenig untersuchten Fließgewässerhabitaten zu finden ist. Cl. tumidulum ist nicht an bestimmte Gewässertypen gebunden und zeigt höhere Trophie und Sa- probie an.

266 100 100 90 80 80 70 60 60 50 40 40 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 0 0 8 3 3 3 3 3 3 ,63 ,1 ,6 ,1 ,6 ,38 00 00 1 300 500 700 900 5 5,8 6 6,38 6 6,88 7 7,38 7 7,88 8,1 8 8,6 11 1300 1500 1700 1900 2100 2300 pH Leitfähigkeit (20°C)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % % Probestellen 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 2 2 2 7 2 2 2 2 2 2 2 ,0 ,1 ,2 ,32 ,3 ,4 ,5 ,6 ,7 ,8 0,25 1,25 2,25 3,25 4,25 5,25 6,25 7,25 8,25 9,25 0, 1, 0 0,075 0 0,175 0 0,275 0 0 0 0,475 0 0,575 0 0,675 0 0,775 0 1 1 Nitrat-N (mg/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 30 % Probestellen % Probestellen 20 20 10 10 0 0

5 5 5 ... ,25 ,75 ,25 ,75 ,25 ,75 ,25 ,75 6,25 6,75 7 7,75 8,25 8,75 9,25 9 1 2 12, 62,5 10 10 1 11 12 1 112,5 162,5 212, 262,5 312,5 362, Sauerstoff gelöst (mg/l) Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 30 % Probestellen % Probestellen 30 20 20 10 10 0 0 ,5 ,5 ,5 ,5 0,5 1 2,5 3 4,5 5,5 6,5 7,5 8 9,5 0 5 5 1 11,5 ,25 ,75 ,7 ,25 ,75 ,25 ,2 ,75 ,25 0 0 1,25 1 2 2 3 3,75 4 4 5 Härte (m m ol/l) BSB 5 (m g/l)

Abbildung 86 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Closterium tumidulum in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 123 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Closterium tumidulum-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 5,8 8,4 7,6 0,1 47 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 69 1312 411 45 46 Nitrat-N (mg/l) 0,10 5,98 2,83 0,21 47 Phosphor gesamt (mg/l) 0,02 0,33 0,14 0,01 46 Sauerstoff gelöst (mg/l) 8,45 12,21 10,77 0,12 47 Chlorid (mg/l) 3,02 260,36 44,69 7,99 46 Härte (mmol/l) 0,20 4,79 1,70 0,20 39 0,80 4,98 2,40 0,17 37 BSB5 (mg/l)

267 Closterium tumidum Obwohl es nur neun Nennungen dieser Art im Datensatz gibt, ist ihr Vorkommen so charakteristisch, dass es hier dargestellt werden soll (Abbildung 87, Tabelle 124). Dreimal erreichte die Art höhere Häufigkeiten, so dass davon ausgegangen werden kann, dass auch gute Entwicklungs- bedingungen erfasst werden konnten. Cl. tumidum ist azidophil und nur bei geringen Leitfähig- keitswerten bis maximal 135 µS/cm zu finden. Sie präferiert Standorte mit geringer Härte um 0,28 mmol/l. Auch geringe Säurekapazitäten mit Werten zwischen 0 bis 0,5 mmol/l und geringe Chloridgehalte bis 14 mg/l werden bevorzugt. Damit ist die Alge charakteristisch für schwach gepufferte Weichwasserstandorte. Sehr empfindlich reagiert Cl. tumidum auf höhere Nährstoff- gehalte und höhere organische Belastung. Die Präferenz liegt bei 1 bis 1,5 mg/l Nitrat- und 0 bis

0,05 mg/l Phosphorgehalt sowie 1–2 mg/l BSB5. Sie ist vor allem bei Sauerstoffwerten zwischen 11 und 11,5 mg/l zu finden. Nach der Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) kommt Cl. tumidum in den Klassen I bis I–II für Nitrat und Phosphor und der Klasse I für Chlorid vor. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) ist sie in der Klasse 1 bezüglich der Sauerstoff- und BSB5-Werte vertreten.

RŮŽIČKA (1977) gibt für Cl. tumidum ein seltenes Vorkommen oft in sauren Gewässern an, aber auch in mäßig sauren bis neutralen Fundorten. FÖRSTER (1982) betont dagegen die große An- passungsfähigkeit der Art, die vorwiegend in schwach sauren bis mäßig alkalischen Gewässern lebt, jedoch auch in sauren und stärker alkalischen Lokalitäten vorkommt. Sie soll sowohl in oligo- bis mesotrophen Gewässern vorkommen. Die im Rahmen dieser Untersuchung ermittelten Angaben stimmen besser mit der Beschreibung von RŮŽIČKA (1977) überein. Cl. tumidum ist eine für Weichwasserstandorte charakteristische Art, die sehr empfindlich auf erhöhte Belastung durch Nährstoffe oder organische Stoffe reagiert.

268 100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen % % Probestellen % 30 30 20 20 10 10 0 0

0 0 0 0 0 0 3 3 8 3 3 8 3 0 0 0 0 0 0 ,38 ,6 ,8 ,88 ,1 ,3 100 300 500 700 900 1 3 5 7 9 1 5,6 5,88 6,13 6 6 6 7,1 7,38 7,63 7 8 8 8,6 1 1 1 1 1 2 2300 pH Leitfähigkeit 20°C (µS/cm )

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40

% Probestellen 30 % Probestellen 30 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 ,25 ,25 ,25 2 2 2 2 2 ,2 ,2 ,2 7 2 2 7 7 2 0 1 2 3,25 4, 5, 6, 7, 8, 9 ,0 ,17 ,3 ,4 ,5 ,6 ,8 10 11 0,02 0 0,125 0 0,225 0,27 0 0,375 0 0,475 0,52 0 0,625 0 0,725 0,77 0 Nitrat-N (mg/l) Phosphor gesamt (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40

% Probestellen % 30 30 % Probestellen % 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 ,5 5 5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 7 7 2 7 2 2 7 ... 6,25 6,75 7,2 7,7 8,25 8,75 9,25 9,7 12, 3 62, 87, 6 3 6 1 3 10,25 10,75 11,25 11, 12,25 12,75 112,5 137,5 1 187,5 212,5 2 2 287,5 3 3 362,5 387,5 712,5 Sauestoff gelöst (mg/l) Chlorid (mg/l)

100 100 90 90 80 80 70 70 60 60 50 50 40 40 % Probestellen % % Probestellen % 30 30 20 20 10 10 0 0

5 5 5 5 5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 ,5 5 ,2 ,2 ,7 ,2 0,5 1 2 3 4 5,5 6 7,5 8,5 9 0 0,7 1,25 1,75 2 2,75 3,25 3 4 4,75 5,25 10,5 11, Härte (mmol/l) BSB 5 (mg/l)

Abbildung 87 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Closterium tumidum in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Tabelle 124 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Closterium tumidum-Vorkommen.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 5,8 7,4 6,9 0,2 7 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 68 135 104 10 7 Nitrat-N (mg/l) 0,80 2,04 1,34 0,15 7 Phosphor gesamt (mg/l) 0,01 0,08 0,05 0,01 6 Sauerstoff gelöst (mg/l) 10,95 11,49 11,25 0,07 7 Chlorid (mg/l) 4,08 13,87 9,40 1,31 7 Härte (mmol/l) 0,20 0,36 0,28 0,02 6 1,00 1,85 1,39 0,14 6 BSB5 (mg/l)

269 Klebsormidium spec. 30 Nennungen mit meist geringen Häufigkeiten gibt es für die in dieser Studie nicht bestimmbaren Klebsormidium-Arten (Tabelle 125). Sie sind an Standorten mit circumneutralem pH verbreitet, zeigen aber eine deutliche Tendenz zu erhöhtem Vorkommen bei eher niedrigen pH-Werten. Recht weit ist die Vorkommenspanne bei Leitfähigkeit und Chlorid. Hinsichtlich der Nährstoffe kommen sie fast im gesamten Bereich vor, dabei ist die Toleranz für steigende Nitratgehalte noch größer als die für Phosphor. Klebsormidium-Arten sind noch bei hoher Härte zu finden und vertragen eine recht hohe organische Belastung. Ordnet man die Vorkommensspannen in die Klassen nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998), so liegen die Werte für Nitrat und Phosphor in den Klassen I bis III und für Chlorid in den Klassen I bis II–III. Nach der Klassen- einteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT

WASSER 1998) sind sie in den Klassen 1 bis 2 für die Sauerstoff- und BSB5-Werte vertreten. Die Gattung Klebsormidium hat einige taxonomische Umgruppierungen erfahren, und die Art- zuordnung anhand traditioneller Merkmale ist zweifelhaft (JOHN et al. 2002). Eine Zuordnung seltener Funde zu Arten ist daher schwierig. Eine genauere Analyse dieser sowohl terrestrisch als auch aquatisch vorkommenden Taxa, die auch in strömendem Wasser von Bächen wachsen (SIMONS et al. 1999), wäre daher wünschenswert, war aber im Rahmen der vorliegenden Arbeit leider nicht zu leisten. Die Schwierigkeiten bei der Beurteilung der Gattung führen dazu, dass sie in die Bewertung nicht aufgenommen wurde.

Tabelle 125 Verbreitung von Klebsormidium spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Ge- samtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 5,8 8,3 7,6 0,1 25 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 65 1343 415 57 25 Nitrat-N (mg/l) 0,43 11,04 2,85 0,43 25 Phosphor gesamt (mg/l) 0,03 0,68 0,16 0,03 23 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,63 11,90 10,55 0,21 25 Chlorid (mg/l) 4,08 234,65 40,79 9,44 25 Härte (mmol/l) 0,26 3,84 1,78 0,27 18 0,80 6,25 2,54 0,33 21 BSB5 (mg/l)

270 Klebsormidium rivulare Die Art wurde nur einmal im Sommer in den Mittelgebirgen durch Dr. Pfister nachgewiesen. Klebsormidium rivulare bildet in fließenden Gewässern hellgrüne Büschel oder Matten aus (PRINTZ 1964, JOHN et al. 2002). Sie kann auch subaerisch vorkommen (SCHMEDTJE et al. 1998). Aufgrund von Literaturangaben stellen SCHMEDTJE et al. (1998) fest, dass die Art eine leichte bis mittlere Verschmutzung und Schwermetallbelastung erträgt. Sie ordnen sie im Trophiebereich mit einem Vorkommen vom oligo-mesotrophen bis zum eu-polytrophen Bereich ein. Den Schwer- punkt sehen sie im meso-eutrophen und eutrophen Bereich. Dagegen diskutieren ROTT et al. (1999) die angegebene Toleranz der Schwermetallbelastung. Die Formen von K. rivulare, die in seinen Untersuchungen zu finden waren, zeigten eine große Empfindlichkeit im Trophiebereich. Mit einem Trophiewert von 0,6 und einem Indikationsgewicht von 2 sowie einem Stickstoffwert von 0,9 und einem Indikationsgewicht von 3 zählen sie diese Art zu den oligotraphenten Arten. Eine hohe Schwermetalltoleranz halten sie daher für unwahrscheinlich. Auch ist ihr Vorkommen in ihrem Datensatz azidophil. Hinsichtlich der Saprobie gehört K. rivularis mit einem Saprobie- wert von 2,0 und einer Gewichtung von 2 zu den mäßig bis stark abwassertoleranten Arten der Güteklasse II (ROTT et al. 1997).

Aufgrund der Untersuchungen von ROTT et al. (1997, 1999) ist K. rivulare eher eine sensible Art für erhöhte Nährstoffbelastung und Saprobie. Es ist notwendig, die Taxonomie der Gattung zu klären, um die Widersprüche der Autökologie der Arten zu lösen.

271 Mougeotia spec. 31 Nennungen der Gattung Mougeotia (Tabelle 126) von fast nur geringem Vorkommen sind in der Datenbank enthalten. Leider konnte im Rahmen dieser Untersuchungen keine Bestimmung zur Art durchgeführt werden, da die dafür notwendigen Reproduktionsorgane nicht gefunden werden konnten. Bei circumneutralem Vorkommen zeigen die nicht bis zur Art bestimmbaren Fäden der Gattung eine Tendenz zu erhöhtem Vorkommen bei eher niedrigen pH-Werten. Das Vorkom- men im Bereich der Leitfähigkeit, der Chloridgehalte und Härte ist recht breit, beschränkt sich aber im Untersuchungsgebiet auf niedrige bis mittlere Werte. Indifferent ist die Gattung gegen- über dem Sauerstoffgehalt des Wassers, was zu ihrem Vorkommen in Kleingewässern passt (KADLUBOWSKA 1984). Die Toleranz hinsichtlich der Nährstoffgehalte und der organischen Be- lastung ist zwar hoch, der gesamte mögliche Bereich wird aber nicht ausgeschöpft.

Nach der Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) kommen die hier aufgeführten Nachweise der Gattung Mougeotia in den Klassen I bis II–III für Nitrat, Phosphor und Chlorid vor. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewässer Mecklenburg-Vorpom- merns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) sind sie in den Klassen 1 bis 2 bezüglich der Sauerstoff- und BSB5-Werte vertreten. Beim jetzigen Stand der Untersuchungen wird die Gattung von einer Bewertung ausgeschlossen. Eventuell kann für ein späteres Bewertungsverfahren mehr erreicht werden, wenn in der Analyse nach dickfädigen und feinfädigen Arten differenziert wird. Nach KADLUBOWSKA (1984) bevorzugen erstere Zygnemataceen ein alkalisches, letztere eher ein saures Milieu. Nach SIMONS et al. (1999) sind die Arten der Gattung Mougeotia in hartem, weichem und (schwach) saurem Wasser verbreitet und (mäßig) eutrophierungsempfindlich.

Tabelle 126 Verbreitung von Mougeotia spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamt- phosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 6,6 8,4 7,6 0,9 24 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 65 1307 424 60 24 Nitrat-N (mg/l) 0,43 5,98 2,71 0,35 24 Phosphor gesamt (mg/l) 0,01 0,32 0,12 0,02 24 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,43 12,21 10,26 0,26 24 Chlorid (mg/l) 3,02 260,36 40,01 10,88 24 Härte (mmol/l) 0,20 4,37 2,04 0,26 20 0,80 5,32 2,44 0,31 19 BSB5 (mg/l)

272 Spirogyra spec. Erstaunlicherweise wurden Spirogyra-Fäden (Tabelle 127) nur einmal von insgesamt 29 Nennun- gen mit größerer Häufigkeit gefunden. Die Arten dieser Gattung sind ebenso wie bei der Gattung Mougeotia nur anhand der Reproduktionsorgane zu bestimmen. Eine Artbestimmung konnte daher nicht erfolgen. Die hier nicht bis zur Art bestimmbaren Spirogyra-Arten sind im Untersuchungs- gebiet an alkalischen Standorten verbreitet. Anders als Mougeotia zeigen die Funde von Spirogy- ra aber keinerlei Präferenz für Standorte mit niedrigerem pH. Empfindlicher reagieren sie auf hohe Leitfähigkeit. Sie sind nur bis 745 µS/cm zu finden. Bei den Chloridgehalten ist eine Präferenz für Werte zwischen 50 und 100 mg/l feststellbar. Sie ertragen eine Härte bis 3,12 mmol/l. Unemp- findlicher reagieren sie auf die Nährstoffe Nitrat und Phosphor. Hier wird fast der gesamte untersuchte Bereich abgedeckt. Auch ist eine deutliche Tendenz zu höherem Vorkommen bei höherer organischer Belastung feststellbar. Ähnlich indifferent wie Mougeotia ist Spirogyra gegenüber dem Sauerstoffgehalt. Nach der Klassifizierung der LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) kommen Fäden der Gattung Spirogyra in den Klassen I bis III für Nitrat und Phosphor und den Klassen I bis I–II für Chlorid vor. Nach der Klasseneinteilung für Fließgewäs- ser Mecklenburg-Vorpommerns (in LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998) sind sie in den Klassen 1 bis 2 bezüglich der Sauerstoff- und BSB5-Werte vertreten.

Nach KADLUBOWSKA (1984) finden sich nur einige Spirogyra-Arten im fließenden Wasser am Substrat festgeheftet. Sie kommen meist in leicht alkalischem, neutralem oder schwach saurem Milieu vor. Auch bei Spirogyra wäre eine differenzierte Analyse dick- und dünnfädiger Formen denkbar. Nach JOHN et al. (2002) tendieren einige Arten dazu, auf das Hartwasser beschränkt zu sein, während die Mehrzahl in weichem, saurem Wasser vorkommt, das reich an organischen Säuren ist. Aufgrund der Ungenauigkeit der Autökologie der Gattung kann sie zum jetzigen Zeitpunkt nicht in ein Bewertungsverfahren einbezogen werden.

Tabelle 127 Verbreitung von Spirogyra spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamt- phosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5.

Min = Minimalwert, Max = Maximalwert, MW = Mittelwert, ST = Standardabweichung, n = Anzahl der Messwerte.

Min Max MW ST n pH 7,1 8,4 7,7 0,1 24 Leitfähigkeit 20 °C (µS/cm) 68 745 427 42 24 Nitrat-N (mg/l) 0,73 10,07 2,99 0,45 24 Phosphor gesamt (mg/l) 0,01 0,68 0,16 0,03 24 Sauerstoff gelöst (mg/l) 6,43 11,56 9,97 0,33 24 Chlorid (mg/l) 3,02 96,93 36,41 5,41 24 Härte (mmol/l) 0,24 3,12 1,85 0,20 21 0,80 6,25 2,65 0,33 20 BSB5 (mg/l)

273 6.4.3 Erarbeitung eines Bewertungsverfahrens

6.4.3.1 Abgrenzung relevanter Fließgewässertypen

Zusammenstellen eines Datensatzes zur Typabgrenzung Um für das Phytobenthos relevante Fließgewässertypen voneinander abgrenzen zu können, wurde ein Datensatz mit Probestellen zusammengestellt, bei denen ein sehr guter ökologischer Zustand angenommen werden konnte. Diese Auswahl erfolgte zunächst zentral im LfW und wurde dann unter Beachtung aller biologischer Daten im Vergleich mit Literaturangaben zur Autökologie der Arten noch einmal kritisch durchgesehen. Für das Phytobenthos ohne Diatomeen ergaben sich so 69 Befunde von 44 Probestellen, für die vorab ein sehr guter ökologischer Zustand angenommen werden konnte. 13 dieser Befunde waren von Dr. Pfister erhoben worden. Weitere 42 Befunde der angenommenen Zustandsklasse 1 konnten aus der österreichischen Datenbank übernommen werden, diese Befunde stammten hauptsächlich aus dem Alpen- und Voralpenraum. Somit lagen für eine Analyse zur Typabgrenzung insgesamt 111 Befunde der angenommenen Zustandsklasse 1 aus drei verschiedenen Datenquellen vor.

Abgrenzung der Ökoregion „Alpen“ Eine Korrespondenzanalyse (CA) der 111 Befunde der angenommenen Zustandsklasse 1 (Abbildung 88, Tabelle 128) zeigt entlang der ersten Achse eine deutliche Abgrenzung all der Probestellen, die in den Alpen liegen (Typ 1 der Fließgewässertypologie, vgl. Tabelle 3). Dabei werden mit der ersten Achse 10,7 % der Varianz in den Artdaten erfasst (Tabelle 128). Charakte- ristische Arten, die die Alpenstellen im angenommenen sehr guten Zustand von den anderen Pro- bestellen unterscheiden, sind die Nostocophyceae Homoeothrix varians, Tolypothrix distorta, Di- chothrix gypsophila, Chamaesiphon confervicolus, Ch. polonicus, Ch. geitleri, Siphononema polonicus, Schizothrix fasciculata, Clastidium rivularis, Stichosiphon pseudopolymorphus, Phor- midium autumnale sowie die Chrysophyceae Hydrurus foetidus. Die meisten Befunde aus dem Alpengebiet stammen allerdings aus der österreichischen Datenbank. Im Rahmen des Projektes waren lediglich zwei Probestellen aus den Alpen beprobt worden (siehe Tabelle 1 und Tabelle 2). Aufgrund der geringen Datenlage muss an dieser Stelle auf eine genauere Charakterisierung der Probestellen in den Alpen verzichtet werden. Stattdessen wird auf das aktuell laufende Forschungsvorhaben in Österreich verwiesen.

Heterogenität im Datensatz Bei der weiteren Auswertung der Daten stellten die unterschiedlichen Datenquellen ein Problem dar. Stets trennten sich die Befunde aufgrund der unterschiedlichen Bearbeiter. Es wurden mehrere Anstrengungen unternommen, diese bearbeiterbedingte Varianz in den Artdaten zu vermindern. Kritische oder unklare Arten wurden anhand des Fotomaterials mit Dr. Pfister besprochen, außer- dem wurden etliche Proben aus dem Mittelgebirge zusammen mit Dr. Pfister nachmikroskopiert. Da ein Teil der Varianz wahrscheinlich mit der leicht unterschiedlichen Probenahme zusammen- hing, wurde eine weitere Angleichung der Datensätze dadurch versucht, dass nicht der Gesamt- befund, sondern nur eine Zusammenfassung der Unterbefunde „Hartsubstrate“ in die Auswertung einging. Dadurch konnte zwar in den Darstellungen der Korrespondenzanalysen eine deutliche Annäherung der Befunde erreicht werden, dennoch blieb bei kanonischen Korrespondenzanalysen 274 (CCA) der „Bearbeitereffekt“ stets ein signifikanter Faktor. Die Gründe dafür können sowohl die leicht unterschiedliche Vorgehensweise bei der Probenahme sowie die unterschiedliche Erfahrung der Bearbeiterteams sein als auch natürlicherweise vorhandene Unterschiede zwischen den Probe- stellen. Letzteres wird dadurch gestützt, dass sich durch ein gemeinsames Nachmikroskopieren keine großen Veränderungen in den Artenlisten ergaben. Mit dem vorliegenden Datensatz ist es nicht möglich, die Varianz in den Artdaten, die auf den natürlichen Unterschieden zwischen den Probestellen beruht, von der durch die unterschiedlichen Bearbeiter verursachten Varianz abzu- grenzen. Daher wurden für die weiteren statistischen Auswertungen nur die durch J. Foerster und Dr. Gutowski erhobenen Daten benutzt. Für die Zukunft wäre ein genauerer Abgleich zwischen den Bearbeiterteams wünschenswert. Dazu ist es allerdings nötig, dass dieselben Probestellen möglichst zeitnah beprobt werden.

Abbildung 88 Korrespondenzanalyse der 111 Befunde der angenommenen Zustandsklasse 1 für das Phyto- benthos ohne Diatomeen. Die Symbole mit den Ziffern 1 bis 20 beziehen sich auf die Fließgewässertypologie in Tabelle 3. Rot umgrenzt sind die Befunde, die aus den Alpen stammen (inkl. einer Voralpenstelle).

Tabelle 128 Korrespondenzanalyse der 111 Befunde der angenommenen Zustandsklasse 1 für das Phytobenthos ohne Diatomeen.

Axis 1 Axis 2 Axis 3 Axis 4 Eigenvalues 0,620 0,441 0,375 0,295 Percentage 10,71 7,62 6,48 5,10 Cum. Percentage 10,71 18,33 24,81 29,91

275 Abgrenzung der Probestellen im Alpenvorland Bei der Betrachtung der durch J. Foerster und Dr. Gutowski erhobenen Befunde der angenommenen Ökologischen Zustandsklasse 1 ergaben CAs und CCAs zuerst eine deutliche Abgrenzung von zwei Probestellen im Alpenvorland (Abbildung 89, Tabelle 129). Der größte Anteil in der Varianz der Artdaten wird durch den Chloridgehalt und die Härte (jeweils Mittelwerte pro Jahreszeit) erklärt. Eng korreliert mit diesen beiden Faktoren (und deswegen auf der Abbildung nicht mit dargestellt) ist die Säurekapazität. Als nächster Faktor mit hohem Erklä- rungswert wurde bei der manuellen „forward selection“ die Zugehörigkeit der Probestelle zum Alpenvorland ermittelt. Dieser Umweltfaktor ist hauptsächlich mit der zweiten Achse korreliert. Dort liegen in großer Entfernung die Befunde von zwei Probestellen, die dem Alpenvorland (umfasst Typen 2 bis 4 der Fließgewässertypologie, vgl. Tabelle 3) zugerechnet werden: Es handelt sich um die Probestellen am Hochrhein (PrStNr. 886) und am Inn (PrStNr. 184). Charakteristische Arten für diese Befunde sind die Rotalge Bangia atropurpurea, die Grünalgen Microspora floccosa und Ulothrix tenuissima sowie die Tribophyceae Vaucheria canalicularis. Im Rahmen des vorliegenden Projektes wurden weitere Probestellen im Alpenvorland von Dr. Pfister bearbeitet. Dazu gehören vier Befunde, die von Probestellen der vermuteten Zustandsklasse 1 stammen. Dr. Pfister konnte hier insgesamt 33 Taxa nachweisen. Mit höheren Häufigkeiten, also makroskopisch bereits auffällig, wurden die Chrysophyceae Phaeodermatium rivularis sowie die Nostocophyceae Homoeothrix crustacea und Phormidium incrustatum genannt, aber auch die Ul- vophyceae Cladophora glomerata war an zwei Probestellen bereits in makroskopisch auffälliger Menge (mit Häufigkeit 4) vertreten. Eine statistisch abgesicherte Auswertung dieser Befunde scheiterte an der heterogenen Datenlage. Die Unterschiede bezüglich der gefundenen Arten zwischen den von J. Foerster und Dr. Gutowski und den von Dr. Pfister bearbeiteten Probestellen kann sowohl einem „Bearbeitereffekt“ als auch den natürlichen Unterschieden zwischen den beprobten Stellen zugesprochen werden: Dr. Pfister hat überwiegend kleinere Fließgewässer beprobt, die allesamt komplett begangen werden konnten (Angaben im Feldprotokoll). Dagegen stammen die von J. Foerster und Dr. Gutowski erhobenen Daten von Probestellen an größeren Fließgewässern (Hochrhein, Inn), die nur vom Rande aus beprobt werden konnten. Während diese Daten aus beiden Jahreszeiten stammen, wurden die Probenahmen von Dr. Pfister nur einmal im Sommer durchgeführt. Aufgrund des relativ geringen Probenumfangs in dieser Region sowie der offensichtlich relativ großen natürlichen Heterogenität kann diese Fließgewässer-Gruppe anhand der hier zur Verfügung stehenden Daten nicht umfassend erklärt und beschrieben werden. Weitere Untersuchungen wären wünschenswert. Vielleicht lassen sich auch im Alpenvorland die zur Zeit in Österreich entwickelten Bewertungsverfahren anwenden.

276 Abbildung 89 Kanonische Korrespondenzanalyse nach manueller forward selection der relevanten Umwelt- parameter. Kleine Dreiecke symbolisieren die Arten, die Kreise die Befunde. Umweltfaktoren, die signifikant zur Erklärung der Verteilung der Arten beitragen, sind als Pfeile bzw. im Fall von Kategorialvariablen als große Dreiecke dargestellt. AV = Alpenvorland, 5 und 11 = Typen 5 und 11 aus der Fließgewässer- typologie (vgl. Tabelle 3), o = organisch geprägte Probestellen, Jz = Jahreszeit. Weitere Abkürzungen der Umweltfaktoren siehe Tabelle 65, für die Ab- kürzungen der Arten siehe Artenliste Tabelle 66.

Tabelle 129 Kanonische Korrespondenzanalyse nach manueller forward selection der relevanten Umweltparameter.

Axis 1Axis 2Axis 3Axis 4Total inertia Eigenvalues 0,479 0,386 0,281 0,220 7,483 Species-environment correlations 0,957 0,944 0,852 0,814 Cumulative percentage variance of species data 6,4 11,6 15,3 18,2 of species-environment relation 35,1 63,3 83,9 100,0 Sum of all eigenvalues 7,483 Sum of all canonical eigenvalues 1,365

277 Abgrenzung weiterer Fließgewässertypen Für die weitere Typabgrenzung standen nun noch 53 Befunde von Probestellen mit einem angenommenen sehr guten Zustand zur Verfügung. 34 dieser Befunde stammen von Probestellen im Mittelgebirge, 19 von Probestellen im Norddeutschen Tiefland. Über manuelle forward selection wurden für diesen Datensatz die Härte und die Säurekapazität als die wichtigsten Umweltpara- meter ermittelt, die die größten Anteile der Varianz in den Artdaten erklären (jeweils mehr als 10 % der insgesamt erklärbaren Varianz). Die Regressionskoeffizienten der Umweltfaktoren in Bezug zur ersten Achse waren sehr hoch: Die Säurekapazität war mit einem Regressionskoeffizi- enten von 0,92 zur ersten Achse korreliert, die Härte mit 0,85 und die Leitfähigkeit mit 0,83. Da diese drei Faktoren auch untereinander hoch korreliert sind, waren teilweise getrennte Analysen nötig. Bereits bei der im Kapitel „Abgrenzung der Probestellen im Alpenvorland“, Seite 276, dargestellten CCA (vgl. Abbildung 89) war die Bedeutung der Härte, des Chloridgehaltes und der Säurekapazität für die Verteilung der Algen deutlich geworden. Zusätzlich ließen sich die Probestellen, die den Typen 5 und 11 aus der Fließgewässertypologie (vgl. Tabelle 3) zugerechnet waren abgrenzen. Der Typ 5 umfasst die silikatisch geprägten Probestellen im Mittelgebirge, der Typ 11 die organischen Probestellen im Norddeutschen Tiefland. Daher wurden im Rahmen des vorliegenden Pro- jektes drei Gruppen von Fließgewässertypen aufgestellt: • silikatische Stellen im Mittelgebirge: Mittelwerte der Säurekapazität und Härte < 1,6 mmol/l • organische Stellen im Norddeutschen Tiefland: Mittelwerte der Säurekapazität und Härte < 1,6 mmol/l • karbonatische Stellen im Mittelgebirge und im Norddeutschen Tiefland: Mittelwerte der Säurekapazität und Härte > 1,6 mmol/l Die Probestellen wurden anhand der gemessenen Werte der Härte und Säurekapazität in diese Gruppen einsortiert. Für Probestellen, zu denen keine Chemiewerte vorlagen, wurde die Einstu- fung in die Fließgewässertypologie (vgl. Tabelle 3) als Grundlage für die Zuordnung in diese drei Gruppen verwendet. Die folgende CCA beruht auf der Zuordnung der Probestellen zu diesen drei Gruppen. Die erreichten Erklärungswerte in dieser Analyse sind zwar niedrig, dafür sind aber die Korrelationen zwischen den Arten und den ausgewählten Umweltfaktoren sehr hoch. Diese Art der Darstellung wurde gewählt, da sich hier die Verteilung der Arten am besten erkennen lässt und somit eine Zuschreibung charakteristischer Arten für jede Gruppe möglich wird (Abbildung 90). Die relativ geringen Erklärungswerte, die mit dieser CCA erreicht wurden (Tabelle 130), weisen darauf hin, dass die natürliche Streuung relativ groß ist.

Silikatisch geprägte Probestellen im Mittelgebirge Als charakteristische Arten für die Gruppe der silikatisch geprägten Probestellen im Mittelgebirge sind nach Abbildung 90 folgende Arten zu nennen: Die Nostocophyceae Chamaesiphon polymorphus, die Florideophyceae Audouinella hermannii, Batrachospermum spec. und Lemanea spec., die Chlorophyceae Microspora amoena sowie die Ulvophyceae Ulothrix zonata und die Charo- pyhceae Closterium rostratum, Closterium tumidulum und Closterium tumidum. Die Fließgewässer in dieser Gruppe liegen im Buntsandstein oder im Grundgebirge (Gneis, Gra- nit, Schiefer) und entsprechen damit den Typen 5a, 5b und 9a der Fließgewässertypologie (vgl. Tabelle 3). Sie zeichnen sich im sehr guten und guten Zustand durch geringe Werte der Härte und der Säurekapazität aus (Mittelwerte jeweils < 1 mmol/l). In degradierten Bereichen können die

278 Abbildung 90 Kanonische Korrespondenzanalyse der Befunde, wobei die Probestellen aufgrund der vorhandenen Daten zur Wasserchemie in drei Gruppen eingeteilt wurden (nähere Ausführungen im Text). Die kleinen Dreiecke symbolisieren die Arten, für die Abkürzungen siehe Artenliste (Tabelle 66)

Tabelle 130 Kanonische Korrespondenzanalyse der Befunde, wobei die Probestellen aufgrund der vorhandenen Da- ten zur Wasserchemie in drei Gruppen eingeteilt wurden (nähere Ausführungen im Text).

Axis 1Axis 2Axis 3Axis 4Total inertia Eigenvalues 0,414 0,230 0,492 0,454 7,141 Species-environment correlations 0,916 0,853 0,000 0,000 Cumulative percentage variance of species data 5,8 9,0 15,9 22,3 of species-environment relation 64,3 100,0 0,0 0,0 Sum of all eigenvalues 7,141 Sum of all canonical eigenvalues 0,644

279 Werte für Säurekapazität und Härte etwas höher liegen, wobei Werte von mehr als 1,6 mmol/l nur in Ausnahmefällen erreicht werden. Hier ist im Einzelfall zu prüfen, ob es sich um ein stark de- gradiertes silikatisches Gewässer oder bereits um einen Mischtyp mit karbonatischem Einfluss handelt. Im Zweifelsfall sind die geologischen Gegebenheiten und die Einstufung des Gewässers in die Fließgewässertypologie von ausschlaggebender Bedeutung. Aufgrund dieser Eigenschaften wurden aus den vorhandenen Daten 58 Befunde von 33 Probestellen in diese Gruppe einsortiert. Dabei waren sieben Probestellen durch Dr. Pfister beprobt worden, während die restlichen 51 Befunde von 26 Probestellen durch J. Foerster und Dr. Gutowski erhoben worden waren.

Organisch geprägte Probestellen im Norddeutschen Tiefland Nach Abbildung 90 fallen die organischen Probestellen im Norddeutschen Tiefland durch das Vorkommen von Audouinella chalybea (Florideophyceae) sowie von Microspora wittrockii (Chlorophyceae) auf. Es handelt sich hierbei um organisch geprägte Fließgewässer der Sander und sandigen Aufschüt- tungen im Norddeutschen Tiefland, die sich durch geringe Werte in der Härte und der Säurekapa- zität auszeichnen (Mittelwerte jeweils < 1,6 mmol/l). Aufgrund dieser Charakteristika wurden aus dem vorliegenden Datensatz 19 Befunde von zehn Probestellen (alle von J. Foerster und Dr. Gutowski bearbeitet) in diese Gruppe eingestuft. Sechs dieser Probestellen waren vorher in andere Typen der Fließgewässertypologie (vgl. Tabelle 3) einsortiert gewesen, wurden aber aufgrund der vorliegenden Informationen zu den Gewässern und insbesondere aufgrund der Werte zu Säurekapazität und Härte jetzt in die Gruppe der organisch geprägten Fließgewässer aufgenommen.

Karbonatisch geprägte Probestellen an Fließgewässern im Mittelgebirge und im Norddeutschen Tiefland Nach Abbildung 90 werden die karbonatischen Probestellen charakterisiert durch das Vorkommen der Nostocophyceae Pleurocapsa minor, der Tribophyceae Vaucheria bursata und Vaucheria spec., der Ulvophyceae Cladophora glomerata sowie der Charophyceae Closterium moniliferum. In dieser Gruppe sind alle Fließgewässerstellen enthalten, die höhere Werte in der Säurekapazität und der Härte aufweisen (Mittelwerte jeweils > 1,6 mmol/l). Aus dem vorliegenden Datensatz wurden daher 72 Probestellen mit 114 Befunden in diese Gruppe einsortiert. Damit werden die Typen 6, 7, 9d, 10, 16, 19 und 20 der Fließgewässertypologie (vgl. Tabelle 3) erfasst. Trotz dieser großen Datenmenge konnte mit den vorliegenden Daten für das restliche Phytobenthos keine weitere Aufteilung innerhalb der Gruppe der karbonatisch geprägten Fließgewässer erreicht werden. Naheliegend wäre eine Aufteilung der Befunde nach Ökoregionen gewesen, jedoch erwies sich dieser Faktor bei CCAs als nicht signifikant. Signifikante Umweltfaktoren dagegen waren solche, die sich auf die Größe des Fließgewässers, die Breite des Fließgewässers an der Probe- stelle und die Strömung bezogen. Beispielsweise die Kategorie „großer Fluss“ oder – negativ dazu – „Probenahme über gesamte Breite möglich“) Eine sinnvolle Unterteilung der Probestellen aus der karbonatischen Gruppe hätte am ehesten bezogen auf das an der Probestelle vorherrschende Substrat stattfinden können, wonach steinige, kiesige Standorte von sandigen, schlammigen, Makrophyten-bewachsenen Standorten hätten abgegrenzt werden können (Abbildung 91). Diese

280 Eigenheiten der Probestellen spiegelten sich z. B. wider in den entnommenen Unterbefunden („hauptsächlich Hartsubstrate beprobt“ vs. „hauptsächlich Weichsubstrate entnommen“ bzw. „Quetschproben“). Da mit dieser Aufteilung aber nur geringe Erklärungswerte erreicht werden konnten (Tabelle 131), wurde in der vorliegenden Untersuchung darauf verzichtet. Jedoch ist zu vermuten, dass bei einem größeren Umfang an Probenahmen das an der Probestelle vorherrschende Substrat und die Strömung als wichtige Faktoren ermittelt werden können, die einen signifikanten Einfluss auf die Biozönose haben.

Abbildung 91 Kanonische Korrespondenzanalyse der Befunde aus der karbonatischen Fließgewässergruppe. Die Befunde sind als Kreise dargestellt, wobei die Farbe die Vorabeinstufung in den ökologischen Zustand wiedergibt. Die blauen Dreiecke symbolisieren die Arten. Als relevante Umweltparameter wurden das an der Probestelle vorherrschende Substrat (zwei Kategorien: H_Stein = hauptsächlich steiniges kiesiges Substrat; H_SMP = sandige bzw. Makrophyten-reiche Probestelle), die jeweilige Anzahl der Unterbefunde mit Hartsubstrat (AnzUbfH) bzw. Weich- substrat (AnzUbfW) und der relative Anteil hauptsächlich planktischer (.P) bzw. hauptsächlich benthischer (.B) Arten festgestellt.

Tabelle 131 Kanonische Korrespondenzanalyse der Befunde aus der karbonatischen Fließgewässergruppe.

Axis 1Axis 2Axis 3Axis 4Total inertia Eigenvalues 0,197 0,123 0,094 0,062 5,633 Species-environment correlations 0,818 0,692 0,694 0,652 Cumulative percentage variance of species data 3,5 5,7 7,4 8,5 of species-environment relation 35,1 57,1 73,8 84,8 Sum of all eigenvalues 5,633 Sum of all canonical eigenvalues 0,562

281 Vergleich der Fließgewässertypen (mit Ausnahme der Alpen) Die folgenden Vergleiche beziehen sich auf die oben dargestellten vier Gruppen von Fließgewäs- sertypen: • PB_1: Probestellen im Alpenvorland („Alpenvorland“) • PB_2: silikatisch geprägte Probestellen im Mittelgebirge („MG_Silikat“) • PB_3: karbonatisch geprägte Probestellen im Mittelgebirge und im Norddeutschen Tief- land („Karbonat“) • PB_4: organisch geprägte Probestellen im Norddeutschen Tiefland („NT_Org“) Die Gruppe der Probestellen in den Alpen wurde aufgrund der geringen Datenlage bei den folgenden Vergleichen nicht beachtet. In den Gruppen „MG_Silikat“ und „NT_Org“ finden sich eher kleinere Fließgewässer, während in den Gruppen „Alpenvorland“ und „Karbonat“ auch größere Flüsse vorkommen. Dies zeigt sich an den Spannweiten der Werte für die Breite und die Tiefe der Fließgewässer: Die Breite des Fließgewässers lag bei den Probestellen in der Gruppe „NT_Org“ zwischen 1 und 10 m, bei den Probestellen in der Gruppe „MG_Silikat“ zwischen 0,4 und 50 m. Die Probestellen in der Gruppe „Karbonat“ waren zwischen 0,5 und 130 m breit und die Probestellen der Gruppe „Alpenvorland“ zwischen 0,5 und 100 m. Die Probestellen der Gruppe „NT_Org“ waren 0,3 bis 1 m tief, die Pro- bestellen der Gruppe „MG_Silikat“ 0,1 bis 5 m. Dagegen besaßen die Probestellen der Gruppe „Karbonat“ eine Tiefe von 0,1 bis 20 m und die Probestellen in der Gruppe „Alpenvorland“ eine von 0,2 bis 10 m. Die beprobten Stellen im „MG_Silikat“ und im „NT_Org“ waren relativ quellnah und verfügten dementsprechend über kleinere Einzugsgebiete, während die Probestellen, die in die Fließgewässergruppe „Karbonat“ einsortiert wurden, teilweise in weiterer Entfernung von der Quelle lagen und daher über große Einzugsgebiete verfügen. Im Rahmen des vorliegenden Projektes wurden auch im Alpenvorland eher größere Flüsse bearbeitet, so dass sich hier ein mittleres Einzugsgebiet von fast 2 000 km2 ergibt. Trotz dieser Tendenzen konnten keine signifikanten Unterschiede zwischen den vier Gruppen in bezug auf die Parameter Tiefe, Breite, MQ, Größe des EZG und Quellentfernung festgestellt werden. Dies liegt vor allem an der großen Streuung innerhalb jeder Gruppe sowie an teilweise fehlenden Angaben. In Hinblick auf die im Feldprotokoll aufgenommenen Standortfaktoren wie „Trübung des Gewäs- sers“, „Gewässergrund sichtbar“, „Tiefenstruktur einheitlich“ oder „vielfältig“, „Probenahme über gesamte Breite möglich“ konnten über Chi-Quadrat-Tests keine signifikanten Unterschiede zwischen den Fließgewässergruppen festgestellt werden. Bei der Betrachtung der im Feldprotokoll aufgenommenen Schätzwerte für die an der Probestelle herrschenden Strömung (geschätzt auf einer sechsstufigen Skala, Tabelle 5) zeigten sich Unter- schiede zwischen den Fließgewässergruppen. An den Probestellen im Alpenvorland wurde in den meisten Fällen (50 % der Fälle) eine schnelle Fließgeschwindigkeit festgestellt. Insgesamt wurden die Probestellen in die Strömungsklassen 3 (langsam fließend) bis 6 (stürzend) eingeteilt, die beiden untersten Strömungsklassen („nicht erkennbar fließend“ und „träge fließend“) wurden im Al- penvorland nicht vergeben. An den Probestellen im „MG_Silikat“ wurden die Strömungsklassen 2 (träge fließend) bis 6 (stürzend) vergeben, der größte Anteil der Probestellen (34 % bzw. 44 %) wurde als langsam oder schnell fließend eingestuft. Die Probestellen der Fließgewässergruppe „Karbonat“ wurden zum größten Teil (36 % bzw. 42 % der Probestellen) in die Klassen 2 (träge fließend) oder 3 (langsam fließend) eingestuft. An weiteren 22 % der Probestellen wurde die Strömungsklasse 4 (schnell fließend) festgestellt. Die beiden höchsten Strömungsklassen wurden

282 im Karbonat nie vergeben. Auch in der Fließgewässergruppe „NT_Org“ wurden die beiden höch- sten Strömungsklassen nie vergeben, nur an einer Probestelle wurde eine schnelle Fließgeschwin- digkeit konstatiert, die meisten Probestellen (33 % bzw. 44 %) wiesen eine träge oder langsame Strömung auf. In der Gruppe „NT_Org“ wurde an einer Probestelle auch die unterste Strömungs- klasse (nicht erkennbar fließend) festgestellt. Diese Einstufung traf sonst auf keine andere Probe- stelle zu. In allen vier Fließgewässergruppen war die Vielfalt der Substrate sehr groß (Abbildung 92). In der Fließgewässergruppe „MG_Silikat“ (PB_2) traten die unterschiedlichen Substrate zu relativ gleichen Anteilen auf. Probestellen im „Alpenvorland“ (PB_1) wiesen insgesamt weniger sandige und mehr kiesige/steinige Anteile an den Probestellen auf. An den Probestellen der Fließgewässer- gruppen „Karbonat“ (PB_3) und „NT_Org“ (PB_4) machten die kiesigen und steinigen Substrat- klassen weniger als die Hälfte (im „NT_Org“ ca. ein Drittel) der vorhandenen Substrate aus, hier war dagegen ein relativ großer Anteil an Sand vorhanden. An den Probestellen der Gruppe „Kar- bonat“ waren Makrophyten recht häufig, während an den Probestellen der Gruppe „MG_Silikat“ viele Moose auftraten. In der Fließgewässergruppe „NT_Org“ waren sowohl Makrophyten als auch Moose auffallend selten.

1 2

3 4

1 2 3 4

Abbildung 92 Vergleich der an den Probestellen befindlichen Substrate in den verschiedenen Fließgewässergruppen

Auffällige und stets signifikante (Kruskal-Wallis- bzw. Mann-Whitney-U-Tests mit einem Signi- fikanzniveau von 0,01) Unterschiede bestanden zwischen den Fließgewässergruppen hinsichtlich der chemisch-physikalischen Werte der Gewässer (Abbildung 93 und Abbildung 94). Die größten Unterschiede fanden sich bezüglich der Säurekapazität und der Härte. Diese Parameter waren bereits in den CCAs als wichtigste Parameter ermittelt worden und dienten der darauffolgenden Ein- stufung der Probestellen in die jeweiligen Fließgewässergruppen. Gleich gerichtete Unterschiede ließen sich aber auch beim pH-Wert und bei der Leitfähigkeit feststellen. Interessant sind auch die Angaben zu den Nährstoffgehalten: In der Gruppe 4, der Gruppe der karbonatisch geprägten Pro- bestellen, wurden signifikant höhere Werte für Gesamt- und Nitrat-Stickstoff sowie für Gesamt- und Ortho-Phosphat gemessen.

283 Abbildung 93 Whisker-boxplots-Darstellung der gemessenen Chemiewerte; Vergleich der Fließgewässer- gruppen (FG_GrN). Die Ziffern beziehen sich auf die Nummerierung in Tabelle 133.

284 Abbildung 94 Whisker-boxplots-Darstellung der gemessenen Chemiewerte; Vergleich der Fließgewässer- gruppen (FG_GrN). Die Ziffern beziehen sich auf die Nummerierung in Tabelle 133.

285 Tabelle 132 fasst die wichtigsten Charakteristika der Fließgewässergruppen zusammen. Es fällt auf, dass die Fließgewässergruppen „MG_Silikat“ und „NT_Org“ relativ homogene Gruppen darstellen, während in den anderen beiden Gruppen eine große Vielfalt von Standortbedingungen herrscht.

Tabelle 132 Eigenschaften der Fließgewässer aus den unterschiedlichen Fließgewässergruppen

Alpenvorland MG_Silikat Karbonat NT_Org größere und kleinere FG kleinere FG größere und kleinere FG kleinere FG geringe bis große Tiefe geringe (bis mittlere) Tiefe geringe bis sehr große Tiefe geringe Tiefe geringe bis sehr große Breite geringe bis mittlere Breite geringe bis sehr große Breite geringe Breite großes EZG mittleres (bis großes) EZG großes EZG kleines EZG quellnah bis quellfern recht quellnah quellnah bis quellfern sehr quellnah v. a. schnell fließend v. a. schnell fließend v. a. träge bis langsam fließend v. a. träge bis langsam fließend hauptsächlich kiesige/steinige relativ gleiche Anteile der größere Anteile an Sand und größere Anteile sandiger Anteile am Substrat verschiedenen Substrate, an Makrophyten, Moose Substrate, wenige Moose viele submerser Moose auch vorhanden und Makrophyten Säurekapazität, Härte, pH Säurekapazität, Härte, pH Säurekapazität, Härte, pH Säurekapazität, Härte, pH und Leitfähigkeit hoch und Leitfähigkeit gering und Leitfähigkeit hoch und Leitfähigkeit gering geringe Nährstoffgehalte mittlere Nährstoffgehalte hohe Nährstoffgehalte mittlere Nährstoffgehalte

Zusammenfassung Mit den vorliegenden Daten zum restlichen Phytobenthos lassen sich fünf Gruppen von Fließ- gewässertypen voneinander unterscheiden und abgrenzen. Diese sind in Tabelle 133 aufgeführt. Die Typen sind durch die Ökoregionen sowie durch geologische Eigenschaften charakterisiert. Sie unterscheiden sich hinsichtlich der Artenzusammensetzungen deutlich voneinander. Auf diese Ei- genheiten muss bei der Entwicklung eines typbezogenen Bewertungsverfahrens geachtet werden.

Tabelle 133 Relevante Gruppen von Fließgewässertypen und ihre Entsprechung zu Fließgewässertypen aus Tabelle 3.

FG = Fließgewässer

Nr. Beschreibung Entspricht 1 Probestellen an FG in den Alpen Typ 1 2 Probestellen an FG im Alpenvorland Typen 2–4 3 Probestellen an FG im Mittelgebirge Typen 5 und 9a silikatisch geprägt niedrige Säurekapazität und Härte, Mittelwerte < 1,6 mmol/l 4 Probestellen an FG im Mittelgebirge und Norddeutschen Tiefland Typen 6, 7, 9c, 9d, 10, 13–20 karbonatisch geprägt höhere Säurekapazität und Härte, Mittelwerte > 1,6 mmol/l 5 Probestellen an FG im Norddeutschen Tiefland Typ 11 organisch geprägt niedrige Säurekapazität und Härte, Mittelwerte < 1,6 mmol/l

286 6.4.3.2 Entwicklung eines typbezogenen Bewertungsverfahrens

Vorgehensweise Es sollte ein Bewertungsverfahren entwickelt werden, mit dem der ökologische Zustand der Pro- bestelle erfasst werden kann, wobei die charakteristischen Ausprägungen der Algengemeinschaf- ten in den unterschiedlichen Fließgewässertypen berücksichtigt werden sollen. Dafür wurden mithilfe von Korrelationsanalysen jeweils innerhalb der in Kapitel 6.4.3.1 abgegrenzten Fließgewäs- sergruppen die Artzusammensetzungen und Abundanzen der Arten über alle angenommenen Zu- stände hinweg miteinander verglichen. Anhand von kanonischen Korrelationsanalysen wurde ge- prüft, ob die Verteilung der Arten mit den gemessenen Chemiewerten korreliert ist. Dies war jedoch nicht in allen Fällen erfolgreich. Nachdem auch vegetationsökologische Tabellenarbeit zum Herausarbeiten einer Diagonalstruktur in der Kreuztabelle nur begrenzten Erfolg brachte, wurde die Entscheidung getroffen, die relevanten Arten zu Kategorien zusammenzufassen. Die Grundla- ge dafür stellten die im Kapitel „Verteilung der Arten im Bereich der chemisch-physikalischen Messungen“, Seite 164, vorgestellten Angaben zur Verbreitung und Autökologie der Arten dar. Zusätzliche Erkenntnisse über das Vorkommen der Arten wurden aus weiteren CAs gewonnen, die in den folgenden Kapiteln im einzelnen dargestellt werden. Es wurden vier Kategorien aufgestellt: A, B, C und D (Tabelle 134). Die Kategorien fassen jeweils solche Taxa zusammen, die für eine Indikation des ökologischen Zustandes eine vergleichbare Aussagekraft haben. Taxa, die unter A eingestuft wurden, gelten als typspezifische Charakterarten, deren Vorkommen begrenzt ist auf Probestellen mit geringen Nährstoff- und Belastungsverhältnissen. Unter B wurden Arten eingestuft, die ebenfalls geringe Belastungen anzeigen, die aber in ihrem Vorkommen nicht so eng begrenzt sind. Unter C wurden Arten eingestuft, die über einen weiten Bereich vorkommen können, die aber oft bei Massenentwicklungen höhere Nährstoff- und Belastungszustände anzeigen. Unter D werden Indikatorarten für hohe Nährstoff- und Belastungsverhältnisse genannt. Ausgehend von dieser Einstufung der Arten in die vier genannten Kategorien kann nun eine Be- wertung vorgenommen werden. Dazu wurde eine Formel entwickelt, bei der das Vorkommen und die Abundanzen der unter A und B eingestuften Arten positiv, das Vorkommen und die Abundan- zen von unter C und D eingestuften Arten dagegen negativ gewertet werden. Dabei werden die Abundanzen der unter B und C eingestuften Arten nur zu 50 % gezählt, um der schwächeren Aus- sagekraft dieser weiter verbreiteten Arten gerecht zu werden.

Tabelle 134 Einteilung von Phytobenthos-Arten in vier Kategorien zur Bewertung einer Probestelle (Fließgewässer)

Kategorie Beschreibung A sensible Arten, charakteristisch für bestimmte Fließgewässertypen B weniger sensible Arten, Vorkommen nicht so eng begrenzt wie unter A C typunspezifische Störungszeiger (Eutrophierung bzw. einen mäßigen bis unbefriedigenden Zustand anzeigend) D typunspezifische Störungszeiger (sehr starke Eutrophierung, unbefriedigenden bis schlechten Zustand anzeigend)

287 Die Berechnung des Bewertungsindex lässt sich über folgende Formel (Gleichung 10) darstellen:

Gleichung 10 Berechnung des Bewertungsindex (BI)

BI = Bewertungsindex

QA = quadrierte Häufigkeit eines Taxons aus Bewertungskategorie A nABn nC nD 1 1 QB = quadrierte Häufigkeit eines Taxons aus ∑∑∑∑QAi + QBi − QCi − QDi Bewertungskategorie B i====11112 i 2 i i BI = *100 QC = quadrierte Häufigkeit eines Taxons aus nABn nC nD Bewertungskategorie C Q + Q + Q + Q ∑∑∑∑Ai Bi Ci Di QD = quadrierte Häufigkeit eines Taxons aus i====1111i i i Bewertungskategorie D i = 1 bis nA, nB, nC, nD, Laufindex über die Taxa aus der jeweiligen Bewertungs- kategorie

Eine gesicherte Berechnung des Bewertungsindex kann nur erfolgen, wenn bei der Probenahme mindestens fünf eingestufte Taxa gefunden wurden bzw. wenn (bei weniger als fünf Taxa) die Summe der quadrierten Deckungsgrade insgesamt mindestens 16 beträgt. Der so errechnete Bewertungsindex kann theoretisch Werte zwischen +100 (an der Probestelle sind nur Arten aus der Bewertungskategorie A vorhanden) und –100 (an der Probestelle sind nur Arten aus der Bewertungskategorie D vorhanden) annehmen. Um aus dem Bewertungsindex eine Zuordnung in die fünf Ökologischen Zustandsklassen vornehmen zu können, mussten Grenzen festgelegt werden. Diese Festlegung erfolgte unter Beachtung aller bekannten Informationen zu den Probestellen. Bei der Festlegung der Klassengrenzen wurde darauf geachtet, möglichst einheitliche Klassengrößen zu verwenden. In einem Fall wurde jedoch eine Verschiebung einer Klas- sengrenze für nötig befunden, woraus eine typspezifisch unterschiedliche Setzung der Grenzen resultierte. Dies ist in den folgenden Kapiteln im einzelnen dargestellt.

Probestellen in den Alpen Im Rahmen des Projektes waren nur zwei Probestellen aus dem Alpengebiet untersucht worden. Daher entfällt die Entwicklung eines Bewertungsverfahrens mangels geeigneter Daten. Wahr- scheinlich lassen sich in diesem Fließgewässertyp die Bewertungsverfahren übernehmen, die zur Zeit in Österreich entwickelt werden.

Probestellen im Alpenvorland Es wurden im Rahmen des Projektes 23 Probestellen aus dem Alpenvorland untersucht. Jedoch war hier, wie im Kapitel „Abgrenzung der Probestellen im Alpenvorland“, Seite 276, dargestellt, die Varianz in den Artdaten zu einem großen Teil durch andere Einflüsse bedingt. Aufgrund der heterogenen Datenlage wurde darauf verzichtet, ein Bewertungsverfahren zu entwickeln. Für diese Gruppe wird zu prüfen sein, ob die in Österreich entwickelten Bewertungsverfahren anwendbar sind. Gegebenenfalls könnte durch gezielte Nachuntersuchungen der vorhandene Datensatz erweitert werden, so dass eine gesicherte Auswertung möglich ist.

288 Silikatische Probestellen im Mittelgebirge Von den durch J. Foerster und Dr. A. Gutowski erhobenen Daten wurden 51 Befunde von 26 Pro- bestellen der Gruppe „Silikatische Probestellen im Mittelgebirge“ (Gruppe 3 in Tabelle 133, im folgenden abgekürzt als „MG_Silikat“) zugeordnet. Eine Korrespondenzanalyse (Abbildung 95, Tabelle 135) über diese Befunde zeigt eine deutliche Auftrennung der Befunde bereits nach den vorab angenommenen Zustandsklassen. Weit außerhalb liegen die Befunde, die an der Probestelle Nr. 2369 (Schilfwasser) genommen wurden. Diese Probestelle war vorab in den Zustand 5 eingestuft worden. Hohe BSB5-Werte (11,50 +/– 7,78 mg/l, N = 26) sowie NH4-N-Werte (7,99 +/– 5,05 mg/l, N = 26) spiegeln die starke Abwasserbelastung an dieser Stelle wieder, wobei die Bedingungen offensichtlich erheblich schwankten. Der Bewuchs bestand im Winter nahezu ausschließlich aus Sti- geoclonium spec., im Sommer war Stigeoclonium spec. dominant, desweiteren traten in geringeren Mengen auch Microspora amoena, Oedogonium spec. und Vaucheria spec. auf. Auch wenn die beiden Befunde von der Probestelle „Schilfwasser“ weggelassen werden, ergibt eine Korrespondenzanalyse ein vergleichbares Bild (Abbildung 96, Tabelle 136): Entlang der ersten Achse ist eine deutliche Trennung zwischen den Probestellen, von denen ein sehr guter ökologi- scher Zustand angenommen wurde, und den Probestellen mit einem wahrscheinlich schlechteren ökologischen Zustand zu erkennen. Die Chemie-Parameter, die signifikant zur Erklärung der

Verteilung der Arten beitrugen, bestätigen die Vorabeinstufung größtenteils: Die Werte für NO3- N und SRP steigen ebenso wie die Leitfähigkeit in Richtung der schlechter eingestuften Probe- stellen hin an. Bezüglich der zweiten Achse zeigen die Befunde von Probestellen mit angenom- mener sehr guter ökologischer Güte eine größere Variabilität als die schlechteren Befunde. Als relevanter Chemieparameter konnte hier der Sauerstoffgehalt ermittelt werden – dies könnte im Zusammenhang mit der Fließgeschwindigkeit stehen, aber auch mit der Gewässertemperatur, die u. a. durch die (vorhandene oder fehlende) Beschattung beeinflusst wird.

289 Abbildung 95 Korrespondenzanalyse der Befunde in der Gruppe „MG_Silikat“. Die chemischen Parameter wurden in einem indirekten Verfahren eingefügt, nachdem die Konstruktion der Achsen ausschließlich anhand der Verteilung der Arten vorgenommen worden war. Die verschiedenen Farben geben die Vorabeinstufung in die Ökologischen Zustandsklassen 1 (blau), 2 (grün), 3 (gelb), 4 (rot, kleine Kreise) und 5 (rot, große Kreise) wieder.

Tabelle 135 Korrespondenzanalyse der Befunde in der Gruppe „MG_Silikat“.

Axis 1Axis 2Axis 3Axis 4Total inertia Eigenvalues 0,474 0,452 0,399 0,339 5,606 Species-environment correlations 0,755 0,862 0,278 0,469 Cumulative percentage variance of species data 8,5 16,5 23,6 29,7 of species-environment relation 19,1 42,8 45,0 50,3 Sum of all eigenvalues 5,606

290 Abbildung 96 Korrespondenzanalyse der Befunde in der Gruppe „MG_Silikat“. Die verschiedenen Farben geben die vorab-Einstufung in die Ökologischen Zustandsklassen 1 (blau), 2 (grün), 3 (gelb) und 4 (rot) wieder. Die chemischen Parameter wurden in einem indirekten Verfahren eingefügt, nachdem die Konstruktion der Achsen ausschließlich anhand der Verteilung der Arten vorgenommen worden war.

Tabelle 136 Korrespondenzanalyse der Befunde in der Gruppe „MG_Silikat“.

Axis 1 Axis 2 Axis 3 Axis 4 Total inertia Eigenvalues 0,458 0,412 0,345 0,324 5,229 Species-environment correlations 0,673 0,437 0,464 0,486 Cumulative percentage variance of species data 8,8 16,6 23,2 29,4 of species-environment relation 25,9 35,7 45,1 54,6 Sum of all eigenvalues 5,229 Sum of all canonical eigenvalues 0,801

291 Die aus diesen beiden Korrespondenzanalysen ermittelten Ergebnisse dienten als Ausgangpunkt für die Entwicklung eines Bewertungsverfahrens. Ausgehend von der Anordnung der Arten in den abgebildeten CAs sowie unter Berücksichtigung der selbst erarbeiteten Angaben zur Autökologie der Arten (siehe Kapitel „Verteilung der Arten im Bereich der chemisch-physikalischen Messun- gen“, Seite 164) und der Literaturangaben wurden 74 Taxa in die vier Bewertungskategorien eingestuft (Tabelle 138). Nach der in Kapitel 6.4.3.2 dargestellten Formel wurde für alle Befunde der Bewertungsindex berechnet. Um den Befund ausgehend von dem errechneten Bewertungsindex in eine der fünf Öko- logischen Zustandsklassen einzustufen, wurden Klassengrenzen festgelegt. Diese sind in Tabelle 137 angegeben.

Tabelle 137 Zuordnung der fünf Ökologischen Zustandsklassen zu Werten des Bewertungsindex in der Fließgewässergruppe „MG_Silikat“

Ökologische Bewertungsindex Zustandsklasse

≥ 50 1 ≥ 25 2 ≥ 03 ≥ –50 4 < –50 5

Die Bewertung der Befunde und ihre Einstufung in die Ökologischen Zustandsklassen für die Fließgewässergruppe „MG_Silikat“ ist in Tabelle 139 wiedergegeben. Diese Tabelle enthält auch die von Dr. Pfister erhobenen Befunde. Von den 75 Befunden, die insgesamt für die Gruppe „MG_Silikat“ vorlagen, wurden sieben Befunde in den sehr guten ökologischen Zustand und 18 in den guten ökologischen Zustand eingestuft. 20 Befunde wurden in die Zustandsklasse 3, 18 Be- funde in die Zustandsklasse 4 und zwei Befunde in die Zustandsklasse 5 eingestuft. Zehn Befunde konnten nicht bewertet werden, da hier jeweils weniger als fünf eingestufte Taxa gefunden worden waren bzw. der Deckungsgrad insgesamt zu gering war. Bei dem hier vorgestellten Bewertungsverfahren werden Befunde bewertet und den entsprechenden Ökologischen Zustandsklassen zugeordnet. Wenn eine Probestelle mehrfach beprobt wird, kann es vorkommen, dass die einzelnen Befunde jeweils unterschiedlich eingestuft werden, so dass zu verschiedenen Probenahmezeitpunkten unterschiedliche Aussagen getroffen werden. So wurden im Rahmen des vorliegenden Projektes in der Fließgewässergruppe „MG_Silikat“ 29 Probestellen zweimal untersucht. Bei zwölf Probestellen wurden beide Befunde in denselben ökologischen Zustand eingestuft, bei weiteren sieben Probestellen wurden die beiden Befunde in benachbarte Zustandsklassen eingestuft. Dagegen waren die Befunde bei drei Probestellen so unterschiedlich, dass eine Einstufung in nicht benachbarte Zustandsklassen erfolgte. Insgesamt wurde dabei fünfmal die in der Anwendung der WRRL „kritische“ Grenze zwischen der Zustands- klasse 2 und 3 übersprungen. Bei diesen fünf Probestellen war in den meisten Fällen der Sommer- befund besser (Lörmecke, Apfelstädt, Aubach und Großer Limpig), wohingegen an der Olef der Winterbefund in den besseren Zustand eingestuft wurde. Hier zeigt sich die Dynamik der Ökosys- teme, denn nicht nur die biotischen Komponenten sind saisonalen Veränderungen unterworfen, sondern auch die chemischen und physikalischen Eigenheiten des Wasserkörpers verändern sich

292 Tabelle 138 Zuordnung der relevanten Taxa zu den Bewertungskategorien für die Fließgewässergruppe 3 („MG_Silikat“).

Bew.Kat. = Bewertungskategorie, Art_Abk = die in den CAs verwendete Abkürzung des Artnamens

Bew.Kat. Name Art_Abk System A Aphanocapsa fonticola Aphfon Nostocophyceae Chamaesiphon fuscus Chafus Nostocophyceae Chamaesiphon polonicus Chapol Nostocophyceae Chamaesiphon starmachii Chasta Nostocophyceae Hydrococcus cesatii Hydces Nostocophyceae Hydrococcus rivularis Hydriv Nostocophyceae Phormidium corium Phorcor Nostocophyceae Draparnaldia mutabilis Dramut Chlorophyceae Tetraspora gelatinosa Tetragel Chlorophyceae Closterium incurvum Cloinc Charophyceae Closterium intermedium Cloint Charophyceae Closterium rostratum Cloros Charophyceae Closterium striolatum Clostrio Charophyceae Closterium tumidum Clotumi Charophyceae B Aphanothece stagnina Aphsta Nostocophyceae Chamaesiphon Cha Nostocophyceae Chamaesiphon confervicolus Chaconf Nostocophyceae Chamaesiphon incrustans Chaincr Nostocophyceae Chamaesiphon polymorphus Chapoly Nostocophyceae Chamaesiphon subglobosus Chasub Nostocophyceae Chroococcopsis gigantea Chroogig Nostocophyceae Homoeothrix Hom Nostocophyceae Homoeothrix janthina Homjant Nostocophyceae Homoeothrix varians Homvar Nostocophyceae Oscillatoria limosa Osclim Nostocophyceae Phormidium autumnale Phoraut Nostocophyceae Bangia atropurpurea Banatr Bangiophyceae Audouinella Aud Florideophyceae Audouinella chalybaea Audchal Florideophyceae Audouinella hermannii Audherm Florideophyceae Audouinella pygmaea Audpygm Florideophyceae Batrachospermum Bat Florideophyceae Batrachospermum gelatinosum Batgel Florideophyceae Chantransia-Stadien Chan Florideophyceae Hildenbrandia rivularis Hilriv Florideophyceae Lemanea Lem Florideophyceae Lemanea fluviatilis Lemflu Florideophyceae Tribonema Tri Tribophyceae Tribonema viride Trivir Tribophyceae Tribonema vulgare Trivul Tribophyceae Phaeodermatium rivulare Phaeoriv Chrysophyceae Gongrosira debaryana Gondeb Chlorophyceae Gongrosira fluminensis Gonflu Chlorophyceae Microspora amoena Microspa Chlorophyceae

293 Bew.Kat. Name Art_Abk System

Microspora floccosa Microspf Chlorophyceae Ulothrix zonata Ulozon Ulvophyceae Closterium leibleinii var. boergensenii Cloleivb Charophyceae Closterium littorale var. crassum Clolitvc Charophyceae Closterium praelongum var. brevius Cloprevb Charophyceae Closterium tumidulum Clotum Charophyceae Klebsormidium rivulare Kleriv Charophyceae C Oscillatoria Osc Nostocophyceae Phormidium incrustatum Phorinc Nostocophyceae Phormidium retzii Phorret Nostocophyceae Phormidium subfuscum Phorsub Nostocophyceae Pleurocapsa minor Pleumin Nostocophyceae Vaucheria Vau Tribophyceae Vaucheria bursata Vaubur Tribophyceae Oedogonium Oed Chlorophyceae Cladophora glomerata Claglo Ulvophyceae Rhizoclonium hieroglyphicum Rhihie Ulvophyceae Ulothrix Ulo Ulvophyceae Ulothrix tenerrima Ulotene Ulvophyceae Ulothrix tenuissima Ulotenu Ulvophyceae Closterium acerosum Cloace Charophyceae Closterium ehrenbergii Cloehr Charophyceae Closterium ehrenbergii var. malinverianum Cloehrvm Charophyceae Closterium moniliferum Clomon Charophyceae Closterium moniliferum var. concavum Clomonvc Charophyceae Closterium strigosum Clostr Charophyceae Closterium strigosum var. elegans Clostrve Charophyceae Closterium sublaterale Closub Charophyceae D Leptolyngbya foveolarum Lepfov Nostocophyceae Stigeoclonium Stig Chlorophyceae

294 Tabelle 139 Bewertung der Befunde in der Fließgewässergruppe „MG_Silikat“.

Bew.Index = Bewertungsindex, ÖZK = Ökologische Zustandsklasse

PrStNr Gewässername Probestelle BefundNr Bew.-index ÖZK 835 Apfelstädt Tambach-Dietharz uh 21054 70,0 1 756 Mordgrundbach oh. Bahratal 21067 56,8 1 679 Hoppecke oh. Brilon-Wald bei Brilon 20105 54,0 1 2428 Gr. Limpig oh Soesetalsperre 21076 52,9 1 212 Wolfensteiner Ohe 800 m oh Br Ringelai 21132 52,0 1 218 Speckkahl oh. Sommerkahl/oh. Weg 21015 51,1 1 835 Apfelstädt Tambach-Dietharz uh 21055 50,0 1 2096 Ilm verbauter Abschnitt in Ilmenau 21051 49,0 2 996 Wieslauter oberhalb Hinterweidenthal 21007 45,3 2 679 Hoppecke oh. Brilon-Wald bei Brilon 21105 44,7 2 681 Lörmecke am Hohlen Stein bei Warstein 21106 43,6 2 806 Jägershofer Bach Jägershof 21134 43,4 2 195 Schweinenaab Wegbr oh Herzogspitz 21039 43,3 2 996 Wieslauter oberhalb Hinterweidenthal 20086 43,3 2 2367 Wilde Gera bei Gräfenroda-Lindenberg 21053 42,1 2 2418 Olef oh Olef Talsperre 20097 41,7 2 803 Schanzbach Eschlkam 21138 41,4 2 239 Chodenangl bei Rittsteig 21133 41,2 2 826 Zahme Gera Arlesberg 21052 38,1 2 826 Zahme Gera Arlesberg 20036 37,5 2 2442 Alb oh Marxzell 20087 34,1 2 2442 Alb oh Marxzell 21013 34,0 2 33 Schwarzbach Höhe Jagdschlösschen 21061 31,3 2 2367 Wilde Gera bei Gräfenroda-Lindenberg 20035 30,5 2 1093 Aubach Auberg (Lohr 07) 21019 28,9 2 362 Reisenbach Gaimühle, Mündung 21014 23,5 3 143 Elsava oh d. Mdg d. Aalenbachs 21018 23,0 3 2418 Olef oh Olef Talsperre 21004 21,2 3 2165 Lüder Crainfeld, Lüder 20018 20,0 3 1012 Oker Probsteiburg 21075 17,9 3 1093 Aubach Auberg (Lohr 07) 20104 17,2 3 2417 Eifelrur oh Rurstausee bei Dedenborn 20096 16,7 3 2417 Eifelrur oh Rurstausee bei Dedenborn 21003 16,4 3 804 Hopfenbach Eschlkam Grenzübertritt 21136 14,5 3 2374 Freiberger Mulde bei Weigmannsdorf-Müdisdorf 21066 12,9 3 805 Chamb Eschlkam Grenzübertritt 21135 10,6 3 2428 Gr. Limpig oh Soesetalsperre 20062 10,0 3 835 Apfelstädt Tambach-Dietharz uh 20034 9,5 3 2374 Freiberger Mulde bei Weigmannsdorf-Müdisdorf 20037 8,9 3 2287 Naab Unterköblitz (HMS 306) 20069 8,1 3 2149 Fulda Bronnzell in Fulda 21064 1,5 3 2287 Naab Unterköblitz (HMS 306) 21042 1,1 3 2149 Fulda Bronnzell in Fulda 20021 0,0 3 2288 Naab Münchshofen (HMS 309) 20068 0,0 3 2142 Kerkerbach Heckholzhausen, Kerkerbach 21009 0,0 3

295 PrStNr Gewässername Probestelle BefundNr Bew.-index ÖZK 209 Freybach oh Mündung in Chamb 21137 –1,1 4 2149 Fulda Bronnzell in Fulda 21063 –3,3 4 2412 Alme bei Niederalme 20090 –4,4 4 2161 Lüder Kleinlüder, Lüder 20020 –9,3 4 215 Schondra oh Papiermühle (Gräfendorf) 21043 –9,4 4 1012 Oker Probsteiburg 20008 –10,7 4 215 Schondra oh Papiermühle (Gräfendorf) 20022 –20,0 4 2288 Naab Münchshofen (HMS 309) 21041 –20,0 4 681 Lörmecke am Hohlen Stein bei Warstein 20013 –20,5 4 149 Kahl v. d. Mdg des Weibersbachs 21016 –23,1 4 2376 Zwickauer Mulde bei Schlunzig 21065 –25,3 4 2412 Alme bei Niederalme 21104 –25,9 4 834 Ulster oh Unterbreizbach 21060 –26,2 4 2384 Fulda bei Hannoversch Münden 20027 –27,8 4 143 Elsava oh d. Mdg d. Aalenbachs 20026 –28,3 4 2386 Mosel Koblenz (FlKm 2) 21008 –35,7 4 2384 Fulda bei Hannoversch Münden 21077 –44,0 4 834 Ulster oh Unterbreizbach 20029 –46,2 4 2369 Schilfwasser uh Friedrichr 21056 –67,7 5 2369 Schilfwasser uh Friedrichr 20033 –93,1 5 folgende Befunde nicht bewertet, da weniger als fünf Taxa UND quadr. Deckungssumme weniger als 16 149 Kahl v. d. Mdg des Weibersbachs 20024 2383 Fulda bei Rotenburg 20028 33 Schwarzbach Höhe Jagdschlösschen 21062 362 Reisenbach Gaimühle, Mündung, (Antonslust) (RE4) 20088 2383 Fulda bei Rotenburg 21059 2096 Ilm verbauter Abschnitt in Ilmenau (Foerster 4) 20001 195 Schweinenaab Wegbr oh Herzogspitz 20066 756 Mordgrundbach oh. Bahratal 20038 2163 Lüder hinter Zahmen, Lüder 20019 218 Speckkahl oh. Sommerkahl/oh. Weg 20025

296 mit den Jahreszeiten – einerseits natürlicherweise, andererseits können diese Veränderungen aber auch durch saisonal auftretende Belastungssituationen bedingt sein. Es muss hier im Einzelfall nachgeprüft werden, welche Ursachen ein solch unterschiedliches Abschneiden einer Probestelle bei wiederholter Beprobung hat. Zum jetzigen Zeitpunkt ist es noch nicht möglich, abschließend zu beurteilen, wie solche Unterschiede gewertet werden und eventuell miteinander verrechnet werden können, so dass eine ökologische Bewertung über einen längeren Zeitraum hinweg inte- grierend möglich ist. Eine ausführlichere Diskussion dieser Problematik findet sich im Kapitel „Zusammenfassung und Diskussion“, Seite 307. Es empfiehlt sich aber auf jeden Fall, im Jahres- verlauf mehrere Proben (mindestens zwei) zu entnehmen, um die Schwankungsbreite des ökolo- gischen Zustandes ermitteln zu können.

Organische Probestellen im Norddeutschen Tiefland In die Fließgewässergruppe „NT_Org“ wurden 19 Befunde von zehn Probestellen einsortiert. Es stand also nur eine relativ kleine Datenmenge für die Auswertung zur Verfügung. Sie war außer- dem dadurch erschwert, dass die Korrespondenzanalysen nicht unmittelbar eine deutliche Auf- trennung der Befunde in die vorab angenommenen Zustandsklassen wiedergaben. Jedoch lässt sich bei der Darstellung der 2. und 3. Achse eine Anordnung sehen, bei der die Probestellen, die aufgrund aller vorliegenden Informationen vorab als mäßig bis schlecht eingestuft worden waren, in der Mitte des Koordinatensystems liegen, während die Befunde von Probestellen, die von den zuständigen Fachleuten sowie unter Berücksichtigung der vorliegenden Informationen als wahrscheinlich sehr gut bzw. gut eingestuft worden waren, weiter außerhalb, aber in mehreren Rich- tungen verteilt liegen (Abbildung 97, Tabelle 140). Die Befunde der angenommenen sehr guten und guten Qualität unterscheiden sich also stark voneinander und zeigen auch jahreszeitlich bedingt große Schwankungen, während die vorab als mäßig bis schlecht eingestuften Befunde insgesamt näher beieinander liegen und ein ähnlicheres Artenspektrum aufweisen. Ausgehend von dieser Korrespondenzanalyse und unter Beachtung der autökologischen Angaben zu den gefundenen Arten (vgl. Kapitel „Verteilung der Arten im Bereich der chemisch- physikalischen Messungen“, Seite 164) wurden die relevanten Arten in die vier Bewertungs- kategorien A, B, C und D eingeordnet. Auf dieselbe Weise wie im Kapitel „Silikatisch geprägte Probestellen im Mittelgebirge“, Seite 278, dargestellt, kann auch hier ein Bewertungsindex pro Befund errechnet werden, aus dem die Ökologische Zustandsklasse abgeleitet werden kann. Tabelle 141 gibt die Zuordnung der Arten zu den vier Bewertungskategorien für die Fließgewäs- sergruppe „NT_Org“ wieder.

297 Abbildung 97 Korrespondenzanalyse der Befunde in der Fließgewässergruppe NT_Org, 2. + 3. Achse. Die verschiedenen Farben geben die vorab-Einstufung in die Ökologischen Zustandsklassen 1 (blau), 2 (grün), 3 (gelb) und 4 (rot) wieder. Blaue Dreiek- ke symbolisieren die Arten. Wegen der geringen Anzahl der zur Verfügung stehenden Befunde wurde hier der minimum fit of sites auf 0 % gesetzt, die anderen Einstellungen (minimum fit of species 5 %, minimum weight of species 1) wurden beibehalten.

Tabelle 140 Korrespondenzanalyse der Befunde in der Fließgewässergruppe NT_Org, 2. + 3. Achse.

Axis 1Axis 2Axis 3Axis 4Total inertia Eigenvalues 0,639 0,603 0,544 0,464 4,274 Cumulative percentage variance of species data 14,9 29,1 41,8 52,6 Sum of all eigenvalues 4,274

298 Tabelle 141 Zuordnung der Arten zu den Bewertungskategorien für die Fließgewässergruppe 5 („NT_Org“)

Bew.Kat. Name Art_Abk System A Audouinella Aud Florideophyceae Audouinella chalybaea Audchal Florideophyceae Audouinella hermannii Audherm Florideophyceae Audouinella pygmaea Audpygm Florideophyceae Batrachospermum helminthosum Bathel Florideophyceae Tetraspora gelatinosa Tetragel Chlorophyceae Closterium incurvum Cloinc Charophyceae Closterium rostratum Cloros Charophyceae Closterium striolatum Clostrio Charophyceae

B Aphanothece stagnina Aphsta Nostocophyceae Chamaesiphon Cha Nostocophyceae Chamaesiphon confervicolus Chaconf Nostocophyceae Chamaesiphon incrustans Chaincr Nostocophyceae Homoeothrix janthina Homjant Nostocophyceae Oscillatoria limosa Osclim Nostocophyceae Phormidium autumnale Phoraut Nostocophyceae Batrachospermum Bat Florideophyceae Chantransia-Stadien Chan Florideophyceae Tribonema Tri Tribophyceae Microspora amoena Microspa Chlorophyceae Microspora wittrockii Microspw Chlorophyceae Closterium leibleinii var. boergensenii Cloleivb Charophyceae Closterium praelongum var. brevius Cloprevb Charophyceae Closterium tumidulum Clotum Charophyceae

C Oscillatoria Osc Nostocophyceae Phormidium retzii Phorret Nostocophyceae Vaucheria Vau Tribophyceae Vaucheria bursata Vaubur Tribophyceae Oedogonium Oed Chlorophyceae Rhizoclonium hieroglyphicum Rhihie Ulvophyceae Cladophora glomerata Claglo Ulvophyceae Closterium acerosum Cloace Charophyceae Closterium ehrenbergii Cloehr Charophyceae Closterium moniliferum Clomon Charophyceae

D Stigeoclonium Stig Chlorophyceae

299 Die Einstufung der Befunde unter Angabe des errechneten Bewertungsindex für die Fließgewässer- gruppe „NT_Org“ ist in Tabelle 142 wiedergegeben. Auf diese Weise wurden von den insgesamt vorliegenden 19 Befunden sieben Befunde in den guten ökologischen Zustand, zwei Befunde in den mäßigen ökologischen Zustand und fünf Befunde in den unbefriedigenden ökologischen Zu- stand eingestuft. Ein sehr guter ökologischer Zustand wurde in keinem Fall erreicht, auch der schlechte Zustand (Z5) wurde nicht vergeben. Fünf Befunde können nicht sicher bewertet werden, da hier zu wenige eingestufte Taxa gefunden wurden. Für die Zuordnung des Bewertungsindex in eine der fünf Ökologischen Zustandsklassen gelten in der Fließgewässergruppe „NT_Org“ dieselben Grenzen wie für die Fließgewässergruppe „MG_Silikat“ (Tabelle 143, vgl. mit Tabelle 137). Insgesamt fallen bei der Bewertung der Befunde in dieser Fließgewässergruppe ausgeprägte saisonale Unterschiede auf, die auch bereits in der Abbildung der Korrespondenzanalyse sichtbar

Tabelle 142 Bewertung der Befunde in der Fließgewässergruppe „NT_Org“. Bew.Index = Bewertungsindex, ÖZK = Ökologische Zustandsklasse

PrStNr Gewässername Probestelle BefundNr Bew.-Index ÖZK 1038 Seeve Jesteburg 21088 48,28 2 2217 Wümme oh Schessel 20015 42,86 2 2218 Wümme Nordarm 20005 41,11 2 1103 Wümme Lauenbrück 20016 35,71 2 1038 Seeve Jesteburg 20017 34,62 2 2217 Wümme oh Schessel 21090 23,61 3 1039 Örtze Stedden 21074 21,43 3 1115 Wümme Südarm 21091 –2,38 4 1115 Wümme Südarm 20006 –5,56 4 1103 Wümme Lauenbrück 21089 –27,08 4 1039 Örtze Stedden 20007 –29,41 4 1070 Mühlenau nördl. Hohenhoern 21082 –31,37 4 1077 Mühlenbarbeker Au südl. Mühlenbarbek 21081 –36,36 4 2218 Wümme Nordarm 21092 –43,75 4 folgende Befunde nicht bewertet, da weniger als fünf Taxa UND quadr. Deckungssumme weniger als 16 2414 Schaagbach bei Wassenberg 21001 77,78 2414 Schaagbach bei Wassenberg 20098 100,00 2413 Boschbeek bei Wassenberg 20099 1070 Mühlenau nördl. Hohenhoern 20039 –50,00 1077 Mühlenbarbeker Au südl. Mühlenbarbek 20040 –50,00

Tabelle 143 Zuordnung der fünf Ökologischen Zustandsklassen zu Werten des Bewertungsindex in der Fließgewässergruppe „NT_Org“

Bewertungsindex Ökologische Zustandsklasse

≥ 50 1 ≥ 25 2 ≥ 03 ≥ -50 4 < -50 5

300 waren. Bei drei Probestellen (Örtze bei Stedden, Wümme bei Lauenbrück und Wümme-Nordarm) wurde der eine Befund in den guten ökologischen Zustand, der andere Befund in den unbefriedigenden Zustand eingestuft. Die Probestelle an der Örtze wurde im Sommer besser eingestuft als im Winter. Diese Bewertung kann durch die in der Datenbank vorliegenden Werte zur Gewässer- chemie unterstützt werden: Im Winter waren an der Probestelle höhere Werte im Gesamtstick- stoffgehalt (TN, Winter: 3,67 +/– 1,10 mg/l, Sommer: 2,82 +/– 0,33 mg/l), im Nitratgehalt (NO3-

N, Winter: 2,80 +/– 0,53 mg/l, Sommer: 2,27 +/– 0,27 mg/l) und im Ammoniumgehalt (NH4-N, Winter: 0,17 +/– 0,20 mg/l, Sommer: 0,07 +/– 0,08 mg/l) festgestellt worden. Dagegen wurden die Probestellen an der Wümme jeweils im Winter besser bewertet als im Sommer. Dies erscheint nachvollziehbar, da die Fließgewässer im Sommer durch den verstärkten Einfluss der Landwirt- schaft stärker belastet sind. Zwar stehen die Chemiewerte aus der Datenbank „PHYLIB“ zunächst im Gegensatz zu dieser Annahme, allerdings handelt es sich hierbei um die jahreszeitlichen Mit- telwerte aus langen Messreihen aus den Jahren 1993 bis 2000 (PrSt 2218) bzw. 1996 bis 2000 (PrSt 2217). Betrachtet man dagegen genau die Messwerte, die im Winter 2000 zu einem der Pro- benahme vergleichbaren Zeitpunkt erhoben wurden, so kann man auffallend geringe Werte feststellen: z. B. an der Probestelle 2218 nur 1,20 bis 1,50 mg/l für NO3-N, an der Probestelle 2217 ebenfalls nur 1,50 bis 1,90 mg/l NO3-N. Dies kann als Hinweis aufgefasst werden, dass die Arten des Phytobenthos ohne Diatomeen sehr sensibel und sehr zeitnah auf Veränderungen in der Ge- wässerchemie reagieren. Leider liegen für das Jahr 2001 keine Messwerte vor, so dass ein Ver- gleich mit dem im Sommer erhobenen (und schlechter bewerteten) Befund nicht möglich ist. Weitere Forschungen zum Zusammenhang des Bewertungsindex mit einzelnen Chemieparame- tern sind unabdingbar. Ebenso wichtig sind wissenschaftliche Untersuchungen über den zeitlichen Zusammenhang von Belastungssituationen und den darauffolgenden Reaktionen der Organismen.

Karbonatisch geprägte Probestellen im Mittelgebirge und im Norddeutschen Tiefland In der Gruppe der karbonatisch geprägten Probestellen an Fließgewässern des Mittelgebirges und des Norddeutschen Tieflands (Gruppe 4 aus Tabelle 133, im folgenden abgekürzt als „Karbonat“) lagen 114 Befunde von 72 Probestellen vor. Trotz der großen Anzahl an Befunden konnte mithilfe von Korrespondenzanalysen keine klare Auftrennung der Befunde entlang der Vorabeinstufungen in die Ökologischen Zustandsklassen erreicht werden, und kanonische Korrespondenzanalysen ergaben keine signifikanten Korrelationen mit den vorhandenen Chemiewerten. Basierend auf den Angaben zur Autökologie der Arten (vgl. Kapitel „Verteilung der Arten im Bereich der chemisch- physikalischen Messungen“, Seite 164) wurden 69 Taxa in die vier Bewertungskategorien A, B, C und D eingestuft (Tabelle 144). Eine Berechnung des Bewertungsindex nach der oben aufgestellten Formel ergab eine plausible Abfolge der Befunde untereinander. Jedoch lagen die Werte für den Bewertungsindex zum großen Teil deutlich niedriger als in den anderen beiden Fließgewässer- gruppen. Ein Grund dafür kann die Tatsache sein, dass an den Probestellen dieser Gruppe durch- weg höhere Nährstoffgehalte (vgl. Abbildung 94) festgestellt worden waren. Die überwiegende Mehrheit der Probestellen wies Nitratstickstoffwerte von 2–5 mg/l und Gesamtphosphorwerte von 0,15–0,25 mg/l auf, die Probestellen fallen demnach alle in die Klassen II bzw. II–III der Klassifi- zierung nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1998). Nährstoffarme Fließgewäs- ser fehlten in dieser Gruppe völlig. Da in der vorliegenden Untersuchung die Bewertung anhand des besten aktuell vorhandenen Zustandes erarbeitet werden sollte, wurden in der Fließgewässer- gruppe „Karbonat“ die Grenzen für die Zuordnung der Befunde in die Ökologischen Zustandsklas- sen etwas anders gezogen als in den anderen beiden Fließgewässergruppen (Tabelle 145).

301 Tabelle 144 Zuordnung der Arten zu den Bewertungskategorien für die Fließgewässergruppe 4 („Karbonat“)

Bew.Kat. Name Art_Abk System A Aphanocapsa fonticola Aphfon Nostocophyceae Aphanocapsa rivularis Aphriv Nostocophyceae Chamaesiphon incrustans Chaincr Nostocophyceae Homoeothrix crustacea Homcru Nostocophyceae Hydrococcus cesatii Hydces Nostocophyceae Hydrococcus rivularis Hydriv Nostocophyceae Hyella fontana Hyefon Nostocophyceae Phormidium corium Phorcor Nostocophyceae Audouinella Aud Florideophyceae Audouinella chalybaea Audchal Florideophyceae Audouinella hermannii Audherm Florideophyceae Audouinella pygmaea Audpygm Florideophyceae Batrachospermum Bat Florideophyceae Batrachospermum gelatinosum Batgel Florideophyceae Lemanea fluviatilis Lemflu Florideophyceae Gongrosira incrustans Goninc Chlorophyceae Tetraspora gelatinosa Tetragel Chlorophyceae

B Chamaesiphon Cha Nostocophyceae Chamaesiphon polymorphus Chapoly Nostocophyceae Chamaesiphon subglobosus Chasub Nostocophyceae Chroococcopsis gigantea Chroogig Nostocophyceae Homoeothrix Hom Nostocophyceae Homoeothrix janthina Homjant Nostocophyceae Homoeothrix varians Homvar Nostocophyceae Oscillatoria limosa Osclim Nostocophyceae Phormidium autumnale Phoraut Nostocophyceae Phormidium incrustatum Phorinc Nostocophyceae Bangia atropurpurea Banatr Bangiophyceae Chantransia-Stadien Chan Florideophyceae Hildenbrandia rivularis Hilriv Florideophyceae Heribaudiella fluviatilis Herflu Fucophyceae Tribonema Tri Tribophyceae Tribonema viride Trivir Tribophyceae Tribonema vulgare Trivul Tribophyceae Phaeodermatium rivulare Phaeoriv Chrysophyceae Gongrosira debaryana Gondeb Chlorophyceae Microspora amoena Microspa Chlorophyceae Microspora floccosa Microspf Chlorophyceae Microspora wittrockii Microspw Chlorophyceae Ulothrix zonata Ulozon Ulvophyceae Closterium leibleinii var. boergensenii Cloleivb Charophyceae Closterium littorale Clolit Charophyceae Closterium littorale var. crassum Clolitvc Charophyceae Closterium praelongum var. brevius Cloprevb Charophyceae Closterium tumidulum Clotum Charophyceae

302 Bew.Kat. Name Art_Abk System C Oscillatoria Osc Nostocophyceae Phormidium retzii Phorret Nostocophyceae Phormidium subfuscum Phorsub Nostocophyceae Pleurocapsa minor Pleumin Nostocophyceae Vaucheria Vau Tribophyceae Vaucheria bursata Vaubur Tribophyceae Oedogonium Oed Chlorophyceae Cladophora glomerata Claglo Ulvophyceae Enteromorpha Ent Ulvophyceae Enteromorpha intestinalis Entint Ulvophyceae Rhizoclonium hieroglyphicum Rhihie Ulvophyceae Ulothrix Ulo Ulvophyceae Ulothrix tenerrima Ulotene Ulvophyceae Ulothrix tenuissima Ulotenu Ulvophyceae Closterium acerosum Cloace Charophyceae Closterium ehrenbergii Cloehr Charophyceae Closterium moniliferum Clomon Charophyceae Closterium moniliferum var. concavum Clomonvc Charophyceae Closterium rostratum Cloros Charophyceae Closterium strigosum Clostr Charophyceae Closterium sublaterale Closub Charophyceae

D Leptolyngbya foveolarum Lepfov Nostocophyceae Stigeoclonium Stig Chlorophyceae

Tabelle 145 Zuordnung der fünf Ökologischen Zustandsklassen zu Werten des Bewertungsindex in der Fließgewässergruppe „Karbonat“

Bewertungsindex Ökologische Zustandsklasse

≥ 50 1 ≥ 02 ≥ –25 3 ≥ –50 4 < –50 5

Die Bewertung der Befunde aus der Fließgewässergruppe „Karbonat“ inklusive der daraus resultierenden Einstufung in die Ökologischen Zustandsklassen sind in Tabelle 146 wiedergegeben. Die Tabelle enthält auch die von Dr. Pfister erhobenen Befunde. Mithilfe dieses Bewertungsverfahrens wurden für die insgesamt vorliegenden 114 Befunden folgende Ergebnisse erreicht: Nur ein Befund wurde als sehr gut eingestuft, 20 Befunde in den guten ökologischen Zustand. Der Großteil der Befunde (27 bzw. 39 Befunde) wurde in die Zustandsklassen 3 bzw. 4 eingestuft. Bei drei Befunden (alle von einer Probestelle) wurde ein schlechter ökologischer Zustand (Zustandsklasse 5) festgestellt – für diese Probestelle war auch vorab schon ein schlechter Zustand angenommen worden. 24 Befunde konnten nicht bewertet werden, da hier jeweils zu wenig relevante Taxa mit zu geringen Deckungsgraden gefunden worden waren.

303 Tabelle 146 Bewertung der Befunde in der Fließgewässergruppe „Karbonat“.

Bew.Index = Bewertungsindex, ÖZK = Ökologische Zustandsklasse

PrStNr Gewässername Probestelle Befund Nr Bew.-Index ÖZK 1061 Bille östl. Sachsenwaldau 20050 61,5 1 1061 Bille östl. Sachsenwaldau 21102 47,8 2 582 Hellbach Tessmannsdorf 21094 40,6 2 420 Fichtenberger Rot obh. Einm. Schöntaler Bach 21120 37,6 2 440 Brettach b. Oberheimbach 21119 32,9 2 678 Ahse oh. KA Lohne 20092 32,7 2 434 Gruppenbach obh. Senzenberg 21122 32,0 2 421 Schöntalerbach Hankersmühle 21121 28,7 2 79 Grosse Laber Schönach (HMS 315) 21130 27,3 2 591 Nebel Ahrenshagen (Koppelow) 21099 22,2 2 2439 Blau Arnegg, Straßenbrücke 21022 21,9 2 593 Nebel Dobbin (Walkmoehl) 21101 12,5 2 2426 Schwentine bei Raisdorf 20053 10,5 2 108 Main Rothwind (HMS 403) 21047 7,1 2 550 Grosse Lauter oh Marbach 21020 6,2 2 1058 Stoer bei Padenstedt 20043 4,1 2 227 Donau oh. Klösterl (HMS 202) 20072 3,7 2 151 Lauer uh Rothhausen 21044 2,9 2 2357 Kronhorster Trebel bei Grimmen 21096 2,4 2 663 Berkel Be 17 uh Varlarer Mhlb. 21108 2,2 2 2347 Sulz Berching (Pegel) 21027 1,0 2 2430 Dahme bei Rietzneuendorf 20058 –1,5 3 131 Regnitz Pegel Hüttendorf (HMS 510) 20063 –1,6 3 30 Blau Ehrenstein 21023 –8,3 3 2347 Sulz Berching (Pegel) 20070 –8,3 3 993 Mosel oberhalb Saarmündung 20095 –9,2 3 881 Innerer Rhein Niederhausen (IRH) 20084 –9,8 3 2430 Dahme bei Rietzneuendorf 21068 –10,5 3 2100 Ilm uh Dienstedt 21050 –11,1 3 2316 Altmühl Leising 21028 –11,4 3 691 Donau Rechtenstein 21021 –12,3 3 128 Nüschwiesengraben uh Einm. Bach aus Günthersb. 21034 –12,5 3 2431 Rhein bei Bimmen (Flkm 865) 21107 –12,8 3 881 Innerer Rhein Niederhausen (IRH) 21011 –13,8 3 2103 Ilm oh Mellingen 21049 –14,8 3 2103 Ilm oh Mellingen 21048 –15,9 3 30 Blau Ehrenstein 20082 –16,4 3 172 Donau Dillingen (HMS 707) 20077 –16,7 3 817 Bode Stassfurt 20059 –18,8 3 2429 Hunte bei Huntlosen 21110 –18,8 3 1047 Treene bei Tüdal (1) 21086 –20,0 3 2342 Südliche Aurach Lohmühle 21036 –20,0 3 2402 Main Kahl am Main (HMS 613) 20023 –20,5 3 90 Schwarzbach oh Strbr., südlich von Grain 21040 –20,9 3 50 Dachsgraben bei Wbr über DB 21046 –21,4 3

304 PrStNr Gewässername Probestelle Befund Nr Bew.-Index ÖZK 878 Kleiner Rhein Niederhausen 20083 –21,8 3 2379 Saar bei Fremersdorf 20094 –21,9 3 550 Grosse Lauter oh Marbach 20080 –24,4 3 993 Mosel oberhalb Saarmündung 21005 –25,0 3 1041 Wietze Wieckenberg 20010 –25,9 4 1075 Bünzau nordöstl. Sarlhusen 21080 –26,0 4 2402 Main Kahl am Main (HMS 613) 21017 –26,1 4 2379 Saar bei Fremersdorf 21006 –27,6 4 138 Baunach uh Bundorf 21045 –28,0 4 789 Ahse bei Lippetal 20091 –29,0 4 1041 Wietze Wieckenberg 21073 –29,3 4 2341 Pegnitz Michelfeld 21038 –30,0 4 691 Donau Rechtenstein 20081 –32,4 4 172 Donau Dillingen (HMS 707) 21024 –33,3 4 590 Nebel Serrahn (Kuchelmiss) 21100 –35,0 4 2316 Altmühl Leising 20071 –35,3 4 2386 Mosel Koblenz (FlKm 2) 21008 –35,7 4 821 Ilse Rimbeck 20060 –36,0 4 2176 Sevelner Landwehrbach oh. Gelderner Fleuth 20102 –36,8 4 90 Schwarzbach oh Strbr., südlich von Grain 20067 –37,1 4 2439 Blau Arnegg, Straßenbrücke 20079 –37,5 4 791 Eltingmühlenbach bei Greven 21109 –39,5 4 2429 Hunte bei Huntlosen 20030 –40,0 4 1028 Elbe Schnackenburg 21072 –40,0 4 1058 Stoer bei Padenstedt 21079 –40,0 4 1028 Elbe Schnackenburg 20054 –41,7 4 1051 Treene bei Sollbrück (5) 21084 –41,7 4 2411 Nebel bei Hoppenrade, Kölln 21098 –44,3 4 131 Regnitz Pegel Hüttendorf (HMS 510) 21037 –45,7 4 1050 Treene bei Sollerup (4) 21085 –47,1 4 2103 Ilm oh Mellingen 20003 –50,0 4 2375 Havel bei Milow 20055 –50,0 4 2375 Havel bei Milow 21071 –50,0 4 1023 Schunter Hondelage 21078 –50,0 4 1053 Sorge westl. Königshügel 21087 –50,0 4 1023 Schunter Hondelage 20009 –50,0 4 2107 Ilm Niedertrebra 20004 –50,0 4 791 Eltingmühlenbach bei Greven 20012 –50,0 4 2341 Pegnitz Michelfeld 20065 –50,0 4 663 Berkel Be 17 uh Varlarer Mhlb. 20011 –50,0 4 108 Main Rothwind (HMS 403) 20106 –50,0 4 2100 Ilm uh Dienstedt 20002 –50,0 4 2370 Badewasser bei Hörselgau 20032 –51,1 5 2370 Badewasser bei Hörselgau 21057 –51,1 5 2370 Badewasser bei Hörselgau 21058 –80,8 5 1047 Treene bei Tüdal (1) 20048 2355 Duvenbaek bei Kluis auf Rügen 21095

305 PrStNr Gewässername Probestelle Befund Nr Bew.-Index ÖZK 1076 Heilsau bei Heidekamp 20042 2383 Fulda bei Rotenburg 20028 589 Recknitz Marlow 21097 2363 Bode Bahnhof Hadmersleben 20061 2383 Fulda bei Rotenburg 21059 2419 Niers bei Goch 20101 1055 Treene bei Goosholz (6) 20045 1055 Treene bei Goosholz (6) 21083 2389 Hunte Schäferhof, oh Einlauf Dümmer See 21103 589 Recknitz Marlow 20056 128 Nüschwiesengraben uh Einmündung Bach aus Günthersbühl 20064 1048 Treene bei Eggebek (2) 20047 2174 Issumer Fleuth bei Haus Langendonk 20103 1051 Treene bei Sollbrück (5) 20046 1053 Sorge westl. Königshügel 20049 2431 Rhein bei Bimmen, Grenze zu Niederlanden (Flkm 865) 20100 878 Kleiner Rhein Niederhausen, Taubergiessen (KLR) 21010 1075 Bünzau nordöstl. Sarlhusen 20041 2389 Hunte Schäferhof, oh Einlauf Dümmer See 20089 2392 Mühlenau bei Köhn uh Auslauf Selenter See 20052 227 Donau oh. Klösterl, Kelheim, km 2417 (HMS 202) 21029

Die Einstufung der Befunde in der FG-Gruppe „Karbonat“ muss kritisch betrachtet werden. Eini- ge Probestellen wurden relativ schlecht bewertet, obwohl sie nach den vorab zur Verfügung stehenden Informationen zur Gewässergüte und auch nach dem subjektiven Empfinden der Bearbei- ter durchaus besser erschienen. Zu den Probestellen, die aufgrund der vorliegenden Informationen vorab als sehr gut oder gut eingeschätzt und nun in den Zustand 3 oder 4 eingestuft wurden, gehören z. B. die Probestellen an der Treene (bei Tüdal, bei Sollerup und bei Sollbrück), die Probestelle an der Sorge und am Eltingmühlenbach sowie zwei Probestellen an der Nebel (bei Serrahn und bei Hoppenrade); aber auch der Kleine Rhein und der Innere Rhein. An diesen Probestellen wurden jeweils nur wenige A- und B-Arten gefunden (wenn überhaupt, dann eher in geringen Häufigkei- ten), dafür traten aber auffallende Menge an C-Arten wie z. B. Cladophora glomerata, Oedogoni- um spec. und Vaucheria spec. auf. Dass die Befunde an diesen Probestellen relativ schlecht bewertet werden, ist daher nachvollziehbar. Dennoch muss hinterfragt werden, ob diese Einstufung den Probestellen gerecht wird. Es wäre möglich, dass hier Sonderfälle vorliegen mit besonderen ökologischen Bedingungen. Der Kleine Rhein und der Innere Rhein z. B. unterliegen einem starken Grundwassereinfluss. In den kanonischen Korrespondenzanalysen zur Typabgrenzung war die Kategorie „Grundwassereinfluss vorhanden“ als Variable bereit gestellt und ist auf ihre Be- deutung getestet worden, erwies sich aber nicht als signifikant. Andere Probestellen, bei denen ein Grundwassereinfluss bekannt war, konnten mit dem hier entwickelten Bewertungsverfahren an- gemessen bewertet werden. Unter Umständen ist der Grundwassereinfluss an den beiden oben genannten Stellen deutlich stärker, oder hier wirken sich noch andere Faktoren aus, die in der vorliegenden Untersuchung nicht erfasst worden waren. Letzteres ist auf jeden Fall für die Probestellen an der Treene, der Sorge und der Nebel zu vermuten. Sie waren alle dem Typ 19 der Fließgewässer- typologie (vgl. Tabelle 3) zugeordnet gewesen. Andere Probestellen aus diesem Typ (z. B. der

306 Hellbach bei Tessmannsdorf, der Kronhorster Trebel bei Grimmen, die Berkel, die Wietze bei Wieckenberg und weitere) konnten mit dem aufgestellten Bewertungsverfahren stimmig bewertet werden. Somit ist im Augenblick nicht eindeutig zu erklären, warum die hier genannten Probe- stellen auffallen. Es besteht dringend weiterer Forschungsbedarf, um wahrscheinlich vorhandene relevante Sondertypen ausweisen zu können. Einen eigenen Typ repräsentiert wahrscheinlich der Eltingmühlenbach. Ein Faktor für die Ab- grenzung könnte das an dieser Probestelle charakteristische mergelige Substrat darstellen. Da jedoch ansonsten keine Fließgewässer mit einem vergleichbaren Substrat beprobt wurden, lässt sich dieser „Typ“ mit den vorliegenden Daten weder eindeutig abgrenzen noch beschreiben. Auch in diesem Fall sollten unbedingt weitere Untersuchungen angestellt werden. Die genannten Befunde wurden in der Datenbank mit der Bemerkung „Bewertung unsicher“ markiert. Zur Klärung dieser Unsicherheiten sind weitere Untersuchungen notwendig. An den 40 Probestellen, die im Rahmen dieses Projektes zweimal beprobt wurden, wurde in acht Fällen mit beiden Befunden derselbe ökologische Zustand festgestellt. An 15 Probestellen wurden die beiden Befunde in benachbarte Zustände einsortiert, an zwei Probestellen war der Unterschied größer als eine Klasse. Bei den unterschiedlich einsortierten Befunden wurde an fünf Probestellen die kritische Grenze zwischen den Klassen 2 und 3 übersprungen. An neun bzw. sechs Probestel- len konnten ein bzw. beide Befunde nicht sicher bewertet werden. Wie oben bereits ausgeführt, kann im Augenblick keine Entscheidung darüber getroffen werden, wie mit solchen Unterschie- den zu verfahren ist. Es besteht dringender weiterer Forschungsbedarf. Für die Praxis empfehlen sich mindestens zwei Probenahmen im Jahresverlauf, um die Variabilität des Zustandes zu erfassen. Ergeben sich dabei unterschiedliche Einstufungen, muss dies im Einzelfall überprüft und interpretiert werden. Eine ausführlichere Diskussion dieser Frage findet sich auch im folgenden Ka- pitel „Zusammenfassung und Diskussion“.

Zusammenfassung und Diskussion Bei dem hier vorgestellten Verfahren wird eine Bewertung des ökologischen Zustands anhand der Abundanzen von aussagekräftigen Taxa vorgenommen. Dabei werden die für eine Bewertung relevanten Taxa in vier Bewertungskategorien eingeteilt (Tabelle 134). In diese Kategorien wurden bisher nur die Arten eingestuft, die im Rahmen des Projektes nachgewiesen werden konnten. Auch die Einstufung beruht hauptsächlich auf den hier erhobenen Daten, wobei sowohl die Verteilung der Arten über das Spektrum der gemessenen Chemiewerte (vgl. Kapitel „Verteilung der Arten im Bereich der chemisch-physikalischen Messungen“, Seite 164) als auch die Anordnung der Arten in den Abbildungen der Korrespondenzanalysen für die Einstufung der Taxa genutzt wurden. An- gaben aus der Literatur wurden ergänzend herangezogen. Insgesamt konnten 84 Taxa aus neun Klassen des Phytobenthos (exkl. Diatomeen) in die Bewer- tungskategorien eingestuft werden (Tabelle 147, für eine ausführliche Auflistung aller Arten siehe Tabelle 200 in Kapitel 6.6.3.3). 58 Taxa aus neun Klassen wurden als Indikatoren für einen guten Zustand (Kategorien A und B) eingestuft, 24 Taxa aus fünf Klassen als Indikatoren für einen schlechten Zustand (Kategorien C und D). Zwei Taxa wurden, abhängig vom Fließgewässertyp, sowohl in die guten als auch die schlechten Kategorien eingestuft (genauere Ausführungen unten).

307 Tabelle 147 Verteilung der eingestuften Taxa über die Klassen

System Anzahl Taxa A oder B C oder D Nostocophyceae 28 23 6 Bangiophyceae 1 1 - Florideophyceae 11 11 - Fucophyceae 1 1 - Chrysophyceae 1 1 - Tribophyceae 5 3 2 Chlorophyceae 10 8 2 Ulvophyceae 8 1 7 Charophyceae 19 11 9 Gesamt 84 60 26

Auf eine Einstufung von Gattungen wurde weitestgehend verzichtet. Wie im Kapitel „Verteilung der Arten im Bereich der chemisch-physikalischen Messungen“, Seite 164, dargestellt, sind die Gattungen nur in seltenen Fällen für eine Bewertung sinnvoll zu nutzen. 13 Gattungen wurden in das Bewertungsverfahren aufgenommen. Dies betrifft zum einen die Fälle, bei denen eine Art- bestimmung nur über Merkmale erreicht werden kann, die lediglich in bestimmten Lebensphasen auftreten (Reproduktionsorgane bei Vaucheria spec. und Oedogonium spec.) oder die nur unter bestimmten Umständen erkannt werden können (Anordnung der basalen Zellen bei Stigeoclonium spec.). Ansonsten wurde bei der Aufnahme von Gattungen in das Bewertungsverfahren darauf geachtet, dass sie ebenso schlecht wie die schlechteste Art eingestuft wurden. In der Praxis ist auf jeden Fall eine möglichst genaue Bestimmung der gefundenen Organismen anzustreben. Unter den Nostocophyceae finden sich relativ viele gut eingestufte Arten. Dies widerspricht vielleicht der allgemeinen Erwartung. Auch HILL et al. (2000) postulierten bei der Entwicklung des multimetrischen Index PIBI („periphyton index of biotic integrity“), dass die Abundanz der Cya- nobakterien mit der Beeinträchtigung der Probestellen ansteigen müsste. Jedoch fanden sie keine Korrelation dieses Metric zu den in ihrer Studie erfassten Parametern der Wasserqualität. Statt- dessen ergab sich eine negative Korrelation zum Anteil der Landwirtschaft in Fließgewässernähe, es wurden also mehr Nostocophyceae an weniger beeinflussten Stellen gefunden. Auch ROTT et al. (1999) konnten einen Schwerpunkt der chroococcalen Blaualgentaxa im oligo- bis mesotrophen Bereich feststellen, sehen aber den Verbreitungsschwerpunkt der Oscillatoriales im eu- bis polytrophen Bereich. Im Widerspruch dazu steht die hier vorgenommene gute Beurteilung der Arten Oscillatoria limosa und Phormidium autumnale. Die Einstufung dieser Taxa fußt auf den im Rahmen des Projektes erhobenen Daten und den sich daraus ergebenden Auswertungen: Wie aus den Abbildungen der Korrespondenzanalysen (Abbildung 96, Abbildung 97) ersichtlich, trat Phormidium autumnale sowohl im „MG_Silikat“ als auch im „NT_Org“ vorwiegend an den sehr guten Standorten auf. Auch die Nostocophyceae Oscillatoria limosa trat in der Fließgewässer- gruppe „MG_Silikat“ (Abbildung 96) schwerpunktmäßig an den guten Standorten auf. Bei den Korrespondenzanalysen für die Gruppe „NT_Org“ rückt sie dann allerdings etwas näher an die schlechteren Standorte (Abbildung 97). Für die Fließgewässergruppe „Karbonat“ gibt es leider keine entsprechende Darstellung. Daher wurden die Arten über alle drei Fließgewässergruppen hinweg gleich eingestuft. Ein deutlich unterschiedliches Auftreten der Taxa in den einzelnen Fließgewässergruppen wäre nur dadurch erklärbar, dass hier verschiedene Ökomorphe vorliegen. Dies wird von ROTT et al. (1999) für beide Taxa angeführt (vgl. auch die Ausführungen in den Kapiteln „Oscillatoria limosa“, Seite 188, bis „Phormidium autumnale“, Seite 192). Damit wäre 308 eine einheitliche Beurteilung nicht unbedingt möglich. An dieser Stelle besteht dringend weiterer Forschungsbedarf sowohl zur Taxonomie als auch zur Autökologie der Arten. Auch die Einstufung der Arten der Gattung Ulothrix muss kommentiert werden. Abgesehen von Ulothrix zonata, die 19-mal gefunden wurde, traten die anderen Arten in der vorliegenden Unter- suchung nur relativ selten auf. Daher fußen die Einstufungen hier zu einem großen Teil auf Lite- raturangaben. Diese sind teilweise widersprüchlich, wie den Kapiteln „Ulothrix tenerrima“ und „Ulothrix tenuissima“, Seite 233, ausgeführt. Daher wären auch an dieser Stelle weitere Unter- suchungen sehr wünschenswert. Die in die Kategorien C und D eingestuften Arten sind in ihrem Vorkommen nicht begrenzt auf stark belastete Stellen. Sie weisen in der Regel ein relativ weites Spektrum ihres Vorkommens auf und sind in geringen Mengen oft auch an „guten“ Standorten zu finden. Daher sind diese Arten nicht prinzipiell, sondern erst ab einer höheren Abundanz als Störzeiger zu betrachten. Diesem Umstand wird bei der Berechnung des Index Rechnung getragen: Da hier die Abundanzen der Arten miteinander verrechnet werden, haben geringe Mengen von Cladophora glomerata oder Stigeoclonium spec. keinen großen Einfluss auf den berechneten Index, so lange an den Standor- ten auch gut eingestufte Arten zu finden sind. Erst bei einem massenhaftem Vorkommen bewirken sie eine deutliche Verringerung des Indexwertes und daraus folgend eine schlechte Beurtei- lung der Probestelle. Von den 84 eingestuften Taxa kamen 29 in allen drei Fließgewässergruppen vor. Die meisten Taxa jedoch weisen eine gewisse Charakteristik bezüglich ihres Vorkommens auf. Zwölf Taxa wurden ausschließlich an Probestellen der Fließgewässergruppe „MG_Silikat“ gefunden. Dabei handelt es sich um Chamaesiphon fuscus, Chamaesiphon polonicus, Chamaesiphon starmachii, Closterium intermedium, Closterium nilssonii, Closterium tumidum, Draparnaldia mutabilis, Gongrosira fluminensis, Klebsormidium rivulare, Lemanea spec., Closterium ehrenbergii var. malinverianum, Closterium strigosum var. elegans. Acht Taxa wurden ausschließlich an Probe- stellen der Fließgewässergruppe „Karbonat“ nachgewiesen, es sind dies Aphanocapsa rivularis, Gongrosira incrustans, Homoeothrix crustacea, Hyella fontana, Closterium littorale, Heribaudi- ella fluviatilis, Enteromorpha spec., Enteromorpha intestinalis. 30 Taxa konnten sowohl im „MG_Silikat“ als auch im „Karbonat“ gefunden werden, fehlen aber an den Probestellen der Gruppe „NT_Org“. Dies mag einerseits bedingt sein durch die geringere Anzahl von untersuchten Probestellen, andererseits stellt die Fließgewässergruppe „NT_Org“ eindeutig einen besonderen Typ dar. Als charakteristische Art, die nur im „NT_Org“ auftrat, ist im Augenblick lediglich Ba- trachospermum helminthosum zu nennen. Weitere Untersuchungen in dieser Fließgewässergruppe sind sicher lohnenswert. Theoretisch kann eine Art in den verschiedenen Fließgewässergruppen unterschiedlich eingestuft werden. Dabei wurde allerdings darauf geachtet, dass die Taxa prinzipiell als Indikatoren für einen guten Zustand (Kategorien A und B) bzw. für einen schlechten Zustand (Kategorien C und D) aufzufassen sind. Dementsprechend ist eine unterschiedliche Einstufung in die Kategorien A und B bzw. C und D, abhängig vom Fließgewässertyp, durchaus möglich, während ein Wechsel zwischen den Kategorien A/B und C/D nur in Ausnahmefällen erfolgen sollte. Dafür gibt es in der vorliegenden Form des Bewertungsverfahrens zwei Beispiele: Die Charophycee Closterium rostratum ist als charakteristischer Säurezeiger in den beiden Fließgewässergruppen „MG_Silikat“ und „NT_Org“ in die Kategorie A gefasst, jedoch für die Fließgewässergruppe „Karbonat“ in die Be- wertungskategorie C eingestuft worden. Dagegen wurde die kalkfällende Nostocophycee Phormi-

309 dium incrustatum als typische Art für die Stellen in der Fließgewässergruppe „Karbonat“ dort in die Kategorie B aufgenommen, während ihr Vorkommen in der Fließgewässergruppe „MG_Silikat“ untypisch wäre (Bewertungskategorie C). In dieser Arbeit wurden nur die Taxa eingestuft, die bei den eigenen Untersuchungen im Rahmen des Projektes aufgefunden wurden. Auf eine Zuordnung von Arten zu den aufgestellten Bewer- tungskategorien allein anhand von Literaturangaben wurde verzichtet, da die Literaturangaben zu heterogen sind. Außerdem machen die Veränderungen in der Systematik und Taxonomie eine kritische Überprüfung jeder Artangabe aus den älteren Quellen notwendig. Es ist jedoch sehr wahrscheinlich, dass in nachfolgenden Untersuchungen weitere Taxa gefunden werden, für die zu prüfen sein wird, in welche Bewertungskategorie sie einsortiert werden sollen. Zu den Arten, die bei weiteren Untersuchungen hoffentlich zu finden sein werden und von denen angenommen werden kann, dass sie für eine Indikation nutzbare Aussagen ermöglichen, gehören z. B. weitere Arten der Gattung Batrachospermum (z. B. B. virgatum) sowie weitere Taxa, die in SCHMEDTJE et al. (1998) aufgeführt sind. Für die Berechnung des Bewertungsindex sind nur die relativen Häufigkeiten der eingestuften Arten zueinander von Bedeutung. Das Vorhandensein nicht eingestufter Arten an einer zu bewertenden Probestelle wirkt sich daher nicht auf die Höhe des Bewertungsindex aus. Dennoch würde die Sicherheit der Bewertung steigen, wenn in Zukunft weitere Arten in die Bewertungs- kategorien eingestuft und für die Bewertung herangezogen werden können. Um eine Bewertung vornehmen zu können, wurde gefordert, dass an der Probestelle mindestens fünf verschiedene Taxa, die in den Listen genannt werden, gefunden wurden. Bei weniger als fünf Taxa kann eine Berechnung dann sinnvoll erfolgen, wenn der quadrierte Deckungsgrad mindestens 16 erreicht. Bei Befunden, in denen weniger als fünf eingestufte Taxa vorliegen und diese auch nur geringe Häufigkeiten aufweisen, sollte nicht von einer sicheren Bewertung ausgegangen werden. Aufgrund dieser Einschränkung wurden im vorliegenden Datensatz 41 Befunde (knapp 20 %) nicht bewertet. Dagegen konnte in 75 % der Fälle von einer sicheren Bewertung ausgegangen werden. Der Anteil der sicher bewerteten Befunde liegt mit 86,7 % in der Fließgewässergruppe „MG_Silikat“ am höchsten (Tabelle 148). In der Fließgewässergruppe „NT_Org“ konnten noch 73,7 % der Befunde sicher bewertet werden. In der Fließgewässergruppe „Karbonat“ war die Un- sicherheit am größten, hier wurde nur in 68,4 % der Fälle von einer sicheren Bewertung ausgegangen. Dabei wirkten in der Fließgewässergruppe „Karbonat“ zwei Faktoren zusammen: 26 Be- funde galten als unsicher, da hier nicht genügend Arten für eine Bewertung gefunden worden waren. Weitere elf Befunde waren aus nachträglichen Überlegungen (vgl. Kapitel „Karbonatisch geprägte Probestellen im Mittelgebirge und im Norddeutschen Tiefland“, Seite 301) als unsicher markiert worden, da es sich hierbei vermutlich um Sonderfälle

Tabelle 148 Anteile der Befunde, deren Bewertung als gesichert gelten kann („Bew. sicher“) sowie der Befunde, bei denen nicht ausreichend Taxa gefunden worden waren („Bew. unsicher (1)“) und der Befunde, deren Einstufung kritisch hinterfragt werden muss („Bew. Unsicher (2)“).

Nähere Ausführungen im Text.

FG_Gruppe Anzahl Befunde Bew. sicher Bew. unsicher (1) Bew unsicher (2)

N%N%N%N% MG_Silikat 75 100 65 86,7 10 13,3 - - Karbonat 117 100 80 68,4 26 22,2 11 9,4 NT_Org 19 100 14 73,7 5 26,3 - -

310 bzw. eigene Fließgewässertypen handelt, die mit dem hier entwickelten Bewertungsverfahren wahrscheinlich nicht bewertet werden können. Zur Abgrenzung und Beschreibung dieser Son- derfälle sind weitere Untersuchungen dringend notwendig. Mit der hier vorgestellten Methode werden Befunde bewertet, d. h. eine wiederholte Probenahme an einer Probestelle kann zu unterschiedlichen Aussagen führen. Auch dieser Aspekt muss dringend weiter untersucht werden. In dem vorliegenden Datensatz wurde nur in wenigen Fällen die für die praktische Anwendung „kritische“ Grenze zwischen den Zustandsklasse 2 und 3 über- sprungen, dies ist aber prinzipiell durchaus möglich. Wenn unterschiedlichen Probenahmen deutlich unterschiedliche Bewertungen erbringen, muss im Einzelfall überprüft werden, welche Gege- benheiten dazu führten. In der vorliegenden Untersuchung wurde in der Fließgewässergruppe „MG_Silikat“ mit 41,1 % gleich bewerteter Befunde ein relativ hoher Anteil an Übereinstimmung erzielt, in der Fließgewässergruppe „Karbonat“ wurden bei wiederholten Probenahmen haupt- sächlich benachbarte Zustandsklassen erreicht (Tabelle 149). Große Unterschiede in der Bewer- tung traten vor allem in der Fließgewässergruppe „NT_Org“ auf.

Tabelle 149 Prozentualer Anteil der Befunde, die bei einer wiederholten Beprobung gleich bzw. unterschiedlich bewertet wurden

unterschiedlich FG_Gruppe N % gleich um über Grenze mind. einmal benachbart > 1 Klasse ÖZK2/ÖZK3 unsicher MG_Silikat 29 100,0 41,4 24,1 10,3 17,2 24,1 Karbonat 40 100,0 22,5 35,0 5,0 12,5 37,5 NT_Org 10 100,0 30,0 0,0 30,0 30,0 40,0

Die Unterschiede in der Bewertung sind wahrscheinlich auf natürlicherweise auftretende saisonale Schwankungen in der Gewässergüte zurückzuführen oder lassen sich durch zeitlich begrenzt auftretende Belastungen erklären. Leider fehlen zur Zeit noch fundierte wissenschaftliche Aussagen darüber, für welchen Zeitabschnitt die Bewertung mit den Arten des Phytobenthos excl. Diato- meen Gültigkeit haben sollte. In dieser umfangreichen Gruppe der Algen sind sowohl Mikro- als auch Makroalgen enthalten. Aufgrund ihrer unterschiedlichen Generationszeiten und der jeweiligen Besonderheiten im Lebenszyklus sollten diese Algen jeweils über unterschiedliche Zeiträume integrieren (vgl. Kapitel 1) – dies ist einer der großen Vorteile bei der Nutzung des Phytobenthos zur Bioindikation. Weitere Untersuchungen zu dieser Fragestellung sind notwendig, um gesicherte Aussagen darüber treffen zu können, wie diese Eigenschaft der Organismen auch für eine Bewer- tung genutzt werden kann. Die unterschiedlichen Ergebnisse bei der Bewertung könnten auch durch saisonale Unterschiede in der Besiedlung des Flussbetts durch das Phytobenthos bedingt sein. In der vorliegenden Unter- suchung fand eine Probenahmenserie im Winter, die andere im Sommer statt. Da jedoch nur wenige Arten eine enge Temperaturamplitude aufweisen oder eng an bestimme Jahreszeiten gebunden sind, kann davon ausgegangen werden, dass prinzipiell beide Jahreszeiten für eine Bewertung anhand des Phytobenthos excl. Diatomeen geeignet sind. Wie in Kapitel 6.4.2.2 dargestellt, waren auch im Winter an den Probestellen stets ausreichend Taxa zu finden. Da zudem für die Berech- nung des Bewertungsindex die relevanten Taxa zu Kategorien zusammengefasst wurden, sollten saisonale Unterschiede in der Zusammensetzung der Artgemeinschaften keinen Einfluss auf die Höhe des errechneten Bewertungsindex haben.

311 Zum jetzigen Zeitpunkt sind für eine aussagekräftige Beurteilung einer Probestelle wiederholte Probenahmen im Jahresverlauf notwendig. Die Häufigkeit der Probenahme sollte unter Abwä- gung der an der Probestelle erwarteten saisonalen Unterschiede und evtl. vorhandener weiterer, zeitweise auftretender Belastungsfaktoren festgelegt werden. Eine Bewertung einer Probestelle aufgrund einer einzigen Probenahme ist nicht zu empfehlen. Mindestens zwei Probenahmen sollten durchgeführt werden, um die Streuung abschätzen zu können. Wissenschaftliche Untersuchun- gen über den zeitlichen Zusammenhang zwischen einer Belastungssituation und der darauf folgenden Reaktion in der Zusammensetzung der Artengemeinschaften wären äußerst wünschenswert, um hier genauere Aussagen darüber treffen zu können, welcher Zeitraum mit dem hier vorgestellten Bewertungsverfahren erfasst wird. Dann kann auch besser beurteilt werden, wie oft im Jahr und zu welchen Zeiten eine Bewertung mit Phytobenthos exkl. Diatomeen stattfinden sollte. In diesem Zusammenhang ist sicher auch ein Vergleich mit den Bewertungen, die durch andere Verfahren und auf andere Organismen bezogen erstellt wurden, aufschlussreich. Bei der Zuordnung des errechneten Bewertungsindex zu den fünf ökologischen Klassen mussten Grenzen gezogen werden. Dabei war es einerseits wünschenswert, ein einheitliches System mit gleichen Klassengrößen zu gestalten. Jedoch mussten auch die Eigenheiten der Fließgewässergrup- pen beachtet werden. Die Probestellen in der Fließgewässergruppe „Karbonat“ weisen deutlich hö- here Nährstoffgehalte auf als die Probestellen in den anderen Gruppen (siehe Kapitel „Vergleich der Fließgewässertypen (mit Ausnahme der Alpen)“, Seite 282). Zum einen kann dies daran liegen, dass die Standorte schon natürlicherweise auf Grund ihrer Geomorphologie höhere Nährstoffgehalte besitzen. Zum anderen sind die Fließgewässer in diesen Regionen stark anthropogen beeinflusst. Der potentiell natürliche Zustand lässt sich daher mit den im Rahmen des Projektes untersuchten Probestellen nicht eindeutig feststellen. Weitere Probenahmen an möglichst unbeeinflussten Probe- stellen aus der Fließgewässergruppe „Karbonat“ wären zwingend notwendig, um genauere Aussa- gen über die Referenzzustände und -gesellschaften treffen zu können. Dies würde auch bei der oben diskutierten Unsicherheit in der Bewertung der Fließgewässergruppe „Karbonat“ abhelfen. Unter Berücksichtigung der im vorliegenden Projekt bearbeiteten Probestellen und der im Projekt vorgegebenen Orientierung am aktuell vorhandenen „best available“ Zustand kann im Augenblick nur folgende behelfsmäßige Lösung vorgeschlagen werden: Für die Fließgewässergruppe „Karbo- nat“ wurde bei der Zuordnung des Bewertungsindex zur Ökologischen Zustandsklasse die Grenze zwischen den Zustandsklassen 2 und 3 im Zahlenwert nach unten verschoben. Diese Verschie- bung der Klassengrenzen (Abbildung 98) wurde absichtlich erst bei der zweiten Zu- standsklasse einge-führt. Für die Zustandsklasse 1, dem sehr guten ökologischen Zustand, Abbildung 98 Vergleich der Zuordnung der Befunde zu den Ökolo- gischen Zustandsklassen aufgrund des errechneten Bewertungsindexes. sollen bis zur weiteren Klärung A = Fließgewässergruppen PB_2 (silikatisch geprägte Probestellen im Mittelgebirge) und PB_4 (organisch geprägte Probestellen im Norddeutschen Tiefland), B = Fließgewässergruppe dieser Frage möglichst hohe PB_3, karbonatisch geprägte Probestellen im Mittelgebirge und Norddeutschen Tiefland Standards angesetzt werden.

312 6.5 Gesamtbewertung von Fließgewässern mit Makro- phyten & Phytobenthos

Die WRRL sieht die gesamte Organismengruppe Makrophyten & Phytobenthos als eine der vier biologischen Komponenten zur Bewertung des Gewässerzustandes. Im Rahmen des vorliegenden Projektes wurde die Erarbeitung des Bewertungsvefahrens aus fachlichen und praktischen in drei Teilgruppen unterteilt: Makrophyten, Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen. Diese drei Teilkomponenten reagieren, da sie Primärproduzenten sind, in ihren Artenzusammensetzung und Abundanz in erster Linie auf die anthropogen bedingte oder auch natürliche Nährstofffracht eines Gewässers, die sich in der Trophie auswirkt. Auf der anderen Seite indizieren die drei Gruppen aber auch unterschiedliche Bedingungen. So integrieren die Makrophyten auf Grund ihrer langen Lebens- dauer, der Aufnahme von Nährstoffen aus dem Sediment und relativ trägen Verbreitungsmechanis- men die Verhältnisse im Gewässer sowohl über einen längeren Zeitraum hinweg als auch räumlich. Kieselalgen dagegen reagieren sehr kurzfristig auf Veränderungen und können innerhalb weniger Wochen eine völlig neue, den veränderten Umständen angepasste Biozönose aufbauen. In der Gruppe der anderen Phytobenthosorganismen befinden sich sowohl schnellwüchsige Algen als auch langsam- wüchsige. Das bedeutet, diese Gruppe setzt sich aus Lanzeit- und Kurzzeitindikatoren zusammen. Alle diese Teilkomponenten können aber auch andere stoffliche Belastungen in unterschiedlichem Maß anzeigen, wie z. B. Versauerung und Versalzung. Aufgrund der Wuchsform haben mechanische Belastungen auf die Taxa unterschiedliche Auswir- kungen, größere Formen können zerstört werden. Natürliche Beschattung kann einzelne Taxa an dem untersuchten Standort unterdrücken. Kurzfristige, einmalige Veränderungen der Situation im Gewässer können die Biozönose der einzelligen Organismen völlig verändern und damit bei Be- probung zu diesem Zeitpunkt eine für den Gesamtzustand des Wasserkörpers unzutreffende Be- wertung hervorrufen. Daher müssen die Bewertungsverfahren, die für die drei Teilkompo- nenten erarbeitet worden sind, als Module oder auch Metrics für die Bewertung im Sinne der Wasserrahmenrichtlinie betrachtet werden.

6.5.1 Verschneidung der Metrics Makrophyten, Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen Für die Gesamtbewertung der Fließgewässer mit der Biokomponente Makrophyten & Phytoben- thos ist es unbedingt erforderlich, dass die Bewertungen der drei Teilmodule Makrophyten, Dia- tomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen exakt nach den dort beschriebenen Methoden vorgenommen wird. Das setzt auch die korrekte Bestimmung des Organismengruppen-abhängigen bio- zönotischen Typs voraus. Dabei kann es in Einzelfällen zu Widersprüchen zwischen den Organismengruppen kommen. So kann eine Untersuchungsstelle in einem von silikatischem Ge- stein geprägten Gebiet liegen, aber durch sein Einzugsgebiet Einflüssen von karbonatischem Wasser unterliegen. Hier ist eine Zuordnung zu einem silikatischen Diatomeentyp aber einem karbonatischen Makrophyten- oder Phytobenthostyp möglich. In einem solchen Fall muss über- prüft werden, ob der erhöhte Gesamthärte- bzw. Säurekapazitätswert auf anthropogene Beeinflus- sung, zum Beispiel auf die Einleitung industrieller Abwässer, zurückzuführen ist. Dann müssen diese Werte als Degradationsfolgen angesehen werden und die Typermittlung dahingehend korrigiert werden. Oft tritt diese Situation bei stark degradierten Gewässern auf, ebenso in Gewässern

313 mit großem Einzugsgebiet. Liegt ein Untersuchungsabschnitt in einem Gebiet mit kleinräumig wechselnder Geologie, sollte wenn möglich eine andere Untersuchungsstelle gewählt werden. Die Kombination von karbonatischer Geologie aber geringer Gesamthärte ist auszuschließen.

Die bundesweit gültige Typologie der LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER, bzw. die bundesweite Typenkarte der LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER kann zum jetzigen Zeitpunkt noch nicht als alleinige Grundlage der Typermittlung herangezogen werden. Die Typologie des Makrophyten & Phytobenthos-Verfahrens ist gut mit diesem System in Einklang zu bringen. Da aber der bundesweite Typenatlas noch im Umbruch begriffen ist und nach der Fertigstellung anderer biologischer Projekte eventuell noch Änderungen vorgenommen werden müssen, ist die Ty- pisierung der Probestellen nach den hier beschriebenen Kriterien nötig. Eine Gegenüberstellung der vorläufigen Version der LAWA-Typologie (Stand 24.03.03., mit von der Arbeitsgruppe „Ma- krophyten & Phytobenthos“ beantragten Änderungen) mit den im vorliegenden Projekt erarbeiteten Typologie ist in Tabelle 150 zu sehen. Da sich die drei Bewertungsmodule Makrophyten, Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen in ihrer Aussagekraft über den allgemeinen ökologischen Zustand eines Gewässers ergänzen und keinesfalls widersprechen (Kapitel 6.5, Seite 313) ist es nicht als sinnvoll zu erachten, die Einzel- bewertungen mit dem Prinzip des „worst-case“ zu verschneiden, wie es in der Wasserrahmen- richtlinie für die vier Biokomponenten untereinander gefordert wird. Vielmehr müssen die Be- wertungen in ihrer unterschiedlichen Aussagekraft zu verschiedenen Bedingungen im Gewässer miteinander kombiniert und dabei gleichwertig behandelt werden. Dies kann mathematisch am besten mit dem arithmetischen Mittel ausgedrückt werden. Die Module für Versauerung und Ver- salzung der Gewässer existieren jedoch nicht bei allen Teilbewertungsverfahren. Diese Formen von Belastung stellen jedoch eine solch gravierende Degradation dar, dass eine Abwertung der aus den drei Teilmodulen errechneten Ökologischen Zustandsklasse gerechtfertigt erscheint. Eine vergleichbare Vorgehensweise wird auch in ECOSTAT (2003) beschrieben. Einzelwerte aus einer Biokomponente, die auf den gleichen „pressures“ basieren, werden durch Bilden eines Mittel- werts kombiniert. Im Falle der Makrophyten und des Phytobenthos entspricht das der starken Be- einflussung der Gesellschaften durch die Trophie. Diese geht in den verschiedenen Bewertungs- indizes der Module ein. Elemente, die unterschiedliche Beeinträchtigungen indizieren, werden durch eine „worst-case“-Betrachtung verschnitten. Beispielsweise tritt die Versauerung nur bei oligotrophen Gewässern auf. Die im Indexsystem errechnete Ökologische Zustandsklasse allein, kann diese Form der Degradation nicht widergeben. Eine Abstufung ist nötig. Zwar wird in den Einzelbewertungen zu jeder Teilorganismengruppe jedem Indexwert eine Öko- logische Zustandsklasse von 1 bis 5 nach WRRL zugewiesen, verwendet man jedoch diese Klassen zur Verrechnung der Module, geht viel Information verloren. Es werden dabei keine Grenzfälle berücksichtigt. Eine Stelle, die den nächst besseren Zustand nur knapp nicht erreicht, wird den Stellen gleichgesetzt, die nur um weniges den nächst schlechteren Zustand verfehlen. Daher werden zur Verschneidung die Indexwerte der Einzelmodule benutzt. Um die Ergebnisse der drei Metrics vergleichbar zu machen, müssen alle Indexwerte umgerechnet werden, eine einheitliche Skala von „0“ bis „1“ bietet sich an. Der Wert „1“ bedeutet dabei bestmöglicher ökologischer Zu- stand im Sinne der WRRL und damit Zustandsklasse 1. „0“ dagegen höchste Degradation des Ge- wässers, d. h. Zustandsklasse 5. Die Umrechnungen für die Module „Makrophyten“ (Referen- zindex, RI) und „Phytobenthos ohne Diatomeen“ (Bewertungsindex, BI) erfolgen nach Gleichung

11 und Gleichung 12. Das Ergebnis des Moduls „Diatomeen“ (DiatomeenindexFließgewässer, DIFG) bewegt sich bereits auf dieser Skala und muss deswegen nicht umgerechnet werden.

314 Tabelle 150 Gegenüberstellung der biozönotischen Fließgewässertypologie auf Grundlagen der Ergebnisse des Projektes Makrophyten & Phyto- benthos und den Fließgewässertypologien von SCHMEDTJE et al. (2001b) Stand März 2000 (incl. Erweiterungen) sowie von SOMMERHÄUSER & POTTGIESSER, Stand 15.12.2003 mit Änderungen aus dem vorliegenden Projekt. Typ und Untertyp nach SCHMEDTJE (2001b), siehe Tabelle 3, Typ LAWA nach SOMMERHÄUSER & POTTGIESSER Gleichung 11 Gleichung zur Umrechnung des Moduls RIFG (ReferenzindexFließgewässer Makrophyten) auf eine Skala von 0 bis 1.

(RI + 100) * 0,5 MMP = Modul Makrophytenbewertung = FG M MP 100 RIFG = typbezogener berechneter ReferenzindexFließgewässer

Gleichung 12 Gleichung zur Umrechnung des Moduls BI (Bewertungsindex Phytobenthos ohne Diatomeen) auf eine Skala von 0 bis 1.

(BI +100)*0,5 MPB = Modul Phytobenthosbewertung = M PB 100 BI = typbezogener berechneter Bewertungsindex

Die Berechnung des Indexes aus den drei Komponenten erfolgt nach Gleichung 13. Sollten be- rechnete Einzelmodule als nicht gesichert angesehen werden müssen, kann der Makrophyten-

Phytobenthos-Index für Fließgewässer (M&PFG) ebenfalls berechnet werden. Im Falle eines ungesicherten Moduls Makrophyten wird Gleichung 14 verwendet, bei ungesichertem Modul Phyto- benthos ohne Diatomeen Gleichung 15. Sollte in Ausnahmefällen die Auswertung des Moduls Diatomeen nicht gesichert möglich sein, kann Gleichung 16 verwendet werden. Bei einer ungesicherten Bewertung zweier Module wird die Bewertung nach dem einen gesicherten Modul vorgenommen. Allerdings ist dann das Endergebnis kritisch zu überprüfen und nicht einer Bewertung aus zwei oder drei Modulen gleichzusetzen!

Gleichung 13 Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen Zustandes eines Fließgewässern bei drei gesicherten Modulen.

M&PFG = Makrophyten & Phytobenthos-Index für Fließ- + + gewässer M MP M D M PB = MMP = Modul Makrophyten M &PFG 3 MD = Modul Diatomeen MPB = Modul Phytobenthos

Gleichung 14 Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen Zustandes eines Fließgewässern bei gesicherten Modulen Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen.

M&PFG = Makrophyten & Phytobenthos-Index für Fließ- + gewässer = M D M PB M &PFG MD = Modul Diatomeen 2 MPB = Modul Phytobenthos

Gleichung 15 Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen Zustandes eines Fließgewässern bei gesicherten Modulen Makrophyten und Diatomeen.

M&PFG = Makrophyten & Phytobenthos-Index für Fließ- + gewässer = M MP M D M &PFG MMP = Modul Makrophyten 2 MD = Modul Diatomeen

Gleichung 16 Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen Zustandes eines Fließgewässern bei gesicherten Modulen Makrophyten und Phytobenthos ohne Diatomeen.

M&PFG = Makrophyten & Phytobenthos-Index für Fließ- + gewässer = M MP M PB M &PFG MPB = Modul Phytobenthos ohne Diatomeen 2 MMP = Modul Makrophyten

316 6.5.2 Ermitteln der Ökologischen Zustandsklasse eines Gewässers mit der Biokomponente Makrophyten & Phytobenthos im Sinne der EG-Wasserrahmenrichtlinie Bei den Untersuchungen der drei Teilorganismengruppen Makrophyten, Diatomeen und Phyto- benthos ohne Diatomeen wurden für jede dieser Gruppen typspezifische Bewertungsverfahren entwickelt. Dabei konnten Gewässer, die sich in ihrer Referenzzönose nicht oder nur unwesentlich unterschieden, zu organismengruppenabhängigenTypen zusammengefasst werden (Makro- phyten-Typen, Diatomeen-Typen, Phytobenthos-Typen). Die Typen können anhand geomorphologischer und chemischer Faktoren den Gewässern zugewiesen werden. Diese Typologie soll die durch die LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER erarbeitete Typologie der Fließgewässer nicht ersetzen, sondern ist als ein ganz wesentlicher Teil des Bewertungsverfahrens zu verstehen. Die Artengruppen, auf denen die Teilbewertungsverfahren beruhen, sind ganz eng mit diesen ermittelten biozönotischen Typen verbunden. Auch der Teilaspekt der Trophiebewertung im Modul Diatomeen ist an diese biozönotischen Typen gekoppelt. Für jeden der ermittelten Typen wurde ein Bewertungsverfahren mit typspezifischen Klassengrenzen entwickelt.

Die korrekte Einteilung der zu untersuchenden Gewässers in diese biozönotischen Fließ- gewässertypen ist die Voraussetzung für eine Bewertung mit Makrophyten & Phytobenthos. Da sich das Differenzierungsvermögen der Organismengruppen unterscheidet, ist die Anzahl der so gebildeten Typen nicht gleich. Die Reaktion der Organismen auf Veränderungen beginnt nicht in jedem Fall bei den gleichen absoluten Werten und beruht teilweise auf unterschiedlichen Fakto- ren. Für jede mögliche Kombination von Bewertungsverfahren müssen Grenzen zur Einteilung der Werte des M&PFG (Makrophyten & Phytobenthos-Index für Fließgewässer) in Ökologische Zustandsklassen im Sinne der WRRL erstellt werden. Für diese Grenzziehung werden die in den Einzelbewertungsverfahren ermittelten Klassengrenzen miteinander auf die gleiche Weise verrechnet wie auch die Indexwerte der Biozönosen (siehe Kapitel 6.5.1).

Getrennt nach Ökoregionen sind in Tabelle 151 bis Tabelle 184 die Grenzen dargestellt. Im Falle einer ungesicherten Bewertung eines oder auch zweier Module werden diese Ergebnisse zwar unterstützend zur Interpretation des Gesamtergebnisses herangezogen, aus der Ermittlung der Öko- logischen Zustandsklasse nach WRRL aber herausgelassen. Die Indexgrenzen für den Fall ungesicherter Einzelbewertungen sind ebenfalls in den genannten Tabellen aufgeführt.

317 6.5.2.1 Alpen

Bewertung mit den Modulen Makrophyten, Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen Da für die Ökoregion Alpen aufgrund mangelnder Daten kein Bewertungsverfahren für das Mo- dul „Phytobenthos ohne Diatomeen“ entwickelt werden konnte, wird hier die Bewertung nach WRRL mit den Modulen „Makrophyten“ und „Diatomeen“ durchgeführt.

Bewertung mit den Modulen Makrophyten und Diatomeen

Tabelle 151 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Fließgewässer der Ökoregion Alpen

D_1a D_1b Diatomeen (FG der Kalkalpen mit EZG < 1000 km2) (FG der Kalkalpen mit EZG > 1000 km2)

Makrophyten MP(G) MP MRK MP(G) MP MRK

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,80 1,00 – >0,73 1,00 – >0,65 1,00 – >0,78 1,00 – >0,71 1,00 – >0,64

2 ≤0,80 – >0,51 ≤0,73 – >0,38 ≤0,65 – >0,47 ≤0,78 – >0,48 ≤0,71 – >0,36 ≤0,64 – >0,44 3 ≤0,51 – >0,27 ≤0,38 – >0,19 ≤0,47 – >0,27 ≤0,48 – >0,27 ≤0,36 – >0,19 ≤0,44 – >0,27 4/5 ≤0,27 – 0,00 ≤0,19 – 0,00 ≤0,27 – 0,00 ≤0,27 – 0,00 ≤0,19 – 0,00 ≤0,27 – 0,00

Bewertung mit dem Modul Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Makrophyten

Tabelle 152 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Fließgewässer der Ökoregion Alpen

D_1a D_1b Diatomeen FG der Kalkalpen FG der Kalkalpen mit EZG < 1000 km2 mit EZG > 1000 km2

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,71 1,00 – >0,68

2 ≤0,71 – >0,52 ≤0,68 – >0,47 3 ≤0,52 – >0,29 ≤0,17 – >0,29 4 ≤0,29 – >0,07 ≤0,29 – >0,07 5 ≤0,07 – _0,00 ≤0,07 – 0,00

318 Bewertung mit dem Modul Makrophyten, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen Nur in seltenen Ausnahmefällen ist eine korrekt genommene und aufbereitete Diatomeenprobe nicht auszuwerten. Wenn möglich sollte eine Probestelle, bei deren Beprobung dieser Fall eintritt, nochmals beprobt werden, da anzunehmen ist, dass bei einem der Arbeitsschritte ein Fehler unterlaufen ist oder der Zeitpunkt der Probenahme unmittelbar nach einer massiven Störung im direkten Umfeld der Stelle lag. Ist letzteres der Fall, sind auch die Ergebnisse der anderen Module kritisch zu überprüfen.

Tabelle 153 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Fließgewässer der Ökoregion Alpen

Makrophyten MP(G) MP MRK

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,90 1,00 – 0,75 1,00 – 0,60

2 <0,90 – 0,50 <0,75 – 0,25 <0,60 – 0,42 3 <0,50 – 0,25 <0,25 – 0,10 <0,42 – 0,25 4/5 <0,25 – 0,00 <0,10 – 0,00 <0,25 – 0,00

319 6.5.2.2 Alpenvorland

Bewertung mit den Modulen Makrophyten, Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen Da für das Alpenvorland aufgrund mangelnder Daten kein Bewertungsverfahren für das Modul „Phytobenthos ohne Diatomeen“ entwickelt werden konnte, wird hier die Bewertung nach WRRL mit den Modulen „Makrophyten“ und „Diatomeen“ durchgeführt. Die Fließgewässer des Tertiären Hügellandes, der Flussterrassen und Altmoränen im Alpenvorland gelten als leicht karbonatisch, sind aber auch silikatisch geprägt. Die Gewässer der Jungmoränen- landschaft werden als überwiegend karbonatisch charakterisiert (BRIEM 2003). Dieser Unterschied wirkt sich zwar in den Diatomeengesellschaften aus, es wurden jedoch in der vorliegenden Unter- suchung keine silikatisch geprägten Makrophyten-Gesellschaften im Alpenvorland gefunden. Das bedeutet, dass theoretisch zwar die Bedingungen für einen Makrophytentyp MRS vorliegen kön- nen, dieses jedoch sehr unwahrscheinlich ist. Sollten nach der Typbestimmung diese Bedingungen festgestellt werden, sollten alle dafür erhobenen Parameter nochmals gründlich auf Richtigkeit überprüft und das gewonnene Ergebnis nur unter Vorbehalt verwendet werden. Nicht vorkommen kann der Fall eines Diatomeentyps für karbonatisch geprägte Gewässer in Kombination mit einem Makrophytentyp für silikatisch geprägte Gewässer.

Bewertung mit den Modulen Makrophyten und Diatomeen

Tabelle 154 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Karbonatisch geprägte Fließgewäs- ser des Alpenvorlandes

D_2a D_2b Diatomeen karbonatisch geprägte FG des Alpenvorlan- karbonatisch geprägte FG des Alpenvorlan- des mit EZG < 1000 km2 des mit EZG > 1000 km2

Makrophyten MRK MP(G) MP MRK MP(G) MP

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,60 1,00 – >0,60 1,00 – >0,67 1,00 – >0,60 1,00 – >0,74 1,00 – >0,67 2 ≤0,60 – >0,42 ≤0,74 – >0,42 ≤0,67 – >0,33 ≤0,60 – >0,42 ≤0,74 – >0,46 ≤0,67 – >0,33 3 ≤0,42 – >0,24 ≤0,46 – >0,24 ≤0,33 – >0,16 ≤0,42 – >0,24 ≤0,46 – >0,24 ≤0,33 – >0,16 4/5 ≤0,24 – 0,00 ≤0,24 – 0,00 ≤0,16 – 0,00 ≤0,24 – 0,00 ≤0,24 – 0,00 ≤0,16 – 0,00

Tabelle 155 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Silikatisch geprägte Fließgewässer des Alpenvorlandes

D_3 Diatomeen Silikatisch geprägte FG des Alpenvorlandes mit EZG < 1000 km2

MRS Makrophyten MRK MP(G) MP MRS Phanerogamen Moose

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,62 1,00 – >0,77 1,00 – >0,70 1,00 – >0,63 1,00 – >0,66 2 ≤0,62 – >0,42 ≤0,77 – >0,46 ≤0,70 – >0,33 ≤0,63 – >0,46 ≤0,66 – >0,26 3 ≤0,42 – >0,24 ≤0,46 – >0,24 ≤0,33 – >0,16 ≤0,46 – >0,26 ≤0,26 – 0,00 4/5 ≤0,24 – 0,00 ≤0,24 – 0,00 ≤0,16 – 0,00 ≤0,26 – 0,00 –

320 Bewertung mit dem Modul Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Makrophyten

Tabelle 156 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Karbonatisch ge- prägte Fließgewässer des Alpenvorlandes

D_2a D_2b karbonatisch geprägte karbonatisch geprägte Diatomeen FG des Alpenvorlandes FG des Alpenvorlandes mit EZG < 1000 km2 mit EZG > 1000 km2

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,59 1,00 – >0,59 2 ≤0,59 – >0,42 ≤0,59 – >0,42 3 ≤0,42 – >0,23 ≤0,42 – >0,23 4 ≤0,23 – >0,07 ≤0,23 – >0,07 5 ≤0,07 – 0,00 ≤0,07 – 0,00

Tabelle 157 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Silikatisch ge- prägte Fließgewässer des Alpenvorlandes

D_3 Diatomeen Silikatisch geprägte FG des Alpenvorlandes mit EZG < 1000 km2

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,64 2 ≤0,64 – >0,42 3 ≤0,42 – >0,23 4 ≤0,23 – >0,07 5 ≤0,07 – 0,00

321 Bewertung mit dem Modul Makrophyten, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen Nur in seltenen Ausnahmefällen ist eine korrekt genommene und aufbereitete Diatomeenprobe nicht auszuwerten. Wenn möglich sollte eine Probestelle, bei deren Beprobung dieser Fall eintritt, nochmals beprobt werden, da anzunehmen ist, dass bei einem der Arbeitsschritte ein Fehler unterlaufen ist oder der Zeitpunkt der Probenahme unmittelbar nach einer Störung der Umgebung vorgenommen wurde. Ist letzteres der Fall, sind auch die Ergebnisse der anderen Module kritisch zu überprüfen.

Tabelle 158 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Karbonatisch oder silikatisch geprägte Fließgewässer des Alpenvorlandes

Makrophyten MRK MP(G) MP MRS MRS Phanerogamen Moose

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,60 1,00 – 0,90 1,00 – 0,75 1,00 – 0,62 1,00 – 0,67

2 <0,6 – 0,42 <0,90 – 0,50 <0,75 – 0,25 <0,62 – 0,50 <0,67 – 0,10 3 <0,42 – 0,25 <0,50 – 0,25 <0,25 – 0,10 <0,50 – 0,30 <0,10 – 0,00 4/5 <0,25 – 0,00 <0,25 – 0,00 <0,10 – 0,00 <0,30 – 0,00 –

322 6.5.2.3 Mittelgebirge Im Mittelgebirge spielt bei der Bewertung des Moduls Makrophyten der Typ MRS eine große Rolle. Für die Einteilung der Zustandsklassen sind zwei unterschiedliche Abstufungen von Klas- sengrenzen angegeben. Diese beziehen sich auf die unterschiedliche Bewertung von Moosen und Phanerogamen in diesem Makrophytentyp. Grundsätzlich wird hier das schlechtere der beiden Ergebnisse zur Ermittlung des ökologischen Zustandes herangezogen (genaueres siehe Kapitel „Silikatisch-rhithral geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge, Voralpen und Alpen (MRS)“, Seite 70). Für die Gesamtbewertung wird ebenfalls dieser schlechtere Wert mit den Werten der anderen Module verrechnet.

Das Verfahren für die Bewertung karbonatisch geprägten Fließgewässer des Mittelgebirges mit Phytobenthos ohne Diatomeen (Phytobenthostyp PB_3) ist noch mit größeren Unsicherheitsfakto- ren behaftet (siehe Kapitel „Zusammenfassung und Diskussion“, Seite 307). Eine Gesamtbewer- tung, in die Indexwerte aus dem genannten Verfahren eingehen, kann daher nicht als Endergebnis gewertet werden. Daher muss bei der Berechnung der Gesamtbewertung immer auch die Berech- nung des Gesamtzustandes mit den Teilkomponenten Makrophyten und Diatomeen, unter Aus- schluss des Phytobenthos ohne Diatomeen, stattfinden. Dieses Resultat kann als gesichert angesehen werden.

323 Bewertung mit den Modulen Makrophyten, Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen Die grau hinterlegten Felder kennzeichnen die Typen, die mit mindestens einem der drei Module nicht zu bewerten sind. Die Gesamtbewertung muss bei diesen Typen nach den Tabellen für nicht gesicherte Einzelbewertungen vorgenommen werden.

Tabelle 159 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen, kleine silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges

PB_2 Phytobenthos Silikatische FG im Mittelgebirge

D_4 Diatomeen FG des Buntsandstein und Grundgebirges mit EZG < 100 km2

Makrophyten MP(G) MP MRS MRS Phanerogamen Moose

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,78 1,00 – >0,73 1,00 – >0,69 1,00 – >0,71 2 ≤0,78 – >0,53 ≤0,73 – >0,44 ≤0,69 – >0,53 0,71 – >0,39 3 ≤0,53 – >0,34 ≤0,44 – >0,29 ≤0,53 – >0,36 0,39 – 0,00 4/5 ≤0,34 – 0,00 ≤0,29 – 0,00 ≤0,36 – 0,00 –

Tabelle 160 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Große silikatisch geprägte Fließ- gewässer des Mittelgebirges

PB_2 Phytobenthos Silikatische FG im Mittelgebirge

D_5 Diatomeen FG des Buntsandstein und Grundgebirges mit EZG > 100 km2 und < 1000 km2

Makrophyten MP(G) MP MRS MRS MRK Mg Phanerogamen Moose

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,74 1,00 – >0,70 1,00 – >0,65 1,00 – >0,67 1,00 – >0,65 – 2 ≤0,74 – >0,51 ≤0,70 – >0,43 0,65 – >0,51 ≤0,67 – >0,38 ≤0,65 – >0,48 – 3 ≤0,51 – >0,32 ≤0,43 – >0,27 0,51 – >0,34 ≤0,38 – >0,24 ≤0,48 – >0,32 – 4/5 ≤0,32 – 0,00 ≤0,27 – 0,00 0,34 – 0,00 ≤0,24 – 0,00 ≤0,32 – 0,00 –

Tabelle 161 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Silikatisch geprägte Fließgewässer der Vulkangebiete, Mittelgebirge

PB_2 Phytobenthos Silikatische FG im Mittelgebirge

D_6 Diatomeen FG der Vulkangebiete mit EZG < 100 km2

Makrophyten MP(G) MP MRS MRS Phanerogamen Moose

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,74 1,00 – >0,70 1,00 – >0,65 1,00 – >0,67 2 ≤0,74 – >0,51 ≤0,70 – >0,43 ≤0,65 – >0,51 ≤0,67 – >0,38 3 ≤0,51 – >0,32 ≤0,43 – >0,27 ≤0,51 – >0,34 ≤0,38 – >0,24 4/5 ≤0,32 – 0,00 ≤0,27 – 0,00 ≤0,34 – 0,00 ≤0,24 – 0,00

324 Tabelle 162 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen, karbonatisch geprägte kleine Fließ- gewässer der Mittelgebirge

PB_3 Phytobenthos karbonatische FG im Mittelgebirge und im Norddeutschen Tiefland

D_7a D_7b Diatomeen FG der Löss- und Keuperregionen FG der übrigen Kalkgebiete mit EZG < 1000 km2 mit EZG < 1000 km2

Makrophyten MP(G) MP MRK MP(G) MP MRK

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,74 1,00 – >0,69 1,00 – >0,64 1,00 – >0,74 1,00 – >0,69 1,00 – >0,64 2 ≤0,74 – >0,46 ≤0,69 – >0,37 ≤0,64 – >0,44 ≤0,74 – >0,46 ≤0,69 – >0,37 ≤0,64 – >0,44 3 ≤0,46 – >0,27 ≤0,37 – >0,22 ≤0,44 – >0,27 ≤0,46 – >0,27 ≤0,37 – >0,22 ≤0,44 – >0,27 4/5 ≤0,27 – 0,00 ≤0,22 – 0,00 ≤0,27 – 0,00 ≤0,27 – 0,00 ≤0,22 – 0,00 ≤0,27 – 0,00

Tabelle 163 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Karbonatisch geprägte große Fließgewässer der Mittelgebirge

PB_3 Phytobenthos karbonatische FG im Mittelgebirge und im Norddeutschen Tiefland

D_8 Diatomeen FG mit EZG > 1000 km2

Makrophyten MP(G) MP MRK Mg

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,74 1,00 – >0,69 1,00 – >0,64 –

2 ≤0,74 – >0,46 ≤0,69 – >0,37 ≤0,64 – >0,44 – 3 ≤0,46 – >0,27 ≤0,37 – >0,22 ≤0,44 – >0,27 – 4/5 ≤0,27 – 0,00 ≤0,22 – 0,00 ≤0,27 – 0,00 –

325 Bewertung mit den Modulen Makrophyten und Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen Die grau hinterlegten Felder kennzeichnen die Typen, die mit mindestens einem der drei Module nicht zu bewerten sind. Die Gesamtbewertung muss bei diesen Typen nach den Tabellen für nicht gesicherte Einzelbewertungen vorgenommen werden.

Tabelle 164 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Kleine silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges

D_4 Diatomeen FG des Buntsandstein und Grundgebirges mit EZG < 100 km2

MRS Pha- MRS Makrophyten MP(G) MP nerogamen Moose

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,80 1,00 – >0,73 1,00 – >0,66 1,00 – >0,69 2 ≤0,80 – >0,48 ≤0,73 – >0,36 ≤0,66 – >0,48 ≤0,69 – >0,28 3 ≤0,48 – >0,27 ≤0,36 – >0,20 ≤0,48 – >0,30 ≤0,28 – 0,00 4/5 ≤0,27 – 0,00 ≤0,20 – 0,00 ≤0,30 – 0,00 –

Tabelle 165 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Phytobent- hos ohne Diatomeen: Große silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges

D_5 Diatomeen FG des Buntsandstein und Grundgebirges mit EZG > 100 km2 und < 1000 km2

MRS Phanero- MRS Makrophyten MP(G) MP MRK Mg gamen Moose

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,74 1,00 – >0,67 1,00 – >0,61 1,00 – >0,63 1,00 – >0,60 – 2 ≤0,74 – >0,46 ≤0,67 – >0,33 ≤0,61 – >0,46 ≤0,63 – >0,26 ≤0,60 – >0,42 – 3 ≤0,46 – >0,24 ≤0,33 – >0,16 ≤0,46 – >0,26 ≤0,26 – 0,00 ≤0,42 – >0,24 – 4/5 ≤0,24 – 0,00 ≤0,16 – 0,00 ≤0,26 – 0,00 – ≤0,24 – 0,00 –

Tabelle 166 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Silikatisch geprägte Fließ- gewässer der Vulkangebiete, Mittelgebirge

D_6 Diatomeen FG der Vulkangebiete mit EZG < 100 km2

MRS Phanero- MRS Makrophyten MP(G) MP gamen Moose

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,74 1,00 – >0,67 1,00 – >0,61 1,00 – >0,63 2 ≤0,74 – >0,46 ≤0,67 – >0,33 ≤0,61 – >0,46 ≤0,63 – >0,26 3 ≤0,46 – >0,24 ≤0,33 – >0,16 ≤0,46 – >0,26 ≤0,26 – 0,00 4/5 ≤0,24 – 0,00 ≤0,16 – 0,00 ≤0,26 – 0,00 –

326 Tabelle 167 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Phytobent- hos ohne Diatomeen: Karbonatisch geprägte kleine Fließgewässer der Mittelgebirge

D_7a D_7b Diatomeen FG der Löss- und Keuperregionen FG der übrigen Kalkgebiete mit EZG < 1000 km2 mit EZG < 1000 km2

Makrophyten MP(G) MP MRK MP(G) MP MRK

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,74 1,00 – >0,66 1,00 – >0,59 1,00 – >0,74 1,00 – >0,66 1,00 – >0,59 2 ≤0,74 – >0,44 ≤0,66 – >0,32 ≤0,59 – >0,41 ≤0,74 – >0,44 ≤0,66 – >0,32 ≤0,59 – >0,41 3 ≤0,44 – >0,23 ≤0,32 – >0,15 ≤0,41 – >0,23 ≤0,44 – >0,23 ≤0,32 – >0,15 ≤0,41 – >0,23 4/5 ≤0,23 – 0,00 ≤0,15 – 0,00 ≤0,23 – 0,00 ≤0,23 – 0,00 ≤0,15 – 0,00 ≤0,23 – 0,00

Tabelle 168 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Karbonatisch geprägte große Fließgewässer der Mittelgebirge

D_8 Diatomeen FG mit EZG > 1000 km2

Makrophyten MP(G) MP MRK Mg

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,74 1,00 – >0,66 1,00 – >0,59 – 2 ≤0,74 – >0,44 ≤0,66 – >0,32 ≤0,59 – >0,41 – 3 ≤0,44 – >0,23 ≤0,32 – >0,15 ≤0,41 – >0,23 – 4/5 ≤0,23 – 0,00 ≤0,15 – 0,00 ≤0,23 – 0,00 –

327 Bewertung mit den Modulen Phytobenthos ohne Diatomeen und Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Makrophyten Die grau hinterlegten Felder kennzeichnen die Typen, die mit mindestens einem der drei Module nicht zu bewerten sind. Die Gesamtbewertung muss bei diesen Typen nach den Tabellen für nicht gesicherte Einzelbewertungen vorgenommen werden.

Tabelle 169 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesicherten Modul Makrophyten: Silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges

PB_2 Phytobenthos Silikatische FG im Mittelgebirge

D_4 D_5 FG des Buntsandstein- FG des Buntsandstein- u. Diatomeen und Grundgebirges Grundgebirges mit EZG > mit EZG < 100 km2 100 km2 und < 1000 km2

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,73 1,00 – >0,67 2 ≤0,73 – >0,55 ≤0,67 – >0,52 3 ≤0,55 – >0,40 ≤0,52 – >0,36 4 ≤0,40 – >0,16 ≤0,36 – >0,16 5 ≤0,16 – 0,00 ≤0,16 – 0,00

Tabelle 170 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesicherten Modul Makrophyten: Silikatisch geprägte Fließgewässer der Vulkangebiete, Mittelgebirge

PB_2 Phytobenthos Silikatische FG im Mittelgebirge

D_6 Diatomeen FG der Vulkangebiete mit EZG < 100 km2

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,67 2 ≤0,67 – >0,52 3 ≤0,52 – >0,36 4 ≤0,36 – >0,16 5 ≤0,16 – 0,00

Tabelle 171 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Karbonatisch geprägte kleine und große Fließgewässer der Mittelgebirge

PB_3 Phytobenthos karbonatische FG im Mittelgebirge und im Norddeutschen Tiefland

D_7a D_7b - D_8 FG der Löss und Keu- FG der übrigen Diatomeen FG mit EZG perregionen mit EZG Kalkgebiete mit > 1000 km2 < 1000 km2 EZG < 1000 km2

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,66 1,00 – >0,66 1,00 – >0,66 2 ≤0,66 – >0,44 ≤0,66 – >0,44 ≤0,66 – >0,44 3 ≤0,44 – >0,29 ≤0,44 – >0,29 ≤0,44 – >0,29 4 ≤0,29 – 0,00 ≤0,29 – 0,00 ≤0,29 – 0,00 5 – – –

328 Bewertung mit den Modulen Makrophyten und Phytobenthos ohne Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen Nur in seltenen Ausnahmefällen ist eine korrekt genommene und aufbereitete Diatomeenprobe nicht auszuwerten. Wenn möglich sollte eine Probestelle, bei deren Beprobung dieser Fall eintritt, nochmals beprobt werden, da anzunehmen ist, dass bei einem der Arbeitsschritte ein Fehler unterlaufen ist oder der Zeitpunkt der Probenahme unmittelbar nach einer Störung der Umgebung vorgenommen wurde. Ist letzteres der Fall, sind auch die Ergebnisse der anderen Module kritisch zu überprüfen. Die grau hinterlegten Felder kennzeichnen die Typen, die mit mindestens einem der beiden Module nicht zu bewerten sind. Die Gesamtbewertung muss bei diesen Typen nach den Tabellen für nicht gesicherte Einzelbewertungen vorgenommen werden.

Tabelle 172 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diato- meen: Silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges

PB_2 Phytobenthos Silikatische FG im Mittelgebirge

MRS Phanero- MRS Makrophyten MP(G) MP MRK Mg gamen Moose

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,82 1,00 – >0,75 1,00 – >0,68 1,00 – >0,71 1,00 – >0,67 – 2 ≤0,82 – >0,56 ≤0,75 – >0,43 ≤0,68 – >0,56 ≤0,71 – >0,36 ≤0,67 – >0,52 – 3 ≤0,56 – >0,37 ≤0,43 – >0,30 ≤0,56 – >0,40 ≤0,36 – 0,00 ≤0,52 – >0,37 – 4/5 ≤0,37 – 0,00 ≤0,30 – 0,00 ≤0,40 – 0,00 – ≤0,37 – 0,00 –

Tabelle 173 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Karbonatisch geprägte Fließgewässer der Mittel- gebirge

PB_3 Phytobenthos karbonatische FG im Mittelgebirge und im Norddeutschen Tiefland

Makrophyten MP(G) MP MRK Mg

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,82 1,00 – >0,75 1,00 – >0,67 – 2 ≤0,82 – >0,50 ≤0,75 – >0,37 0,67 – >0,46 – 3 ≤0,50 – >0,31 ≤0,37 – >0,23 0,46 – >0,31 – 4/5 ≤0,31 – 0,00 ≤0,23 – 0,00 0,31 – 0,00 –

329 Bewertung mit dem Modul Makrophyten, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen Nur in seltenen Ausnahmefällen ist eine korrekt genommene und aufbereitete Diatomeenprobe nicht auszuwerten. Wenn möglich sollte eine Probestelle, bei deren Beprobung dieser Fall eintritt, nochmals beprobt werden, da anzunehmen ist, dass bei einem der Arbeitsschritte ein Fehler unterlaufen ist oder der Zeitpunkt der Probenahme unmittelbar nach einer Störung der Umgebung vorgenommen wurde. Ist letzteres der Fall, sind auch die Ergebnisse der anderen Module kritisch zu überprüfen. Die grau hinterlegten Felder kennzeichnen die Typen, die mit diesem Modul nicht bewertbar sind.

Tabelle 174 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diato- meen und zugleich ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Fließgewässer der Mittelgebirge

MRS Phanero- MRS Makrophyten MP(G) MP MRK Mg gamen Moose

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,90 1,00 – 0,75 1,00 – 0,62 1,00 – 0,67 1,00 – 0,60 –

2 <0,90 – 0,50 <0,75 – 0,25 <0,62 – 0,50 <0,67 – 0,10 <0,60 – 0,42 – 3 <0,50 – 0,25 <0,25 – 0,10 <0,50 – 0,30 <0,10 – 0,00 <0,42 – 0,25 – 4/5 <0,25 – 0,00 <0,10 – 0,00 <0,30 – 0,00 – <0,25 – 0,00 –

330 Bewertung mit dem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten Nur in seltenen Ausnahmefällen ist eine korrekt genommene und aufbereitete Diatomeenprobe nicht auszuwerten. Wenn möglich sollte eine Probestelle, bei deren Beprobung dieser Fall eintritt, nochmals beprobt werden, da anzunehmen ist, dass bei einem der Arbeitsschritte ein Fehler unterlaufen ist oder der Zeitpunkt der Probenahme unmittelbar nach einer Störung der Umgebung vorgenommen wurde. Ist letzteres der Fall, sind auch die Ergebnisse der anderen Module kritisch zu überprüfen. Da das Phytobenthos ohne Diatomeen die Organismengruppe mit dem größten Forschungsbedarf bezüglich der Autökologie ist, sollten die Bewertungen, die allein auf diesem Modul beruhen kritisch überprüft werden.

Tabelle 175 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten: Fließgewässer der Mittelgebirge

PB_3 PB_2 karbonatische FG im Phytobenthos Silikatische FG Mittelgebirge und im im Mittelgebirge Norddeutschen Tiefland

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,75 1,00 – 0,75

2 <0,75 – 0,63 <0,75 – 0,50 3 <0,63 – 0,50 <0,50 – 0,37 4 <0,50 – 0,25 <0,37 – 0,25 5 <0,25 – 0,00 <0,25 – 0,00

331 Bewertung mit dem Modul Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten

Tabelle 176 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten: Silikatisch geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge

D_5 D_4 FG des Buntsandstein D_6 FG des Buntsandstein Diatomeen und Grundgebirges mit FG der Vulkangebiete und Grundgebirges mit EZG > 100 km2 und mit EZG < 100 km2 EZG < 100 km2 < 1000 km2

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,71 1,00 – >0,59 1,00 – >0,59 2 ≤0,71 – >0,47 ≤0,59 – >0,42 ≤0,59 – >0,42 3 ≤0,47 – >0,29 ≤0,42 – >0,23 ≤0,42 – >0,23 4 ≤0,29 – >0,07 ≤0,23 – >0,07 ≤0,23 – >0,07 5 ≤0,07 – 0,00 ≤0,07 – 0,00 ≤0,07 – 0,00

Tabelle 177 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten: Karbonatisch geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge

D_7a D_7b D_8 FG der Löss- und FG der übrigen Diatomeen FG mit Keuperregionen mit Kalkgebiete mit EZG > 1000 km2 EZG < 1000 km2 EZG < 1000 km2

ökologische Zustandsklasse 1,00 – > 0,58 1,00 – > 0,58 1,00 – > 0,58 0,58 – > 0,39 0,58 – > 0,39 0,58 – > 0,39 0,39 – > 0,21 0,39 – > 0,21 0,39 – > 0,21 0,21 – 0,00 0,21 – 0,00 0,21 – 0,00 – – –

332 6.5.2.4 Norddeutsches Tiefland

Bewertung mit den Modulen Makrophyten, Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen Die grau hinterlegten Felder kennzeichnen die Typen, die mit mindestens einem der drei Module nicht zu bewerten sind. Die Gesamtbewertung muss bei diesen Typen nach den Tabellen für nicht gesicherte Einzelbewertungen vorgenommen werden. Das Verfahren für die Bewertung karbonatisch geprägten Fließgewässer des Mittelgebirges mit Phytobenthos ohne Diatomeen (Phytobenthostyp PB_3) ist noch mit größeren Unsicherheitsfaktoren behaftet (siehe Kapitel „Zusammenfassung und Diskussion“, Seite 307). Eine Gesamtbewertung, in die Indexwerte aus dem genannten Verfahren eingehen, kann daher nicht als Endergebnis gewertet werden. Daher muss bei der Berechnung der Gesamtbewertung immer auch die Berechnung des Gesamtzustandes mit den Teilkomponenten Makrophyten und Diatomeen, unter Ausschluss des Phytobenthos ohne Diatomeen, stattfinden. Dieses Resultat kann als gesichert angesehen werden.

Tabelle 178 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Karbonatisch geprägte Fließgewäs- ser des Norddeutschen Tieflandes

PB_3 Phytobenthos karbonatische FG im Mittelgebirge und im Norddeutschen Tiefland

D_9 D_10 Diatomeen karbonatische FG mit EZG < 1000 km2 karbonatische FG mit EZG >1000 km2

Makrophyten TN TR TNg TN TR TNg

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >6,10 – – 1,00 – >0,63 – – 2 ≤6,10 – >3,90 – – ≤0,63 – >0,41 – – 3 ≤3,90 – <0,25 – – ≤0,41 – >0,27 – – 4/5 ≤0,25 – 0,00 – – ≤0,27 – 0,00 – –

Die silikatisch geprägten und die organisch geprägten Fließgewässer des Norddeutschen Tieflan- des sind zur Zeit nur mit dem Modul „Phytobenthos ohne Diatomeen“ zu bewerten und werden im Kapitel „Bewertung mit dem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten“, Tabelle 183, behandelt. Da dies die Organismengruppe mit dem größten Forschungsbedarf bezüglich der Au- tökologie ist, sollten die Bewertungen, die allein auf diesem Modul beruhen, kritisch überprüft werden.

333 Bewertung mit den Modulen Makrophyten und Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen Die grau hinterlegten Felder kennzeichnen die Typen, die mit mindestens einem der drei Module nicht zu bewerten sind. Die Gesamtbewertung muss bei diesen Typen nach den Tabellen für nicht gesicherte Einzelbewertungen vorgenommen werden.

Tabelle 179 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Phytobent- hos ohne Diatomeen: Karbonatisch geprägte Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes

D_9 D_10 Diatomeen karbonatisch geprägte FG mit EZG < 1000 km2 karbonatisch geprägte FG mit EZG >1000 km2

Makrophyten TN TR TNg TN TR TNg

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,55 – – 1,00 – >0,58 – – 2 ≤0,55 – >0,33 – – 0,58 – >0,36 – – 3 ≤0,33 – >0,19 – – 0,36 – >0,23 – – 4/5 ≤0,19 – 0,00 – – 0,23 – 0,00 – –

334 Bewertung mit den Modulen Phytobenthos ohne Diatomeen und Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Makrophyten

Tabelle 180 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesicherten Modul Makrophyten: Karbonatisch ge- prägte Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes

PB_3 Phytobenthos karbonatische FG im Mittelgebirge und im Norddeutschen Tiefland

D_9 D_10 Diatomeen karbonatisch geprägte karbonatisch geprägte FG mit EZG < 1000 km2 FG mit EZG >1000 km2

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,67 1,00 – >0,70 2 ≤0,67 – >0,46 ≤0,70 – >0,49 3 ≤0,46 – >0,30 ≤0,49 – >0,34 4 ≤0,30 – >0,16 ≤0,34 – >0,18 5 ≤0,16 – 0,00 ≤0,18 – 0,00

335 Bewertung mit den Modulen Makrophyten und Phytobenthos ohne Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen Nur in seltenen Ausnahmefällen ist eine korrekt genommene und aufbereitete Diatomeenprobe nicht auszuwerten. Wenn möglich sollte eine Probestelle, bei deren Beprobung dieser Fall eintritt, nochmals beprobt werden, da anzunehmen ist, dass bei einem der Arbeitsschritte ein Fehler unterlaufen ist oder der Zeitpunkt der Probenahme unmittelbar nach einer Störung der Umgebung vorgenommen wurde. Ist letzteres der Fall, sind auch die Ergebnisse der anderen Module kritisch zu überprüfen. Die grau hinterlegten Felder kennzeichnen die Typen, die mit mindestens einem der beiden Module nicht zu bewerten sind. Die Gesamtbewertung muss bei diesen Typen nach den Tabellen für nicht gesicherte Einzelbewertungen vorgenommen werden.

Tabelle 181 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diato- meen: Karbonatisch geprägte und silikatisch geprägte Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes

PB_3 PB_4 Phytobenthos karbonatische FG im Mittelgebirge und silikatische und organische FG im im Norddeutschen Tiefland Norddeutschen Tiefland

Makrophyten TN TR TNg TN TR TNg

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,62 – – 1,00 – >0,52 – – 2 ≤0,62 – >0,37 – – ≤0,62 – >0,43 – – 3 ≤0,37 – >0,26 – – ≤0,43 – >0,32 – – 4/5 ≤0,26 – 0,00 – – ≤0,32 – 0,00 – –

Bewertung mit dem Modul Makrophyten, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen Nur in seltenen Ausnahmefällen ist eine korrekt genommene und aufbereitete Diatomeenprobe nicht auszuwerten. Wenn möglich sollte eine Probestelle, bei deren Beprobung dieser Fall eintritt, nochmals beprobt werden, da anzunehmen ist, dass bei einem der Arbeitsschritte ein Fehler unterlaufen ist oder der Zeitpunkt der Probenahme unmittelbar nach einer Störung der Umgebung vorgenommen wurde. Ist letzteres der Fall, sind auch die Ergebnisse der anderen Module kritisch zu überprüfen.

Tabelle 182 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Mittelgroße Nie- derunsfließgewässer des Norddeutschen Tieflandes

Makrophyten TN

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,50

2 <0,50 – 0,25 3 <0,25 – 0,15

4/5 <0,15 – 0,00

336 Bewertung mit dem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten Nur in seltenen Ausnahmefällen ist eine korrekt genommene und aufbereitete Diatomeenprobe nicht auszuwerten. Wenn möglich sollte eine Probestelle, bei deren Beprobung dieser Fall eintritt, nochmals beprobt werden, da anzunehmen ist, dass bei einem der Arbeitsschritte ein Fehler unterlaufen ist oder der Zeitpunkt der Probenahme unmittelbar nach einer Störung der Umgebung vorgenommen wurde. Ist letzteres der Fall, sind auch die Ergebnisse der anderen Module kritisch zu überprüfen. Da das Phytobenthos ohne Diatomeen die Organismengruppe mit dem größten Forschungsbedarf bezüglich der Autökologie ist, sollten die Bewertungen, die allein auf diesem Modul beruhen, kritisch überprüft werden.

Tabelle 183 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten: Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes

PB_3 PB_4 karbonatische FG im silikatische und organi- Phytobenthos Mittelgebirge und im sche FG im Norddeut- Norddeutschen Tiefland schen Tiefland

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,75 1,00 – 0,75

2 <0,75 – 0,50 <0,75 – 0,63 3 <0,50 – 0,37 <0,63 – 0,50 4 <0,37 – 0,25 <0,50 – 0,25 5 <0,25 – 0,00 <0,25 – 0,00

Bewertung mit dem Modul Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten

Tabelle 184 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten: Karbonatisch gepräg- te Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes

D_9 D_10 Diatomeen karbonatisch geprägte karbonatisch geprägte FG mit EZG < 1000 km2 FG mit EZG > 1000 km2

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,59 1,00 – >0,66 2 ≤0,59 – >0,42 ≤0,66 – >0,48 3 ≤0,42 – >0,23 ≤0,48 – >0,31 4 ≤0,23 – >0,07 ≤0,31 – >0,12 5 ≤0,07 – 0,00 ≤0,12 – 0,00

337 6.5.2.5 Verschneiden des Ergebnisses mit zusätzlichen Kriterien Die Einzelbewertungsverfahren für die Module Makrophyten und Diatomeen sehen nach der Er- mittlung des ökologischen Zustandes durch die Berechnung der jeweiligen Indexwerte noch eine Überprüfung verschiedener Metrics zur Indikation spezieller Belastungen vor. In die Bewertung der Biokomponente Makrophyten & Phytobenthos werden diese zusätzlichen Kriterien ebenfalls eingebracht. Da es sich dabei um Belastungsarten handelt, die nicht von allen Teilorganismen- gruppen gleich gut indiziert werden können, gehen sie am Schluss in die Gesamtbewertung ein. Wird z. B. durch die Diatomeenbiozönose mit dem Halobienindex Versalzung angezeigt, wird das Ergebnis der Bewertung aus den Kapiteln 6.5.2.1 bis 6.5.2.4 entsprechend des Moduls Versalzung (siehe Kapitel „Modul „Versalzung““, Seite 130) abgestuft. Ähnliches gilt für die Zusatzkriterien aus dem Bewertungsverfahren Makrophyten. Wenn beispielsweise im Makrophytentyp MP (Po- tamal geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge, Voralpen und Alpen) mehr als 50 % der Arten aus der Artengruppe C stammen, und wird bei der Berechnung der Gesamt-Zustandsklasse eine 1 oder eine 2 vergeben, so wird um eine Zustandsklasse abgestuft. Diese Zusatzkriterien werden im Folgenden dargestellt. Dabei werden nur die Organismengruppen-abhängigen Typen und die dort relevanten Kriterien aufgeführt. Diese sind dann für jede auftretende Kombination, die den entsprechenden Typ beinhaltet, anzuwenden. Ist der errechnete Indexwert eines Moduls nicht gesichert, werden auch die auf diese Teilgruppe bezogenen Zusatzkriterien nicht auf das Gesamtergebnis angewendet. Alle Voraussetzungen (sofern nicht anders vermerkt) der Anwendung von Zu- satzkriterien sowie die Modifikationen des Ergebnisses beziehen sich auf die Gesamtauswer- tung bzw. die Ökologische Zustandsklasse der gesamten Biokomponente Makrophyten & Phytobenthos!

Bei der Abstufung des errechneten Gesamtzustandes erhalten die Zusatzkriterien großes Gewicht, in Bezug auf Versalzung und Versauerung wird eine „worst-case“-Betrachtung vorgenommen. Im Falle der anderen Makrophytenmodule wurden, um eine Überbewertung dieser Teilkomponenten zu verhindern, die Bedingungen für eine Abstufung etwas abgeändert. Ein anderer Ansatz ist die Abstufung der Einzelkomponenten nach den dort vorgeschriebenen Verfahren, vor der Berechnung des Gesamtzustandes. Dabei würden die Module gewichtet und damit schwächer eingehen. Da jedoch gerade die Faktoren Versalzung und Versauerung gravierende Beeinträchtigungen eines Gewässers darstellen, wurde die vorgestellte Methode gewählt. Allerdings muss sich erst in der Anwendung herausstellen, ob diese Vorgehensweise beibehalten werden kann.

Ökoregion-unabhängig In allen Ökoregionen ist bei einem Fehlen der Makrophyten die Ursache hierfür zu ermitteln. Wird z. B. auf Grund von chemisch-physikalischen Parametern, strukturellen Veränderungen (Verbau), Mahd, Fischbesatz oder anderen anthropogen bedingten Einflüssen eine degradations- bedingte Makrophytenverödung festgestellt, muss im Fall einer „sehr guten“ oder „guten“ Ge- samtbewertung auf den Zustand 3 abgestuft werden.

338 Alpen • Makrophyten: MRK falls C > 20 % und ökologischer Zustand = 1 oder 2 Æ 1 Klasse abstufen MP(G) falls C > 50 % und ökologischer Zustand = 1 oder 2 Æ 1 Klasse abstufen

• Diatomeen: D_1a Modul Versalzung (siehe Tabelle 185) D_1b Modul Versalzung (siehe Tabelle 185)

Alpenvorland • Makrophyten: MRK falls C > 20 % und ökologischer Zustand = 1 oder 2 Æ 1 Klasse abstufen MP(G) falls C > 50 % und ökologischer Zustand = 1 oder 2 Æ 1 Klasse abstufen

• Diatomeen: D_2a Modul Versalzung (siehe Tabelle 185) D_2b Modul Versalzung (siehe Tabelle 185) D_3 Modul Versalzung (siehe Tabelle 185)

Mittelgebirge • Makrophyten: MRS falls 100 % V Æ Zustand 3, wenn nicht die Diatomeen stärkere Versauerung anzeigen falls C > 50 % und ökologischer Zustand = 1 oder 2 Æ 1 Klasse abstufen MRK falls C > 20 % und ökologischer Zustand = 1 oder 2 Æ 1 Klasse abstufen MP(G) falls C > 50 % und ökologischer Zustand = 1 oder 2 Æ 1 Klasse abstufen

• Diatomeen D_4 Modul Versalzung (siehe Tabelle 185); Modul Versauerung (siehe Tabelle 186) D_5 Modul Versalzung (siehe Tabelle 185); Modul Versauerung (siehe Tabelle 186) D_6 Modul Versalzung (siehe Tabelle 185); Modul Versauerung (siehe Tabelle 186) D_7a Modul Versalzung (siehe Tabelle 185) D_7b Modul Versalzung (siehe Tabelle 185) D_8 Modul Versalzung (siehe Tabelle 185)

Norddeutsches Tiefland • Makrophyten: TN Treffen mindestens drei der folgenden Kriterien zu Æ Abstufung um eine Klasse, maximal bis Klasse 4: – Evenness < 0,75 – Potamogeton pectinatus ≥ 30 % – Sparganium emersum ≥ 30 % – % C ≥ 30 % – Taxazahl < 4

339 • Diatomeen: D_9 Modul Versalzung (siehe Tabelle 185) D_10 Modul Versalzung (siehe Tabelle 185)

Tabelle 185 Bewertungsmodul „Versalzung Diatomeen“. Halo- bienindexwerte, die zur Abstufung der Ökologischen Zustandsklasse führen

Halobienindex Abstufung um > 15 und < 30 eine Ökologische Zustandsklasse > 30 zwei Ökologische Zustandsklassen

Tabelle 186 Bewertungsmodul „Versauerung Diatomeen“. Sum- menhäufigkeiten von Versauerungszeigern, die zur Abstufung der Ökologischen Zustandsklasse führen

Summenhäufigkeit d. Abstufung um Versauerungszeiger 10–25 % eine Ökologische Zustandsklasse 26–50 % zwei Ökologische Zustandsklassen 51–75 % drei Ökologische Zustandsklassen 76–100 % vier Ökologische Zustandsklassen

6.5.3 Bewertung des ökologischen Zustandes der im Projekt beprobten Gewässerstellen Die Ergebnisse des neuentwickelten Bewertungsverfahrens für die Probestellen des vorliegenden Projektes sind in Tabelle 187 dargestellt. Dabei wird in den Spalten „MP“, „D“ und „PB“ (Ma- krophyten, Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen) durch ein „x“ markiert, welche Mo- dule in die Gesamtbewertung eingehen. Das Kürzel „ZK“ in der Spalte „MP“ bezeichnet die Stellen, an denen auf Grund der Zusatzkriterien in der Makrophytenbewertung eine Abstufung der ermittelten Ökologischen Zustandsklasse vorgenommen wurde. „V“ (in den Spalten „MP“ und „D“) bezeichnet die Stellen an denen aufgrund von indizierter Versauerung abgestuft wurde, ein „H“ (Spalte „D“) bedeutet Abstufung auf Grund von Versalzung. Die Abkürzung „ug“ steht für eine ungesicherte Einzelbewertung. Diese gehen nicht in die Gesamtbewertung ein.

340 Tabelle 187 Ökologische Zustandsklassen der im Projekt beprobten Fließgewäser.

PrStNr = Probestellennummer, BuL = Bundesland, Typ = Typ nach SCHMEDTJE et al. (2001b), Untertyp = Untertyp nach SCHMEDTJE et al. (2001b, mit Erweiterungen), Typ D = biozönotischer Diatomeentyp, JZ D = Jahreszeit der Diatomeen-Probenahme, Typ PB = Phytobenthostyp,JZ PB = Jahreszeit der Phytobenthos-Probenahme, Typ MP = biozönotischer Makrophytentyp, MP = Makrophyten. D = Diatomeen, PB = Phytobenthos ohne Diatomeen, ÖZK = Ökologische Zustandsklasse, F = Frühjahr, S = Sommer, H = Herbst, W = Winter, ZK = Zusatzkriterien, V = Versauerung, H = Versalzung, ug = ungesicherter Indexwert.

PrSt- D PB MP BUL Gewässer Probestelle Typ ÖZK JZ D JZ PB

Nr. Typ D Typ PB Typ MP Untertyp

BB 2430 Dahme bei Rietzneuendorf 19 a TN 9 S PB_3 W ZK x x 4 BB 2430 Dahme bei Rietzneuendorf 19 a TN 9 S PB_3 S ZK x x 4 BB 2430 Dahme bei Rietzneuendorf 19 a TN 9 H PB_3 S ZK x x 4 BB 2430 Dahme bei Rietzneuendorf 19 a TN 9 H PB_3 W ZK x x 4 BB 2375 Havel bei Milow 20 a TNg 10 S PB_3 W x x 3 BB 2375 Havel bei Milow 20 a TNg 10 S PB_3 S x x 3 BB 2375 Havel bei Milow 20 a TNg 10 H PB_3 W x x 3 BB 2375 Havel bei Milow 20 a TNg 10 H PB_3 S x x 3 BB 2394 Nieplitz bei Buchholz Wittbriezen 19 a TN 9 S x x 2 BB 2394 Nieplitz bei Buchholz Wittbriezen 19 a TN 9 H x x 2 BB 2385 Nuthe bei Saarmund 19 a TN 9 S ug x 3 BB 2385 Nuthe bei Saarmund 19 a TN 9 H ug x 3 BB 22 Oder Hohenwutzen 20 b TNg 10 S x 3 BB 22 Oder Hohenwutzen 20 b TNg 10 H x 3 BB 25 Pfefferfließ w Stangenhagen 19 a TN 9 S x x 2 BB 25 Pfefferfließ w Stangenhagen 19 a TN 9 H x x 2 BB 26 Plane oberhalb Addafließ 19 a TN 9 S x x 3 BB 26 Plane oberhalb Addafließ 19 a TN 9 H x x 3 BB 2354 Stepenitz bei Perleberg/Lübzow 19 a TN 9 S x x 3 BB 2354 Stepenitz bei Perleberg/Lübzow 19 a TN 9 H x x 3 BE 2361 Havel Berlin – Krug Horn 13 TNg S BE 2361 Havel Berlin – Krug Horn 13 TNg H Mühlenfließ, Fre- Berlin Fredersdorf, BE 2360 19 a 9 H x 2 dersdorfer Fließ Bhf. Rahnsdorf BE 2403 Panke Berlin Nordhafen-Vorbecken 20 a TR 10 S x 3 BE 2403 Panke Berlin Nordhafen-Vorbecken 20 a TR 10 H x 3 BW 2442 Alb oh Marxzell 5 a MRS 4 S PB_2 W x x x 2 BW 2442 Alb oh Marxzell 5 a MRS 4 S PB_2 S x x x 2 BW 2442 Alb oh Marxzell 5 a MRS 4 H PB_2 S x x x 2 BW 2442 Alb oh Marxzell 5 a MRS 4 H PB_2 W x x x 2 BW 739 Baierzer Rot Rupprechts 2 a MRK 3 S x x 2 BW 739 Baierzer Rot Rupprechts 2 a MRK 3 H x x 2 BW 2439 Blau Arnegg, Straßenbrücke 9 d MP(G) 7b S PB_3 W x x x 3 BW 2439 Blau Arnegg, Straßenbrücke 9 d MP(G) 7b S PB_3 S x x x 2 BW 2439 Blau Arnegg, Straßenbrücke 9 d MP(G) 7b H PB_3 W x x x 3 BW 2439 Blau Arnegg, Straßenbrücke 9 d MP(G) 7b H PB_3 S x x x 3 BW 30 Blau Ehrenstein 9 d MP(G) 7b S PB_3 S x x x 3 BW 30 Blau Ehrenstein 9 d MP(G) 7b S PB_3 W x x x 3 BW 30 Blau Ehrenstein 9 d MP(G) 7b H PB_3 W x x x 3 BW 30 Blau Ehrenstein 9 d MP(G) 7b H PB_3 S x x x 3 BW 440 Brettach b. Oberheimbach 6 MRK 7a S PB_3 x x 2

341 PrSt- D PB MP BUL Gewässer Probestelle Typ ÖZK JZ D JZ PB

Nr. Typ D Typ PB Typ MP Untertyp

BW 440 Brettach b. Oberheimbach 6 MRK 7a H PB_3 x x 1 BW 373 Brettach oh Brettenfeld 6 MP 7a S ug x 3 BW 373 Brettach oh Brettenfeld 6 MP 7a H ug x 3 BW 2608 Donau Nendingen 9 h MRK 8 S ug x 3 BW 2608 Donau Nendingen 9 h MRK 8 H ug x 2 BW 691 Donau Rechtenstein 9 h MRK 8 S PB_3 W ug x x 3 BW 691 Donau Rechtenstein 9 h MRK 8 S PB_3 S ug x x 2 BW 691 Donau Rechtenstein 9 h MRK 8 H PB_3 W ug x x 3 BW 691 Donau Rechtenstein 9 h MRK 8 H PB_3 S ug x x 2 obh. Einmündung Schöntaler BW 420 Fichtenberger Rot 6 MRK 7a S PB_3 ug x x 2 Bach obh. Einmündung Schöntaler BW 420 Fichtenberger Rot 6 MRK 7a H PB_3 ug x x 2 Bach BW 550 Große Lauter oh Marbach 7 MP(G) 7b H PB_3 S x x x 2 BW 550 Große Lauter oh Marbach 7 MP(G) 7b H PB_3 W x x x 2 BW 886 Hochrhein bei Waldshut-Tiengen 2 c MRK 2b S ug x 3 BW 886 Hochrhein bei Waldshut-Tiengen 2 c MRK 2b H ug x 2 BW 881 Innerer Rhein Niederhausen (IRH) 6 MP(G) 7a S PB_3 W x x x 3 BW 881 Innerer Rhein Niederhausen (IRH) 6 MP(G) 7a S PB_3 S x x x 3 BW 881 Innerer Rhein Niederhausen (IRH) 6 MP(G) 7a H PB_3 W x x x 3 BW 881 Innerer Rhein Niederhausen (IRH) 6 MP(G) 7a H PB_3 S x x x 3 Niederhausen, BW 878 Kleiner Rhein 6 MP(G) 7a S PB_3 S x x ug 3 Taubergießen (KLR) Niederhausen, BW 878 Kleiner Rhein 6 MP(G) 7a S PB_3 W x x x 3 Taubergießen (KLR) Niederhausen, BW 878 Kleiner Rhein 6 MP(G) 7a H PB_3 W x x x 3 Taubergießen (KLR) Niederhausen, BW 878 Kleiner Rhein 6 MP(G) 7a H PB_3 S x x ug 3 Taubergießen (KLR) BW 324 Obere Argen oh Höll 3 a MRK 2a S x x 2 BW 324 Obere Argen oh Höll 3 a MRK 2a H x x 2 Gaimühle, Mündung, BW 362 Reisenbach 5 a MRS 4 S PB_2 S x x x 2 (Antonslust) (RE4) Gaimühle, Mündung, BW 362 Reisenbach 5 a MRS 4 S PB_2 W x x ug 2 (Antonslust) (RE4) Gaimühle, Mündung, BW 362 Reisenbach 5 a MRS 4 H PB_2 W x x ug 2 (Antonslust) (RE4) Gaimühle, Mündung, BW 362 Reisenbach 5 a MRS 4 H PB_2 S x x x 2 (Antonslust) (RE4) BW 333 Rohrdorfer Bach uh. Rengers 3 a MRK 2a S x x 2 BW 333 Rohrdorfer Bach uh. Rengers 3 a MRK 2a H x x 2 BW 421 Schöntalerbach Hankersmühle 6 MRK 7a S PB_3 ug x x 2 BW 421 Schöntalerbach Hankersmühle 6 MRK 7a H PB_3 ug x x 2 Aiterach BY 2298 Salching (Ittling) 2 a MRK 3 S x x 4 (ob Leimbach) BY 2316 Altmühl Leising 9 h MP 8 S PB_3 W x x x 3 BY 2316 Altmühl Leising 9 h MP 8 S PB_3 S x x x 2 BY 2316 Altmühl Leising 9 h MP 8 H PB_3 S x x x 2 BY 2316 Altmühl Leising 9 h MP 8 H PB_3 W x x x 3

342 PrSt- D PB MP BUL Gewässer Probestelle Typ ÖZK JZ D JZ PB

Nr. Typ D Typ PB Typ MP Untertyp

BY 2289 Altmühl Thann (HMS 501) 9 c MP 7a S x H 5 BY 2289 Altmühl Thann (HMS 501) 9 c MP 7a H x H 5 BY 2393 Ammer Oberlauf bei Ettaler Mühle 1 b MRK 1a S x x 1 BY 2393 Ammer Oberlauf bei Ettaler Mühle 1 b MRK 1a H x x 1 BY 1093 Aubach Auberg (Lohr 07) 5 a MRS 4 S PB_2 S x x x 2 BY 1093 Aubach Auberg (Lohr 07) 5 a MRS 4 S PB_2 W x x x 2 Doos oh. Steg, vor Mündung BY 2 Aufsess 9d MP7bH x x 3 in die Wiesent BY 138 Baunach uh Bundorf 6 MP 7a H PB_3 S x x x 3 BY 805 Chamb Eschlkam Grenzübertritt 5 c MRS 6 S PB_2 x x x 3 BY 805 Chamb Eschlkam Grenzübertritt 5 c MRS 6 H PB_2 x x x 3 BY 239 Chodenangl bei Rittsteig 5 c MRS 6 S PB_2 x x x 2 BY 239 Chodenangl bei Rittsteig 5 c MRS 6 H PB_2 x x x 2 BY 50 Dachsgraben bei Wbr über DB 6 MRK 7a H PB_3 S ug x x 2 BY 2406 Donau bei Passau-Kachlet (HMS 212) 10 b Mg 8 S x 3 BY 2406 Donau bei Passau-Kachlet (HMS 212) 10 b Mg 8 H x 2 Dillingen Mess-Station BY 172 Donau 10 b MP 8 S PB_3 S x x x 3 (HMS 707) Dillingen Mess-Station BY 172 Donau 10 b MP 8 S PB_3 W x x x 3 (HMS 707) Dillingen Mess-Station BY 172 Donau 10 b MP 8 H PB_3 S x x x 3 (HMS 707) Dillingen Mess-Station BY 172 Donau 10 b MP 8 H PB_3 W x x x 3 (HMS 707) oh KW Geisling BY 2405 Donau 10 b Mg 8 S x 3 (Pfatterbrücke) (HMS 314) oh KW Geisling BY 2405 Donau 10 b Mg 8 H x 3 (Pfatterbrücke) (HMS 314) oh. Klösterl, Kelheim, km 2417 BY 227 Donau 9 i MRK 8 S PB_3 S x x ug 3 (HMS 202) oh. Klösterl, Kelheim, km 2417 BY 227 Donau 9 i MRK 8 S PB_3 W x x x 3 (HMS 202) oh. Klösterl, Kelheim, km 2417 BY 227 Donau 9 i MRK 8 H PB_3 W x x x 3 (HMS 202) oh. Klösterl, Kelheim, km 2417 BY 227 Donau 9 i MRK 8 H PB_3 S x x ug 3 (HMS 202) oh Voitsumra, BY 38 Eger 5bMRS4H V V 3 Brücke Qüllenweg BY 140 Ellenbach uh KA Eussenhausen 7 MRK 7b S x x 3 BY 140 Ellenbach uh KA Eussenhausen 7 MRK 7b H x x 2 BY 143 Elsava oh d. Mdg d. Aalenbachs 5 a MRS 4 S PB_2 S x x x 3 BY 143 Elsava oh d. Mdg d. Aalenbachs 5 a MRS 4 S PB_2 W x x x 4 BY 143 Elsava oh d. Mdg d. Aalenbachs 5 a MRS 4 H PB_2 W x x x 4 BY 143 Elsava oh d. Mdg d. Aalenbachs 5 a MRS 4 H PB_2 S x x x 3 BY 77 Forellenbach StrBr. oh Mdg Kronau 5 b MRS 4 S V V 5 BY 77 Forellenbach StrBr. oh Mdg Kronau 5 b MRS 4 H V V 4 BY 209 Freybach oh Mündung in Chamb 5 c MP 6 S PB_2 x H x 5 BY 209 Freybach oh Mündung in Chamb 5 c MP 6 H PB_2 x x x 4 BY 78 Gebenbach unterhalb Godlricht 6 MRK 7a S x x 4 BY 78 Gebenbach unterhalb Godlricht 6 MRK 7a H x x 4

343 PrSt- D PB MP BUL Gewässer Probestelle Typ ÖZK JZ D JZ PB

Nr. Typ D Typ PB Typ MP Untertyp

BY 147 Gollach uh KA Aub 9 d MRK 7b S x x 3 BY 147 Gollach uh KA Aub 9 d MRK 7b H x x 3 BY 183 Grasenseer Bach oh Mündung, 0,25 km 2 a MP 3 S x 3 BY 183 Grasenseer Bach oh Mündung, 0,25 km 2 a MP 3 H x 2 BY 79 Große Laber Schönach (HMS 315) 6 MP 7a S PB_3 x x x 2 BY 79 Große Laber Schönach (HMS 315) 6 MP 7a H PB_3 x x x 2 BY 4 Große Ohe Schönberg, Stadlmühle 5 b MRS 4 H x x 2 BY 3 Hengersberger Ohe Niederaltteich (Winzer) 6 MP 7a H x x 3 BY 804 Hopfenbach Eschlkam Grenzübertritt 5 c MP 6 S PB_2 x x x 3 BY 804 Hopfenbach Eschlkam Grenzübertritt 5 c MP 6 H PB_2 x x x 2 BY 10 Hopfensee-Achen Zufluss Hopfensee 3 a MP 2a H x x 3 BY 2325 Iller Krugzell 4 b MRK 2b S x x 2 BY 2325 Iller Krugzell 4 b MRK 2b H x x 2 BY 219 Ilm 1,2 km uh Br. Nötting 4 a MP 2a S x x 3 BY 219 Ilm 1,2 km uh Br. Nötting 4 a MP 2a H x x 4 BY 56 Ilm 300 m oh Br. Eichelberg 4 a MRK 2a S x x 4 BY 56 Ilm 300 m oh Br. Eichelberg 4 a MRK 2a H x x 3 BY 2314 Ilm Br. Volkersdorf 2 a MP 3 S x x 4 BY 2314 Ilm Br. Volkersdorf 2 a MP 3 H x x 4 100 m uh Wasserburg BY 184 Inn 3dMRK2bS x 2 (HMS 112) 100 m uh Wasserburg BY 184 Inn 3dMRK2bH x 4 (HMS 112) Kirchdorf, Panzerfurt BY 57 Inn 1cMRK1bS x 3 (HMS 111) Kirchdorf, Panzerfurt BY 57 Inn 1cMRK1bH x 4 (HMS 111) BY 2398 Isar Baierbrunn (HMS 105) 2 c MRK 2b H x 2 Landshut, Hofham (HMS BY 2407 Isar 4b MP2bS x x 2 207) Mittlerer Isarkanal Landshut, Hofham (HMS BY 2407 Isar 4b MP2bH x x 2 207) Mittlerer Isarkanal BY 918 Isar Vorderriss (Fkm 234,6) 1 b MRK 1a S x 1 BY 918 Isar Vorderriss (Fkm 234,6) 1 b MRK 1a H x 1 BY 806 Jägershofer Bach Jägershof 5 c MRS 6 S PB_2 x x 3 BY 806 Jägershofer Bach Jägershof 5 c MRS 6 H PB_2 x x 3 BY 149 Kahl v. d. Mdg des Weibersbachs 9 a MRS 5 S PB_2 S x x x 4 BY 149 Kahl v. d. Mdg des Weibersbachs 9 a MRS 5 S PB_2 W x x ug 4 BY 149 Kahl v. d. Mdg des Weibersbachs 9 a MRS 5 H PB_2 W x x ug 4 BY 149 Kahl v. d. Mdg des Weibersbachs 9 a MRS 5 H PB_2 S x x x 4 BY 2330 Kammel Niederraunau-Raiffeisenstraße 2 a MRK 3 S x x 4 BY 2330 Kammel Niederraunau-Raiffeisenstraße 2 a MRK 3 H x x 4 BY 2339 Kleine Vils Brücke Diemannskirchen 4 a MP 2a S x x 3 BY 151 Lauer uh Rothhausen 9 c MRK 7a S PB_3 S x x x 3 BY 151 Lauer uh Rothhausen 9 c MRK 7a H PB_3 S x x x 2 uh 3 Holzpfeiler (Ende BY 909 Lauterbach 1aMP(G)1aS x x 1 Abschn.16), Probestelle 7

344 PrSt- D PB MP BUL Gewässer Probestelle Typ ÖZK JZ D JZ PB

Nr. Typ D Typ PB Typ MP Untertyp

uh 3 Holzpfeiler (Ende BY 909 Lauterbach 1aMP(G)1aH x x 1 Abschn.16), Probestelle 7 BY 2434 Lech Landsberg Pegel 4 b MRK 2b S x x 2 BY 2435 Loisach Garmisch Pegel (o d P) 1 b MRK 1a S x x 3 BY 2402 Main Kahl am Main (HMS 613) 10 b MRK 8 S PB_3 W x x 3 BY 2402 Main Kahl am Main (HMS 613) 10 b MRK 8 S PB_3 S x x 4 BY 2402 Main Kahl am Main (HMS 613) 10 b MRK 8 H PB_3 S x x 4 BY 2402 Main Kahl am Main (HMS 613) 10 b MRK 8 H PB_3 W x x 3 Rothwind, Strbr. uh Roth- BY 108 Main 10 a MP 8 S PB_3 W ug x ug 4 winder Mühle (HMS 403) Rothwind, Strbr. uh Roth- BY 108 Main 10 a MP 8 S PB_3 S ug x x 3 winder Mühle (HMS 403) Rothwind, Strbr. uh Roth- BY 108 Main 10 a MP 8 H PB_3 W ug x ug 4 winder Mühle (HMS 403) Rothwind, Strbr. uh Roth- BY 108 Main 10 a MP 8 H PB_3 S ug x x 3 winder Mühle (HMS 403) BY 127 Moosbach oh Mündung in Dietershofen 7 7b S x 3 BY 127 Moosbach oh Mündung in Dietershofen 7 7b H x 2 Mühlberger Ach, BY 9 uh. Bannwalds, oh. 2. Steg 3 a MP 2a H x x 2 Bannwaldsee-Auslauf BY 2288 Naab Münchshofen (HMS 309) 9 h MP 8 S PB_2 W x x x 4 BY 2288 Naab Münchshofen (HMS 309) 9 h MP 8 S PB_2 S x x x 4 BY 2288 Naab Münchshofen (HMS 309) 9 h MP 8 H PB_2 W x x x 4 BY 2288 Naab Münchshofen (HMS 309) 9 h MP 8 H PB_2 S x x x 4 BY 2287 Naab Unterköblitz (HMS 306) 9 g MP 5 S PB_2 S x x x 3 BY 2287 Naab Unterköblitz (HMS 306) 9 g MP 5 S PB_2 W x x x 3 BY 2287 Naab Unterköblitz (HMS 306) 9 g MP 5 H PB_2 S x x x 4 BY 2287 Naab Unterköblitz (HMS 306) 9 g MP 5 H PB_2 W x x x 4 BY 155 Nassach oh Lendershausen, Wegbrücke 9 c MRK 7a S ug x 4 BY 155 Nassach oh Lendershausen, Wegbrücke 9 c MRK 7a H ug x 4 uh Einmündung Bach aus BY 128 Nueschwiesengraben 6 MRK 7a S PB_3 W x ug 4 Günthersbühl uh Einmündung Bach aus BY 128 Nueschwiesengraben 6 MRK 7a S PB_3 S x x 4 Günthersbühl uh Einmündung Bach aus BY 128 Nueschwiesengraben 6 MRK 7a H PB_3 W x ug 4 Günthersbühl uh Einmündung Bach aus BY 128 Nueschwiesengraben 6 MRK 7a H PB_3 S x x 3 Günthersbühl BY 11 östliche Günz Moosmühle 2 b MRK 3 H x x 4 BY 7 Paar Manching, B 16 4 a MP 2a H x x 4 BY 2341 Pegnitz Michelfeld 7 MP 7b S PB_3 W ug x x 3 BY 2341 Pegnitz Michelfeld 7 MP 7b S PB_3 S ug x x 3 BY 84 Pfatter Strbr. Flickermühle 2 b MP 3 S ug x 4 BY 84 Pfatter Strbr. Flickermühle 2 b MP 3 H ug x 3 BY 131 Regnitz Pegel Hüttendorf (HMS 510) 10 a MP 8 H PB_3 W x x x 3 BY 131 Regnitz Pegel Hüttendorf (HMS 510) 10 a MP 8 H PB_3 S x x x 4 BY 71 Rott Ruhstorf Pegel (HMS 217) 4 b MRK 2b H x 3 BY 2312 Sächsische Saale Joditz (HMS 418) 9 a MP 5 S x x 4 BY 2312 Sächsische Saale Joditz (HMS 418) 9 a MP 5 H x x 4

345 PrSt- D PB MP BUL Gewässer Probestelle Typ ÖZK JZ D JZ PB

Nr. Typ D Typ PB Typ MP Untertyp

BY 2399 Salzach Laufen (HMS 116) 4 b MRK 2b S x x 2 BY 2399 Salzach Laufen (HMS 116) 4 b MRK 2b H x x 1 Hexenagger BY 2334 Schambach 9dMP(G)7bS x x 4 (Brücke uh Neumühle) Hexenagger BY 2334 Schambach 9dMP(G)7bH x x 3 (Brücke uh Neumühle) Schanzbach BY 803 Eschlkam 5 c MRS 6 S PB_2 x x 3 (Wiesenbach) Schanzbach BY 803 Eschlkam 5 c MRS 6 H PB_2 x x 3 (Wiesenbach) BY 923 Schlittbach Wessobrunn 3 a MRK 2a S x 3 BY 215 Schondra oh Papiermühle (Gräfendorf) 5 a MP 4 S PB_2 W x x 3 BY 215 Schondra oh Papiermühle (Gräfendorf) 5 a MP 4 S PB_2 S x x 3 BY 215 Schondra oh Papiermühle (Gräfendorf) 5 a MP 4 H PB_2 S x x 3 BY 215 Schondra oh Papiermühle (Gräfendorf) 5 a MP 4 H PB_2 W x x 4 BY 226 Schrannenbach oh B16 2 a MRK 3 S x 1 BY 226 Schrannenbach oh B16 2 a MRK 3 H x 2 BY 2400 Schutter bei Wolkertshofer Mühle 2 a MP 3 S S ug x 3 BY 2400 Schutter bei Wolkertshofer Mühle 2 a MP 3 H S ug x 4 BY 89 Schwarzach Warnbach (HMS 308) 9 a MP 5 S x x 3 BY 89 Schwarzach Warnbach (HMS 308) 9 a MP 5 H x x 3 BY 33 Schwarzbach Höhe Jagdschlösschen 5 c MRS 6 S PB_2 S x x x 2 BY 33 Schwarzbach Höhe Jagdschlösschen 5 c MRS 6 S PB_2 S x x ug 2 BY 33 Schwarzbach Höhe Jagdschlösschen 5 c MRS 6 H PB_2 S x x ug 2 BY 33 Schwarzbach Höhe Jagdschlösschen 5 c MRS 6 H PB_2 S x x x 2 BY 90 Schwarzbach oh Strbr., südlich von Grain 6 MRK 7a S PB_3 W x x x 4 BY 90 Schwarzbach oh Strbr., südlich von Grain 6 MRK 7a S PB_3 S x x x 4 uh Meindlgrub bei Teisnach BY 178 Schwarzer Regen 9aMRS5H x x 2 (HMS 204) BY 195 Schweinenaab Wegbr oh Herzogspitz 5 b MRS 4 S PB_2 S ug x x 2 BY 195 Schweinenaab Wegbr oh Herzogspitz 5 b MRS 4 S PB_2 W ug x ug 2 BY 195 Schweinenaab Wegbr oh Herzogspitz 5 b MRS 4 H PB_2 W ug x ug 2 BY 195 Schweinenaab Wegbr oh Herzogspitz 5 b MRS 4 H PB_2 S ug x x 2 BY 218 Speckkahl oh. Sommerkahl/oh. Weg 5 a MRS 4 S PB_2 W x V ug 4 BY 218 Speckkahl oh. Sommerkahl/oh. Weg 5 a MRS 4 S PB_2 S x V x 4 BY 2342 Südliche Aurach Lohmühle 9 c MP 7a S PB_3 S ug x x 3 BY 2342 Südliche Aurach Lohmühle 9 c MP 7a H PB_3 S ug x x 3 BY 2347 Sulz Berching (Pegel) 9 d MP 7b S PB_3 S x x x 3 BY 2347 Sulz Berching (Pegel) 9 d MP 7b S PB_3 W x x x 3 BY 2347 Sulz Berching (Pegel) 9 d MP 7b H PB_3 S x x x 3 BY 2347 Sulz Berching (Pegel) 9 d MP 7b H PB_3 W x x x 3 bei Finsterau BY 243 Teufelsbach 5bMRS4S x x 2 (Chemie bei Waldmühle) bei Finsterau BY 243 Teufelsbach 5bMRS4H x x 2 (Chemie bei Waldmühle) Messstation Staudach BY 60 Tiroler Ache 4aMRK2aS x x 1 (HMS 114)

346 PrSt- D PB MP BUL Gewässer Probestelle Typ ÖZK JZ D JZ PB

Nr. Typ D Typ PB Typ MP Untertyp

Messstation Staudach BY 60 Tiroler Ache 4aMRK2aH x x 2 (HMS 114) BY 2432 Verlorener Bach Winkl Pegel 2 b MRK 3 S x x 2 BY 2432 Verlorener Bach Winkl Pegel 2 b MRK 3 H x x 2 BY 1 Vils Pegel Dietldorf (HMS 310) 9 h MP 8 H x x 2 Ettringer Wehr, UW BY 175 Wertach 4a MP2aS x x 3 (HMS 715) Ettringer Wehr, UW BY 175 Wertach 4a MP2aH x x 3 (HMS 715) oh Rauschenhammermühle, BY 15 Wilde Rodach 5bMRS4H x x 3 uh Mdg Rosenbach BY 14 Wilde Rodach Wbr. oh. Bischofsmühle 5 b MRS 4 H ug x 3 BY 135 Wörnitz Br. oh Einmünd. Sulzach 9 c MP 7a S x x 4 BY 135 Wörnitz Br. oh Einmünd. Sulzach 9 c MP 7a H x x 4 BY 212 Wolfsteiner Ohe 800 m oh Br Ringelai 9 a MRS 5 S PB_2 x x x 2 BY 212 Wolfsteiner Ohe 800 m oh Br Ringelai 9 a MRS 5 H PB_2 x x x 2 BY 97 Wondreb Strbr. Schloppach (HMS 316) 9 a MRS 5 S x 4 BY 97 Wondreb Strbr. Schloppach (HMS 316) 9 a MRS 5 H x 4 BY 61 Würm uh BAB 96, Lochham 2 b MRK 3 S x x 2 BY 61 Würm uh BAB 96, Lochham 2 b MRK 3 H x x 3 unter Brücke Mühlthal BY 223 Würm 2bMRK3S x x 3 (Leutstetten) unter Brücke Mühlthal BY 223 Würm 2bMRK3H x x 3 (Leutstetten) in Stadtsteinach, BY 122 Zaubach 6MRK7aS xx2 oh Mdg i. d. Steinach in Stadtsteinach, BY 122 Zaubach 6MRK7aH xx2 oh Mdg i. d. Steinach BY 12 Zenn Fürth/Vach 9 c MP 7a H x x 4 HE 2384 Fulda bei Hannoversch Münden 10 a Mg 8 S PB_2 S x x 4 HE 2384 Fulda bei Hannoversch Münden 10 a Mg 8 S PB_2 W x x 4 HE 2384 Fulda bei Hannoversch Münden 10 a Mg 8 H PB_2 S x x 4 HE 2384 Fulda bei Hannoversch Münden 10 a Mg 8 H PB_2 W x x 4 HE 2383 Fulda bei Rotenburg 10 a MP 8 S PB_3 W x H ug 5 HE 2383 Fulda bei Rotenburg 10 a MP 8 S PB_2 S x H ug 5 HE 2383 Fulda bei Rotenburg 10 a MP 8 S PB_2 W x H ug 5 HE 2383 Fulda bei Rotenburg 10 a MP 8 S PB_3 S x H ug 5 HE 2383 Fulda bei Rotenburg 10 a MP 8 H PB_3 S x H ug 5 HE 2383 Fulda bei Rotenburg 10 a MP 8 H PB_2 W x H ug 5 HE 2383 Fulda bei Rotenburg 10 a MP 8 H PB_2 S x H ug 5 HE 2383 Fulda bei Rotenburg 10 a MP 8 H PB_3 W x H ug 5 Bronnzell in Fulda HE 2149 Fulda 9 f MRS 5 S PB_2 S ug x x 3 (oh Fliedemündung ) Bronnzell in Fulda HE 2149 Fulda 9 f MRS 5 S PB_2 W ug x x 3 (oh Fliedemündung ) Bronnzell in Fulda HE 2149 Fulda 9 f MRS 5 S PB_2 S ug x x 3 (oh Fliedemündung ) Bronnzell in Fulda HE 2149 Fulda 9 f MRS 5 H PB_2 S ug x x 4 (oh Fliedemündung )

347 PrSt- D PB MP BUL Gewässer Probestelle Typ ÖZK JZ D JZ PB

Nr. Typ D Typ PB Typ MP Untertyp

Bronnzell in Fulda HE 2149 Fulda 9 f MRS 5 H PB_2 W ug x x 4 (oh Fliedemündung ) Bronnzell in Fulda HE 2149 Fulda 9 f MRS 5 H PB_2 S ug x x 4 (oh Fliedemündung ) HE 2142 Kerkerbach Heckholzhausen, Kerkerbach 5 c MP 6 S PB_2 S ug x x 4 HE 2142 Kerkerbach Heckholzhausen, Kerkerbach 5 c MP 6 H PB_2 S ug x x 4 HE 2165 Lüder Crainfeld, Lüder 5 c MP 6 S PB_2 W x x x 2 HE 2163 Lüder hinter Zahmen, Lüder 5 c MRS 6 S PB_2 W x x ug 2 HE 2163 Lüder hinter Zahmen, Lüder 5 c MRS 6 H PB_2 W x x ug 3 HE 2161 Lüder Kleinlüder, Lüder 5 a MRS 4 S PB_2 W x x x 4 HE 2161 Lüder Kleinlüder, Lüder 5 a MRS 4 H PB_2 W x x x 4 MV 2355 Duvenbaek bei Kluis auf Rügen 14 TN 9 S PB_3 S x x ug 3 MV 2355 Duvenbaek bei Kluis auf Rügen 14 TN 9 H PB_3 S x x ug 2 MV 582 Hellbach Tessmannsdorf 19 a TN 9 S PB_3 S x x x 2 MV 582 Hellbach Tessmannsdorf 19 a TN 9 H PB_3 S x x x 2 MV 2357 Kronhorster Trebel bei Grimmen 19 a TR 9 S PB_3 S x x 3 MV 2357 Kronhorster Trebel bei Grimmen 19 a TR 9 H PB_3 S H x 4 MV 591 Nebel Ahrenshagen (Koppelow) 16 TN 9 S PB_3 S x x x 2 MV 591 Nebel Ahrenshagen (Koppelow) 16 TN 9 H PB_3 S x x x 2 MV 2411 Nebel bei Hoppenrade, Kölln 19 b TN 9 S PB_3 S x x ug 2 MV 2411 Nebel bei Hoppenrade, Kölln 19 b TN 9 H PB_3 S x x ug 2 MV 593 Nebel Dobbin (Walkmöhl) 16 TN 9 S PB_3 S x x x 1 MV 593 Nebel Dobbin (Walkmöhl) 16 TN 9 H PB_3 S x x x 2 MV 590 Nebel Serrahn (Kuchelmiss) 16 TN 9 S PB_3 S x ug 2 MV 590 Nebel Serrahn (Kuchelmiss) 16 TN 9 H PB_3 S x ug 3 MV 589 Recknitz Marlow 20 a TN 10 S PB_3 W x x ug 2 MV 589 Recknitz Marlow 20 a TN 10 S PB_3 S x x ug 2 MV 589 Recknitz Marlow 20 a TN 10 H PB_3 S x x ug 2 MV 589 Recknitz Marlow 20 a TN 10 H PB_3 W x x ug 2 Durchbruchstal MV 2422 Warnow 17 TR 9 S x 3 bei Groß Goernow Durchbruchstal MV 2422 Warnow 17 TR 9 H x 2 bei Groß Goernow NI 1028 Elbe Schnackenburg 20 b TNg 10 S PB_3 S H x 4 NI 1028 Elbe Schnackenburg 20 b TNg 10 S PB_3 W H x 4 NI 1028 Elbe Schnackenburg 20 b TNg 10 H PB_3 W H x 4 NI 1028 Elbe Schnackenburg 20 b TNg 10 H PB_3 S H x 4 NI 2428 Große Limpig oh Soesetalsperre 5 b MRS 4 S PB_2 W x x x 1 NI 2428 Große Limpig oh Soesetalsperre 5 b MRS 4 S PB_2 S x x x 1 NI 2428 Großer Limpig oh Soesetalsperre 5 b MRS 4 H PB_2 W x x x 2 NI 2428 Große Limpig oh Soesetalsperre 5 b MRS 4 H PB_2 S x x x 1 bei Purenkamp NI 2387 Hase 19 a TN 9 S x x 2 uh Verteilerbauwerk NI 2429 Hunte bei Huntlosen 20 a TN 10 S PB_3 S ug x x 2 NI 2429 Hunte bei Huntlosen 20 a TN 10 S PB_3 W ug x x 2 NI 2429 Hunte bei Huntlosen 20 a TN 10 H PB_3 S ug x x 3 NI 2429 Hunte bei Huntlosen 20 a TN 10 H PB_3 W ug x x 4

348 PrSt- D PB MP BUL Gewässer Probestelle Typ ÖZK JZ D JZ PB

Nr. Typ D Typ PB Typ MP Untertyp

Schäferhof, NI 2389 Hunte 19 b TN 9 S PB_3 S x x ug 2 oh Einlauf Dümmer See Schäferhof, NI 2389 Hunte 19 b TN 9 S PB_3 W x x ug 2 oh Einlauf Dümmer See NI 1042 Lachte Steinhorst 13 TR S NI 1042 Lachte Steinhorst 13 TR H NI 1039 Örtze Stedden 19 a TR 9 S PB_4 S x x 3 NI 1039 Örtze Stedden 19 a TR 9 S PB_4 W x x 3 NI 1039 Örtze Stedden 19 a TR 9 H PB_4 W x x 4 NI 1039 Örtze Stedden 19 a TR 9 H PB_4 S x x 3 NI 1012 Oker Probsteiburg 9 f MRS 5 S PB_2 W x x x 4 NI 1012 Oker Probsteiburg 9 f MRS 5 S PB_2 S x x x 4 NI 1012 Oker Probsteiburg 9 f MRS 5 H PB_2 W x x x 2 NI 1012 Oker Probsteiburg 9 f MRS 5 H PB_2 S x x x 2 NI 1023 Schunter Hondelage 19 b TN 9 S PB_3 S x x x 4 NI 1023 Schunter Hondelage 19 b TN 9 S PB_3 W x x x 4 NI 1023 Schunter Hondelage 19 b TN 9 H PB_3 S x x x 4 NI 1023 Schunter Hondelage 19 b TN 9 H PB_3 W x x x 4 NI 1038 Seeve Jesteburg 19 b TN 9 S PB_4 S x x x 2 NI 1038 Seeve Jesteburg 19 b TN 9 S PB_4 W x x x 2 NI 1038 Seeve Jesteburg 19 b TN 9 H PB_4 S x x x 1 NI 1038 Seeve Jesteburg 19 b TN 9 H PB_4 W x x x 2 NI 2427 Varleybach oh Granetalsperre 5 b MRS 4 S x x 2 NI 2427 Varleybach oh Granetalsperre 5 b MRS 4 H x x 2 NI 1045 Weser Uesen 20 b TNg 10 S H 4 NI 1045 Weser Uesen 20 b TNg 10 H x 3 NI 1041 Wietze Wieckenberg 19 b TR 9 S PB_3 W x x 3 NI 1041 Wietze Wieckenberg 19 b TR 9 S PB_3 S x x 3 NI 1041 Wietze Wieckenberg 19 b TR 9 H PB_3 W x x 3 NI 1041 Wietze Wieckenberg 19 b TR 9 H PB_3 S x x 3 NI 1103 Wümme Lauenbrück (Wümme 3) 11 TR S PB_4 W x 2 NI 1103 Wümme Lauenbrück (Wümme 3) 11 TR S PB_4 S x 4 NI 1103 Wümme Lauenbrück (Wümme 3) 11 TR H PB_4 S x 4 NI 1103 Wümme Lauenbrück (Wümme 3) 11 TR H PB_4 W x 2 NI 2218 Wümme Nordarm (Wümme 14) 20 a TN 10 S PB_4 S x x 4 NI 2218 Wümme Nordarm (Wümme 14) 20 a TN 10 S PB_4 W x x 2 NI 2218 Wümme Nordarm (Wümme 14) 20 a TN 10 H PB_4 S x x 3 NI 2218 Wümme Nordarm (Wümme 14) 20 a TN 10 H PB_4 W x x 2 NI 2217 Wümme oh Schessel (Wümme 5) 11 TN S PB_4 S x x 2 NI 2217 Wümme oh Schessel (Wümme 5) 11 TN S PB_4 W x x 1 NI 2217 Wümme oh Schessel (Wümme 5) 11 TN H PB_4 S x x 2 NI 2217 Wümme oh Schessel (Wümme 5) 11 TN H PB_4 W x x 1 NI 1115 Wümme Südarm 20 a TN 10 S PB_4 S ZK x x 4 NI 1115 Wümme Südarm 20 a TN 10 S PB_4 W ZK x x 4 NI 1115 Wümme Südarm 20 a TN 10 H PB_4 S ZK x x 4 NI 1115 Wümme Südarm 20 a TN 10 H PB_4 W ZK x x 4

349 PrSt- D PB MP BUL Gewässer Probestelle Typ ÖZK JZ D JZ PB

Nr. Typ D Typ PB Typ MP Untertyp

NW 789 Ahse bei Lippetal 18 TR 9 S PB_3 W x x 3 NW 789 Ahse bei Lippetal 18 TR 9 H PB_3 W x x 4 NW 678 Ahse oh. KA Lohne 18 TR 9 S PB_3 W x x 2 NW 678 Ahse oh. KA Lohne 18 TR 9 H PB_3 W x x 2 NW 2412 Alme bei Niederalme 5 b MRK 4 S PB_2 S x x x 3 NW 2412 Alme bei Niederalme 5 b MRK 4 S PB_2 W x x x 3 NW 2412 Alme bei Niederalme 5 b MRK 4 H PB_2 S x x x 3 NW 2412 Alme bei Niederalme 5 b MRK 4 H PB_2 W x x x 3 NW 663 Berkel Be 17 uh Varlarer Mhlb. 19 a TN 9 S PB_3 S ZK x x 4 NW 663 Berkel Be 17 uh Varlarer Mhlb. 19 a TN 9 S PB_3 W ZK x x 4 NW 663 Berkel Be 17 uh Varlarer Mhlb. 19 a TN 9 H PB_3 S ZK x x 4 NW 663 Berkel Be 17 uh Varlarer Mhlb. 19 a TN 9 H PB_3 W ZK x x 4 bei Wassenberg NW 2413 Boschbeek 11 TR S PB_4 W (Grenzbach zu Niederlande) bei Wassenberg NW 2413 Boschbeek 11 TR H PB_4 W (Grenzbach zu Niederlande) NW 2417 Eifelrur oh Rurstausee bei Dedenborn 5 b MRS 4 S PB_2 S x x x 2 NW 2417 Eifelrur oh Rurstausee bei Dedenborn 5 b MRS 4 S PB_2 W x x x 2 NW 2417 Eifelrur oh Rurstausee bei Dedenborn 5 b MRS 4 H PB_2 S x x x 2 NW 2417 Eifelrur oh Rurstausee bei Dedenborn 5 b MRS 4 H PB_2 W x x x 2 NW 791 Eltingmühlenbach bei Greven 19 b TN 9 S PB_3 S ug x ug 3 NW 791 Eltingmühlenbach bei Greven 19 b TN 9 S PB_3 W ug x ug 3 NW 791 Eltingmühlenbach bei Greven 19 b TN 9 H PB_3 S ug x ug 3 NW 791 Eltingmühlenbach bei Greven 19 b TN 9 H PB_3 W ug x ug 3 NW 2424 Fürwiggebach Zulauf zur Fürwiggetalsperre 5 b MRS 4 S V x 3 NW 2424 Fürwiggebach Zulauf zur Fürwiggetalsperre 5 b MRS 4 H V x 3 NW 679 Hoppecke oh. Brilon-Wald bei Brilon 5 b MRS 4 S PB_2 S x x x 2 NW 679 Hoppecke oh. Brilon-Wald bei Brilon 5 b MRS 4 S PB_2 W x x x 2 NW 679 Hoppecke oh. Brilon-Wald bei Brilon 5 b MRS 4 H PB_2 W x x x 2 NW 679 Hoppecke oh. Brilon-Wald bei Brilon 5 b MRS 4 H PB_2 S x x x 2 NW 2174 Issumer Fleuth bei Haus Langendonk 19 a TN 9 S PB_3 W x x ug 1 NW 2174 Issumer Fleuth bei Haus Langendonk 19 a TN 9 H PB_3 W x x ug 2 NW 664 Kettbach HMHeK2 vor Heubach 19 a TR 9 H x 1 NW 681 Lörmecke am Hohlen Stein bei Warstein 5 b MRS 4 S PB_2 S x x 1 NW 681 Lörmecke am Hohlen Stein bei Warstein 5 b MRS 4 S PB_2 W x x 2 NW 681 Lörmecke am Hohlen Stein bei Warstein 5 b MRS 4 H PB_2 S x x 2 NW 681 Lörmecke am Hohlen Stein bei Warstein 5 b MRS 4 H PB_2 W x x 3 NW 2419 Niers bei Goch 19 a TN 9 S PB_3 W x x ug 2 NW 2419 Niers bei Goch 19 a TN 9 H PB_3 W x x ug 2 NW 2418 Olef oh Olef Talsperre 5 b MRS 4 S PB_2 S x x x 1 NW 2418 Olef oh Olef Talsperre 5 b MRS 4 S PB_2 W x x x 1 NW 2418 Olef oh Olef Talsperre 5 b MRS 4 H PB_2 S x x x 1 NW 2418 Olef oh Olef Talsperre 5 b MRS 4 H PB_2 W x x x 1 bei Bimmen, Grenze zu NW 2431 Rhein 20 b TNg 10 S PB_3 S H x 4 Niederlanden (Flkm 865) bei Bimmen, Grenze zu NW 2431 Rhein 20 b TNg 10 S PB_3 W x ug 2 Niederlanden (Flkm 865)

350 PrSt- D PB MP BUL Gewässer Probestelle Typ ÖZK JZ D JZ PB

Nr. Typ D Typ PB Typ MP Untertyp

bei Bimmen, Grenze zu NW 2431 Rhein 20 b TNg 10 H PB_3 S H x 4 Niederlanden (Flkm 865) bei Bimmen, Grenze zu NW 2431 Rhein 20 b TNg 10 H PB_3 W x ug 3 Niederlanden (Flkm 865) NW 2414 Schaagbach bei Wassenberg 11 TR S PB_4 S x 1 NW 2414 Schaagbach bei Wassenberg 11 TR S PB_4 W x 1 NW 2414 Schaagbach bei Wassenberg 11 TR H PB_4 S x 1 NW 2414 Schaagbach bei Wassenberg 11 TR H PB_4 W x 1 Sevelner NW 2176 oh. Gelderner Fleuth 19 a TR 9 S PB_3 W x x 3 Landwehrbach Sevelner NW 2176 oh. Gelderner Fleuth 19 a TR 9 H PB_3 W x x 3 Landwehrbach NW 2415 Stever bei Olfen 19 b TN 9 S ug x 3 NW 2415 Stever bei Olfen 19 b TN 9 H ug x 3 RP 2386 Mosel Koblenz (FlKm 2) 9 g Mg 5 S PB_2 S x x 4 RP 2386 Mosel Koblenz (FlKm 2) 9 g Mg 5 S PB_3 S x x 4 RP 2386 Mosel Koblenz (FlKm 2) 9 g Mg 5 H PB_2 S H x 5 RP 2386 Mosel Koblenz (FlKm 2) 9 g Mg 5 H PB_3 S H x 5 RP 993 Mosel oberhalb Saarmündung 10 b Mg 8 S PB_3 S x x 4 RP 993 Mosel oberhalb Saarmündung 10 b Mg 8 S PB_3 W x x 3 RP 993 Mosel oberhalb Saarmündung 10 b Mg 8 H PB_3 S H x 5 RP 993 Mosel oberhalb Saarmündung 10 b Mg 8 H PB_3 W H x 4 RP 996 Wieslauter oberhalb Hinterweidenthal 5 a MRS 4 S PB_2 S ug x x 2 RP 996 Wieslauter oberhalb Hinterweidenthal 5 a MRS 4 S PB_2 W ug x x 2 RP 996 Wieslauter oberhalb Hinterweidenthal 5 a MRS 4 H PB_2 S ug x x 2 RP 996 Wieslauter oberhalb Hinterweidenthal 5 a MRS 4 H PB_2 W ug x x 2 SH 1061 Bille östl. Sachsenwaldau 13 TN S PB_3 W ug x 1 SH 1061 Bille östl. Sachsenwaldau 13 TN S PB_3 S ug x 2 SH 1061 Bille östl. Sachsenwaldau 13 TN H PB_3 W ug x 1 SH 1061 Bille östl. Sachsenwaldau 13 TN H PB_3 S ug x 2 SH 1075 Buenzau nordöstl. Sarlhusen 15 a TN 9 S PB_3 W x x ug 3 SH 1075 Buenzau nordöstl. Sarlhusen 15 a TN 9 S PB_3 S x x x 3 SH 1075 Buenzau nordöstl. Sarlhusen 15 a TN 9 H PB_3 W x x ug 3 SH 1075 Buenzau nordöstl. Sarlhusen 15 a TN 9 H PB_3 S x x x 3 SH 1067 Gieselau nordwestl. Beldorf 16 TR 9 S x 3 SH 1067 Gieselau nordwestl. Beldorf 16 TR 9 H x 3 SH 1076 Heilsau bei Heidekamp 14 TN 9 S PB_3 W x x ug 2 SH 1076 Heilsau bei Heidekamp 14 TN 9 H PB_3 W x x ug 3 SH 1062 Hellbach östl. Grambek 11 TN S PB_3 W ZK ug 4 SH 1062 Hellbach östl. Grambek 11 TN H PB_3 W ZK ug 4 bei Köhn SH 2392 Mühlenau 11 TN S PB_3 W x ug 2 uh Auslauf Selenter See SH 1070 Mühlenau (Iselbek) nördl. Hohenhörn 16 TR 9 S PB_4 W x x 4 SH 1070 Mühlenau (Iselbek) nördl. Hohenhörn 16 TR 9 S PB_4 S x x 3 SH 1070 Mühlenau (Iselbek) nördl. Hohenhörn 16 TR 9 H PB_4 W x x 4 SH 1070 Mühlenau (Iselbek) nördl. Hohenhörn 16 TR 9 H PB_4 S x x 3 SH 1077 Mühlenbarbeker Au südl. Mühlenbarbek 16 TN 9 S PB_4 W x x x 3

351 PrSt- D PB MP BUL Gewässer Probestelle Typ ÖZK JZ D JZ PB

Nr. Typ D Typ PB Typ MP Untertyp

SH 1077 Mühlenbarbeker Au südl. Mühlenbarbek 16 TN 9 S PB_4 S x x x 3 SH 1077 Mühlenbarbeker Au südl. Mühlenbarbek 16 TN 9 H PB_4 W x x x 3 SH 1077 Mühlenbarbeker Au südl. Mühlenbarbek 16 TN 9 H PB_4 S x x x 3 SH 2426 Schwentine bei Raisdorf 17 TR 9 S PB_3 W x x 2 SH 2426 Schwentine bei Raisdorf 17 TR 9 H PB_3 W x x 3 SH 1053 Sorge westl. Königshügel 19 b TN 9 S PB_3 W ZK x ug 4 SH 1053 Sorge westl. Königshügel 19 b TN 9 S PB_3 S ZK x x 4 SH 1053 Sorge westl. Königshügel 19 b TN 9 H PB_3 W ZK x ug 4 SH 1053 Sorge westl. Königshügel 19 b TN 9 H PB_3 S ZK x x 4 SH 1058 Stör bei Padenstedt 15 a TR 9 S PB_3 S x x 3 SH 1058 Stör bei Padenstedt 15 a TR 9 S PB_3 W x x 3 SH 1058 Stör bei Padenstedt 15 a TR 9 H PB_3 W x x 3 SH 1058 Stör bei Padenstedt 15 a TR 9 H PB_3 S x x 3 SH 1048 Treene bei Eggebek (2) 19 b TN 9 S PB_3 W x x ug 2 SH 1048 Treene bei Eggebek (2) 19 b TN 9 H PB_3 W x x ug 2 SH 1055 Treene bei Goosholz (6) 19 b TN 9 S PB_3 W ug x ug 3 SH 1055 Treene bei Goosholz (6) 19 b TN 9 S PB_3 S ug x ug 3 SH 1055 Treene bei Goosholz (6) 19 b TN 9 H PB_3 W ug x ug 4 SH 1055 Treene bei Goosholz (6) 19 b TN 9 H PB_3 S ug x ug 4 SH 1051 Treene bei Sollbrück (5) 19 b TN 9 S PB_3 S x x ug 2 SH 1051 Treene bei Sollbrück (5) 19 b TN 9 S PB_3 W x x ug 2 SH 1051 Treene bei Sollbrück (5) 19 b TN 9 H PB_3 W x x ug 2 SH 1051 Treene bei Sollbrück (5) 19 b TN 9 H PB_3 S x x ug 2 SH 1050 Treene bei Sollerup (4) 19 b TN 9 S PB_3 S x x ug 2 SH 1050 Treene bei Sollerup (4) 19 b TN 9 H PB_3 S x x ug 2 SH 1047 Treene bei Tuedal (1) 19 b TR 9 S PB_3 W x ug 3 SH 1047 Treene bei Tuedal (1) 19 b TR 9 S PB_3 S x ug 3 SH 1047 Treene bei Tuedal (1) 19 b TR 9 H PB_3 S x ug 3 SH 1047 Treene bei Tuedal (1) 19 b TR 9 H PB_3 W x ug 3 SH 1049 Treene nordöstl. Sollerup (3) 19 b TN 9 S x x 2 SH 1049 Treene nordöstl. Sollerup (3) 19 b TN 9 H x x 2 SH 1063 Wehrau nordwestl. Katenstedt 14 TN 9 S ZK x 3 SH 1063 Wehrau nordwestl. Katenstedt 14 TN 9 H ZK x 3 bei Fremersdorf SL 2379 Saar 9 h Mg 8 S PB_3 S H x 5 (Fußgängerbrücke) bei Fremersdorf SL 2379 Saar 9 h Mg 8 S PB_3 W H x 5 (Fußgängerbrücke) bei Fremersdorf SL 2379 Saar 9 h Mg 8 H PB_3 W x x 3 (Fußgängerbrücke) bei Fremersdorf SL 2379 Saar 9 h Mg 8 H PB_3 S x x 4 (Fußgängerbrücke) oh Oberneuschönberg SN 2371 Flöha 5bMRS4S x x 3 (bei Olbernhau) oh Oberneuschönberg SN 2371 Flöha 5bMRS4H x x 3 (bei Olbernhau) bei Weigmannsdorf-Müdisdorf SN 2374 Freiberger Mulde 5 b MRS 4 S PB_2 S x x x 2 (Berthelsdorft)

352 PrSt- D PB MP BUL Gewässer Probestelle Typ ÖZK JZ D JZ PB

Nr. Typ D Typ PB Typ MP Untertyp

bei Weigmannsdorf-Müdisdorf SN 2374 Freiberger Mulde 5 b MRS 4 S PB_2 W x x x 2 (Berthelsdorft) bei Weigmannsdorf-Müdisdorf SN 2374 Freiberger Mulde 5 b MRS 4 H PB_2 S x x x 2 (Berthelsdorft) bei Weigmannsdorf-Müdisdorf SN 2374 Freiberger Mulde 5 b MRS 4 H PB_2 W x x x 2 (Berthelsdorft) SN 756 Mordgrundbach oh. Bahratal 5 b MRS 4 S PB_2 W x x ug 2 SN 756 Mordgrundbach oh. Bahratal 5 b MRS 4 S PB_2 S x x x 2 SN 756 Mordgrundbach oh. Bahratal 5 b MRS 4 H PB_2 W x x ug 2 SN 756 Mordgrundbach oh. Bahratal 5 b MRS 4 H PB_2 S x x x 2 SN 761 Neugraben oh. Rietschen 19 a TN 9 S x x 2 SN 761 Neugraben oh. Rietschen 19 a TN 9 H x x 2 SN 783 Pulsnitz Naundorf 19 b TR 9 S x 2 SN 783 Pulsnitz Naundorf 19 b TR 9 H x 3 SN 2373 Zschopau bei Ringethal 9 a MP 5 S x 4 SN 2373 Zschopau bei Ringethal 9 a MP 5 H x 4 SN 2372 Zschopau oh Crottendorf 5 b MRS 4 S x V 4 SN 2372 Zschopau oh Crottendorf 5 b MRS 4 H x x 1 SN 2376 Zwickauer Mulde bei Schlunzig 9 c MRS 7a S PB_2 S ug x x 4 SN 2376 Zwickauer Mulde bei Schlunzig 9 c MRS 7a H PB_2 S ug x x 4 ST 2363 Bode Bahnhof Hadmersleben 20 a TN 10 S PB_3 W x x ug 3 ST 2363 Bode Bahnhof Hadmersleben 20 a TN 10 H PB_3 W x x ug 3 ST 817 Bode Stassfurt 20 a TN 10 S PB_3 W ZK H x 4 ST 817 Bode Stassfurt 20 a TN 10 H PB_3 W ZK H x 4 ST 821 Ilse Rimbeck 5 a MRK 4 S PB_3 W ug x x 4 ST 821 Ilse Rimbeck 5 a MRK 4 H PB_3 W ug x x 4 TH 835 Apfelstädt Tambach-Dietharz 5 b MRS 4 S PB_2 S x x x 2 TH 835 Apfelstädt Tambach-Dietharz 5 b MRS 4 S PB_2 S x x x 2 TH 835 Apfelstädt Tambach-Dietharz 5 b MRS 4 S PB_2 W x x x 2 TH 835 Apfelstädt Tambach-Dietharz 5 b MRS 4 H PB_2 S x x x 2 TH 835 Apfelstädt Tambach-Dietharz 5 b MRS 4 H PB_2 S x x x 2 TH 835 Apfelstädt Tambach-Dietharz 5 b MRS 4 H PB_2 W x x x 2 TH 2370 Badewasser bei Hörselgau 6 MRK 7a S PB_3 S ug x x 4 TH 2370 Badewasser bei Hörselgau 6 MRK 7a S PB_3 S ug x x 5 TH 2370 Badewasser bei Hörselgau 6 MRK 7a S PB_3 W ug x x 4 TH 2370 Badewasser bei Hörselgau 6 MRK 7a H PB_3 S ug H x 5 TH 2370 Badewasser bei Hörselgau 6 MRK 7a H PB_3 W ug H x 5 TH 2370 Badewasser bei Hörselgau 6 MRK 7a H PB_3 S ug H x 5 TH 2107 Ilm Niedertrebra 2 (verbaut) 9 c MRK 7a S PB_3 W x x x 3 TH 2107 Ilm Niedertrebra 2 (verbaut) 9 c MRK 7a H PB_3 W x x x 3 TH 2103 Ilm oh Mellingen 9 d MP(G) 7b S PB_3 S x x x 2 TH 2103 Ilm oh Mellingen 9 d MP(G) 7b S PB_3 W x x x 3 TH 2103 Ilm oh Mellingen 9 d MP(G) 7b S PB_3 S x x x 2 TH 2103 Ilm oh Mellingen 9 d MP(G) 7b H PB_3 S x x x 3 TH 2103 Ilm oh Mellingen 9 d MP(G) 7b H PB_3 S x x x 3 TH 2103 Ilm oh Mellingen 9 d MP(G) 7b H PB_3 W x x x 3

353 PrSt- D PB MP BUL Gewässer Probestelle Typ ÖZK JZ D JZ PB

Nr. Typ D Typ PB Typ MP Untertyp

TH 2100 Ilm uh Dienstedt 9 d MRK 7b S PB_3 S ug x x 3 TH 2100 Ilm uh Dienstedt 9 d MRK 7b S PB_3 W ug x x 4 TH 2100 Ilm uh Dienstedt 9 d MRK 7b H PB_3 S ug x x 3 TH 2100 Ilm uh Dienstedt 9 d MRK 7b H PB_3 W ug x x 4 TH 2096 Ilm verbauter Abschnitt in Ilmenau 5 c MRS 6 S PB_2 W ug x ug 2 TH 2096 Ilm verbauter Abschnitt in Ilmenau 5 c MRS 6 S PB_2 S ug x x 2 TH 2096 Ilm verbauter Abschnitt in Ilmenau 5 c MRS 6 H PB_2 W ug x ug 2 TH 2096 Ilm verbauter Abschnitt in Ilmenau 5 c MRS 6 H PB_2 S ug x x 2 TH 2369 Schilfwasser uh Friedrichroda 5 b MRK 4 S PB_2 W x x 5 TH 2369 Schilfwasser uh Friedrichroda 5 b MRK 4 S PB_2 S x x 5 TH 2369 Schilfwasser uh Friedrichroda 5 b MRK 4 H PB_2 W x x 5 TH 2369 Schilfwasser uh Friedrichroda 5 b MRK 4 H PB_2 S x x 5 TH 834 Ulster oh Unterbreizbach 5 a MRK 4 S PB_2 S x x x 3 TH 834 Ulster oh Unterbreizbach 5 a MRK 4 S PB_2 W x x x 4 TH 834 Ulster oh Unterbreizbach 5 a MRK 4 H PB_2 S x x x 3 TH 834 Ulster oh Unterbreizbach 5 a MRK 4 H PB_2 W x x x 4 TH 2367 Wilde Gera bei Gräfenroda-Lindenberg 5 c MRS 6 S PB_2 S x x x 2 TH 2367 Wilde Gera bei Gräfenroda-Lindenberg 5 c MRS 6 S PB_2 W x x x 2 TH 2367 Wilde Gera bei Gräfenroda-Lindenberg 5 c MRS 6 H PB_2 W x x x 2 TH 2367 Wilde Gera bei Gräfenroda-Lindenberg 5 c MRS 6 H PB_2 S x x x 2 TH 826 Zahme Gera Arlesberg 5 c MRS 6 S PB_2 S x x x 2 TH 826 Zahme Gera Arlesberg 5 c MRS 6 S PB_2 W x x x 2 TH 826 Zahme Gera Arlesberg 5 c MRS 6 H PB_2 S x x x 2 TH 826 Zahme Gera Arlesberg 5 c MRS 6 H PB_2 W x x x 2 NÖ 5116 Einsiedelbach Joachimstal 5 b 4 H x 2 NÖ 5127 Gernitzbach oh Mündung in Kamp 5 b 4 H x 2 NÖ 5109 Großer Kamp Komau 9 A 5 H x 3 NÖ 5141 Hausenbach oh Hausenbach 5 B 4 H x 3 NÖ 5146 Lainsitz uh Einsiedelbach 9 A 5 H x 2 NÖ 5108 Töbernitzbach uh Kleinenzersdorf 9 A 5 H x 2 OÖ 5008 Ager Deutenham 3 B MRK 2a S x 2 OÖ 5017 Ager Lambach/Fischerau 3 c MRK 2b S x x 1 OÖ 5152 Ager Lenzing/Oberachmann 3 b 2a H x 2 OÖ 5124 Aist Schwertberg 9 a 5 H x 4 OÖ 5022 Antiesen Antiesenhofen 2 C MP 2b H x 3 OÖ 5121 Antiesen Aurolzmünster 2 b 3 H x 4 OÖ 5009 Antiesen Hohenzell 2 B MRK 3 H x x 3 OÖ 5117 Bruckmühlbach Mündung 2 A 3 H x 2 OÖ 5020 Fornacher Redl Seppenröth 2 B MRK 3 H x x 1 OÖ 5104 Große Mühl Aigen 9 a 5 H x 2 OÖ 5113 Große Mühl Furthmühle 9 a 5 H x 3 OÖ 5106 Große Mühl Pürnstein 9 a 5 H x 3 OÖ 5110 Gusen St Georgen 9 a 5 H x 4 OÖ 5111 Harbe Aist Harrachstal 9 A 5 H x 1 OÖ 5019 Klafferbach Pfaffetschlag-Klaffer 5 b MRS 4 H x x 1

354 PrSt- D PB MP BUL Gewässer Probestelle Typ ÖZK JZ D JZ PB

Nr. Typ D Typ PB Typ MP Untertyp

OÖ 5154 Klamleitenbach uh Diefsmühle 9 A 5 H x 3 OÖ 5014 Krems (OÖ) Kirchdorf 3 a MRK 2a S x x 2 OÖ 5148 Krems (OÖ) Kremsdorf 3 b 2a S x 3 OÖ 5010 Krems (OÖ) Kremsmünster 3 b MRK 2a S ug x 3 OÖ 5015 Krems (OÖ) Neuhofen 3 MRK S x 2 OÖ 5013 Mattig Jahrsdorf 3 b MRK 2a H x x 4 OÖ 5011 Mattig Pegel Pfaffstätt 3 B MRK 2a H x x 3 OÖ 5012 Mattig Uttendorf 3 b MRK 2a H x x 4 OÖ 5021 Mühlheimer Ache Altheim 2 b MRK 3 H x 3 OÖ 5134 Naarn Perg 9 a 5 H x 4 OÖ 5135 Naarn Rechberg 9 a 5 H x 3 OÖ 5130 Pram Riedau 3 b 2a H x 4 OÖ 5016 Pram Taufkirchen 3 b MRK 2a H ug x 3 OÖ 5018 Schwemmbach Hocheck MRK H x 1 OÖ 5125 Weißbach oh Weißenbach 2 B 3 H x 1 T 5123 Almajurbach oh Mündung 1 a 1a H x 1 T 5122 Alperschonbach Mündung bei Bach 1 a 1a H x 2 T 5119 Bernhardsbach Elbingenalp 1 a 1a H x 1 T 5118 Bockbach oh Steeg 1 B 1a H x 1 T 5105 Hornbach oh Vorderhornbach 1 a 1a H x 2 T 5115 Isar Hinterautal 1 a 1a S x 1 T 5115 Isar Hinterautal 1 a 1a H x 1 T 5156 Kaiserbach oh Steeg 1 a 1a H x 1 T 5153 Krabach oh Steeg 1 a 1a H x 1 T 5147 Krumbach oh Warth 1 B 1a H x 1 T 5140 Lech Kniepass 1 C 1b H x 1 T 5157 Lech oh Weißenbach 1 C 1b H x 2 uh Häselgehr, uh Einmündung T 5128 Lech 1C 1bH x 1 Alperschonbach T 5145 Lech uh Lech 1 C 1b H x 1 T 5133 Namloser Bach uh Namlos 1 A 1a H x 2 zwischen Mündung Zirmbach T 5132 Otterbach 1B 1aH x 1 und Bestlestal T 5131 Plötzigbach oh Straße 1 a 1a H x 1 T 5143 Rotlech Rauth 1 B 1a H x 1 T 5136 Schwarzwasserbach oh Forchach 1 B 1a H x 1 T 5149 Streimbach Hölltal 1 B 1a H x 1 T 5155 Streimbach oh Straßenbrücke 1 a 1a H x 1 T 5151 Streimbach Sack 1 B 1a H x 1 T 5138 Streimbach uh Fundaisbach 1 B 1a H x 1 Streimbach/ T 5137 oh Fundaisbach 1 B 1a H x 1 Angerlebach T 5120 Vils uh Vils 1 C 1b H x 3

355 6.6 Handlungsanweisung zur Bewertung von Fließ- gewässern mit Hilfe der Biokomponente Makro- phyten & Phytobenthos im Sinne der WRRL

Die hier vorgestellten Bewertungsverfahren wurden anhand einer begrenzten Anzahl von Probe- stellen im Rahmen eines Untersuchungsprogramms entwickelt. Dabei wurden Organismen in In- dikations-Gruppen eingeteilt. Die entstandenen Listen wurden durch Literaturwissen ergänzt. Die- se Artenlisten können Lücken oder Fehler aufweisen, die sich erst im Zuge der Anwendung erkennen lassen. Eine eventuell notwendige Anpassung der Einteilungen muss unbedingt und aus- schließlich an einer zentralen Stelle in Zusammenarbeit mit Spezialisten erfolgen. Idealer- weise sollten hierfür die Bearbeiter des Projektes, in Zusammenarbeit mit dem Bayerischen Landesamt für Wasserwirtschaft, herangezogen werden.

6.6.1 Probenahme und Ermittlung der Makrophyten & Phyto- benthos-Biozönose Die Probenahme wird zweimal pro Jahr durchgeführt, einmal im Sommer, zur Hauptvegetations- zeit der Makrophyten (gewöhnlich Mitte Juni bis Mitte September). Das zweite Mal im Oktober oder November. Eine Ausnahme bilden die Alpengewässer, hier findet die zweite Probenahme in den Wintermonaten Januar oder Februar statt. Der gesamte benthische Pflanzenaspekt eines Ge- wässerabschnitts wird untersucht, wobei die Makrophytenvegetation nur im Sommer relevant ist. An beiden Terminen werden Diatomeenproben genommen und für die Aufbereitung aufbewahrt, sowie das Phytobenthos ohne Diatomeen makroskopisch erfasst und Proben für die mikroskopische Analyse entnommen. Gewässertypen, für die noch nicht für jedes Modul ein Bewertungsver- fahren entwickelt werden konnte, werden vorerst mit Hilfe der anderen Module bewertet. Die Lage der Probestelle sollte möglichst genau in topographische Karten der Maßstäbe 1:25 000 bzw. 1:50 000 eingetragen werden, aus denen später die Rechts- und Hochwerte der Probestellen ermittelt werden können. Im Optimalfall können die Koordinaten mittels eines GPS-Gerätes direkt abgelesen werden. Dann sollten Anfangs- und Endpunkt des Untersuchungsabschnittes so genau wie möglich festgehalten werden.

Der erste Schritt der Probenahme ist die genaue Bestimmung der Untersuchungsstrecke. Dazu wird das Gewässer vom Ufer aus begutachtet und nach den Kriterien aus dem Kapitel „Festlegung des Kartierabschnittes“, Seite 358, der Abschnitt für die Makrophytenuntersuchung festgelegt. Der Erfassungsbogen zur Strukturgüte wird ausgefüllt. Liegt die Strukturgütekartierung bereits vor, kann dieser Schritt ausgelassen werden. Innerhalb des Makrophytenabschnittes wird ein Be- reich zur Phytobenthosprobenahme bestimmt (siehe Kapitel „Probenahme“, Seite 368). Die Dia- tomeen-Probestelle wird nach den Kriterien im Kapitel „Probenahme“, Seite 365, ermittelt. Die Diatomeenprobenahme findet vor den Begehungen für die Makrophyten- und Phytobenthos- kartierung statt, um das Probenmaterial aus einem möglichst ungestörten Bereich entnehmen zu können. Darauf folgend wird das Phytobenthos ohne Diatomeen untersucht, danach die Makro- phytenvegetation. Alle Untersuchungen und Probenahmen sind möglichst schonend durchzufüh- ren, es ist darauf zu achten, die Bestände der anderen Organismengruppen nicht zu zerstören.

356 6.6.1.1 Makrophyten

Vorbemerkung Die vorliegende Handlungsanweisung wurde durch Vereinfachung aus der im Projekt „Makro- phyten & Phytobenthos“ angewandten Kartierungsmethode für Makrophyten in Fließgewässern entwickelt. Sie stellt die Minimalanforderung für die Bewertung von Fließgewässern anhand ihrer makrophytischen Wasserpflanzenvegetation dar.

Die beiden Methoden (Kurzkartierung und ausführliche Kartierung) unterscheiden sich in ihrem Personal-, Zeit- und Kostenaufwand nur minimal, wohl aber in ihrem wissenschaftlichen Informa- tionsgehalt. Daher wird empfohlen, so oft wie möglich, für jede neu untersuchte Probestelle aber mindestens einmal, die komplette Kartierung mit allen Angaben zum Untersuchungsabschnitt durchzuführen. Damit soll ermöglicht werden, für Makrophyten in Fließgewässern eine ebenso umfassende und flächendeckende Datengrundlage zu schaffen, wie sie für Makrozoobenthos durch die konsequente Anwendung des Saprobienindexes bereits existiert.

Materialien zur Durchführung der Kartierung Kursiv: optional • Topographische Karten 1:25 000 bzw. 1: 50 000 • Kartierprotokolle • Exemplar der Handlungsanweisung • Erhebungsbögen zur Gewässerstruktur (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 2000) • Anleitung Strukturgütekartierung (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 2000) • Schreibutensilien • Wathosen • ausziehbarer Rechen • Sichtkasten • Fotoapparat und Filme • Gefrierbeutel und Verschlüsse • Kühlbox mit Gefrierakkus • Briefumschläge/Mooskapseln für Moosproben • Bestimmungsliteratur (s. u.) • Lupe • (tragbares) Stereomikroskop und Zubehör • Herbarpresse und Zubehör • ggf. Sicherheitsausrüstung (z. B. Schwimmweste)

Bestimmungsliteratur (Auswahl) • CASPER & KRAUSCH (1980, 1981) • KLAPP & OPITZ VON BOBERFELD (1990) • KRAUSCH (1996) • KRAUSE (1997) • OBERDORFER (1994) • ROTHMALER (1994a, 1994b) • SCHMEIL (1993)

357 Spezielle Literatur für die Moosbestimmung (Auswahl) • BERTSCH (1959) • BURCK(1947) • DEMARET & CASTAGNE (1964) • FRAHM& FREY (1992) • FREY, FRAHM, FISCHER & LOBIN (1995) • LANDWEHR (1984) • MÜLLER (1957) • NEBEL& PHILIPPI (Hrsg., 2000) • NEBEL& PHILIPPI (Hrsg., 2001) • NYHOLM (1986) • NYHOLM (1993) • PAUL, MÖNKEMEYER & SCHIFFNER (1931) • SCHUSTER (1980) • SMITH (1992) • WELCH (1960)

Festlegung des Kartierabschnittes Die Kartierung der Makrophytenvegetation erfolgt in der Hauptvegetationsperiode (Mitte Juni bis Mitte September) auf einem in ökologischer Hinsicht homogenen Fließgewässer-Abschnitt. Die Untersuchungsstrecke sollte vor allem einheitliche Verhältnisse bei Fließgeschwindigkeit, Beschattung und Sedimentverhältnissen aufweisen. Innerhalb des Abschnittes sollten keine gravierenden Veränderungen in der Umlandnutzung (z. B. Wald/Viehweide) auftreten. Darüber hinaus dürfen keine Zuflüsse (z. B. Nebenbäche, Drainagen) im Bereich des Untersuchungs- abschnittes in das Fließgewässer münden. Auch bei abrupten Veränderungen in der Zusammen- setzung der Makrophytenvegetation muss die Untersuchungsfläche begrenzt werden. Bei Pro- bestellen in der Nähe von Brücken, Wehren o. ä. muss darauf geachtet werden, dass die Kar- tierung oberhalb der Verbauung und damit außerhalb des direkten Einflussbereichs erfolgt. Die maximal zu untersuchende Abschnittslänge beträgt ca. 100 Meter.

Hinweise zum Ausfüllen des Kartierprotokolls Seite 1 des standardisierten Kartierprotokolls (Abbildung 100) dient zur Aufnahme allgemeiner Standortfaktoren an der Untersuchungsstelle. Grau unterlegte Felder sind optional, d. h. sie müs- sen nur bei einer vollständigen Kartierung (s. o.) ausgefüllt werden. Es werden für jede Probe- stelle neben allgemeinen Angaben charakteristische strukturelle Merkmale wie mittlere Tiefe, Wasserstand und mittlere Breite, optional auch Trübung, aufgenommen. Die Beschattung des gesamten Abschnitts wird mit Hilfe der fünfstufigen Beschattungsskala nach WÖRLEIN (1992) ge- schätzt. Die Aufnahme der Fließgeschwindigkeit erfolgt nach dem Kartier- und Bewertungsver- fahren Gewässerstruktur des BAYERISCHEN LANDESAMTES FÜR WASSERWIRTSCHAFT (1995). Besonderheiten in Färbung und Geruch des Wassers können verbal notiert werden. Die Substrat- verhältnisse an der Probestelle werden in 5%-Schritten in eine achtstufige Skala eingeordnet (Korngrößenverteilung nach SCHACHTSCHABEL et al. 1992), zusätzlich werden Verbauungen und Fremdsubstrate vermerkt. Falls bei großen Fließgewässern nicht der gesamte Querschnitt untersucht werden kann, wird festgehalten, ob das ganze Fließgewässer oder nur der Uferbereich untersucht wurden. Pro Probestelle sollten wenigstens zwei Fotografien (z. B. flussauf- und -abwärts)

358 aufgenommen werden. Bemerkungen zu Besonderheiten oder Auffälligkeiten an der Probestelle werden zusätzlich festgehalten, ebenso die Länge des Kartierbereiches. Die im Kartierbereich vorkommenden Makrophyten werden durch Begehung des Fließgewässers untersucht, die möglichst entgegen der Strömungsrichtung erfolgen sollte. Um die gesamte Breite des Fließgewässers in die Untersuchung einzubeziehen, sollte das Gewässer im Zickzack abgewatet werden. Ein Sichtkasten oder eine vergleichbare Sichthilfe sollte dabei unbedingt benutzt werden. Der Einsatz eines Bootes ist möglich, aber nicht obligatorisch.

Es werden Armleuchteralgen, Moose sowie Gefäßpflanzen erfasst, die submers wachsen bzw. zumindest bei mittlerem Wasserstand im Gewässer wurzeln. Die Determination der Arten erfolgt soweit möglich vor Ort, nötigenfalls werden Pflanzenproben entnommen und später bestimmt. Der Transport der Proben erfolgt bei Characeen und Phanerogamen am besten in beschrifteten Gefrierbeuteln zusammen mit wenig Wasser, die in Kühlboxen kühl gehalten werden.

Moosproben werden in sogenannte Mooskapseln aus Papier aufbewahrt, für die DIN A4-Blätter folgendermaßen gefaltet werden (Abbildung 99): Das untere Drittel des Blattes wird nach oben geklappt (1), danach werden ca. 2 cm rechts und links umgefaltet (2,3), um die Ränder zu ver- schließen. Zum Schluss wird das obere Drittel des Blattes als „Deckel“ nach unten geklappt (4). Die Moosproben können in den – am besten mit Bleistift beschrifteten – Mooskapseln getrocknet und zur späteren Bestimmung wieder mit Wasser befeuchtet werden.

Abbildung 99 Falten einer Mooskapsel

Auf der zweiten Seite des Kartierprotokolls (siehe Abbildung 101) werden die Arten und ihre Pflanzenmenge nach KOHLER (1978) notiert. Zusätzlich wird aufgenommen, ob die Pflanzen submers oder emers wachsen, optional auch Vitalität und Soziabilität sowie Angaben zum Se- diment im Pflanzenpolster und ob die Pflanzen zur Herbarisierung mitgenommen wurden. Kommt eine Art in zwei verschiedenen Ausprägungen, z. B. einmal submers und einmal emers, oder auf zwei stark unterschiedlichen Substraten (z. B. Stein oder Holz) vor, wird die Art zweimal in das Kartierprotokoll eingetragen. Die Pflanzenmenge wird dann ebenfalls zweimal notiert, zusätzlich wird jedoch die gesamte Pflanzenmenge des Taxons an der Probestelle festgehalten. Zur allge-

359 meinen Charakterisierung der Probestelle sollten zusätzlich die am Ufer vorkommenden dominanten Arten grob erfasst werden. Bei großer Tiefe und/oder hohem Trübungsgrad werden die Pflanzen mittels eines ausziehbaren Rechens (max. Länge = 3 m, Breite = 60 cm, Zinkenabstand ca. 2 cm) kartiert. Tiefe, unzugäng- liche Fließgewässer werden vom Rand aus untersucht, indem soweit wie möglich in den Fluss hineingewatet und der Gewässergrund sorgfältig abgerecht wird. Falls nur das Ufer beprobt werden kann, wird dies im Kartierprotokoll (Seite 1) vermerkt.

Eine genauere morphologische Beschreibung der Probestellen hinsichtlich Gewässersohle, Ufer und Umland kann mit dem „Erhebungsbogen zur Gewässerstrukturgütekartierung gemäß Verfah- rensempfehlung der LAWA 1998“ (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 2000, Abbildung 102 und Abbildung 103) vorgenommen werden, falls nicht schon eine aktuelle Strukturgütekartie- rung des Untersuchungsabschnittes vorliegt.

360 Feldprotokoll Makrophyten Fließgewässer (Makrophyten- & Phytobenthos-Bewertung gemäß EG-WRRL 2003; grau unterlegte Felder optional)

Lage der Probestelle Allg. Beschreibung der Probestelle m Gewässername Probestelle Abschnittslänge mittlere Breite m

mittlere Tiefe Wasserstand nächstgelegene Ortschaft 0–30 cm trocken 30–100 cm niedrig > 100 cm mittel hoch Bearbeiter Probenahme über die gesamte Breite des Gewässers möglich? ja nein Probestellen-Nr. Befund-Nr. Trübung Gewässergrund sichtbar? ungetrübt, klar ja Rechtswert Hochwert mittel nein stark getrübt

Film/Foto-Nr. TK-Blatt-Nr. Erhebungsdatum

Standortfaktoren: Fließgeschwindigkeit nach BLFW (1995) I nicht erkennbar fließend < 0,03 m/s fast stehend oder Kehrströmungen II träge fließend 0,03–0,1 m/s Strömung sehr schwach, aber erkennbar fließend III langsam fließend 0,1–0,3 m/s erkennbar fließend, Wasserspiegel fast glatt IV schnell fließend 0,3–1 m/s Strömung mit mäßiger Turbulenz V reißend > 1 m/s turbulente Wasserbewegung VI stürzend > 1 m/s äußerst turbulent, laut rauschend

Beschattung nach WÖRLEIN (1992) 1 vollsonnig Sonne von deren Auf- bis Untergang 2 sonnig in der überwiegenden Zeit zwischen Sonnenauf- und Sonnenuntergang, immer jedoch in den wärmsten Stunden des Tages in voller Sonne. 3 absonnig überwiegend in der Sonne, in den heißesten Stunden jedoch im Schatten 4 halbschattig mehr als die Tageshälfte und immer während der Mittagszeit beschattet 5 schattig voller Schatten unter Bäumen

Bestand Wasser flächig Färbung mosaik Geruch

Substrat Verbauung/Fremdsubstrate Anteil Auflage Strecke naturnah % Schlamm m Sohlverbau % Ton/Lehm (< 0,063 mm) mQuerbauwerke % Sand (0,063–2,0 mm) mUferverbau % Fein-/Mittelkies (2,0–6,3/6,3–20 mm) mDurchlass % Grobkies (20–63 mm) m Verrohrung % Steine (63–200 mm) m Müll/(Bau)schutt m % Blöcke (> 200 mm) m % organisch/Torf m

Abbildung 100 Kartierprotokoll Makrophyten in Fließgewässern (Seite 1)

361 Bemerkungen

Algen-Aspekt

Makrophyten Pflanzen- Pflanzen- sub-/ Vitali- Soziabi- Herba- Arten (Gewässer) menge Sediment Sonstiges menge* emers tät** lität*** risiert gesamt*

* Pflanzenmenge nach ** Vitalität, veränd. nach *** Soziabilität, verändert, KOHLER (1978) BRAUN-BLANQUET (1964) nach BRAUN-BLANQUET (1964) 1 = sehr selten z = sehr gut entwickelt I= verstreut 2= selten ß = gut entwickelt II = horstweise 3 = verbreitet O = mäßig entwickelt III = kleine Flecken 4 = häufig oo = schlecht entwickelt IV = ausgedehnte Flecken 5 = massenhaft V = große Herden bildend VI = Bänder bildend

Dominante Uferpflanzen

Sonstige/Besonderheiten Wiesen & Grünland Röhricht & Seggenrieder Krautflur & Hochstauden Auengehölze Waldbodenpflanzen Wald-/Forstgehölze Kulturarten & Neophyten

Abbildung 101 Kartierprotokoll Makrophyten in Fließgewässern (Seite 2)

362 Abbildung 102 Kartierungsbogen für die Gewässerstrukturgüte nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 2000), Seite 1

363 Abbildung 103 Kartierungsbogen für die Gewässerstrukturgüte nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 2000), Seite 2

364 6.6.1.2 Diatomeen

Zeiträume der Probenahme In Fließgewässern ist die Probenahme am Ende der Niedrigwasserperiode nach anhaltend stabilen hydrologischen Bedingungen durchzuführen. In den Alpen stellen die Wintermonate Januar und Februar den geeigneten Zeitraum dar. In den Gewässern der Mittelgebirge und des Norddeutschen Tieflandes hat sich eine Probenahme in den Monaten Oktober/November bewährt. Zur Erfassung nutzungsbedingter Veränderungen des ökologischen Zustands ist generell eine zweite Probenahme im Sommer nötig. Im Mittelgebirge und im Norddeutschen Tiefland sind der Winter- und der Frühjahrsaspekt zu einer Bewertung nicht geeignet.

Probenahme Die Probenahme in Fließgewässern erfolgt weitgehend nach den Richtlinien der Norm EN 13946 (CEN 2003) bzw. den Vorgaben von KELLY et al. (1998). Vorgegeben wird die Besammlung von natürlichen, für den jeweiligen Gewässertyp charakteristischen Substraten in einer dauerhaft von Wasser überfluteten Tiefenzone. Bereiche mit extrem starker Strömung wie auch ufernahe Still- wasserzonen sind zu meiden. Ebenso sollten stark beschattete Gewässerabschnitte nicht berück- sichtigt werden – es sei denn, sie sind charakteristisch für das zu untersuchende Gewässer. Die Kenngrößen des untersuchten Gewässerabschnitts (Lage, Substrate, Lichtverhältnisse etc.) sind in einem Feldprotokoll zu vermerken. Zudem kann sich eine fotografische Dokumentation als hilfreich erweisen.

In Gewässern mit hoher bis mäßiger Fließgeschwindigkeit wird die Besammlung von Hartsubstra- ten empfohlen, inbesondere von mittelgroßen bis großen Steinen. Dazu werden mindestens fünf, so weit wie möglich über den Gewässerquerschnitt verteilte und unter normalen hydrologischen Bedingungen keiner Umlagerung unterworfenen Steine vorsichtig entnommen. Der Aufwuchs der Steinoberseite wird mit einem Teelöffel, Spatel oder ähnlichem Gerät abgekratzt und in ein beschriftetes Weithalsprobengefäß überführt. Vor dem Gebrauch von Zahnbürsten wird aufgrund der potenziell hohen Gefahr der Verunreinigung der Proben abgeraten. In langsam fließenden Gewässern wird von KELLY et al. (1998) zur Bestimmung von verschiedenen Belastungszustän- den mittels Indizes die Beprobung von vertikal exponierten Hartsubstraten, wie Brückenpfeiler oder Quais, empfohlen. In Untersuchungen, die auf die Erfassung von Gewässertyp-spezifischen Biozönosen zielen, ist diese Vorgehensweise nur in Ausnahmefällen angebracht. Zu bevorzugen ist vielmehr das in den Gewässern natürlicherweise vorkommende Bodensubstrat, welches in der Regel aus Sand, Kies oder Feinsediment besteht. Vom Bodensubstrat werden die obersten Milli- meter mit einem Löffel vorsichtig abgehoben. Die Fixierung der Proben erfolgt durch Formaldehyd in einer Endkonzentration von 1–4 %.

365 Materialien zur Durchführung der Probenahme in Fließgewässern • Topographische Karten 1:25 000 bzw. 1:50 000 • Feldprotokoll • Exemplar der Handlungsanweisung • Schreibmaterialien • Wathose • Weithalsflaschen oder -gläschen • Wasserfester Stift zur Beschriftung der Probengefäße • Teelöffel, Spatel o. ä. • Formaldehydlösung • Fotoausrüstung • ggf. Sicherheitsausrüstung

Präparation Die Bestimmung der Diatomeen auf Artniveau erfolgt anhand der Strukturen des Kieselsäure- skeletts und setzt die Herstellung von Dauerpräparaten voraus. Insbesondere kleinschalige Arten können nur im gereinigten Präparat nach Entfernen der organischen Zellbestandteile und weiterer, störender organischer Komponenten bei 1 000- bis 1 200facher Vergrößerung sicher zugeordnet werden. Zur Aufbereitung des Probenmaterials existieren verschiedene Verfahren, die je nach Be- schaffenheit des Probenmaterials unterschiedlich geeignet sind. Eine Darstellung der häufigsten Aufbereitungstechniken findet sich in KRAMMER & LANGE-BERTALOT (1986). Zur Aufbereitung von Aufwuchsproben von Bodensubstraten (Steine, Kies, Schlamm), die einen hohen Anteil von organischem, nicht-diatomeenhaltigem Material enthalten können, empfiehlt sich die Oxidation durch starke Säuren, in deren Verlauf es auch zur Trennung der beiden Schalenhälften kommt. Stammt das Material aus kalkhaltigen Gewässern, so wird die Probe zunächst in Salzsäure ge- kocht, um die Bildung von Gips bei der sich anschließenden Behandlung mit Schwefelsäure aus- zuschließen. Bei einem hohen Wasseranteil lässt man die Proben zunächst 24 Stunden absetzen und dekantiert dann vorsichtig. Alternativ können die Proben bis auf eine geringe Wassermenge eingedampft werden. Anschließend werden etwa 20 ml des Probenmaterials in einem Becherglas mit einem Fassungsvermögen von mindestens 100 ml mit 20–40 ml verdünnter Salzsäure (30 %) versetzt. Ist die Probe stark kalkhaltig, muss die Salzsäure vor dem Erhitzen mehrfach, in zu- nächst geringen Mengen zugegeben werden, da es zu starker Schaumentwicklung kommt. Durch 30-minütiges Kochen werden danach die Karbonate gelöst, die Stielchen und Gallerten der Diato- meen aufgelöst und die Schalen vom Substrat getrennt. Nach dem Kochen lässt man die Probe erkalten, siebt anschließend die groben Reste ab und füllt das Becherglas mit Leitungswasser auf. Eventuell vorhandener Sand, Kies oder kleinere Steine lässt man etwa eine Minute sedimentieren und entfernt sie dann durch Dekantieren des diatomeenhaltigen Überstandes.

Die Probe wird anschließend mehrmals vorsichtig dekantiert (auf etwa ein Drittel des Volumens) und mit Leitungswasser gewaschen. Bewährt hat sich vierfaches Waschen und Dekantieren, wobei die Sedimentationszeit zwischen den Waschvorgängen 24 Stunden nicht unterschreiten sollte. Alternativ kann die Probe zwischen den Waschvorgängen in einer Tischzentrifuge etwa zehn Mi- nuten lang bei maximal 2 000 Umdrehungen pro Minute (Upm) zentrifugiert und der Überstand (etwa zwei Drittel) dekantiert oder mit einer Wasserstrahlpumpe entfernt werden. Diese Vorgehens- weise erlaubt eine schnelle Aufbereitung, ist aber letztlich arbeitsintensiver und birgt die Gefahr, langschalige Diatomeen zu zerbrechen.

366 Ist die Säure weitgehend ausgewaschen, wird die Probe durch Dekantieren auf einen geringen Wasseranteil eingeengt, mit rund 20 ml konzentrierter Schwefelsäure versetzt und zum Kochen gebracht. In Abständen von etwa 20 Minuten wird mit einem Spatel eine Prise Kaliumnitrat zugegeben bis sich die Probe entfärbt. Nach dem Abkühlen der Probe und dem Absetzen der Diatomeen bilden diese einen weißen bis gräulichen Bodensatz. Anschließend werden die Proben gewaschen, bis der Neutralpunkt erreicht ist (siehe oben). Das letzte Wässern der Probe sollte mit destilliertem Wasser erfolgen. Die gereinigte Probe wird in ein beschriftetes Schnappdeckelglas (10 ml) überführt und durch Zugabe von wenigen Tropfen einer 30prozentigen Formaldehydlösung konserviert. Die beschriebenen Kochvorgänge sind unter einem leistungsfähigen Abzug mit der gebotenen Vorsicht durchzuführen. Schutzkleidung und Augenschutz sind obligatorisch.

Die im Schnappdeckelglas enthaltene Suspension wird aufgeschüttelt, eine geringe Menge mit einer sauberen Pipette entnommen und auf ein fettfreies (rundes) Deckgläschen aufgetropft. Bei stark konzentrierten Suspensionen ist es oftmals erforderlich, mit destilliertem Wasser zu verdünnen. Der Grad der Verdünnung richtet sich nach der gewünschten Dichte der Schalen im Präparat und ist abhängig von der Menge der verbliebenen anorganischen Komponenten. Empfohlen wird eine Konzentration von 10–15 Schalen pro Gesichtsfeld bei einer 1 000fachen Vergrößerung. Um Kontaminationen zu vermeiden, ist streng darauf zu achten, die verwendeten Pipetten zwischen der Behandlung verschiedener Proben unter fließendem Wasser zu reinigen.

Ist das Diatomeen-Material über Nacht luftgetrocknet, wird ein beschrifteter fettfreier Objektträger mit einem Tropfen Naphrax versehen und das Deckglas mit der beschickten Seite nach unten mit Hilfe einer Pinzette vorsichtig aufgelegt. Um das Lösungsmittel auszutreiben, wird das Präparat anschließend über einem Bunsenbrenner bei kleiner Flamme erhitzt, bis es etwa fünf Sekunden lang Blasen wirft. Anschließend wird es sofort erschütterungsfrei auf einer glatten Oberfläche gelagert, bis es abgekühlt ist. Naphrax enthält Toluol (giftig), das beim Enthitzen entweicht, und darf daher nur mit großer Vorsicht gehandhabt werden!

Das Präparat kann danach sofort unter dem Lichtmikroskop ausgewertet werden und ist bei entsprechender Lagerung über Jahrzehnte hinweg haltbar. Von großer Wichtigkeit ist eine detaillierte Beschriftung des Objektträgers mit genauer Angabe der Gewässerstelle, des beprobten Substrats, des Datums sowie gegebenenfalls mit Codierungen, die den Bezug zu anderen Informationsquel- len herstellen.

Mikroskopische Auswertung Um repräsentative Verteilungen zu erhalten, werden im Streupräparat 500 Schalen auf Artniveau bestimmt. Die Darstellung der Häufigkeiten erfolgt in prozentualen Anteilen. Als Standard- Bestimmungsliteratur dient das vierbändige Werk von KRAMMER & LANGE-BERTALOT (1986– 1991). Dieses kann durch folgende, von den Autoren seit 1993 publizierte Erweiterungen und Revisionen einzelner Gattungen ergänzt werden: KRAMMER (2000, 2002), LANGE-BERTALOT (1993, 2001), LANGE-BERTALOT & MOSER (1994), LANGE-BERTALOT & METZELTIN (1996).

367 6.6.1.3 Phytobenthos ohne Diatomeen

Probenahme Um die vorhandenen benthischen Algen möglichst vollständig erfassen zu können, erfolgt die Probenahme nach dem „multiple habitat sampling“-Prinzip. Dazu wird ein Fließgewässerabschnitt von etwa 20 m bei Bächen und etwa 50 m bei Flüssen der Länge nach abgegangen und, soweit mit Wathosen möglich, durchschritten. An Stellen, die nicht komplett durchwatet und begutachtet werden können, ist die Beprobung nur annäherungsweise repräsentativ. In diesen Fällen sind Werk- zeuge wie ein Rechen oder eine Zange mit langem Griff hilfreich. Auf jeden Fall sollte für die Probenahme ein Zeitpunkt gewählt werden, zu dem ein möglichst niedriger Wasserstand zu erwarten ist. Mit einem Sichtkasten wird das Bachbett untersucht. Makroskopisch erkennbare Bewuchs- formen werden notiert (z. B. „grün & fädig“ „weinrote, kleine Büschel“), die jeweilige mittlere Bewuchsdicke (Angabe in mm bzw. cm) und der jeweilige Deckungsgrad (Prozentangabe, bezogen auf die gesamte Probestelle) werden geschätzt. Von jeder dieser so erfassten Bewuchsformen wird eine kleine Menge entnommen und einzeln in geeignete Gefäße (kleine Glas- oder Plastikgefäße bzw. Gefrierbeutel) verpackt. Die entnommenen Proben sind eindeutig zu beschriften. Zusätzlich zu diesen Proben, oder wenn eine Stelle keinen makroskopisch erkennbaren Algenbewuchs enthält, werden nach dem „multiple habitat sampling“-Verfahren alle an der Probestelle vorkommenden Substrate beprobt. Dazu wird wie folgt verfahren: • Bewegliches Hartsubstrat (Kies, Kiesel, Kopfsteine und Holzreste) wird entnommen und in kleine Plastikbeutel (Gefrierbeutel) verpackt. • Von unbeweglichen großen Substraten (Geröllblöcke, Grundgestein, Baumklötze, Bäume, Wurzeln) werden kleinere Stücke abgebrochen oder etwas Belag abgeschabt. Diese Proben werden ebenfalls in Gefrierbeutel verpackt oder zusammen mit etwas Flusswasser in kleine Glasgefäße (15–20 ml) überführt. • Von Weichsubstrat (Moose, Makroalgen, Gefäßpflanzen, Wurzelgeflecht) werden kleine Büschel entnommen und in einer Plastiktüte mit etwas Flusswasser gründlich ausgequetscht. Von der resultierenden Mischung wird eine möglichst gehaltvolle Probe in ein kleines Glasgefäß überführt. • Von auffallenden fädigen Formen werden kleine Teile mit etwas Flusswasser in ein grö- ßeres Glasgefäß überführt. Es ist zweckmäßig, die entnommenen Algen vorsichtig, aber sorgfältig von angelagertem Detritus und Schlamm zu reinigen. Zu jeder entnommenen Probe muss der Deckungsgrad (in %, bezogen auf den gesamten beprobten Abschnitt) oder die Häufigkeit (siehe Tabelle 188) notiert werden, weitere Angaben können aufgenommen werden. Es empfiehlt sich, ein Feldprotokoll zu verwenden, wie in Abbildung 104 beispielhaft vorgeschlagen. Dieses Feldprotokoll wurde ausgehend von dem bei den eigenen Un- tersuchungen verwendeten Feldprotokoll (vgl. Abbildung 39 und Abbildung 40) entworfen und auf die für die Bewertung wesentlichen Angaben reduziert.

368 Tabelle 188 Häufigkeitsschätzungen

Häufigkeit Beschreibung 5 massenhaft, mehr als 1/3 des Bachbettes bedeckend (Deckungsgrad > 33 %) 4 häufig, aber weniger als 1/3 des Bachbettes bedeckend (Deckungsgrad 5–33 %) 3 makroskopisch selten, gerade noch erkennbar (Vermerk im Feldprotokoll: „Einzelfund“ oder „5 % Deckungs- grad“) oder mikroskopisch massenhaft 2 mikroskopisch häufig 1 mikroskopisch selten

Für die Probenahme werden folgende Materialien benötigt: • Wathose, evtl. Gummihandschuhe • Sichtkasten • Kleinere und größere Glasgefäße mit Schraubdeckel • Gefrierbeutel, verschiedene Größen • Kühlbox mit Kühlakkus für den Transport der Proben • Gewebeband und wasserfeste Filzschreiber • Spatel/Skalpell • Pinzette • Saure Lugol´sche Lösung (WILLÉN 1962): 100 g Kaliumjodid (IK) 1 000 ml destilliertes Wasser

50 g resublimiertes Jod (J2)

100 g Eisessig (96–100 % CH3COOH) Die Lösung wird in kleineren Braunflaschen aufbewahrt. Empfohlen wird, die Flaschen möglichst gut zu füllen, da das Jod in halbleeren Flaschen oxidiert. • An unzugänglichen Stellen tlw. hilfreich: Rechen, Zange oder ähnliche Greifinstrumente • Feldprotokoll • Vorteilhaft: Fotokamera

369 Feldprotokoll Phytobenthos Fließgewässer (Makrophyten- & Phytobenthos-Bewertung gemäß EG-WRRL 2003; grau unterlegte Felder optional)

Lage der Probestelle Allg. Beschreibung der Probestelle m Gewässername Probestelle Abschnittslänge mittlere Breite m

Film/Foto-Nr. TK-Blatt-Nr. Erhebungsdatum

Entnommene Phytobenthos-Proben Deckungsgrad bzw. Nr. Beschreibung der Probe Substrat-Art geschätzte Häufigkeit 1

Abbildung 104 Vereinfachtes Feldprotokoll für die Probenahme des Phytobenthos

370 Mikroskopische Analyse und Auswertung Die Auswertung der Proben erfolgt mit einem Stereomikroskop (Vergrößerung 6,7- bis 40fach) sowie mit einem Mikroskop (Vergrößerung 40- bis 1 000fach). Für die Dokumentation der gefundenen Arten (s. u.) ist ein Fotoaufsatz am Mikroskop auf jeden Fall erforderlich, ein Fotoaufsatz auch am Binokular ist wünschenswert. Von jeder Unterprobe werden fünf bis zehn Deckgläschen durchsucht, die Arten werden notiert und ihre Häufigkeit geschätzt. Die Häufigkeitsschätzungen der einzelnen Arten der mikroskopischen Befunde werden mit den Angaben im Feldprotokoll kombiniert, so dass insgesamt eine fünfstufige Skala die Arthäufigkeiten pro Probestelle wiedergibt (siehe Tabelle 188).

Die mikroskopische Analyse sollte durch Experten oder durch entsprechend geschulte Fachkräfte vorgenommen werden. Die Analyse ist so genau wie möglich durchzuführen, da für die Bewer- tung in den meisten Fällen eine Bestimmung auf Artniveau erforderlich ist. Nur in einigen Fällen (i. d. R. dann, wenn die Artbestimmung nur an fertilen Organismen vorgenommen werden kann wie z. B. bei den Gattungen Odeogonium, Vaucheria) reicht auch eine Aussage auf Gattungsniveau für die Bewertung (Tabelle 189). Alle gefundenen Taxa müssen dokumentiert werden, dies lässt sich am einfachsten durch entsprechende Fotos bewerkstelligen. Diese Fotos sollten auf geeignete Weise digital in einer Datei oder konventionell in einer Kartei so abgelegt werden, dass sie für spätere Überprüfungen zur Verfügung stehen.

Tabelle 189 Beschreibung der fünf Gruppen von Fließgewässertypen, die für das restliche Phytobenthos relevant sind.

FG = Fließgewässer

Entspricht Typ nach Nr. Beschreibung SCHMEDTJE et al. (Tabelle 3) 1 Probestelle an FG in den Alpen Typ 1 2 Probestelle an FG im Alpenvorland Typen 2–4 3 Probestelle an FG im Mittelgebirge, das silikatisch geprägt ist Typen 5 und 9a und daher eine niedrige Säurekapazität und Härte aufweist (< 1,6 mmol/l) * 4 karbonatisch geprägte Probestelle an FG im Mittelgebirge und Typen 6, 7, 9c, 9d, Norddeutschen Tiefland, Säurekapazität und Härte > 1,6 mmol/l 10, 13–20 5 Probestelle an FG im Norddeutschen Tiefland, das organisch Typ 11 geprägt ist und daher eine niedrige Säurekapazität bzw. Härte aufweist (< 1,6 mmol/l)

* Stark degradierte Stellen in dieser Fließgewässergruppe („MG_Silikat“) können im Einzelfall deutlich höhere Werte in der Säurekapazität und Wasserhärte aufweisen. Hier ist die Geologie das vorherrschende Kriterium.

Die Bestimmungsliteratur für das Phytobenthos exkl. Diatomeen und Charales ist relativ umfangreich und wird ständig weiterentwickelt. Zur Zeit sind für die Bestimmung der benthischen Algen neben den Bänden 1, 3, 4, 10, 14, 16 und 19 der „Süsswasserflora von Mitteleuropa“ folgende Werke zu Rate zu ziehen:

371 Gruppenübergreifende Literatur: • ENTWISLE et al. (1997) • JOHN et al. (2002) • WEHR & SHEATH (2003) • SIMONS et al. (1999) Nostocophyceae: • ANAGNOSTIDIS & KOMÁREK (1988 a,b) • GEITLER (1932) • KANN & KOMÁREK (1970) • KOMÁREK & ANAGNOSTIDIS (1989) • KOMÁREK & KANN (1973) • KOMÁREK & KOVÁCIK (1987) • MOLLENHAUER et al. (1994) Bangiophyceae/Florideophyceae/Fucophyceae: • ELORANTA & KWANDRANS (1996a) • KUMANO (2002) • NECCHI et al. (1993 a,b) • SHEATH & VIS (1995) • STARMACH (1977) • VIS et al. (1995) Chrysophyceae/Synurophyceae: • KRISTIANSEN & PREISIG (2001) Tribophyceae: • CHRISTENSEN (1970) Chlorophyceae/Trebouxiophyceae/Ulvophyceae/Tetrasporales: • FOTT (1972) • KOMÁREK & FOTT (1983) • PRINTZ (1964) • STARMACH (1972) • HOEK (1963) Charales excl. Characeae: • COESEL (1982, 1983, 1985, 1991, 1994, 1997) • LENZENWEGER (1996, 1997, 1999, 2003) • RŮŽIČKA (1977, 1981) Nach der mikroskopischen Analyse liegen für jede Probenahme die Ergebnisse in Form von Arten- listen (inkl. Häufigkeitsangaben zu jeder Art) vor. Ausgehend von diesen Artenlisten kann eine Bewertung der Probestelle zum Zeitpunkt der Probenahme vorgenommen werden.

372 6.6.2 Bestimmung des Fließgewässertyps Die Anwendung des Verfahrens bedingt eine Zuordnung des beprobten Gewässers zu den ermittelten biozönotischen Typen. Die bundesweit gültige LAWA-Typenkarte kann derzeit noch nicht als alleinige Grundlage für die Typermittlung herangezogen werden!

Alpen Da für die Ökoregion Alpen aufgrund mangelnder Daten kein Bewertungsverfahren für das Modul „Phytobenthos ohne Diatomeen“ entwickelt werden konnte, wird hier die Bewertung nach WRRL mit den Modulen „Makrophyten“ und „Diatomeen“ durchgeführt. Die biozönotischen Gewässer- typen in der Ökoregion Alpen werden nach Tabelle 190 ermittelt.

Tabelle 190 Bestimmungsschlüssel zur Typfindung in der Ökoregion Alpen.

Makrophyten 1a Tiefenklasse = 1 ...... Æ Typ MRK 1b Tiefenklasse ≥ 2 ...... Æ 2 2a mittlere Breite ≥ 40m ...... Æ 5 2b mittlere Breite < 40m ...... Æ 3 3a Fließgeschwindigkeit > III...... Æ Typ MRK 3b Fließgeschwindigkeit ≤ III...... Æ 4 4a Grundwassereinfluss ...... Æ Typ MPG 4b kein Grundwassereinfluss...... Æ Typ MP 5a Fließgeschwindigkeit > III...... Æ Typ MRK 5b Fließgeschwindigkeit ≤ III...... Æ 6 6a Tiefenklasse = 3 ...... Æ Typ Mg 6b Tiefenklasse < 3 ...... Æ 4

Diatomeen 1a Einzugsgebietsgröße < 1000 km² ...... Æ Typ D_1a 1b Einzugsgebietsgröße > 1000 km² ...... Æ Typ D_1b

Alpenvorland Die Fließgewässer des Tertiären Hügellandes, der Flussterrassen und Altmoränen im Alpenvorland gelten als leicht karbonatisch, aber auch silikatisch geprägt, die der Jungmoränemlandschaft als überwiegend karbonatisch (BRIEM 2003). Dieser Unterschied wirkt sich zwar in den Diatomeen- gesellschaften aus, es wurden jedoch in der vorliegenden Untersuchung keine silikatisch geprägten Makrophyten-Gesellschaften im Alpenvorland gefunden. Das bedeutet, dass theoretisch zwar die Bedingungen für einen Makrophytentyp MRS vorliegen können, dieses jedoch sehr unwahrscheinlich ist. Sollten nach der Typbestimmung diese Bedingungen festgestellt werden, sollten alle dafür erhobenen Parameter nochmals gründlich auf Richtigkeit überprüft und das gewonnene Ergebnis nur unter Vorbehalt verwendet werden. Nicht vorkommen kann der Fall eines Diatomeentyps für karbonatisch geprägte Gewässer in Kombination mit einem Makrophytentyp für silikatisch geprägte Gewässer. Da für die Fließgewässer des Alpenvorlandes aufgrund mangelnder Daten kein Bewertungsverfahren für das Modul „Phytobenthos ohne Diatomeen“ entwickelt werden konnte, wird hier die Bewertung nach WRRL mit den Modulen „Makrophyten“ und „Diatomeen“ durchgeführt. Die biozönotischen Gewässertypen im Alpenvorland werden nach Tabelle 191 ermittelt.

373 Tabelle 191 Bestimmungsschlüssel zur Typfindung im Alpenvorland.

Makrophyten 1a Tiefenklasse = 1 ...... Æ 2 1b Tiefenklasse ≥ 2 ...... Æ 3 2a Maximalwert Gesamthärte oder Medianwert Säurekapazität 4,3 < 1,4 mmol/l...... Æ Typ MRS 2b Maximalwert Gesamthärte und Medianwert Säurekapazität 4,3 ≥ 1,4 mmol/l ...... Æ Typ MRK 3a mittlere Breite ≥ 40m ...... Æ 6 3b mittlere Breite < 40m ...... Æ 4 4a Fließgeschwindigkeit > III...... Æ 2 4b Fließgeschwindigkeit ≤ III ...... Æ 5 5a Grundwassereinfluss ...... Æ Typ MPG 5b kein Grundwassereinfluss ...... Æ Typ MP 6a Fließgeschwindigkeit > III...... Æ 2 6b Fließgeschwindigkeit ≤ III ...... Æ 7 7a Tiefenklasse = 3 ...... Æ Typ Mg 7b Tiefenklasse < 3 ...... Æ 5

Diatomeen 1a Einzugsgebietsgröße < 1000 km² ...... Æ 2 1b Einzugsgebietsgröße > 1000 km² ...... Æ Typ D_2b 2a Geologie: Tertiäres Hügelland, Flussterrassen, Altmoränen...... Æ Typ D_3 2b Geologie: Jungmoränen, Auen ...... Æ Typ D_2b

Mittelgebirge Die in den Mittelgebirgen sehr verbreiteten Buntsandstein- und Vulkangebiete sowie die Gebiete mit Gneis-, Granit- und Schiefergesteinen sind silikatisch geprägt, ebenso wie die dort verlaufen- den Fließgewässer. Allerdings kann aus dem Einzugsgebiet karbonatreiches Wasser zufließen, so dass die silikatische Prägung des Wassers weitgehend verloren geht. Diatomeengesellschaften werden dennoch in der silikatischen Form ausgebildet, bei Phytobenthos und Makrophyten eher in der karbonatisch geprägten Form. Daher ist eine Kombination von einem silikatischen Diatomeen- typ mit einem karbonatischen Makrophyten- oder Phytobenthostyp durchaus möglich. Allerdings muss dann genau kontrolliert werden, ob die erhöhte Gesamthärte bzw. Säurekapazität, die zur Zuordnung zu karbonatischen Typen führen, nicht auf Einleitung z. B. von Industrieabwässern beruht. Dann muss nach dem entsprechenden silikatischen Typ ausgewertet werden.

Es kann nicht zu einer Kombination von silikatischen Makrophyten- und Phytobenthostypen mit einem karbonatischen Diatomeentyp kommen. Sollte die Typermittlung eine solche Kombination ergeben, müssen alle relevanten Parameter nochmals auf Richtigkeit überprüft werden. Kann der Fehler nicht gefunden werden, müssen die Messungen wiederholt oder eine andere Probestelle ausgewiesen werden.

Die biozönotischen Gewässertypen im Mittelgebirge werden nach Tabelle 192 ermittelt.

374 Tabelle 192 Bestimmungsschlüssel zur Typfindung im Mittelgebirge

Makrophyten 1a Tiefenklasse = 1 ...... Æ 2 1b Tiefenklasse ≥ 2 ...... Æ 3 2a Maximalwert Gesamthärte oder Medianwert Säurekapazität 4,3 < 1,4 mmol/l...... Æ Typ MRS 2b Maximalwert Gesamthärte und Medianwert Säurekapazität 4,3 ≥ 1,4 mmol/l ...... Æ Typ MRK 3a mittlere Breite ≥ 40m ...... Æ 6 3b mittlere Breite < 40m ...... Æ 4 4a Fließgeschwindigkeit > III...... Æ 2 4b Fließgeschwindigkeit ≤ III...... Æ 5 5a Grundwassereinfluss ...... Æ Typ MPG 5b kein Grundwassereinfluss...... Æ Typ MP 6a Fließgeschwindigkeit > III...... Æ 2 6b Fließgeschwindigkeit ≤ III...... Æ 7 7a Tiefenklasse = 3 ...... Æ Typ Mg 7b Tiefenklasse < 3 ...... Æ 5

Diatomeen 1a Geologie: Buntsandstein oder Grundgebirge ...... Æ 2 1b andere Geologie...... Æ 3 2a Einzugsgebietsgröße < 100 km² ...... Æ Typ D_4 2b Einzugsgebietsgröße > 100 km² und < 1000 km²...... Æ Typ D_5 3a Geologie: Vulkangebiete, Einzugsgebietsgröße < 100 km² ...... Æ Typ D_6 3b karbonatische Geologie...... Æ 4 4a Einzugsgebietsgröße < 1000 km² ...... Æ 5 4b Einzugsgebietsgröße > 1000 km² ...... Æ Typ D_8 5a Geologie: Löss- und Keuperregionen...... Æ Typ D_7a 5b Geologie: andere Kalkgebiete...... Æ Typ D_7b

Phytobenthos ohne Diatomeen 1a Mittelwert Gesamthärte oder Mittelwert Säurekapazität 4,3 < 1,4 mmol/l...... Æ Typ PB_2 1b Mittelwert Gesamthärte und Mittelwert Säurekapazität 4,3 ≥ 1,4 mmol/l...... Æ Typ PB_3

Norddeutsches Tiefland Im Norddeutschen Tiefland wird die Einteilung der Gewässer in die Kategorien „silikatisch und organisch“ sowie „karbonatisch“ bei den Modulen Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen nach unterschiedlichen Kriterien vorgenommen. Daher ist gerade bei den Fließgewässern mit größerem Einzugsgebiet möglich, dass die Gesamthärte, bzw. die Säurekapazität, zwar sehr gering ist, also ein ein Typ PB_4 (Phytobenthos, Norddeutsches Tiefland, silikatisch-organisch) ermittelt wird, das gleiche Gewässer für die Bewertung mit Diatomeen aber in einen „karbonatischen“ Typ, nach der Geologie der vorherrschenden Gewässerlandschaft (BRIEM 2003), eingeteilt wird. Dieser scheinbare Widerspruch erklärt sich mit der Tatsache, dass sich die Ausprägungen der Diatomeengesellschaften mit einem Wechsel in der Geologie verändern, das Phytobenthos ohne Diatomeen aber eher auf die wasserchemischen Verhältnisse reagiert. Die biozönotischen Gewässertypen in der Ökoregion Norddeutschen Tiefland werden nach Tabelle 193 ermittelt.

375 Tabelle 193 Bestimmungsschlüssel zur Typfindung in der Ökoregion Norddeutsches Tiefland.

Makrophyten 1a mittlere Breite > 40 m ...... Æ Typ TNg 1b mittlere Breite < 40 m ...... Æ 2 2a Fließgeschwindigkeit > III...... Æ Typ TR 2b Fließgeschwindigkeit ≤ III ...... Æ 3 3a Fließgeschwindigkeit = III...... Æ 4 3b Fließgeschwindigkeit < III...... Æ Typ TN 4a Tiefenklasse = 1 ...... Æ Typ TR 4b Tiefenklasse ≥ 2 ...... Æ Typ TN

Diatomeen 1a Geologie: organisch geprägte FG der Sander sowie silikatisch geprägte, altglaziale FG der Sander, EZG < 100 km²...... Æ Typ D_11 1b karbonatische Geologie...... Æ 2 2a Einzugsgebietsgröße < 1000 km² ...... Æ Typ D_9 2b Einzugsgebietsgröße > 1000 km² ...... Æ Typ D_10

Phytobenthos 1a Mittelwert Gesamthärte oder Mittelwert Säurekapazität 4,3 < 1,4 mmol/l...... Æ Typ PB_4 1b Mittelwert Gesamthärte und Mittelwert Säurekapazität 4,3 ≥ 1,4 mmol/l...... Æ Typ PB_3

6.6.3 Bewertung

6.6.3.1 Makrophyten

Berechnung des Referenzindex Zur Berechnung des Referenzindex werden ausschließlich die submersen Arten an der Probestelle herangezogen. Amphiphytische Taxa gehen, bei untergetauchtem Wachstum, in die Bewertung ein, helophytisch wachsende Arten werden nicht berücksichtigt.

Umrechnung von Pflanzenmengen in Quantitäten Die nominal skalierten Werte der Pflanzenmengenskala werden vor Durchführung von Berech- nungen in metrische Quantitätsstufen umgewandelt: Pflanzenmenge³ = Quantität

Zuordnung der Taxa zu den Artengruppen Die an der Probestelle auftretenden Taxa werden den typspezifischen Artengruppen zugeordnet (vgl. Tabelle 194). Sollten bei neuen Kartierungen Arten auftreten, die in der angegebenen Artenliste nicht genannt werden, sollen diese Arten für die Indexbewertung nicht berücksichtigt werden. Da bei einem größeren Anteil nicht eingestufter (= nicht indikativer) Arten eine Verfälschung des Indexwertes zu erwarten ist, soll bei einem Anteil von ≥ 25 % nicht indikativer Arten an der Gesamtquantität der Index als nicht gesichert betrachtet werden.

376 Tabelle 194 Zuordnung der Arten zu den Artengruppen

Gattungen mit „sp.“ werden immer exclusive andere (eingeordnete) Arten betrachtet. Moose mit vorwiegend amphi- phytischer Lebensweise sind mit „A“ gekennzeichnet.

Taxon MRK MRS MP(G) TN Agrostis gigantea B B Agrostis spec. B B Agrostis stolonifera B B B Amblystegium fluviatile A B A Amblystegium kochii B Amblystegium tenax A B A A

Amblystegium variumA B

Aneura pinguisA B Angelica sylvestris B B Apium spec. B Azolla spec. B C Berula erecta B B B A

Brachythecium plumosumA AAA Brachythecium rivulare A B B Brachythecium rutabulum A C

Bryum argenteumA AB

Bryum bicolor agg. A AA

Bryum knowltoniiA A

Bryum pseudotriquetrumA AA Bryum spec. A

Bryum turbinatumA AB Butomus umbellatus C C C B

Calliergon giganteumA ABA

Calliergonella cuspidataA BB Callitriche hamulata A A A A Callitriche obtusangula A A B C Callitriche spec. B B B B Callitriche stagnalis A A A Caltha palustris B B Cardamine amara B B Ceratophyllum demersum C C C B Chara aspera A Chara contraria A Chara delicatula A Chara globularis A Chara hispida A Chara intermedia A Chara spec. A A Chara tomentosa A Chara vulgaris A Chiloscyphus polyanthos A A A A Cinclidotus aquaticus A B B Cinclidotus danubicus A B Cinclidotus fontinaloides A B Cinclidotus riparius B B B

377 Taxon MRK MRS MP(G) TN Conocephalum conicumA ABB Cratoneuron commutatum A A Cratoneuron filicinum A A A Cratoneuron spec. A Dactylis glomerata B B Dermatocarpon weberi A Deschampsia cespitosa B B B

Dichodontium pelludicumA AA

Didymodon ridigulusA AB Drepanocladus aduncus A B B Drepanocladus exannulatus A Drepanocladus fluitans A V Eleocharis acicularis A A A Elodea canadensis C C C B Elodea nuttallii C C C B Equisetum fluviatile B Equisetum palustre B Equisetum spec. B Eucladium verticillatum A B

Fissidens arnoldiiA AA

Fissidens crassipesA BBB Fissidens fontanus B B Fissidens grandifrons A A Fissidens rufulus A A

Fissidens taxifoliusA B Fontinalis antipyretica B C B B Fontinalis squamosa A B B A Galium palustre B B B Galium spec. B Glyceria fluitans B B B B Glyceria maxima B B B B Glyceria spec. B B B B Groenlandia densa B B A A Hippuris vulgaris B B A A Holcus lanatus B B Hookeria lucens A Hottonia palustris C C A Hydrocharis morsus-ranae C C B Hydrocotyle vulgaris B Hygrohypnum duriusculum A B Hygrohypnum eugyrium A A Hygrohypnum luridumA A B A A Hygrohypnum ochraceum A V A A

Hymenostylium recurvirostreA AA

Hyocomium armoricumA AVAA Impatiens glandulifera B Isolepis fluitans A

378 Taxon MRK MRS MP(G) TN Juncus articulatus B B A Juncus bulbosus A A Juncus subnodulosus A A

Jungermannia atrovirensA AAA Jungermannia exsertifolia A V A Jungermannia sphaerocarpa A V A Lagarosiphon major C C Lemna gibba C C B Lemna minor C C C B Lemna spec. C Lemna trisulca C B B Leptodictyum riparium B C B B

Leskea polycarpaA BB Lysimachia nummularia B B Marchantia polymorpha B C B Marsupella aquatica A V A A Marsupella emarginata A V A A Mentha aquatica agg. B B A B Menyanthes trifoliata A Myosotis palustris agg. B B B Myriophyllum alterniflorum A A A A Myriophyllum spicatum C C C B Myriophyllum verticillatum B B B Najas marina B B Najas minor C C Nardia compressa A A A Nasturtium officinale agg. B B B A Nitella flexilis B B A Nitella mucronata A A Nitella opaca A A Nitella spec. A A Nitella tenuissima A A Nitellopsis obtusa A A Nuphar lutea C C C C Nymphaea alba C B B Nymphoides peltata B Oenanthe aquatica B B Oenanthe fluviatilis B Pellia endiviifolia A A B Pellia epiphylla V Phalaris arundinacea B B B B Philonotis calcarea A Plagiomnium undulatum B Poa pratensis B Poa spec. B B Polygonum amphibium B B B Polygonum hydropiper B B B

379 Taxon MRK MRS MP(G) TN Polygonum spec. B Potamogeton acutifolius B Potamogeton alpinus A A A A Potamogeton berchtoldii C C B C Potamogeton coloratus A A A A Potamogeton compressus B Potamogeton crispus C C C B Potamogeton filiformis B B B Potamogeton gramineus A Potamogeton helveticus C C Potamogeton lucens C C C A Potamogeton lucens x natans C B Potamogeton mucronatus B B C Potamogeton natans C C B A Potamogeton nodosus C C C A Potamogeton nodosus x natans C B Potamogeton obtusifolius B B B B Potamogeton panormitanus C C B C Potamogeton pectinatus C C C C Potamogeton perfoliatus C C B A Potamogeton perfoliatus x lucens C B Potamogeton polygonifolius A A A Potamogeton praelongus A Potamogeton trichoides C C C C Potamogeton x nitens B A Potamogeton x zizi A Racomitrium aciculare A A A Ranunculus aquatilis C B B Ranunculus circinatus B B B B Ranunculus circinatus x trichophyllus B B Ranunculus flammula B Ranunculus fluitans B B B B Ranunculus fluitans x trichophyllus B B B B Ranunculus hederaceus A Ranunculus peltatus A A A A Ranunculus penicillatus B B B B Ranunculus repens B B Ranunculus trichophyllus B B B A

Rhizomnium punctatumA B Rhynchostegium alopecurioides A A

Rhynchostegium muraleA A Rhynchostegium riparioides B C B B

Rhytidiadelphus squarrosusA AB

Riccardia chamaedryfoliaA AA Riccia fluitans B C B B Riccia rhenana B C B Ricciocarpos natans A B

380 Taxon MRK MRS MP(G) TN Sagittaria latifolia C C Sagittaria sagittifolia C C A Scapania undulata A V A A Schistidium rivulare A A A Schoenoplectus lacustris B B B B

Scorpidium scorpioidesA ABA Solanum dulcamara B Sparganium emersum C C C C Sparganium erectum C C Sparganium minimum A Sphagnum spec. V A A Spirodela polyrhiza C C C B Stratiotes aloides A

Thamnobryum alopecurumA AB Tolypella glomerata A Tolypella prolifera A Trapa natans C C Utricularia australis Utricularia spec. A A Utricularia vulgaris A Veronica anagallis-aquatica B B B A Zannichellia palustris C C C B (sonstige Kleinlaichkräuter) C (übrige Bryophyta) B B

Berechnung der Gesamtquantitäten Die aus den Pflanzenmengen berechneten Quantitäten der Arten werden für jede Gruppe gesondert, sowie für alle an der Probestelle vorkommenden submersen Arten aufsummiert. (Für den rhitral- silikatischen Typ MRS ist zu beachten, dass für Moose und Gefäßpflanzen getrennte Indices berechnet werden, s. u.!)

Berechnung des Referenzindex Die Berechnung des Referenzindex erfolgt für die Typen MRK, MP(G), TN sowie für die Pha- nerogamen-Arten von Typ MRS anhand folgender Formel (Gleichung 17):

Gleichung 17 Berechnung des Referenzindex

RI = Referenzindex nA nC QAi = Quantität des i-ten Taxons aus Gruppe A QAi − QCi ∑ ∑ Q = Quantität des i-ten Taxons aus Gruppe C RI = i=1 i=1 ∗100 Ci ng Qgi = Quantität des i-ten Taxons aller Gruppen ∑ Qgi nA = Gesamtzahl der Taxa aus Gruppe A i=1 nC = Gesamtzahl der Taxa aus Gruppe C

ng = Gesamtzahl der Taxa aller Gruppen

381 Beim Typ MRS erfolgt die Indexberechnung für die Moosarten nach folgender modifizierter Formel (Gleichung 18):

Gleichung 18 Berechnung des Referenzindex für den Moosaspekt des Typs MRS

RI = Referenzindex

nV = Gesamtzahl der Taxa aus Gruppe V

ng = Gesamtzahl der Taxa aller Gruppen

Typspezifische Besonderheiten im Bewertungsverfahren Bei der Ermittlung des Referenzindex sind die folgenden typspezifischen Besonderheiten und Voraussetzungen zu beachten.

Typ MRK

Voraussetzungen für die Bewertung Die Gesamtquantität an der Probestelle muss mindestens 16 betragen, d. h. es müssen bei geringen Quantitäten entsprechend viele Arten, sonst mindestens zwei indikative (eingestufte) Arten mit Pflanzenmenge 2 bzw. eine Art mit Pflanzenmenge 3 vorhanden sein. Unterhalb einer Gesamt- quantität von 16 muss der Index als nicht gesichert gelten. Er kann dann nur als Tendenz bzw. zur Unterstützung bei der Bewertung mit anderen Organismengruppen herangezogen werden. Die Zu- standsstufe 5 (Makrophytenverödung) wird für den Typ MRK nicht vergeben, da aufgrund der standörtlichen Voraussetzungen in diesem Typ eine geringe Gesamtquantität von Makrophyten typspezifisch sein kann.

Typ MRS

Zusätzliches Modul Versauerung Die Bewertung erfolgt zunächst anhand der Versauerung der Probestelle, die durch eine alleinige Deckung von Versauerungszeigern aus der Artengruppe V (100 % V) indiziert wird. Liegt eine Versauerung vor, besteht an der Probestelle Handlungsbedarf.

Voraussetzungen für die Bewertung Die Gesamtquantität an der Probestelle muss für die Bewertung mit Moosen bzw. mit Phanero- gamen mindestens 16 betragen, d. h. es müssen bei geringen Quantitäten sehr viele Arten, sonst mindestens zwei indikative Arten mit Pflanzenmenge 2 bzw. eine Art mit Pflanzenmenge 3 vorhanden sein. Unterhalb dieser Werte muss der Index als nicht gesichert gelten. Er kann dann nur als Hilfsgröße bei der Bewertung mit anderen Teilorganismengruppen verwendet werden.

Kann bei vollständigem Fehlen von Bryophyta keine Erklärung durch natürliche Umstände erfolgen, muss von einer sehr starken Degradation (Verödung) ausgegangen werden. Der Index soll aber in

382 diesem Fall als nicht gesichert angesehen werden. Bei Fehlen von makrophytischen Hydrophyten (Gefäßpflanzen) wird keine Makrophytenverödung indiziert, die Moose können dann als alleinige Indikatorgruppe herangezogen werden.

Typ MP(G)

Voraussetzungen für die Bewertung Die Gesamtquantität der submersen Makrophyten an der Probestelle muss für die Bewertung mindestens 27 betragen. Bei Gesamtquantitäten < 27 muss die Bewertung als nicht gesichert gelten. Sie kann dann nur zur Unterstützung anderer Bewertungsverfahren als Tendenz herangezogen werden.

Bei geringem (Gesamtquantität < 27) oder fehlendem Makrophytenbewuchs, der nicht durch natürliche Ursachen, wie z. B. starke Beschattung erklärt werden kann, muss geprüft werden, ob eine sogenannte Makrophytenverödung durch übermäßige organische oder trophische Belastung vorliegt. Dies kann z. B. durch die Heranziehung der Ergebnisse aus den Organismengruppen Diatomeen und übriges Phytobenthos erfolgen. Liegt eine Makrophytenverödung vor, wird die Ökologische Qualitätsklasse 5 vergeben, der Index gilt dann aber als nicht gesichert.

Typ TN Zur Bewertung von Fließgewässer-Probestellen an Niederungsfließgewässern des Norddeutschen Tieflands müssen neben dem Referenzindex (s. o.) zusätzlich die Parameter Diversität und Evenness berechnet werden. Diese Berechnungen werden nur anhand der submersen Taxa durchgeführt.

Zusatzkriterien

Es wird der Diversitäts-Index Hs nach SHANNON & WEAVER (1949) gemäß folgender Formel (Gleichung 19) verwendet:

Gleichung 19 Berechnung des Diversitätsindex

s Hs = Diversitätsindex N = Quantität der Art i/Gesamtquantität aller Arten H s = −∑ Ni ⋅ ln Ni i i=1 s= Gesamt-Taxazahl der Biozönose

Die Berechnung der Evenness erfolgt anschließend anhand der Formel (Gleichung 20):

Gleichung 20 Berechnung der Evenness

E= Evenness H s E = Hs = Diversitätsindex nach SHANNON-WEAVER ln s s= Gesamtartenzahl

Darüber hinaus müssen noch die Prozentanteile der Arten Potamogeton pectinatus und Sparga- nium emersum an der Gesamtquantität aller submersen Arten an der Probestelle berechnet sowie die Taxazahl bestimmt werden. Als Zustandsstufe 5 wird die Makrophytenverödung bezeichnet.

383 Voraussetzungen für die Bewertung Die Gesamtquantität (GesQ) der submersen Makrophyten muss für die Bewertung mindestens 27 betragen. Bei geringerem Makrophytenvorkommen gilt die aus dem Indexwert ermittelte Ökologische Qualitätsklasse als nicht gesichert. Sie kann dann nur als unterstützende Tendenz in die Gesamt- bewertung einfließen. Bei einer Gesamtquantität von < 27 oder bei vollständigem Fehlen von Makrophyten muss ge- prüft werden, ob natürliche Ursachen, wie z. B. starke Beschattung, vorliegen, oder ob eine sogenannte Makrophytenverödung durch übermäßige organische oder trophische Belastung entstanden ist. Dies kann z. B. durch die Heranziehung der Ergebnisse aus den Organismengruppen Diatomeen und übriges Phytobenthos erfolgen. Liegt eine Makrophytenverödung vor, wird für den Baustein Makrophyten die Ökologische Qualitätsklasse 5 (ungesicherter Index) vergeben.

6.6.3.2 Diatomeen Die Bewertung der Diatomeenbiozönose setzt sich aus zwei Modulen zusammen, dem Modul „Artenzusammensetzung und Abundanz“ sowie dem Modul „Trophie-Index und Saprobienindex“.

Modul „Artenzusammensetzung und Abundanz“ Die Bewertung erfolgt anhand der prozentualen Summenhäufigkeiten der an der Gewässerstelle präsenten allgemeinen Referenzarten silikatisch bzw. karbonatisch geprägter Gewässer (siehe Tabelle 195) und den typspezifischen Ubiquisten, die teilweise mit einer Gewichtung in die Be- rechnung eingehen (siehe Tabelle 196). Ist das Einzugsgebiet sowohl karbonatisch als auch silikatisch geprägt, können beide allgemeine Referenzartengruppen herangezogen werden.

Modul „Trophie-Index und Saprobien-Index“

Zur Bewertung der biozönotischen Fließgewässertypen 1 bis 9 wird der Trophie-Index nach ROTT et al. (1999) herangezogen, in Gewässern des Typs 10 wird der Saprobienindex nach ROTT et al. (1997) berechnet (siehe untenstehende Formeln). Die artspezifischen Kenngrößen sind Tabelle 197 zu entnehmen.

Gleichung 21 Berechnung des Trophie-Index nach ROTT et al. (1999)

n * * TI = Trophie-Index ∑ TW i Gi H i i=1 TWi = Trophiewert der Art i = n TI Gi = Indikationsgewicht der Art i * H = Häufigkeit der Art i in Prozent ∑ Gi H i i i=1

Gleichung 22 Berechnung des Saprobienindex nach ROTT et al. (1997)

n * * SI = Saprobienindex ∑ SW i Gi H i i=1 SWi = Saprobienwert der Art i = n SI Gi = Indikationsgewicht der Art i * H = Häufigkeit der Art i in Prozent ∑ Gi H i i i=1

384 Tabelle 195 Allgemeine Referenzarten für silikatisch geprägte Fließgewässer und karbonatisch geprägte Fließgewässer * im Projekt-Datensatz nicht enthalten, Einstufung anhand von Expertenwissen und Literaturdaten Referenzarten silikatisch geprägter Gewässer Referenzarten karbonatisch geprägter Gewässer Achnanthes altaica* Achnanthes biasolettiana Achnanthes biasolettiana Achnanthes biasolettiana var. subatomus Achnanthes biasolettiana var. subatomus Achnanthes delicatula ssp. hauckiana* Achnanthes carissima* Achnanthes exilis Achnanthes chlidanos* Achnanthes flexella Achnanthes daonensis Achnanthes flexella var. alpestris* Achnanthes daui* Achnanthes laevis Achnanthes didyma* Achnanthes minutissima Achnanthes distincta* Achnanthes minutissima var. gracillima Achnanthes flexella* Achnanthes minutissima var. scotica Achnanthes flexella var. alpestris* Achnanthes petersenii* Achnanthes grischuna* Achnanthes rosenstockii Achnanthes helvetica Achnanthes trinodis Achnanthes impexiformis* Amphora aequalis Achnanthes kranzii Amphora inariensis Achnanthes kuelbsii* Amphora thumensis Achnanthes lacus-vulcani* Amphora veneta var. capitata* Achnanthes laevis Brachysira calcicola* Achnanthes lapidosa* Brachysira hofmanniae* Achnanthes laterostrata* Brachyysira liliana* Achnanthes levanderi Brachysira neoexilis Achnanthes lapidosa Brachysira styriaca* Achnanthes laterostrata Brachysira vitrea Achnanthes marginulata Brachysira zellensis* Achnanthes microscopica* Caloneis alpestris* Achnanthes minutissima Caloneis bottnica* Achnanthes nodosa* Caloneis latiuscula* Achnanthes oblongella Caloneis obtusa* Achnanthes peragalli Caloneis schumanniana* Achnanthes petersenii Caloneis tenuis* Achnanthes pseudoswazi* Caloneis undulata Achnanthes pusilla* Cymbella affinis Achnanthes rechtensis Cymbella alpina Achnanthes rossii* Cymbella amphicephala* Achnanthes silvahercynia* Cymbella amphicephala var. hercynicum* Achnanthes subatomoides Cymbella ancyli* Achnanthes subexigua* Cymbella austriaca (incl. var. erdoebenyana)* Achnanthes suchlandtii Cymbella cesatii Achnanthes ventralis Cymbella cymbiformis* Amphora fogediana* Cymbella delicatula Amphora inariensis Cymbella descripta* Asterionella ralfsii* Cymbella falaisensis Brachysira brebissonii Cymbella helvetica Brachysira follis* Cymbella hustedtii Brachysira garrensis* Cymbella hybrida* Brachysira neoexilis Cymbella laevis Brachysira procera* Cymbella lapponica* Brachysira serians* Cymbella leptoceros Brachysira styriaca* Cymbella mesiana Brachysira wygaschii* Cymbella microcephala Brachysira zellensis* Cymbella minuta Caloneis aerophila Cymbella proxima* Caloneis lauta* Cymbella schimanskii* Caloneis undulata* Cymbella similis Cymbella amphioxys* Cymbella simonsenii* Cymbella anbgustata* Cymbella subaequalis Cymbella brehmii Cymbella tumidula Cymbella cesatii* Cymbella tumidula var. lancettula Cymbella descripta* Denticula kuetzingii Cymbella elginensis* Denticula tenuis Cymbella falaisensis Diatoma ehrenbergii Cymbella gaeumannii Diatoma hyemalis Cymbella gracilis Diatoma mesodon Cymbella hebridica* Didymosphenia geminata Cymbella lapponica* Diploneis elliptica Cymbella mesiana* Diploneis modica* Cymbella microcephala* Diploneis oblongella Cymbella minuta Diploneis ovalis* Cymbella naviculiformis Diploneis petersenii Cymbella norvegica* Epithemia goeppertiana* Cymbella perpusilla Epithemia smithii* Cymbella rupicola* Eunotia arcubus Cymbella stauroneiformis* Eunotia minor Cymbella subaequalis* Fragilaria arcus Diatoma anceps Fragilaria capucina var. amphicephala

385 Referenzarten silikatisch geprägter Gewässer Referenzarten karbonatisch geprägter Gewässer Diatoma hyemalis* Fragilaria capucina var. austriaca Diatoma mesodon Fragilaria delicatissima Diatomella balfouriana* Fragilaria incognita* Diploneis oblongella Fragilaria nanana* Diploneis parma* Fragilaria tenera Diploneis petersenii* Gomphonema angustum Eunotia arcus Gomphonema auritum* Eunotia bilunaris Gomphonema bavaricum Eunotia botuliformis Gomphonema clevei Eunotia diodon Gomphonema dichotomum Eunotia exigua Gomphonema helveticum* Eunotia faba* Gomphonema lateripunctatum Eunotia fallax* Gomphonema occultum Eunotia flexuosa* Gomphonema olivaceum var. calcareum Eunotia glacialis Gomphonema olivaceum var. minutissimum Eunotia hexaglyphis* Gomphonema olivaceum var. olivaceoides Eunotia implicata Gomphonema procerum Eunotia incisa Gomphonema productum Eunotia meisteri Gomphonema stauroneiforme Eunotia microcephala Gomphonema subtile* Eunotia minor Gomphonema tenue* Eunotia muscicola var. tridentula Gomphonema ventricosum Eunotia naegelii* Gomphonema vibrio Eunotia nymanniana Mastogloia grevillei* Eunotia paludosa Mastogloia smithii var. lacustris* Eunotia paludosa var. trinacria Meridion circulare var. constrictum Eunotia pectinalis* Navicula absoluta* Eunotia praerupta Navicula aquaedurae* Eunotia praerupta var. bigibba* Navicula bryophila* Eunotia rhomboidea Navicula cataractarheni* Eunotia septentrionalis Navicula cocconeiformis* Eunotia serra* Navicula concentrica* Eunotia serra var. diadema* Navicula dealpina Eunotia serra var. tetraodon* Navicula densilineolata* Eunotia silvahercynia Navicula diluviana* Eunotia soleirolii Navicula gottlandica* Eunotia spec.1 Navicula ignota var. acceptata Eunotia sudetica Navicula jaagii* Eunotia tenella Navicula jaernefeltii* Fragilaria acidoclinata Navicula laevissima Fragilaria arcus Navicula laticeps* Fragilaria constricta* Navicula leistikowii* Fragilaria exigua Navicula lenzii Fragilaria nanana* Navicula mediocostata* Fragilaria tenera Navicula oligotraphenta Fragilaria virescens Navicula praeterita* Frustulia rhomboides Navicula pseudoscutiformis* Frustulia rhomboides var. crassinervia* Navicula pseudotuscula* Frustulia rhomboides var. saxonica Navicula schadei* Frustulia rhomboides var. viridula* Navicula stankovicii* Gomphonema amoenum* Navicula stroemii Gomphonema auritum* Navicula subalpina* Gomphonema bohemicum Navicula tuscula* Gomphonema hebridense Navicula vulpina* Gomphonema lagerheimii* Navicula wildii Gomphonema olivaceum var. minutissimum Neidium affine* Gomphonema olivaceum var. olivaceoides Neidium ampliatum* Gomphonema parvulum var. exilissimum Nitzschia alpinobacillum Gomphonema productum Nitzschia bacilliformis* Gomphonema pseudotenellum* Nitzschia diversa Gomphonema rhombicum Nitzschia fibulafissa* Gomphonema subtile* Nitzschia gessneri* Meridion circulare var. constrictum Nitzschia gisela* Navicula absoluta* Nitzschia lacuum Navicula adversa* Nitzschia radicula* Navicula angusta Nitzschia regula* Navicula brockmannii* Rhopalodia gibba var. parallela* Navicula cocconeiformis Stauroneis anceps* Navicula concentrica* Tabellaria flocculosa Navicula declivis* Navicula detenta* Navicula digitulus* Navicula disjuncta* Navicula evanida Navicula exilis Navicula festiva* Navicula gallica var. perpusilla Navicula heimansioides*

386 Referenzarten silikatisch geprägter Gewässer Referenzarten karbonatisch geprägter Gewässer Navicula hoefleri* Navicula ignota var. acceptata Navicula ignota var. palustris Navicula jaagii* Navicula krasskei* Navicula laevissima* Navicula lapidosa* Navicula leptostriata* Navicula levanderii* Navicula lundii Navicula maceria* Navicula mediocris Navicula minuscula Navicula notha* Navicula porifera var. opportuna* Navicula pseudobryophila* Navicula pseudoscutiformis* Navicula pseudosilicula* Navicula pusio* Navicula rotunda* Navicula schmassmannii Navicula soehrensis Navicula soehrensis var. hassiaca* Navicula soehrensis var. muscicola* Navicula submolesta* Navicula subtilissima* Navicula suchlandtii Navicula tridentula* Navicula variostriata* Navicula ventraloconfusa* Neidium affine Neidium alpinum Neidium ampliatum Neidium bisulcatum Neidium carterii* Neidium densestriatum* Neidium hercynicum Neidium iridis* Neidium ladogensis* Neidium productum* Neidium septentrionale* Nitzschia acidoclinata Nitzschia alpina Nitzschia alpinobacillum* Nitzschia bryophila* Nitzschia garrensis* Nitzschia hantzschiana Nitzschia homburgiensis Nitzschia paleaeformis* Nitzschia perminuta Peronia fibula* Pinnularia gibba Pinnularia interrupta Pinnularia microstauron Pinnularia obscura Pinnularia schoenfelderi Pinnularia silvatica Pinnularia spec.1 Pinnularia subcapitata Pinnularia subcapitata var. hilseana Pinnularia viridis Rhopalodia rupestris* Stauroneis anceps Stauroneis kriegerii Stauroneis nobilis* Stauroneis thermicola Stenopterobia curvula* Stenopterobia delicatissima* Surirella barrowcliffia* Surirella linearis Surirella linearis var. helvetica Surirella roba Surirella robusta* Tabellaria binalis* Tabellaria flocculosa Tabellaria ventricosa

1 die Zuordnung als Referenzart muss artspezifisch anhand autökologischer Literaturdaten überprüft werden

387 Tabelle 196 Typspezifische Referenzarten in Fließgewässern

• Gewichtung = 1, ▲ Gewichtung = 0,75 Diatomeentyp

388 Tabelle 197 Artspezifische Kenngrößen zur Berechnung des Trophie-Index und des Saprobienindex nach ROTT et al. (1997, 1999)

Trophie-Index Saprobienindex nach ROTT et al. (1999) nach ROTT et al. (1997)

Trophiewert Gewichtung Saprobiewert Gewichtung Achnanthes altaica 1,7 2 1,0 5 Achnanthes biasolettiana 1,3 1 1,4 3 Achnanthes bioretii 1,2 4 Achnanthes clevei 1,6 3 Achnanthes coarctata 0,9 2 Achnanthes conspicua 1,5 2 Achnanthes curtissima 0,6 2 Achnanthes daonensis 1,1 4 Achnanthes delicatula 2,9 3 2,6 3 Achnanthes delicatula ssp. engelbrechtii 2,0 3 Achnanthes exilis 1,2 3 1,3 4 Achnanthes flexella 0,3 3 1,0 5 Achnanthes flexella var. alpestris 1,0 5 Achnanthes helvetica 0,6 3 1,0 5 Achnanthes hungarica 3,4 2 2,7 3 Achnanthes kolbei 3,9 2 Achnanthes laevis 1,2 2 1,3 3 Achnanthes lanceolata 3,3 3 Achnanthes lanceol. ssp. frequentissima 2,8 3 Achnanthes lapidosa 0,7 3 1,0 5 Achnanthes laterostrata 1,2 2 1,0 5 Achnanthes lauenburgiana 1,8 3 1,9 4 Achnanthes levanderi 0,6 3 1,0 5 Achnanthes linearis 1,8 1 Achnanthes marginulata 0,6 2 1,0 5 Achnanthes minuscula 2,3 2 1,9 4 Achnanthes minutissima 1,2 1 1,7 1 Achnanthes minutissima var. affinis 2,3 2 1,3 3 Achnanthes minutissima var. gracillima 0,6 3 1,0 5 Achnanthes minutissima var. jackii 1,2 3 Achnanthes minutissima var. saprophila 2,7 4 3,1 3 Achnanthes minutissima var. scotica 1,0 2 1,0 5 Achnanthes montana 0,6 2 1,0 5 Achnanthes nodosa 0,6 2 1,0 5 Achnanthes oblongella 1,0 2 1,0 5 Achnanthes oestrupii 1,2 2 1,3 4 Achnanthes peragalli 0,6 3 1,1 4 Achnanthes petersenii 0,6 1 1,0 5 Achnanthes ploenensis 2,6 3 1,9 4 Achnanthes pusilla 0,6 3 1,0 5 Achnanthes rechtensis 0,6 2 1,0 5 Achnanthes rupestoides 1,2 3 Achnanthes rupestris 0,6 2 Achnanthes subatomoides 2,1 2 1,1 4

389 Trophie-Index Saprobienindex nach ROTT et al. (1999) nach ROTT et al. (1997)

Trophiewert Gewichtung Saprobiewert Gewichtung Achnanthes subsalsa 0,6 2 Achnanthes suchlandtii 0,6 2 1,0 5 Achnanthes trinodis 0,6 2 1,0 5 Amphipleura pellucida 2,1 2 1,3 3 Amphipleura rutilans 2,9 3 Amphora inariensis 2,1 1 1,2 4 Amphora libyca 3,5 5 1,6 2 Amphora montana 2,9 2 Amphora ovalis 3,3 2 1,5 2 Amphora pediculus 2,8 2 2,1 2 Amphora thumensis 1,4 3 1,1 4 Amphora veneta 3,8 2 3,6 3 Anomoeoneis sphaerophora 3,43 3 2,7 3 Asterionella formosa 1,8 2 1,5 3 Aulacoseira distans 1,0 4 Aulacoseira italica 1,4 2 Aulacoseira lirata 1,8 2 Bacillaria paradoxa 2,9 3 2,3 3 Brachysira brebissonii 1,1 2 1,0 5 Brachysira neoexilis 1,2 2 1,1 5 Brachysira serians 0,6 1 1,0 5 Brachysira vitrea 0,7 2 1,0 5 Caloneis aerophila 1,0 5 Caloneis alpestris 1,3 2 1,0 5 Caloneis amphisbaena 3,9 2 2,3 3 Caloneis bacillum 2,5 1 2,0 4 Caloneis latiuscula 1,0 5 Caloneis obtusa 0,6 2 1,0 5 Caloneis pulchra 1,2 1 1,0 5 Caloneis schumanniana 1,2 4 Caloneis silicula 1,2 4 Caloneis sublinearis 1,0 5 Caloneis tenuis 1,1 2 Caloneis undulata 0,6 2 Campylodiscus noricus 2,3 1 Cocconeis disculus 2,2 3 Cocconeis neothumensis 2,0 2 1,5 3 Cocconeis pediculus 2,6 2 2,0 3 Cocconeis placentula 2,6 2 1,8 2 Cocconeis placentula var. euglypta 2,3 2 Cocconeis placentula var. klinoraphis 2,3 2 Cocconeis placentula var. lineata 2,3 2 Cocconeis pseudothumensis 1,0 5 Cyclostephanos dubius 2,9 3 Cyclotella meneghiniana 2,8 5 Cyclotella ocellata 1,5 1

390 Trophie-Index Saprobienindex nach ROTT et al. (1999) nach ROTT et al. (1997)

Trophiewert Gewichtung Saprobiewert Gewichtung Cymatopleura elliptica 2,9 3 1,4 3 Cymatopleura solea 3,1 3 2,1 3 Cymbella aequalis 0,6 2 Cymbella affinis 0,7 4 1,2 4 Cymbella alpina 0,6 3 1,0 5 Cymbella amphicephala 1,1 3 1,1 4 Cymbella amphicephala var. hercynica 0,9 2 Cymbella amphioxys 0,6 2 Cymbella ancyli 0,9 2 Cymbella angustata 0,9 2 1,0 5 Cymbella aspera 1,7 1 Cymbella austriaca 0,6 1 1,0 5 Cymbella caespitosa 1,6 2 Cymbella cesatii 0,6 4 1,0 5 Cymbella cistula 2,3 1 1,4 3 Cymbella cuspidata 1,1 4 Cymbella cymbiformis 1,8 3 1,0 5 Cymbella delicatula 0,3 4 1,0 5 Cymbella descripta 0,6 2 1,0 5 Cymbella ehrenbergii 2,2 3 1,1 4 Cymbella elginensis 0,6 2 Cymbella falaisensis 0,4 3 1,0 5 Cymbella gaeumannii 0,6 2 1,0 5 Cymbella gracilis 0,6 4 1,0 5 Cymbella hebridica 0,6 2 1,0 5 Cymbella helvetica 1,4 2 1,1 4 Cymbella helvetica var. compacta 2,6 3 1,8 3 Cymbella hustedtii 1,2 2 Cymbella hybrida 0,6 2 1,0 5 Cymbella incerta 0,6 2 1,0 5 Cymbella laevis 0,9 2 1,0 5 Cymbella lanceolata 1,6 4 Cymbella leptoceros 1,3 4 Cymbella mesiana 1,0 5 Cymbella microcephala 1,2 1 1,2 4 Cymbella minuta 2,0 1 1,6 2 Cymbella naviculiformis 1,8 1 1,3 3 Cymbella norvegica 0,6 2 1,0 5 Cymbella perpusilla 0,5 2 1,0 5 Cymbella prostrata 2,3 1 1,8 3 Cymbella proxima 1,2 2 1,1 5 Cymbella pusilla 1,2 2 Cymbella reichardtii 2,7 3 1,5 4 Cymbella rupicola 1,0 5 Cymbella similis 0,6 2 1,0 5 Cymbella simonsenii 0,6 2 1,0 5

391 Trophie-Index Saprobienindex nach ROTT et al. (1999) nach ROTT et al. (1997)

Trophiewert Gewichtung Saprobiewert Gewichtung Cymbella sinuata 2,1 1 2,0 2 Cymbella subaequalis 1,0 2 1,0 5 Cymbella tumida 2,5 2 1,6 4 Cymbella tumidula 0,6 2 1,0 5 Cymbella tumidula var. lancettula 0,3 2 1,0 5 Denticula elegans 1,8 2 Denticula kuetzingii 1,0 2 1,0 5 Denticula tenuis 1,4 3 1,3 4 Diatoma anceps 0,3 2 1,0 5 Diatoma ehrenbergii 1,6 2 1,3 3 Diatoma hyemalis 1,0 4 1,0 5 Diatoma mesodon 0,7 4 1,3 4 Diatoma moniliformis 2,0 3 2,2 4 Diatoma tenuis 1,3 4 Diatoma vulgaris 2,1 4 Diatomella balfouriana 0,6 2 1,0 5 Didymosphenia geminata 0,6 1 Diploneis elliptica 1,7 2 1,1 4 Diploneis oblongella 1,0 2 1,0 5 Diploneis oculata 1,2 4 Diploneis ovalis 1,0 2 1,0 5 Diploneis petersenii 1,3 2 1,1 4 Entomoneis ornata 1,2 2 Epithemia adnata 2,2 2 1,2 4 Epithemia argus 1,1 2 Epithemia sorex 2,7 2 1,4 3 Epithemia turgida 2,3 2 Eunotia arcubus 0,6 2 1,0 5 Eunotia arculus 1,1 2 Eunotia arcus 1,0 5 Eunotia bilunaris 1,7 2 Eunotia diodon 0,6 2 1,0 5 Eunotia exigua 0,5 3 1,1 4 Eunotia fallax 0,6 2 1,0 5 Eunotia flexuosa 0,7 2 1,0 5 Eunotia glacialis 0,7 2 1,0 5 Eunotia hexaglyphis 0,6 2 Eunotia implicata 0,6 2 1,0 5 Eunotia incisa 0,6 2 1,0 5 Eunotia intermedia 0,6 2 Eunotia microcephala 0,6 2 1,0 5 Eunotia minor 1,5 2 Eunotia monodon 0,6 2 Eunotia muscicola var. tridentula 0,6 2 1,0 5 Eunotia naegelii 0,6 2 Eunotia nymanniana 0,6 2 1,0 5

392 Trophie-Index Saprobienindex nach ROTT et al. (1999) nach ROTT et al. (1997)

Trophiewert Gewichtung Saprobiewert Gewichtung Eunotia parallela 0,6 2 Eunotia pectinalis 1,0 5 Eunotia praerupta 0,9 2 1,0 5 Eunotia praerupta var. bidens 1,1 2 Eunotia praerupta var. bigibba 0,9 2 Eunotia rhomboidea 0,6 2 1,0 5 Eunotia serra 0,6 2 1,0 5 Eunotia serra var. tetraodon 0,6 2 1,0 5 Eunotia sudetica 0,6 2 1,0 5 Eunotia tenella 1,0 5 Eunotia triodon 0,6 2 1,0 5 Fragilaria alpestris 0,6 2 Fragilaria arcus 1,0 3 1,5 2 Fragilaria bicapitata 1,1 1 1,6 3 Fragilaria brevistriata 3,0 1 1,3 4 Fragilaria capucina 1,8 2 Fragilaria capucina perminuta-Sippen 2,1 4 1,5 3 Fragilaria capucina radians-Sippen 2,0 2 Fragilaria capucina var. amphicephala 0,9 2 1,0 5 Fragilaria capucina var. austriaca 0,5 4 1,0 5 Fragilaria capucina var. gracilis 1,1 2 1,3 4 Fragilaria capucina var. mesolepta 2,5 1 1,5 3 Fragilaria capucina var. rumpens 1,0 2 1,6 3 Fragilaria capucina var. vaucheriae 1,8 1 2,5 2 Fragilaria constricta 0,6 3 1,0 5 Fragilaria construens 2,3 2 1,4 3 Fragilaria construens f. binodis 2,3 2 Fragilaria construens f. venter 2,3 2 Fragilaria crotonensis 1,4 3 Fragilaria delicatissima 1,4 2 1,0 5 Fragilaria exigua 0,6 2 1,0 5 Fragilaria famelica 0,7 4 Fragilaria fasciculata 3,5 3 2,5 3 Fragilaria incognita 2,2 1 1,1 4 Fragilaria leptostauron 2,0 1 Fragilaria nanana 1,2 2 1,1 4 Fragilaria parasitica 2,3 3 2,2 3 Fragilaria pinnata 2,2 1 1,4 3 Fragilaria pulchella 3,5 2 2,8 4 Fragilaria robusta 1,0 5 Fragilaria tenera 1,0 2 1,0 5 Fragilaria ulna 3,5 4 Fragilaria ulna acus-Sippen 1,8 2 Fragilaria ulna angustissima-Sippen 1,8 2 Fragilaria ulna oxyrhynchus-Sippen 2,9 2 Fragilaria virescens 1,4 1 1,2 4

393 Trophie-Index Saprobienindex nach ROTT et al. (1999) nach ROTT et al. (1997)

Trophiewert Gewichtung Saprobiewert Gewichtung Frustulia rhomboides 0,5 3 1,0 5 Frustulia rhomboid. var. amphipleuroides 0,6 2 1,2 4 Frustulia rhomboides var. crassinervia 0,4 2 1,0 5 Frustulia rhomboides var. saxonica 0,4 2 1,0 5 Frustulia vulgaris 2,0 2 2,0 3 Gomphonema acuminatum 2,5 2 1,5 2 Gomphonema affine 1,8 3 Gomphonema amoenum 0,4 1 Gomphonema angustum 1,0 3 1,6 3 Gomphonema augur 3,1 1 2,1 3 Gomphonema auritum 0,6 1 1,1 4 Gomphonema bavaricum 0,6 2 1,1 5 Gomphonema bohemicum 0,6 1 1,0 5 Gomphonema clavatum 1,2 4 Gomphonema clevei 1,2 2 Gomphonema dichotomum 1,3 2 Gomphonema gracile 1,2 4 Gomphonema hebridense 0,9 2 1,1 4 Gomphonema lateripunctatum 0,7 2 1,0 5 Gomphonema micropus 1,9 4 Gomphonema minutum 2,2 1 2,0 5 Gomphonema occultum 0,6 2 1,0 5 Gomphonema olivaceum 2,9 1 2,1 4 Gomphonema olivaceum var. calcareum 1,8 3 Gomphonema olivac. var. minutissimum 1,2 2 1,5 3 Gomphonema olivac. var. olivaceoides 1,5 2 1,5 3 Gomphonema olivac. var. olivaceolacuum 1,9 3 1,9 4 Gomphonema parvulum 3,6 2 Gomphonema parvulum var. exilissimum 0,7 2 Gomphonema parvulum var. parvulius 0,6 2 Gomphonema procerum 1,2 2 1,0 5 Gomphonema productum 1,3 2 1,2 4 Gomphonema pseudoaugur 3,7 3 2,5 3 Gomphonema pumilum 1,1 1 1,6 3 Gomphonema rhombicum 0,6 1 Gomphonema sarcophagus 1,3 2 Gomphonema stauroneiforme 0,3 3 Gomphonema tergestinum 1,4 1 1,9 4 Gomphonema truncatum 1,9 1 1,5 2 Gomphonema ventricosum 0,5 5 1,0 5 Gyrosigma acuminatum 3,7 3 1,9 3 Gyrosigma attenuatum 2,6 3 Gyrosigma nodiferum 2,7 2 2,0 4 Gyrosigma scalproides 2,3 1 Hantzschia amphioxys 3,6 3 1,8 1 Melosira varians 2,9 4 2,3 2

394 Trophie-Index Saprobienindex nach ROTT et al. (1999) nach ROTT et al. (1997)

Trophiewert Gewichtung Saprobiewert Gewichtung Meridion circulare 2,5 2 1,9 3 Meridion circulare var. constrictum 1,2 2 1,2 4 Navicula absoluta 1,4 3 1,1 4 Navicula angusta 0,6 2 1,0 5 Navicula arvensis var. major 3,9 2 3,5 2 Navicula atomus 2,8 3 3,4 2 Navicula atomus var. permitis 3,1 4 3,4 2 Navicula bacillum 2,3 3 1,6 4 Navicula bryophila 1,3 2 1,1 4 Navicula canoris 2,9 1 2,0 5 Navicula capitata 3,4 3 2,7 3 Navicula capitata var. hungarica 2,7 2 Navicula capitatoradiata 3,3 4 2,3 3 Navicula cari 2,6 1 1,5 3 Navicula cincta 3,4 2 2,6 2 Navicula citrus 2,9 1 2,3 3 Navicula clementis 2,5 2 1,7 4 Navicula cocconeiformis 1,2 2 1,0 5 Navicula cohnii 3,5 2 Navicula constans 2,9 1 1,4 4 Navicula contenta 1,4 3 Navicula costulata 2,9 2 1,5 3 Navicula cryptocephala 3,5 4 2,5 2 Navicula cryptofallax 2,1 2 1,9 4 Navicula cryptotenella 2,3 1 1,5 2 Navicula cuspidata 3,8 3 2,7 3 Navicula decussis 1,2 1 1,7 3 Navicula detenta 0,6 2 1,0 5 Navicula elginensis 2,1 2 1,5 3 Navicula erifuga 2,9 2 2,3 3 Navicula evanida 1,8 1 1,0 5 Navicula exigua 2,9 3 1,5 3 Navicula exilis 2,0 1 1,1 4 Navicula festiva 0,6 2 1,0 5 Navicula gallica var. perpusilla 1,2 1 1,2 4 Navicula gastrum 2,9 3 1,5 5 Navicula goeppertiana 3,6 5 3,3 2 Navicula gottlandica 1,5 2 1,0 5 Navicula gregaria 3,5 4 2,5 2 Navicula halophila 3,4 5 3,0 3 Navicula hustedtii 1,8 2 Navicula ignota var. acceptata 1,8 2 Navicula integra 2,9 2 2,4 2 Navicula jaagii 0,9 2 1,0 5 Navicula jaernefeltii 1,3 2 1,1 4 Navicula joubaudii 3,6 5 1,8 3

395 Trophie-Index Saprobienindex nach ROTT et al. (1999) nach ROTT et al. (1997)

Trophiewert Gewichtung Saprobiewert Gewichtung Navicula lacunolaciniata 3,9 3 Navicula laevissima 1,1 2 1,1 4 Navicula lanceolata 3,5 4 2,3 3 Navicula laterostrata 1,4 2 1,0 5 Navicula lenzii 1,2 2 1,1 4 Navicula levanderi 1,0 5 Navicula mediocris 0,6 2 1,0 5 Navicula menisculus 2,7 2 1,1 5 Navicula menisculus var. grunowii 2,1 2 2,2 2 Navicula menisculus var. upsaliensis 2,9 2 Navicula minima 2,9 2 Navicula minuscula var. muralis 2,9 3 3,1 3 Navicula minusculoides 2,9 2 3,0 2 Navicula molestiformis 2,9 2 3,1 2 Navicula monoculata 2,9 2 2,2 4 Navicula mutica 2,9 1 2,0 3 Navicula mutica var. ventricosa 3,1 2 Navicula nivalis 2,9 1 Navicula oblonga 2,7 1 1,4 3 Navicula pelliculosa 2,5 3 Navicula perminuta 3,4 3 2,3 3 Navicula phyllepta 2,9 3 2,3 3 Navicula placentula 2,7 3 1,6 4 Navicula praeterita 0,9 2 1,0 5 Navicula protracta 2,9 2 2,1 4 Navicula pseudobryophila 0,6 2 1,0 5 Navicula pseudolanceolata 2,5 2 Navicula pseudoscutiformis 1,4 2 1,0 5 Navicula pseudotuscula 1,8 2 1,3 4 Navicula pupula 3,7 5 2,4 2 Navicula pupula var. mutata 1,2 2 Navicula pygmaea 3,7 5 2,6 3 Navicula radiosa 0,6 3 1,3 4 Navicula recens 2,9 2 2,4 3 Navicula reichardtiana 2,3 1 2,1 4 Navicula reichardtiana var. crassa 2,3 1 Navicula reinhardtii 2,8 1 1,9 4 Navicula rhynchocephala 2,3 1 1,7 2 Navicula salinarum 2,3 2 Navicula saprophila 2,6 1 3,5 2 Navicula schmassmannii 0,6 2 1,0 5 Navicula schoenfeldii 1,9 1 1,6 4 Navicula scutelloides 2,7 3 1,6 4 Navicula seibigiana 2,3 2 Navicula semen 0,6 3 Navicula seminulum 3,2 2 3,2 2

396 Trophie-Index Saprobienindex nach ROTT et al. (1999) nach ROTT et al. (1997)

Trophiewert Gewichtung Saprobiewert Gewichtung Navicula slesvicensis 3,0 2 2,0 5 Navicula soehrensis 0,6 2 1,0 5 Navicula soehrensis var. hassiaca 0,6 2 1,0 5 Navicula splendicula 1,5 2 Navicula stroemii 1,2 2 1,0 5 Navicula subalpina 1,4 2 1,0 5 Navicula subhamulata 2,5 1 1,9 3 Navicula sublucidula 2,9 1 1,9 4 Navicula subminuscula 3,5 4 3,4 2 Navicula submuralis 0,6 2 Navicula subrotundata 1,8 2 1,4 4 Navicula subtilissima 0,5 2 1,0 5 Navicula suchlandtii 0,6 2 1,0 5 Navicula tenelloides 2,9 2 Navicula tridentula 0,6 2 Navicula tripunctata 3,1 3 2,0 3 Navicula trivialis 3,3 1 2,7 3 Navicula tuscula 1,8 1 1,1 4 Navicula utermoehlii 1,8 2 1,4 4 Navicula variostriata 0,5 2 1,0 5 Navicula veneta 3,5 5 3,3 2 Navicula ventralis 0,5 3 Navicula viridula 3,5 4 2,2 4 Navicula viridula var. rostellata 3,5 4 2,2 4 Navicula vitabunda 1,3 2 1,2 4 Navicula vulpina 1,8 2 1,0 5 Navicula wildii 0,3 2 1,0 5 Neidium affine 0,6 2 1,0 5 Neidium affine var. longiceps 0,6 2 Neidium alpinum 0,6 2 1,0 5 Neidium ampliatum 1,5 2 1,0 5 Neidium binodis 1,8 1 1,3 3 Neidium bisulcatum 0,6 3 1,0 5 Neidium dubium 2,3 2 1,3 3 Neidium hercynicum 0,5 2 1,0 5 Neidium iridis 1,3 2 1,0 5 Neidium ladogensis 0,8 1 Neidium productum 1,4 2 1,0 5 Nitzschia acicularis 3,6 5 2,5 2 Nitzschia acidoclinata 2,3 2 1,3 3 Nitzschia acula 2,7 2 2,0 3 Nitzschia alpina 0,6 3 1,0 5 Nitzschia amphibia 3,8 5 2,5 2 Nitzschia angustata 1,9 1 1,3 4 Nitzschia angustatula 2,6 2 1,9 4 Nitzschia angustiforaminata 3,9 2

397 Trophie-Index Saprobienindex nach ROTT et al. (1999) nach ROTT et al. (1997)

Trophiewert Gewichtung Saprobiewert Gewichtung Nitzschia archibaldii 2,0 2 1,9 3 Nitzschia bacillum 1,9 2 1,1 4 Nitzschia brevissima 2,9 2 Nitzschia calida 3,0 2 2,9 4 Nitzschia capitellata 3,8 5 3,4 2 Nitzschia clausii 3,9 2 2,9 4 Nitzschia communis 3,9 2 3,3 3 Nitzschia commutata 3,5 2 Nitzschia constricta 3,9 5 2,8 4 Nitzschia dealpina 2,3 2 1,1 4 Nitzschia debilis 2,9 2 Nitzschia dissipata 2,4 2 2,0 3 Nitzschia dissipata var. media 2,6 1 1,3 3 Nitzschia dubia 2,9 2 Nitzschia filiformis 3,7 2 2,9 4 Nitzschia fonticola 2,1 4 Nitzschia frustulum 3,3 4 2,2 4 Nitzschia fruticosa 2,9 2 Nitzschia graciliformis 3,4 1 1,6 2 Nitzschia gracilis 2,5 2 1,3 4 Nitzschia hantzschiana 2,0 3 1,6 2 Nitzschia heufleriana 3,3 4 2,0 5 Nitzschia homburgiensis 1,4 3 1,3 3 Nitzschia hungarica 3,9 3 2,9 4 Nitzschia inconspicua 3,1 1 2,2 4 Nitzschia intermedia 2,9 2 Nitzschia lacuum 1,2 1 1,2 4 Nitzschia levidensis 3,7 2 2,9 4 Nitzschia linearis 3,4 4 1,9 2 Nitzschia linearis var. subtilis 3,9 3 Nitzschia microcephala 3,9 3 2,5 2 Nitzschia palea 3,3 3 Nitzschia palea var. debilis 2,3 1 Nitzschia paleacea 2,3 2 2,7 3 Nitzschia perminuta 2,3 1 1,3 3 Nitzschia pura 1,9 3 1,8 2 Nitzschia pusilla 2,7 2 2,4 3 Nitzschia recta 3,0 3 1,5 2 Nitzschia reversa 2,9 2 Nitzschia sigma 2,9 2 2,9 4 Nitzschia sigmoidea 3,8 4 2,1 4 Nitzschia sinuata var. delognei 2,3 2 1,8 2 Nitzschia sinuata var. tabellaria 1,2 1 Nitzschia sociabilis 2,8 1 2,1 4 Nitzschia solita 3,4 2 Nitzschia subacicularis 2,0 3

398 Trophie-Index Saprobienindex nach ROTT et al. (1999) nach ROTT et al. (1997)

Trophiewert Gewichtung Saprobiewert Gewichtung Nitzschia sublinearis 2,7 4 1,6 2 Nitzschia supralitorea 2,9 4 2,7 3 Nitzschia tryblionella 3,8 4 2,4 4 Nitzschia tubicola 3,4 2 2,1 4 Nitzschia umbonata 3,8 3 3,8 4 Nitzschia vermicularis 2,0 3 Nitzschia wuellerstorffii 2,1 4 Pinnularia alpina 0,6 2 Pinnularia balfouriana 0,6 2 Pinnularia borealis 1,9 1 1,4 3 Pinnularia braunii 0,7 2 Pinnularia brevicostata 0,3 2 Pinnularia cardinalis 0,4 2 Pinnularia dactylus 0,6 2 Pinnularia divergens 0,6 2 Pinnularia divergentissima 0,6 2 Pinnularia episcopalis 0,6 2 Pinnularia gentilis 1,5 2 Pinnularia gibba 2,5 1 Pinnularia gibba var. linearis 0,3 2 1,0 5 Pinnularia globiceps 1,8 2 Pinnularia hemiptera 0,6 2 Pinnularia interrupta 0,7 2 1,2 4 Pinnularia lagerstedtii 0,6 2 Pinnularia lata 0,6 2 Pinnularia legumen 0,6 2 Pinnularia maior 1,4 3 1,0 5 Pinnularia microstauron var. brebissonii 2,1 2 Pinnularia nobilis 0,5 2 Pinnularia nodosa 0,3 2 Pinnularia pulchra 0,6 2 Pinnularia rupestris 0,6 2 Pinnularia stomatophora 0,6 2 Pinnularia subcapitata 0,9 2 1,0 5 Pinnularia subcapitata var. hilseana 0,3 2 1,0 5 Pinnularia subrostrata 0,3 2 Pinnularia sudetica 1,3 2 Pinnularia viridis 1,3 2 1,2 4 Pleurosigma angulatum 2,9 2 Rhoicosphenia abbreviata 2,9 2 2,1 4 Rhopalodia gibba 2,7 2 1,5 3 Rhopalodia gibba var. parallela 0,6 3 1,0 5 Simonsenia delognei 2,9 2 2,2 4 Stauroneis acuta 1,8 1 Stauroneis agrestis 1,0 5 Stauroneis anceps 1,2 4

399 Trophie-Index Saprobienindex nach ROTT et al. (1999) nach ROTT et al. (1997)

Trophiewert Gewichtung Saprobiewert Gewichtung Stauroneis gracillima 1,1 1 Stauroneis kriegerii 3,3 2 1,6 2 Stauroneis legumen 1,9 2 Stauroneis obtusa 0,6 2 1,0 5 Stauroneis phoenicenteron 2,9 1 1,5 2 Stauroneis smithii 3,3 2 1,5 2 Stauroneis thermicola 1,4 3 Stenopterobia curvula 0,4 2 1,0 5 Stenopterobia delicatissima 0,5 2 1,0 5 Surirella amphioxys 2,9 2 Surirella angusta 3,7 3 2,2 2 Surirella bifrons 2,3 2 Surirella biseriata 2,1 2 Surirella brebissonii 3,6 5 2,5 2 Surirella capronii 2,5 2 Surirella crumena 2,9 2 Surirella elegans 2,7 3 Surirella linearis 1,0 2 1,1 4 Surirella linearis var. helvetica 0,6 2 1,0 5 Surirella minuta 3,8 3 2,4 3 Surirella ovalis 2,9 4 Surirella roba 0,6 2 1,0 5 Surirella spiralis 0,6 2 Surirella turgida 0,6 2 Tabellaria fenestrata 1,4 3 Tabellaria flocculosa 0,8 2 1,1 4 Tabellaria ventricosa 0,9 2 1,0 5 Tetracyclus glans 0,6 3 1,0 5 Tetracyclus rupestris 0,5 2 1,0 5

Ermittlung des diatomeen-indizierten ökologischen Zustandes DIÖZFließgewässer Die Gesamtbewertung erfolgt durch Verschneidung der Module „Artenzusammensetzung/Abundanz“ und „Trophie-Index/Saprobienindex“ zum DIFließgewässer. Für diese Verschneidung werden die errechneten Werte der beiden Komponenten nach untenstehenden Formeln (Gleichung 22 bis Gleichung 26) umgerechnet und die erhaltenen Ergebnisse arithmetisch gemittelt.

Gleichung 23 Umrechnung der Referenzartensumme

n MASR = Modul Abundanzsumme Referenzarten

∑tRAi tRAi = Abundanz der typspezifischen Referenzart i i=1 = n = Gesamtzahl der in einer Probe vorhandenen M ASR 100 typspezifischen Referenzarten

400 Gleichung 24 Umrechnung des berechneten Trophie-Index

= 1− (TI *0,25) MTI = Modul Trophie-Index M TI TI = berechneter Trophie-Index

Gleichung 25 Umrechnung des berechneten Saprobienindex

=1− ((SI −1)*0,33) MSI = Modul Saprobien-Index M SI SI = berechneter Saprobien-Index

Gleichung 26 Berechnung des DIFG für die Diatomeentypen 1–9

+ DIFG = Diatomeenindex Fließgewässer M ASR M TI = MASR = Modul Abundanzsumme Referenzarten DI FG 2 MTI = Modul Trophie-Index

Gleichung 27 Berechnung des DIFG für den Diatomeentyp 10

+ DIFG = Diatomeenindex Fließgewässer M ASR M SI = MASR = Modul Abundanzsumme Referenzarten DI FG 2 MSI = Modul Saprobien-Index

Bei Relevanz der Module „Versauerung“ und „Versalzung“ erfolgt eine zusätzliche Abstufung der anhand der Module „Artenzusammmensetzung und Abundanz“ und „Trophie-Index und Sa- probienindex“ ermittelten Ökologischen Zustandsklasse.

Modul „Versauerung“ In Abhängigkeit von der Häufigkeit der nachfolgend genannten Versauerungszeiger wird eine Abstufung der ermittelten Ökologischen Zustandsklasse gemäß Tabelle 198 vorgenommen. In seiner Anwendung ist das Modul auf die silikatischen Gewässer des Mittelgebirges beschränkt. Versauerungszeiger:

Achnanthes helvetica Navicula mediocris Eunotia exigua Navicula soehrensis Eunotia incisa Pinnularia subcapitata Eunotia rhomboidea Pinnularia subcapitata var. hilseana Eunotia tenella Pinnularia silvatica

Tabelle 198 Bewertungsmodul „Versauerung“

401 Modul „Versalzung“ Das Modul „Versalzung“ hat ausschließlich ergänzende Funktion bei der Bewertung degradierter Gewässer mit mäßigem bis sehr schlechtem ökologischen Zustand und stellt im Vergleich ein wenig differenzierendes Kriterium dar (siehe Tabelle 199), da die Typspezifität nicht berücksichtigt wird.

Tabelle 199 Bewertungsmodul „Versalzung“

Halobienindex Abstufung um nach ZIEMANN (1999) ≥ 15 und < 30 eine Ökologische Zustandsklasse ≥ 30 zwei Ökologische Zustandsklassen

6.6.3.3 Phytobenthos ohne Diatomeen In der Phytobenthos-Artenlisten ist zu jedem gefundenen Taxon die zugeordnete Bewertungskate- gorie A, B, C oder D zu vermerken. Dabei muss darauf geachtet werden, dass die Einordnung der Taxa in den Bewertungskategorien für die einzelnen Fließgewässergruppen unterschiedlich aus- fallen kann. Aus Tabelle 200 ist ersichtlich, welche Taxa in den einzelnen Fließgewässergruppen in welche Bewertungskategorie (A, B, C oder D) gehören. Für die Berechnung des Bewertungsin- dex müssen die Häufigkeitsangaben quadriert werden. Der Bewertungsindex kann gesichert berechnet werden, wenn bei der Probenahme mindestens fünf Taxa gefunden wurden, die in die Bewertungskategorien eingeordnet sind. Wenn weniger als fünf bewertete Taxa vorliegen, muss die Gesamtsumme der quadrierten Häufigkeiten mindestens 16 ergeben, damit eine Berechnung möglich ist. Für die Gruppen 1 und 2, also für Probestellen an Fließgewässern in den Alpen und im Alpenvorland, liegt zur Zeit kein Bewertungsverfahren vor. Für die restlichen Gruppen ist fol- gendermaßen zu verfahren: Der Bewertungsindex wird nach folgender Formel (Gleichung 28) berechnet:

Gleichung 28 Berechnung des Bewertungsindex

BI = Bewertungsindex

QA= quadrierte Häufigkeit eines Taxons aus Bewertungs- nAB1 n 1 nC nD kategorie A ∑∑∑∑QAi + QBi − QCi − QDi QB = quadrierte Häufigkeit eines Taxons aus Bewertungs- 2 2 kategorie B BI = i====1111i i i *100 nABn nC nD QC = quadrierte Häufigkeit eines Taxons aus Bewertungs- kategorie C ∑∑∑∑QAi + QBi + QCi + QDi i====1111i i i QD= quadrierte Häufigkeit eines Taxons aus Bewertungs- kategorie D i = 1 bis nA, nB, nC, nD

Der so errechnete Bewertungsindex kann theoretisch Werte zwischen +100 und –100 annehmen.

402 Tabelle 200 Einstufung der relevanten Taxa des Phytobenthos in die vier Bewertungskategorien, abhängig von der Fließgewässergruppe der Probestelle

Name System MG_Silikat Karbonat NT_Org Aphanocapsa fonticola Nostocophyceae A A - Aphanocapsa rivularis Nostocophyceae - A - Aphanothece stagnina Nostocophyceae B - B Audouinella Florideophyceae B A A Audouinella chalybaea Florideophyceae B A A Audouinella hermannii Florideophyceae B A A Audouinella pygmaea Florideophyceae B A A Bangia atropurpurea Bangiophyceae B B - Batrachospermum Florideophyceae B A B Batrachospermum gelatinosum Florideophyceae B A - Batrachospermum helminthosum Florideophyceae - - A Chamaesiphon Nostocophyceae B B B Chamaesiphon confervicolus Nostocophyceae B - B Chamaesiphon fuscus Nostocophyceae A - - Chamaesiphon incrustans Nostocophyceae B A B Chamaesiphon polonicus Nostocophyceae A - - Chamaesiphon polymorphus Nostocophyceae B B - Chamaesiphon starmachii Nostocophyceae A - - Chamaesiphon subglobosus Nostocophyceae B B - Chantransia-Stadien Florideophyceae B B B Chroococcopsis gigantea Nostocophyceae B B - Cladophora glomerata Ulvophyceae C C C Closterium acerosum Charophyceae C C C Closterium ehrenbergii Charophyceae C C C Closterium ehrenbergii var. malinverianum Charophyceae C - - Closterium incurvum Charophyceae A - A Closterium intermedium Charophyceae A - - Closterium leibleinii var. boergensenii Charophyceae B B B Closterium littorale Charophyceae - B - Closterium littorale var. crassum Charophyceae B B - Closterium moniliferum Charophyceae C C C Closterium moniliferum var. concavum Charophyceae C C - Closterium praelongum var. brevius Charophyceae B B B Closterium rostratum Charophyceae A C A Closterium strigosum Charophyceae C C - Closterium strigosum var. elegans Charophyceae C - - Closterium striolatum Charophyceae A - A Closterium sublaterale Charophyceae C C - Closterium tumidulum Charophyceae B B B Closterium tumidum Charophyceae A - - Draparnaldia mutabilis Chlorophyceae A - - Enteromorpha Ulvophyceae - C - Enteromorpha intestinalis Ulvophyceae - C - Gongrosira debaryana Chlorophyceae B B - Gongrosira fluminensis Chlorophyceae B - -

403 Name System MG_Silikat Karbonat NT_Org Gongrosira incrustans Chlorophyceae - A - Heribaudiella fluviatilis Fucophyceae - B - Hildenbrandia rivularis Florideophyceae B B - Homoeothrix Nostocophyceae B B - Homoeothrix crustacea Nostocophyceae - A - Homoeothrix janthina Nostocophyceae B B B Homoeothrix varians Nostocophyceae B B - Hydrococcus cesatii Nostocophyceae A A - Hydrococcus rivularis Nostocophyceae A A - Hyella fontana Nostocophyceae - A - Klebsormidium rivulare Charophyceae B - - Lemanea Florideophyceae B - - Lemanea fluviatilis Florideophyceae B A - Leptolyngbya foveolarum Nostocophyceae D D - Microspora amoena Chlorophyceae B B B Microspora floccosa Chlorophyceae B B - Microspora wittrockii Chlorophyceae - B B Oedogonium Chlorophyceae C C C Oscillatoria Nostocophyceae C C C Oscillatoria limosa Nostocophyceae B B B Phaeodermatium rivulare Chrysophyceae B B - Phormidium autumnale Nostocophyceae B B B Phormidium corium Nostocophyceae A A - Phormidium incrustatum Nostocophyceae C B - Phormidium retzii Nostocophyceae C C C Phormidium subfuscum Nostocophyceae C C - Pleurocapsa minor Nostocophyceae C C - Rhizoclonium hieroglyphicum Ulvophyceae C C C Stigeoclonium Chlorophyceae D D D Tetraspora gelatinosa Chlorophyceae A A A Tribonema Tribophyceae B B B Tribonema viride Tribophyceae B B - Tribonema vulgare Tribophyceae B B - Ulothrix Ulvophyceae C C - Ulothrix tenerrima Ulvophyceae C C - Ulothrix tenuissima Ulvophyceae C C - Ulothrix zonata Ulvophyceae B B - Vaucheria Tribophyceae C C C Vaucheria bursata Tribophyceae C C C

404 6.6.4 Gesamtbewertung von Fließgewässern mit Makrophyten & Phytobenthos Die WRRL sieht die gesamte Organismengruppe Makrophyten & Phytobenthos als eine der vier biologischen Komponenten zur Bewertung des Gewässerzustandes. Daher müssen die Be- wertungsverfahren, die für die drei Teilkomponenten erarbeitet worden sind, als Module oder auch Metrics für die Bewertung im Sinne der Wasserrahmenrichtlinie betrachtet werden.

6.6.4.1 Verschneidung der Metrics Makrophyten, Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen Für die Gesamtbewertung der Fließgewässer mit der Biokomponente Makrophyten & Phytobent- hos ist es unbedingt erforderlich, dass die Bewertungen der drei Teilmodule Makrophyten, Dia- tomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen exakt nach den dort beschriebenen Methoden vorgenommen wird. Das setzt auch die korrekte Bestimmung des organismengruppen-abhängigen biozönotischen Typs voraus. Dabei kann es in Einzelfällen zu Widersprüchen zwischen den Or- ganismengruppen kommen. So kann eine Untersuchungsstelle in einem von silikatischem Gestein geprägten Gebiet liegen, aber durch sein Einzugsgebiet Einflüssen von karbonatischem Wasser unterliegen. Dabei ist eine Zuordnung zu einem silikatischen Diatomeentyp aber einem karbonatischen Makrophyten- oder Phytobenthostyp möglich. In einem solchen Fall muss überprüft werden, ob der erhöhte Gesamthärte- bzw. Säurekapazitätswert auf anthropogene Beeinflussung, zum Beispiel auf die Einleitung industrieller Abwässer, zurückzuführen ist. Dann müssen diese Werte als Degradationsfolgen angesehen werden und die Typermittlung dahingehend korrigiert werden. Oft tritt diese Situation auch bei stark degradierten Gewässern auf, ebenso in Gewässern mit gro- ßem Einzugsgebiet. Liegt ein Untersuchungsabschnitt in einem Gebiet mit kleinräumig wechselnder Geologie, sollte wenn möglich eine andere Untersuchungsstelle gewählt werden. Die Kombination von karbonatischer Geologie aber geringer Gesamthärte ist auszuschließen. Die bundesweit gültige Typologie der LAWA, bzw. die bundesweite Typenkarte der LAWA, kann zum jetzigen Zeitpunkt noch nicht als alleinige Grundlage der Typermittlung herangezogen werden. Die Typologie des Makrophyten & Phytobenthos-Verfahrens ist zwar gut mit diesem System in Einklang zu bringen, da aber der bundesweite Typenatlas noch im Umbruch begriffen ist und nach der Fertigstellung anderer biologischer Projekte eventuell noch Änderungen vorgenommen werden müssen, ist die Typisierung der Probestellen nach den beschriebenen Kriterien nötig. Um die Ergebnisse der drei Metrics Makrophyten, Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen vergleichbar zu machen, müssen alle Indexwerte umgerechnet werden. Eine einheitliche Skala von „0“ bis „1“ bietet sich an. Der Wert „1“ bedeutet dabei bestmöglicher ökologischer Zustand im Sinne der WRRL und damit Zustandsklasse 1. „0“ dagegen höchste Degradation des Gewäs- sers, d. h. Zustandsklasse 5. Die Umrechnungen für die Module „Makrophyten“ (Referenzindex, RI) und „Phytobenthos ohne Diatomeen“ (Bewertungsindex, BI) erfolgen nach Gleichung 29 und

Gleichung 30. Das Ergebnis des Moduls „Diatomeen“ (DiatomeenindexFließgewässer, DIFG) bewegt sich bereits auf dieser Skala und muss deswegen nicht umgerechnet werden.

405 Gleichung 29 Gleichung zur Umrechnung des Moduls RIFG (ReferenzindexFließgewässer Makrophyten) auf eine Skala von 0 bis 1.

(RI + 100) * 0,5 MMP = Modul Makrophytenbewertung = FG M MP 100 RIFG = typbezogener berechneter ReferenzindexFließgewässer

Gleichung 30 Gleichung zur Umrechnung des Moduls BI (Bewertungsindex Phytobenthos ohne Diatomeen) auf eine Skala von 0 bis 1.

(BI +100)*0,5 MPB = Modul Phytobenthosbewertung = M PB 100 BI = typbezogener berechneter Bewertungsindex

Die Berechnung des Indexes aus den drei Komponenten erfolgt nach Gleichung 31. Sollten be- rechnete Einzelmodule als nicht gesichert angesehen werden müssen, kann der Makrophyten-

Gleichung 31 Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen Zustandes eines Fließgewässers bei drei gesicherten Modulen.

M&PFG = Makrophyten & Phytobenthos-Index für + + Fließgewässer M MP M D M PB = MMP = Modul Makrophyten M &PFG 3 MD = Modul Diatomeen MPB = Modul Phytobenthos

Gleichung 32 Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen Zustandes eines Fließgewässers bei gesicherten Modulen Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen.

M&PFG = Makrophyten & Phytobenthos-Index für + Fließgewässer = M D M PB M &PFG MD = Modul Diatomeen 2 MPB = Modul Phytobenthos

Gleichung 33 Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen Zustandes eines Fließgewässers bei gesicherten Modulen Makrophyten und Diatomeen.

M&PFG = Makrophyten & Phytobenthos-Index für + Fließgewässer = M MP M D M &PFG MMP = Modul Makrophyten 2 MD = Modul Diatomeen

Gleichung 34 Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen Zustandes eines Fließgewässers bei gesicherten Modulen Makrophyten und Phytobenthos ohne Diatomeen.

M&PFG = Makrophyten & Phytobenthos-Index für + Fließgewässer = M MP M PB M &PFG MPB = Modul Phytobenthos ohne Diatomeen 2 MMP = Modul Makrophyten

406 6.6.4.2 Ermitteln der Ökologischen Zustandsklasse Getrennt nach Ökoregionen sind in Tabelle 201 bis Tabelle 234 die Grenzen des berechneten In- dex M&PFG für die Zuordnung der Ökologischen Zustandsklasse nach WRRL dargestellt. Im Falle einer ungesicherten Bewertung eines oder auch zweier Module werden diese Ergebnisse zwar unterstützend zur Interpretation des Gesamtergebnisses herangezogen, aus der Ermittlung der Öko- logischen Zustandsklasse nach WRRL aber herausgelassen. Die Indexgrenzen für den Fall ungesicherter Einzelbewertungen sind ebenfalls in den genannten Tabellen aufgeführt.

Bewertung mit den Modulen Makrophyten und Diatomeen

Tabelle 201 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Fließgewässer der Ökoregion Alpen

D_1a D_1b Diatomeen (FG der Kalkalpen mit EZG < 1000 km2) (FG der Kalkalpen mit EZG > 1000 km2)

Makrophyten MP(G) MP MRK MP(G) MP MRK

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,80 1,00 – >0,73 1,00 – >0,65 1,00 – >0,78 1,00 – >0,71 1,00 – >0,64

Bewertung mit dem Modul Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Makrophyten

Tabelle 202 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Fließgewässer der Ökoregion Alpen

D_1a D_1b Diatomeen FG der Kalkalpen FG der Kalkalpen mit EZG < 1000 km2 mit EZG > 1000 km2

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,71 1,00 – >0,68

2 ≤0,71 – >0,52 ≤0,68 – >0,47 3 ≤0,52 – >0,29 ≤0,17 – >0,29 4 ≤0,29 – >0,07 ≤0,29 – >0,07 5 ≤0,07 – 0,00 ≤0,07 – 0,00

407 Bewertung mit dem Modul Makrophyten, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen Nur in seltenen Ausnahmefällen ist eine korrekt genommene und aufbereitete Diatomeenprobe nicht auszuwerten. Wenn möglich sollte eine Probestelle, bei deren Beprobung dieser Fall eintritt, nochmals beprobt werden, da anzunehmen ist, dass bei einem der Arbeitsschritte ein Fehler unterlaufen ist oder der Zeitpunkt der Probenahme unmittelbar nach einer Störung der Umgebung vorgenommen wurde. Ist letzteres der Fall, sind auch die Ergebnisse der anderen Module kritisch zu überprüfen.

Tabelle 203 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Fließgewässer der Ökoregion Alpen

Makrophyten MP(G) MP MRK

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,90 1,00 – 0,75 1,00 – 0,60

2 <0,90 – 0,5 <0,75 – 0,25 <0,60 – 0,42 3 <0,50 – 0,25 <0,25 – 0,10 <0,42 – 0,25 4/5 <0,25 – 0,00 <0,10 – 0,00 <0,25 – 0,00

408 Alpenvorland Da für das Alpenvorland aufgrund mangelnder Daten kein Bewertungsverfahren für das Modul „Phytobenthos ohne Diatomeen“ entwickelt werden konnte, wird hier die Bewertung nach WRRL mit den Modulen „Makrophyten“ und „Diatomeen“ durchgeführt.

Bewertung mit den Modulen Makrophyten und Diatomeen

Tabelle 204 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Karbonatisch geprägte Fließgewäs- ser des Alpenvorlandes

D_2a D_2b Diatomeen karbonatisch geprägte FG des Alpenvorlan- karbonatisch geprägte FG des Alpenvorlan- des mit EZG < 1000 km2 des mit EZG > 1000 km2

Makrophyten MRK MP(G) MP MRK MP(G) MP

Tabelle 205 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Silikatisch geprägte Fließgewässer des Alpenvorlandes

D_3 Diatomeen Silikatisch geprägte FG des Alpenvorlandes mit EZG < 1000 km2

MRS Makrophyten MRK MP(G) MP MRS Phanerogamen Moose

409 Bewertung mit dem Modul Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Makrophyten

Tabelle 206 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Karbonatisch geprägte Fließgewässer des Alpenvorlandes

D_2a D_2b karbonatisch geprägte karbonatisch geprägte Diatomeen FG des Alpenvorlandes FG des Alpenvorlandes mit EZG < 1000 km2 mit EZG > 1000 km2

Tabelle 207 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Silikatisch ge- prägte Fließgewässer des Alpenvorlandes

D_3 Diatomeen Silikatisch geprägte FG des Alpenvorlandes mit EZG < 1000 km2

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,64 2 ≤0,64 – >0,42 3 ≤0,42 – >0,23 4 ≤0,23 – >0,07 5 ≤0,07 – 0,00

410 Bewertung mit dem Modul Makrophyten, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen Nur in seltenen Ausnahmefällen ist eine korrekt genommene und aufbereitete Diatomeenprobe nicht auszuwerten. Wenn möglich sollte eine Probestelle, bei deren Beprobung dieser Fall eintritt, nochmals beprobt werden, da anzunehmen ist, dass bei einem der Arbeitsschritte ein Fehler unterlaufen ist oder der Zeitpunkt der Probenahme unmittelbar nach einer Störung der Umgebung vorgenommen wurde. Ist letzteres der Fall, sind auch die Ergebnisse der anderen Module kritisch zu überprüfen.

Tabelle 208 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Karbonatisch oder silikatisch geprägte Fließgewässer des Alpenvorlandes

Makrophyten MRK MP(G) MP MRS MRS Phanerogamen Moose

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,60 1,00 – 0,90 1,00 – 0,75 1,00 – 0,62 1,00 – 0,67

2 <0,60 – 0,42 <0,90 – 0,50 <0,75 – 0,25 <0,62 – 0,50 <0,67 – 0,10 3 <0,42 – 0,25 <0,50 – 0,25 <0,25 – 0,10 <0,50 – 0,30 <0,10 – 0,00 4/5 <0,25 – 0,00 <0,25 – 0,00 <0,10 – 0,00 <0,30 – 0,00 –

411 Mittelgebirge Im Mittelgebirge spielt bei der Bewertung des Moduls Makrophyten der Typ MRS eine große Rolle. Für die Einteilung der Zustandsklassen sind zwei unterschiedliche Abstufungen von Klas- sengrenzen angegeben. Diese beziehen sich auf die unterschiedliche Bewertung von Moosen und Phanerogamen in diesem Makrophytentyp. Grundsätzlich wird hier das schlechtere der beiden Ergebnisse zur Ermittlung des ökologischen Zustandes herangezogen (genaueres siehe Kapitel „Silikatisch-rhithral geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge, Voralpen und Alpen (MRS)“, Seite 70). Für die Gesamtbewertung wird ebenfalls dieser schlechtere Wert mit den Werten der anderen Module verrechnet. Das Verfahren für die Bewertung karbonatisch geprägten Fließgewässer des Mittelgebirges mit Phytobenthos ohne Diatomeen (Phytobenthostyp PB_3) ist noch mit größeren Unsicherheitsfakto- ren behaftet (siehe Kapitel „Zusammenfassung und Diskussion“, Seite 307). Eine Gesamtbewer- tung, in die Indexwerte aus dem genannten Verfahren eingehen, kann daher nicht als Endergebnis gewertet werden. Daher muss bei der Berechnung der Gesamtbewertung immer auch die Berech- nung des Gesamtzustandes mit den Teilkomponenten Makrophyten und Diatomeen, unter Aus- schluss des Phytobenthos ohne Diatomeen, stattfinden. Dieses Resultat kann als gesichert angesehen werden.

412 Bewertung mit den Modulen Makrophyten, Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen Die grau hinterlegten Felder kennzeichnen die Typen, die mit mindestens einem der drei Module nicht zu bewerten sind. Die Gesamtbewertung muss bei diesen Typen nach den Tabellen für nicht gesicherte Einzelbewertungen vorgenommen werden.

Tabelle 209 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Kleine silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges

PB_2 Phytobenthos Silikatische FG im Mittelgebirge

D_4 Diatomeen FG des Buntsandstein und Grundgebirges mit EZG < 100 km2

Makrophyten MP(G) MP MRS MRS Phanerogamen Moose

Tabelle 210 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Große silikatisch geprägte Fließ- gewässer des Mittelgebirges

PB_2 Phytobenthos Silikatische FG im Mittelgebirge

D_5 Diatomeen FG des Buntsandstein und Grundgebirges mit EZG > 100 km2 und < 1000 km2

Makrophyten MP(G) MP MRS MRS MRK Mg Phanerogamen Moose

Tabelle 211 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Silikatisch geprägte Fließgewässer der Vulkangebiete, Mittelgebirge

PB_2 Phytobenthos Silikatische FG im Mittelgebirge

D_6 Diatomeen FG der Vulkangebiete mit EZG < 100 km2

Makrophyten MP(G) MP MRS MRS Phanerogamen Moose

413 Tabelle 212 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Karbonatisch geprägte kleine Fließ- gewässer der Mittelgebirge

PB_3 Phytobenthos karbonatische FG im Mittelgebirge und im Norddeutschen Tiefland

D_7a D_7b Diatomeen FG der Löss- und Keuperregionen FG der übrigen Kalkgebiete mit EZG < 1000 km2 mit EZG < 1000 km2

Makrophyten MP(G) MP MRK MP(G) MP MRK

Tabelle 213 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Karbonatisch geprägte große Fließgewässer der Mittelgebirge

PB_3 Phytobenthos karbonatische FG im Mittelgebirge und im Norddeutschen Tiefland

D_8 Diatomeen FG mit EZG > 1000 km2

Makrophyten MP(G) MP MRK Mg

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,74 1,00 – >0,69 1,00 – >0,64 –

2 ≤0,74 – >0,46 ≤0,69 – >0,37 ≤0,64 – >0,44 – 3 ≤0,46 – >0,27 ≤0,37 – >0,22 ≤0,44 – >0,27 – 4/5 ≤0,27 – 0,00 ≤0,22 – 0,00 ≤0,27 – 0,00 –

414 Bewertung mit den Modulen Makrophyten und Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen Die grau hinterlegten Felder kennzeichnen die Typen, die mit mindestens einem der drei Module nicht zu bewerten sind. Die Gesamtbewertung muss bei diesen Typen nach den Tabellen für nicht gesicherte Einzelbewertungen vorgenommen werden.

Tabelle 214 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Kleine silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges

D_4 Diatomeen FG des Buntsandstein und Grundgebirges mit EZG < 100 km2

Makrophyten MP(G) MP MRS MRS Phanerogamen Moose

Tabelle 215 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Große silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges

D_5 Diatomeen FG des Buntsandstein und Grundgebirges mit EZG > 100 km2 und < 1000 km2

Makrophyten MP(G) MP MRS MRS MRK Mg Phanerogamen Moose

Tabelle 216 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Silikatisch geprägte Fließ- gewässer der Vulkangebiete, Mittelgebirge

D_6 Diatomeen FG der Vulkangebiete mit EZG < 100 km2

Makrophyten MP(G) MP MRS MRS Phanerogamen Moose

415 Tabelle 217 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Phyto- benthos ohne Diatomeen: Karbonatisch geprägte kleine Fließgewässer der Mittelgebirge

D_7a D_7b Diatomeen FG der Löss- und Keuperregionen FG der übrigen Kalkgebiete mit EZG < 1000 km2 mit EZG < 1000 km2

Makrophyten MP(G) MP MRK MP(G) MP MRK

Tabelle 218 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Karbonatisch geprägte große Fließgewässer der Mittelgebirge

D_8 Diatomeen FG mit EZG > 1000 km2

Makrophyten MP(G) MP MRK Mg

416 Bewertung mit den Modulen Phytobenthos ohne Diatomeen und Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Makrophyten Die grau hinterlegten Felder kennzeichnen die Typen, die mit mindestens einem der drei Module nicht zu bewerten sind. Die Gesamtbewertung muss bei diesen Typen nach den Tabellen für nicht gesicherte Einzelbewertungen vorgenommen werden.

Tabelle 219 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesicherten Modul Makrophyten: Silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges

PB_2 Phytobenthos Silikatische FG im Mittelgebirge

D_5 D_4 FG des Buntsandstein- FG des Buntsandstein- Diatomeen und Grundgebirges und Grundgebirges mit EZG > 100 km2 mit EZG < 100 km2 und < 1000 km2

Tabelle 220 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesicherten Modul Makrophyten: Silikatisch geprägte Fließgewässer der Vulkangebiete, Mittelgebirge

PB_2 Phytobenthos Silikatische FG im Mittelgebirge

D_6 Diatomeen FG der Vulkangebiete mit EZG < 100 km2

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,67 2 ≤0,67 – >0,52 3 ≤0,52 – >0,36 4 ≤0,36 – >0,16 5 ≤0,16 – 0,00

Tabelle 221 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Karbonatisch geprägte kleine und große Fließgewässer der Mittelgebirge

PB_3 Phytobenthos karbonatische FG im Mittelgebirge und im Norddeutschen Tiefland

D_7a D_7b - D_8 FG der Löss und Keu- FG der übrigen Diatomeen FG mit EZG perregionen mit EZG < Kalkgebiete mit > 1000 km2 1000 km2 EZG < 1000 km2

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – >0,66 1,00 – >0,66 1,00 – >0,66 2 ≤0,66 – >0,44 ≤0,66 – >0,44 ≤0,66 – >0,44 3 ≤0,44 – >0,29 ≤0,44 – >0,29 ≤0,44 – >0,29 4 ≤0,29 – 0,00 ≤0,29 – 0,00 ≤0,29 – 0,00 5 – – –

417 Bewertung mit den Modulen Makrophyten und Phytobenthos ohne Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen Nur in seltenen Ausnahmefällen ist eine korrekt genommene und aufbereitete Diatomeenprobe nicht auszuwerten. Wenn möglich sollte eine Probestelle, bei deren Beprobung dieser Fall eintritt, nochmals beprobt werden, da anzunehmen ist, dass bei einem der Arbeitsschritte ein Fehler unterlaufen ist oder der Zeitpunkt der Probenahme unmittelbar nach einer Störung der Umgebung vorgenommen wurde. Ist letzteres der Fall, sind auch die Ergebnisse der anderen Module kritisch zu überprüfen. Die grau hinterlegten Felder kennzeichnen die Typen, die mit mindestens einem der beiden Mo- dule nicht zu bewerten sind. Die Gesamtbewertung muss bei diesen Typen nach den Tabellen für nicht gesicherte Einzelbewertungen vorgenommen werden.

Tabelle 222 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges

PB_2 Phytobenthos Silikatische FG im Mittelgebirge

Makrophyten MP(G) MP MRS MRS MRK Mg Phanerogamen Moose

Tabelle 223 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Karbonatisch geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge.

PB_3 Phytobenthos karbonatische FG im Mittelgebirge und im Norddeutschen Tiefland

Makrophyten MP(G) MP MRK Mg

418 Bewertung mit dem Modul Makrophyten, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen Nur in seltenen Ausnahmefällen ist eine korrekt genommene und aufbereitete Diatomeenprobe nicht auszuwerten. Wenn möglich sollte eine Probestelle, bei deren Beprobung dieser Fall eintritt, nochmals beprobt werden, da anzunehmen ist, dass bei einem der Arbeitsschritte ein Fehler unterlaufen ist oder der Zeitpunkt der Probenahme unmittelbar nach einer Störung der Umgebung vorgenommen wurde. Ist letzteres der Fall, sind auch die Ergebnisse der anderen Module kritisch zu überprüfen. Die grau hinterlegten Felder kennzeichnen die Typen, die mit diesem Modul nicht bewertbar sind.

Tabelle 224 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diato- meen und zugleich ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Fließgewässer der Mittelgebirge

Makrophyten MP(G) MP MRS MRS MRK Mg Phanerogamen Moose

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,90 1,00 – 0,75 1,00 – 0,62 1,00 – 0,67 1,00 – 0,60 –

Bewertung mit dem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten Nur in seltenen Ausnahmefällen ist eine korrekt genommene und aufbereitete Diatomeenprobe nicht auszuwerten. Wenn möglich sollte eine Probestelle, bei deren Beprobung dieser Fall eintritt, nochmals beprobt werden, da anzunehmen ist, dass bei einem der Arbeitsschritte ein Fehler unterlaufen ist oder der Zeitpunkt der Probenahme unmittelbar nach einer Störung der Umgebung vorgenommen wurde. Ist letzteres der Fall, sind auch die Ergebnisse der anderen Module kritisch zu überprüfen. Da das Phytobenthos ohne Diatomeen die Organismengruppe mit dem größten Forschungsbedarf bezüglich der Autökologie ist, sollten die Bewertungen, die allein auf diesem Modul beruhen kritisch überprüft werden.

Tabelle 225 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten: Fließgewässer der Mittelgebirge

PB_3 PB_2 karbonatische FG im Phytobenthos Silikatische FG Mittelgebirge und im im Mittelgebirge Norddeutschen Tiefland

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,75 1,00 – 0,75

2 <0,75 – 0,63 <0,75 – 0,50 3 <0,63 – 0,50 <0,50 – 0,37 4 <0,50 – 0,25 <0,37 – 0,25 5 <0,25 – 0,00 <0,25 – 0,00

419 Bewertung mit dem Modul Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten

Tabelle 226 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makro- phyten: Silikatisch geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge

D_5 D_4 FG des Buntsandstein D_6 FG des Buntsandstein Diatomeen und Grundgebirges mit FG der Vulkangebiete und Grundgebirges mit EZG > 100 km2 und mit EZG < 100 km2 EZG < 100 km2 < 1000 km2

Tabelle 227 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten: Karbonatisch geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge

D_7a D_7b D_8 FG der Löss- und FG der übrigen Diatomeen FG mit Keuperregionen mit Kalkgebiete mit EZG > 1000 km2 EZG < 1000 km2 EZG < 1000 km2

420 Norddeutsches Tiefland

Bewertung mit den Modulen Makrophyten, Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen Die grau hinterlegten Felder kennzeichnen die Typen, die mit mindestens einem der drei Module nicht zu bewerten sind. Die Gesamtbewertung muss bei diesen Typen nach den Tabellen für nicht gesicherte Einzelbewertungen vorgenommen werden. Das Verfahren für die Bewertung karbonatisch geprägten Fließgewässer des Mittelgebirges mit Phytobenthos ohne Diatomeen (Phytobenthostyp PB_3) ist noch mit größeren Unsicherheitsfakto- ren behaftet (siehe Kapitel „Zusammenfassung und Diskussion“, Seite 307). Eine Gesamtbewer- tung, in die Indexwerte aus dem genannten Verfahren eingehen, kann daher nicht als Endergebnis gewertet werden. Daher muss bei der Berechnung der Gesamtbewertung immer auch die Berech- nung des Gesamtzustandes mit den Teilkomponenten Makrophyten und Diatomeen, unter Aus- schluss des Phytobenthos ohne Diatomeen, stattfinden. Dieses Resultat kann als gesichert angesehen werden.

Tabelle 228 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Karbonatisch geprägte Fließgewäs- ser des Norddeutschen Tieflandes

PB_3 Phytobenthos karbonatische FG im Mittelgebirge und im Norddeutschen Tiefland

D_9 D_10 Diatomeen karbonatische FG mit EZG < 1000 km2 karbonatische FG mit EZG >1000 km2

Makrophyten TN TR TNg TN TR TNg

Die silikatisch geprägten und organisch geprägten Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes sind zur Zeit nur mit dem Modul „Phytobenthos ohne Diatomeen“ zu bewerten und werden im Kapitel „Bewertung mit dem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten“, Seite 337, behandelt. Da dies die Organismengruppe mit dem größten Forschungsbedarf bezüglich der Autökologie ist, sollten die Bewertungen, die allein auf diesem Modul beruhen kritisch überprüft werden.

421 Bewertung mit den Modulen Makrophyten und Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen Die grau hinterlegten Felder kennzeichnen die Typen, die mit mindestens einem der drei Module nicht zu bewerten sind. Die Gesamtbewertung muss bei diesen Typen nach den Tabellen für nicht gesicherte Einzelbewertungen vorgenommen werden.

Tabelle 229 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Phytobent- hos ohne Diatomeen: Karbonatisch geprägte Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes

D_9 D_10 Diatomeen karbonatisch geprägte FG mit EZG < 1000 km2 karbonatisch geprägte FG mit EZG >1000 km2

Makrophyten TN TR TNg TN TR TNg

Bewertung mit den Modulen Phytobenthos ohne Diatomeen und Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Makrophyten

Tabelle 230 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesicherten Modul Makrophyten: Karbonatisch geprägte Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes

PB_3 Phytobenthos karbonatische FG im Mittelgebirge und im Norddeutschen Tiefland

D_9 D_10 Diatomeen karbonatisch geprägte karbonatisch geprägte FG mit EZG < 1000 km2 FG mit EZG >1000 km2

422 Bewertung mit den Modulen Makrophyten und Phytobenthos ohne Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen Nur in seltenen Ausnahmefällen ist eine korrekt genommene und aufbereitete Diatomeenprobe nicht auszuwerten. Wenn möglich sollte eine Probestelle, bei deren Beprobung dieser Fall eintritt, nochmals beprobt werden, da anzunehmen ist, dass bei einem der Arbeitsschritte ein Fehler unterlaufen ist oder der Zeitpunkt der Probenahme unmittelbar nach einer Störung der Umgebung vorgenommen wurde. Ist letzteres der Fall, sind auch die Ergebnisse der anderen Module kritisch zu überprüfen. Die grau hinterlegten Felder kennzeichnen die Typen, die mit mindestens einem der beiden Mo- dule nicht zu bewerten sind. Die Gesamtbewertung muss bei diesen Typen nach den Tabellen für nicht gesicherte Einzelbewertungen vorgenommen werden.

Tabelle 231 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Karbonatisch geprägte und silikatisch geprägte Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes

PB_3 PB_4 Phytobenthos karbonatische FG im Mittelgebirge und silikatische und organische FG im im Norddeutschen Tiefland Norddeutschen Tiefland

Makrophyten TN TR TNg TN TR TNg

Tabelle 232 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Mittelgroße Niederungsfließgewässer des Norddeutschen Tieflandes.

Makrophyten TN

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,50

2 <0,50 – 0,25 3 <0,25 – 0,15

4/5 <0,15 – 0,00

423 Bewertung mit dem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten Nur in seltenen Ausnahmefällen ist eine korrekt genommene und aufbereitete Diatomeenprobe nicht auszuwerten. Wenn möglich sollte eine Probestelle, bei deren Beprobung dieser Fall eintritt, nochmals beprobt werden, da anzunehmen ist, dass bei einem der Arbeitsschritte ein Fehler unterlaufen ist oder der Zeitpunkt der Probenahme unmittelbar nach einer Störung der Umgebung vorgenommen wurde. Ist letzteres der Fall, sind auch die Ergebnisse der anderen Module kritisch zu überprüfen. Da das Phytobenthos ohne Diatomeen die Organismengruppe mit dem größten Forschungsbedarf bezüglich der Autökologie ist, sollten die Bewertungen, die allein auf diesem Modul beruhen kritisch überprüft werden.

Tabelle 233 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten: Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes

PB_3 PB_4 karbonatische FG im silikatische und organi- Phytobenthos Mittelgebirge und im sche FG im Norddeut- Norddeutschen Tiefland schen Tiefland

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,75 1,00 – 0,75

2 <0,75 – 0,50 <0,75 – 0,63 3 <0,50 – 0,37 <0,63 – 0,50 4 <0,37 – 0,25 <0,50 – 0,25 5 <0,25 – 0,00 <0,25 – 0,00

Bewertung mit dem Modul Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten

Tabelle 234 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten: Karbonatisch ge- prägte Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes

D_9 D_10 Diatomeen karbonatisch geprägte karbonatisch geprägte FG mit EZG < 1000 km2 FG mit EZG > 1000 km2

424 Verschneiden des Ergebnisses mit zusätzlichen Kriterien Die Einzelbewertungsverfahren für die Module Makrophyten und Diatomeen sehen nach der Er- mittlung des ökologischen Zustandes durch die Berechnung der jeweiligen Indexwerte noch eine Überprüfung verschiedener Metrics zur Indikation spezieller Belastungen vor. In die Bewertung der Biokomponente Makrophyten & Phytobenthos werden diese zusätzlichen Kriterien ebenfalls eingebracht. Da es sich dabei um Belastungsarten handelt, die nicht von allen Teilorganismen- gruppen gleich gut indiziert werden können, gehen sie am Schluss in die Gesamtbewertung ein. Wird z. B. durch die Diatomeenbiozönose mit dem Halobienindex Versalzung angezeigt, wird das Ergebnis der Bewertung aus den Kapiteln 6.5.2.1 bis 6.5.2.4 entsprechend des Moduls Versalzung (siehe Kapitel „Modul „Versalzung““, Seite 402) abgestuft. Ähnliches gilt für die Zusatzkriterien aus dem Bewertungsverfahren Makrophyten. Stammen beispielsweise im Makrophytentyp MP (Potamal geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge, Voralpen und Alpen) mehr als 50 % der Ar- ten aus der Artengruppe C, und wird bei der Berechnung der Gesamt-Zustandsklasse eine 1 oder eine 2 vergeben, so wird um eine Zustandsklasse abgestuft. Diese Zusatzkriterien werden im Fol- genden dargestellt. Dabei werden nur die organismengruppen-abhängigen Typen und die dort relevanten Kriterien aufgeführt. Diese sind dann für jede auftretende Kombination, die den entsprechenden Typ beinhaltet anzuwenden. Ist der errechnete Indexwert eines Moduls nicht gesichert, werden auch die auf diese Teilgruppe bezogenen Zusatzkriterien nicht auf das Gesamtergebnis angewendet. Alle Voraussetzungen (sofern nicht anders vermerkt) der Anwendung von Zu- satzkriterien sowie die Modifikationen des Ergebnisses beziehen sich auf die Gesamtauswer- tung bzw. die Ökologische Zustandsklasse der gesamten Biokomponente Makrophyten & Phytobenthos! Bei der Abstufung des errechneten Gesamtzustandes erhalten die Zusatzkriterien großes Gewicht, in Bezug auf Versalzung und Versauerung wird eine „worst-case“-Betrachtung vorgenommen. Im Falle der anderen Makrophytenmodule wurde, um eine Überbewertung dieser Teilkomponenten zu verhindern, die Bedingungen für eine Abstufung etwas abgeändert. Ein anderer Ansatz ist die Abstufung der Einzelkomponenten nach den dort vorgeschriebenen Verfah- ren, vor der Berechnung des Gesamtzustandes. Dabei würden die Module gewichtet und damit schwächer eingehen. Da jedoch gerade die Faktoren Versalzung und Versauerung gravierende Beeinträchtigungen eines Gewässers darstellen, wurde die vorgestellte Methode gewählt. Aller- dings muss sich erst in der Anwendung herausstellen, ob diese Vorgehensweise beibehalten werden kann.

Alpen • Makrophyten: MRK falls C > 20 % und ökologischer Zustand = 1 oder 2 Æ 1 Klasse abstufen MP(G) falls C > 50 % und ökologischer Zustand = 1 oder 2 Æ 1 Klasse abstufen

• Diatomeen: D_1a Modul Versalzung (siehe Tabelle 235)

425 D_1b Modul Versalzung (siehe Tabelle 235)

Alpenvorland • Makrophyten: MRK falls C > 20 % und ökologischer Zustand = 1 oder 2 Æ 1 Klasse abstufen MP(G) falls C > 50 % und ökologischer Zustand = 1 oder 2 Æ 1 Klasse abstufen

• Diatomeen: D_2a Modul Versalzung (siehe Tabelle 235) D_2b Modul Versalzung (siehe Tabelle 235) D_3 Modul Versalzung (siehe Tabelle 235)

Mittelgebirge

• Makrophyten: MRS falls 100 % V Æ Zustand 3, wenn nicht die Diatomeen stärkere Versauerung anzeigen falls C > 50 % und ökologischer Zustand = 1 oder 2 Æ 1 Klasse abstufen MRK falls C > 20 % und ökologischer Zustand = 1 oder 2 Æ 1 Klasse abstufen MP(G) falls C > 50 % und ökologischer Zustand = 1 oder 2 Æ 1 Klasse abstufen

• Diatomeen D_4 Modul Versalzung (siehe Tabelle 235); Modul Versauerung (siehe Tabelle 236) D_5 Modul Versalzung (siehe Tabelle 235); Modul Versauerung (siehe Tabelle 236) D_6 Modul Versalzung (siehe Tabelle 235); Modul Versauerung (siehe Tabelle 236) D_7a Modul Versalzung (siehe Tabelle 235) D_7b Modul Versalzung (siehe Tabelle 235) D_8 Modul Versalzung (siehe Tabelle 235)

Norddeutsches Tiefland

• Makrophyten: TN Treffen mindestens drei der folgenden Kriterien zu Æ Abstufung um eine Klasse, maximal bis Klasse 4: – Evenness < 0,75 – Potamogeton pectinatus ≥ 30 % – Sparganium emersum ≥ 30 % – % C ≥ 30 % – Taxazahl < 4

• Diatomeen: D_9 Modul Versalzung (siehe Tabelle 235) D_10 Modul Versalzung (siehe Tabelle 235)

426 Tabelle 235 Bewertungsmodul „Versalzung Diatomeen“. Halo- bienindexwerte, die zur Abstufung der Ökologischen Zustandsklasse führen

Halobienindex Abstufung um > 15 und < 30 eine Ökologische Zustandsklasse > 30 zwei Ökologische Zustandsklassen

Tabelle 236 Bewertungsmodul „Versauerung Diatomeen“. Sum- menhäufigkeiten von Versauerungszeigern, die zur Abstufung der Ökologischen Zustandsklasse führen

6.7 Aufwandsabschätzung

Makrophyten Die Dauer der Makrophytenkartierung in Freiland (vgl. Handlungsanweisung) beträgt bei der Fließgewässer-Untersuchung ca. ½ bis 1 (maximal 2) Stunde(n) pro Probestelle. Die Fahrtdauer für den Anfahrtsweg zur Probestelle kann stark variieren und muss zusätzlich berücksichtigt werden. Die Artbestimmung bei kritischen Arten (z. B. Moose) kann zusätzlich Zeit erfordern. Je nach örtlichen Gegebenheiten und unter Beachtung der Eigensicherung kann die Kartierung von ein bis zwei Person durchgeführt werden. Eine ausführliche Kartierung, bei der auch die optionalen Felder auf dem Kartierungsbogen ausgefüllt werden, dauert maximal 10 Minuten länger als die Kartierung ohne Bearbeitung der optionalen Felder. Das Ausfüllen des Gewässerstruktur- gütebogens nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 2000) erfordert bei einem hinreichend geübten Bearbeiter etwa 10 bis 15 Minuten.

Diatomeen Die Erfassung des ökologischen Zustands eines Gewässerabschnitts umfasst die Probenahme, die Präparation des Diatomeenmaterials, die Ermittlung der Artenzusammensetzung und der Art- häufigkeiten durch Zählung von 500 Schalen im Lichtmikroskop, die EDV-Erfassung der Gesell- schaftsstrukturen sowie die Berechnung der erforderlichen Metrics und der resultierenden Ökolo- gischen Zustandsklasse. Für die Probenahme (exclusive Planung und Anfahrt) ist ein Zeitaufwand von 20 Minuten zu veranschlagen. Die mittlere Dauer der Präparation ist abhängig von der Aufbe- reitungsmethode und der jeweiligen Zahl der Proben bzw. der Größe der zur Verfügung stehenden Kochplatte. Für eine Präparation durch Oxidation in Salz- und Schwefelsäure mit anschließender Konservierung der Proben und Anfertigung von Dauerpräparaten ist eine Gesamtdauer von etwa zwei bis drei Tagen zu veranschlagen – dabei erhöht sich der Aufwand mit steigender Zahl der Proben bis hin zu 50 nur unwesentlich. Die mikroskopische Analyse durch den Experten bewegt

427 sich je nach der Schalendichte im Präparat und der Diversität der Gesellschaft in einem Bereich von einer bis drei Stunden, für die EDV-Erfassung ist eine mittlere Dauer von 20 Minuten zugrunde zu legen. Der Aufwand für die Umsetzung der Daten in die Bewertung ist abhängig vom Vorhan- densein spezieller Software (siehe Kapitel 9).

Phytobenthos ohne Diatomeen Die Probenahme (inklusive Ausfüllen des Feldprotokolls) erfordert, je nach struktureller Vielfalt der Probenstelle, etwa ½ bis 1 h. Dazu müssen die Anfahrtszeiten und die Zeiten zum Auffinden der Probestelle gerechnet werden, die jeweils von den lokalen Bedingungen abhängen. Wenn die Proben nach der Probenahme nicht sofort ausgewertet werden können, müssen sie im Labor fixiert, ordentlich beschriftet und entsprechend gelagert werden. Für diese Arbeitsschritte sollte man ca. 20–30 Minuten pro Probestelle veranschlagen. Relativ viel Zeit wird für die mikroskopische Auswertung benötigt. Dazu muss auch entsprechend Zeit für die Recherche und Beschaffung der geeigneten Bestimmungsliteratur gerechnet werden. Der Zeitaufwand für die Anlage und Pflege der Fotokartei ist unabdingbar, allerdings reduziert er sich erheblich, wenn eine Digitalkamera am Mikroskop mit der entsprechenden Software verwendet werden kann. In der vorliegenden Untersuchung wurden nahezu zwei Arbeitstage für die mikroskopische Auswertung der Proben einer Probenahme benötigt. Allerdings war hier das Bestreben, möglichst genau und auf einem hohen wissenschaftlichen Niveau zu arbeiten. In der späteren Routine-Arbeit wird sich dieser Aufwand deutlich verringern. Für die Eingabe der Daten in den Computer wird nicht viel Zeit benötigt, wenn eine entsprechende Datenbank o. ä. bereits zur Verfügung steht. Auch die Berechnung des Bewertungsindex kann dann relativ problemlos und schnell erfolgen. Jedoch ist für die Anlage und die Pflege einer solchen Datenbank ebenfalls Zeit einzurechnen.

Gesamtverfahren Ein Überblick über die benötigten Zeiten wird in Tabelle 237 dargestellt. Die Zeiten für die Anfahrt und das Auffinden der jeweiligen Probestelle sind nicht mit berücksichtigt. Für die Präparation der Diatomeenproben, ist der Zeitaufwand bei der Bearbeitung von bis zu ca. 50 Proben etwa gleich bleibend zwei bis drei Tage. Daher wird die Präparation nicht in der Tabelle aufgeführt.

Tabelle 237 Überblick über den benötigten Zeitaufwand zur Bewer- tung der Komponente Makrophyten & Phytobenthos nach WRRL pro Probestelle und Beprobung

Mindest- Maximal- mittlerer Aufwand Aufwand Aufwand Makrophyten 2 h 3 h 2,5 h Diatomeen 2 h 4 h 3 h Phytobenthos ohne Diatomeen 16 h 20 h 18 h

Gesamt 20 h 27 h 23,5 h

428 7 Seen

7.1 Probestellen

Da stark heterogene geomorphologische Bedingungen in Deutschland herrschen, war es nötig, bundesweit Daten zu erheben um alle eventuell relevanten Bedingungen in Gewässern zu erfassen, die sich auf die Biozönosen auswirken können. Eine der vorrangigen Aufgaben des vorliegenden Projektes war es, Referenzbiozönosen für die verschiedenen Gewässertypen und deren Degrada- tionsstufen zu ermitteln und zu definieren. Unter diesem Gesichtspunkt wurden die beprobten Gewässerabschnitte ausgewählt. Bei der Festlegung der Probestellen für das Gesamtprojekt wurde eine Anzahl von 14 Stellen pro Gewässertyp angestrebt. Von diesen 14 Stellen sollten sich jeweils fünf in der geschätzten öko- logischen Qualitätsstufe 1 befinden, die ebenfalls geschätzten Degradationsstufen, wobei Stufe 4 und 5 zusammengefasst wurden, sollten jeweils von drei Stellen pro Typ repräsentiert werden. Diese Voreinschätzung der Qualitätsstufen geschah anhand der Vorschläge und Einstufungen der jeweils zuständigen Ländervertreter und unter Beachtung aller zur Verfügung stehende Infor- mationen zur Belastungssituation. Insgesamt wurden 287 Stellen in Seen bearbeitet. In stehenden Gewässern wurden Makrophyten und Phytobenthos-Diatomeen untersucht. Andere Phytobenthosalgen wurden nicht berücksichtigt (Tabelle 238). An einzelnen Stellen gab es Schwierigkeiten, ein Boot mit der notwendigen Ausrüstung zur Ma- krophytenkartierung einzusetzen oder das Gewässer war von Land aus nicht zur Probenahme erreichbar. Auch sind in Seen nicht immer exakt die selben Stellen bezüglich Diatomeen und Ma- krophyten untersucht worden. Diatomeen sind bis zu dreimal pro Jahr untersucht worden, Makro- phyten nur einmal. Um ausreichend Datensätze für unterschiedliche Makrophytenzönosen zu bekommen, wurden Makrophyten auch an zusätzlichen Stellen kartiert. Bereits vorhandene Daten, die in die Auswertung eingingen, waren ebenfalls nicht immer für beide Organismengruppen von den gleichen Probestellen vorhanden. Im Projekt sollten möglichst alle in Deutschland vorkommenden natürlichen Seentypen bearbeitet werden. Bei der Auswahl der Probestellen diente eine Vorversion des 2002 von MATHES et al. veröffentlichten Schemas zur geomorphologischen Seentypologie (Abbildung 105) als Hilfsmittel. Künstliche Seen, Talsperren und Baggerseen wurden nicht beprobt.

429 Tabelle 238 Untersuchte Probestellen in Seen mit Angabe der jeweils untersuchten Organismengruppen.

PrStNr: Probestellennummer; Typ: Typ nach MATHES et al 2002

BUL PrStNr Gewässername Probestelle Typ Diatomeen Makrophyten BB 2593 Beetzsee Radewege (Trans 1) 12 x x BB 3120 Beetzsee Brielow (Trans 2) 12 x BB 2589 Blankensee/Nieplitz Nordostufer (Trans 1) 12 x x BB 3121 Blankensee/Nieplitz Seeblick (Transekt 2) 12 x BB 2564 Grimnitzsee Althüttendorf (Trans 1) 11 x x BB 3134 Grimnitzsee westlich von Althüttendorf (Trans 2) 11 x BB 2544 Großer Gollinsee Gollin Bad (Trans 1) 13 x x BB 3132 Großer Gollinsee nördliches Ostufer (Transekt 2) 13 x BB 3133 Großer Gollinsee Westufer Mitte (Transekt 3) 13 x BB 2558 Großer Kastavensee Südliches Westufer (Trans 1) 13 x x BB 3123 Großer Kastavensee Südliches Ostufer (Transekt 2) 13 x BB 3124 Großer Kastavensee Nördliches Westufer (Transekt 3) 13 x BB 2547 Großer Kronsee (Trans 1) 13 x x BB 3125 Großer Kronsee Nordufer (Transekt 2) 13 x BB 3126 Großer Kronsee Südwestufer (Transekt 3) 13 x BB 2568 Großer Lychensee Hohenlychen 10 x x BB 2545 Großer Stechlinsee Nordwestlich von Neuglobsow Bad (Trans 1) 13 x x BB 3127 Großer Stechlinsee Westliche Landzunge (Transekt 2) 13 x BB 3128 Großer Stechlinsee Südwestlich von Neuglobsow (Transekt 3) 13 x BB 2588 Großer Treppelsee Südufer (Trans 1) 11 x x BB 3129 Großer Treppelsee Südostufer (Trans 2) 11 x BB 2546 Großer Wummsee Südostufer (Trans 1) 13 x x BB 3130 Großer Wummsee Nordwestufer (Transekt 2) 13 x BB 2550 Großer Zechliner See Nordufer (Trans 1) 13 x x BB 3131 Großer Zechliner See Ostufer (Transekt 2) 13 x BB 2594 Gülper See Prietzen 12 x x BB 2584 Kalksee Seebad Rüdersdorf (Trans 1) 10 x x BB 3135 Kalksee Stolp (Transekt 2) 10 x BB 2585 Kossenblatter See Nordufer (Trans 1) 11 x x BB 3122 Kossenblatter See Westufer (Trans 2) 11 x BB 2562 Lübbesee Ahrensdorf (Trans 1) 13 x x BB 3136 Lübbesee östlich Postheim (Transekt 2) 13 x BB 2591 Neuendorfer See Südlich Alt Schadow (Trans 1) 11 x x BB 3137 Neuendorfer See Wutscherogge (Transekt 2) 11 x BB 2559 Nördlicher Nehmitzsee Südufer 13 x BB 2555 Oberuckersee Warnitz Bad 13 x x BB 2599 Peetschsee Ostufer Mitte (Trans 3) 13 x x BB 3138 Peetschsee Ostufer Nord (Transekt 1) 13 x BB 3139 Peetschsee Nordwestufer (Transekt 2) 13 x BB 2569 Röddelinsee Hindenburg Bad 10 x x BB 2552 Roofensee Menz Bad (Trans 3) 13 x x BB 3140 Roofensee Nordostufer Mitte (Transekt 1) 13 x BB 3141 Roofensee Nordostufer Ost (Transekt 2) 13 x

430 BUL PrStNr Gewässername Probestelle Typ Diatomeen Makrophyten BB 2557 Sacrower See Nordwestufer (Trans 3) 10 x x BB 3142 Sacrower See Försterwiese (Transekt 1) 10 x BB 3143 Sacrower See Hackebusch (Transekt 2) 10 x BB 2556 Scharmützelsee Diensdorf 13 x x BB 2553 Schermützelsee Nordostufer nahe Dampferanlegestelle 10 x x BB 3144 Schermützelsee Ostufer Buckow(Transekt 2) 10 x BB 2592 Schwielochsee Ostufer bei Pieskow (Trans 1) 11 x x BB 3145 Schwielochsee südlich von Pieskow (Trans 2) 11 x BB 2595 Schwielowsee Mirenberg (Trans 1) 12 x x BB 3146 Schwielowsee Petzow (Transekt 2) 12 x BB 3147 Schwielowsee Caputh (Transekt 3) 12 x BB 2575 Stienitzsee Seebad am Terrassencafe (Trans 1) 10 x x BB 3148 Stienitzsee Nordufer (Transekt 2) 10 x BB 2570 Trebowsee Ostufer (Trans 1) 11 x x BB 3149 Trebowsee nördliches Ostufer (Transekt 2) 11 x BB 2600 Wittwesee Westufer (Trans 1) 13 x x BB 3150 Wittwesee Nordufer (Transekt 2) 13 x BB 2597 Zeuthener See Zeuthen Restaurant Olympia (Trans 1) 12 x x BB 3151 Zeuthener See gegenüber Zeuthen (Trans 2) 12 x BB 2563 Zootzensee Südostufer (Trans 1) 10 x x BB 3152 Zootzensee Nordostufer (Trans 2) 10 x BW 947 Alter Weiher Bad bei Altshausen (Trans 3) 1 x BW 2609 Alter Weiher Westufer (Trans 1) 1 x BW 2610 Alter Weiher Fischersteg (Trans 2) 1 x BW 3155 Alter Weiher nahe am Ablauf 1 x BW 943 Bodensee Fischbach-West (Trans 1) 4 x x BW 2611 Bodensee Manzell (Trans 2) 4 x BW 3156 Bodensee Mainau-Litzelstetten nördl Bad (Trans 3) 4 x BW 953 Federsee Stegende (Trans 1) 6 x x BW 938 Feldsee Zugangsweg (Ostufer Trans 1) 9 x x BW 2612 Feldsee Südwestufer (Trans 2) 9 x BW 2613 Feldsee Nordufer (Trans 3) 9 x BW 940 Mindelsee Badesteg Nordwestufer 2 x BW 941 Mindelsee Nordufer Hinteres Ried (Trans 1) 2 x BW 2614 Mindelsee Südufer Mooshalde (Trans 2) 2 x BW 2615 Mindelsee Bootshütte Südwestufer (Trans 3) 2 x x BW 939 Mummelsee Nordufer (Trans 1) 9 x BW 2616 Mummelsee Westufer (Trans 2) 9 x x BW 950 Ruschweiler See Fischersteg Nordwestufer (Trans 1) 2 x x BW 2617 Ruschweiler See Südufer (Trans 2) 2 x BW 2618 Ruschweiler See Ostufer Badestrand (Trans 3) 2 x BW 945 Schluchsee Landzunge bei Schluchsee 9 x BW 946 Titisee Nordostufer (Trans 2) 9 x x BW 1008 Titisee Seehäusle (Trans 1) 9 x BW 2619 Titisee Nordostufer (Trans 3) 9 x

431 BUL PrStNr Gewässername Probestelle Typ Diatomeen Makrophyten BW 3157 Titisee Südwestufer 9 x BY 2033 Abtsdorfer See Lauterbrunn (Trans 1) 2 x x BY 2620 Abtsdorfer See Seemair (Trans 2) 2 x BY 2621 Abtsdorfer See Nordostufer (Trans 3) 2 x BY 2034 Alpsee bei Füssen Südostufer (Trans 1) 4 x x BY 2622 Alpsee bei Füssen Bad Sperbersau (Trans 2) 4 x BY 2623 Alpsee bei Füssen Nordufer, mittig (Trans 3) 4 x BY 2624 Alpsee bei Füssen Steilwand Berzenkopf (Trans 4) 4 x BY 2036 Ammersee bei Stegen (Diat 13) 4 x BY 897 Chiemsee Abschnitt 2 (Seebruck) 4 x BY 2037 Chiemsee Abschnitt 10 (Egerer) 4 x BY 2691 Chiemsee Abschnitt 21 (Chieming) 4 x BY 2692 Chiemsee Abschnitt 41 (nördl. Feldwies) 4 x BY 2693 Chiemsee Abschnitt 54 (Übersee) 4 x BY 2694 Chiemsee Abschnitt 71 (Bernau) 4 x BY 2695 Chiemsee Abschnitt 85 (Mühlbach) 4 x BY 2696 Chiemsee Abschnitt 94 (Prien) 4 x BY 2697 Chiemsee Abschnitt 130 Diat 3 (Bucht bei Breitenbrunn) 4 x x BY 2698 Chiemsee Abschnitt 134 (Bad) 4 x BY 2699 Chiemsee Abschnitt 145 (Gstadt) 4 x BY 2700 Chiemsee Abschnitt 152 (Gollershausen) 4 x BY 2701 Chiemsee Abschnitt 159 (Campingplatz, Lambach) 4 x BY 2702 Chiemsee Abschnitt 176 (Herreninsel) 4 x BY 2703 Chiemsee Abschnitt 189 (Frauenchiemsee) 4 x BY 2806 Chiemsee Südlich Gstadt Diat 5 Makrophy 142 4 x BY 2807 Chiemsee Herreninsel W-Ufer Diat 6 Makrophy 186 4 x BY 2059 Froschhauser See Abschnitt 7 `96 (Trans 1) Diat 2 1 x x BY 2645 Froschhauser See Abschnitt 1 `96 (Trans 3) 1 x BY 2646 Froschhauser See Abschnitt 3 `96 (Trans 2) Diat 11 1 x x BY 2183 Funtensee Diatomeenprobenstelle 1 4 x BY 2184 Funtensee Diatomeenprobenstelle 2 4 x BY 2446 Griessee Südufer (Trans 1) 1 x BY 2625 Griessee Westufer (Trans 2) 1 x BY 2626 Griessee Bad im Norden (Trans 3) 1 x BY 2627 Griessee Nordostufer (Trans 4) 1 x x BY 2035 Großer Alpsee bei Immenstadt Nordwestufer (Trans 1) 4 x BY 2452 Großer Alpsee bei Immenstadt Hintersee (Trans 2) 4 x BY 2647 Großer Alpsee bei Immenstadt westlich Gschwend (Trans 3) 4 x x BY 3162 Großer Alpsee bei Immenstadt Ostufer 4 x BY 2044 Großer Ostersee Abschnitt 51 `94 (Trans 1) 2 x x BY 2648 Großer Ostersee Abschnitt 68 `94 (Trans 2) 2 x BY 2649 Großer Ostersee Abschnitt 64 `94 (Trans 3) 2 x BY 2650 Großer Ostersee Abschnitt 79 `94 (Trans 4) 2 x BY 2651 Großer Ostersee Abschnitt 58 `94 (Trans 5) 2 x BY 2185 Grünsee Diatomeenprobenstelle 1 4 x

432 BUL PrStNr Gewässername Probestelle Typ Diatomeen Makrophyten BY 2186 Grünsee Diatomeenprobenstelle 2 4 x BY 2187 Grünsee Diatomeenprobenstelle 4 4 x BY 2041 Hopfensee Südbucht (Trans 1) Abschnitt 5 1 x x BY 2652 Hopfensee Südwesten (Trans 2) Abschnitt 8 1 x BY 2653 Hopfensee bei Hopfen (Trans 3) Abschnitt 19 1 x BY 2867 Hopfensee Abschnitt 15 1 x BY 2868 Hopfensee Abschnitt 16 1 x BY 2606 Kirchsee Nordufer (Trans 1) 2 x BY 2628 Kirchsee Südufer (Trans 2) 2 x BY 3164 Kirchsee Nordostufer Bad 2 x BY 2042 Kochelsee Abschnitt 20 (Trans 1) 4 x BY 2654 Kochelsee Abschnitt 17 (Trans 2) 4 x BY 2655 Kochelsee Abschnitt 15 (Trans 3) 4 x BY 2043 Königssee Kreuzelwand D 1 M 19 4 x x BY 2190 Königssee Archenwand D 2 M 19 4 x BY 2192 Königssee Eisgraben D 4 M 16 4 x BY 2194 Königssee Sallet D 6 M 10 4 x BY 2195 Königssee Kaunerwand D 7 M 9 4 x BY 2196 Königssee Fütterungsstelle D 8 M 8 4 x BY 2821 Königssee Makrophytenabschnitt 3 4 x BY 2822 Königssee Makrophytenabschnitt 13 4 x BY 2823 Königssee Makrophytenabschnitt 17 4 x BY 2061 Lustsee O-Ufer Diatomeen 3 Makrophy 2 (Trans 1) 2 x x BY 2656 Lustsee O-Ufer Süd LuR Diatomeen 4 Makrophy 3 (Trans 2) 2 x BY 2657 Lustsee W-Ufer Süd Diatomeen 7 Makrophy 1 (Trans 3) 2 x x BY 2658 Niedersonthofner See Südwestufer (Trans 1) 3 x BY 2659 Niedersonthofner See Südostufer (Trans 2) 3 x BY 2660 Niedersonthofner See bei Zellen Nordufer (Trans 3) 3 x BY 2661 Niedersonthofner See Nordwestufer (Trans 4) 3 x BY 2824 Obersee SW-Ufer Makrophytenabschnitt 1 4 x BY 2825 Obersee Fischunkelalm Makrophytenabschnitt 2 4 x BY 2826 Obersee Westufer Makrophytenabschnitt 4 4 x BY 2045 Pelhamer See Westecke (Trans 1) 2 x BY 2629 Pelhamer See Südufer (Trans 2) 2 x BY 2630 Pelhamer See Pelham (Trans 3) 2 x BY 3165 Pelhamer See Südufer PeS 2 x BY 2046 Riegsee Campingplatz Ostufer (Trans 1) 3 x x BY 2662 Riegsee Egling (Trans 2) 3 x BY 2663 Riegsee Neuegling (Trans 3) 3 x BY 2664 Riegsee Riegsee (Trans 4) 3 x BY 2048 Schliersee Krainsbergkogel (Trans 1) 4 x BY 2451 Schliersee Badeplatz westl Insel (Trans 2) 4 x BY 2665 Schliersee Insel Wörth (Trans 3) 4 x BY 2666 Schliersee Ostufer (Trans 4) Makrophy 17 4 x x BY 3166 Schliersee Südufer 4 x

433 BUL PrStNr Gewässername Probestelle Typ Diatomeen Makrophyten BY 2188 Schwarzensee Diatomeenprobenstelle 1 4 x BY 2189 Schwarzensee Diatomeenprobenstelle 2 4 x BY 2049 Seehamer See Zeltplatz Ostufer (Trans 1) 2 x BY 2631 Seehamer See Großseeham (Trans 2) 2 x x BY 2632 Seehamer See Südufer westl Brandlberg (Trans 3) 2 x BY 2050 Simssee Edling (Trans 1) 3 x BY 2667 Simssee Simssee südl Bad (Trans 2) 3 x BY 2668 Simssee Brunnhaus (Trans 3) 3 x BY 2669 Simssee Beuerberg (Trans 4) 3 x BY 3167 Simssee Simssee nördl Bad D (M verfügbar) 3 x BY 2670 Spitzingsee Makrophy 17 (Trans 1) Diatomeen 8 4 x BY 2671 Spitzingsee Makrophy 1 (Trans 2) Diatomeen 1 4 x BY 2672 Spitzingsee Makrophy 14 (Trans 3) Diatomeen 12 4 x BY 2051 Staffelsee Nordwestufer (Trans 1) 3 x BY 2673 Staffelsee Insel Buchau (Trans 2) 3 x BY 2674 Staffelsee Seehausen (Trans 3) 3 x BY 2675 Staffelsee Insel Mühlwörth (Trans 4) 3 x BY 2052 Starnberger See D 128 M 25 (Bernried) 3 x x BY 2707 Starnberger See Abschnitt 32 (nördl. Seeseiten) 3 x BY 2708 Starnberger See Abschnitt 44 (Seeshaupt) 3 x BY 2709 Starnberger See Abschnitt 56 (nördl. St. Heinrich) 3 x BY 2710 Starnberger See Diatomeen 84 Makrophy 61 (Ambach) 3 x x BY 2711 Starnberger See Abschnitt 67 (Hozhausen) 3 x BY 2712 Starnberger See Abschnitt 71 (Ammerland) 3 x BY 2713 Starnberger See Abschnitt 79 (Allmanshausen) 3 x BY 2714 Starnberger See Abschnitt 83 (Leoni) 3 x BY 2715 Starnberger See Abschnitt 88 (Berg) 3 x BY 2716 Starnberger See Abschnitt 99 (südl. Starnberg) 3 x BY 2717 Starnberger See Abschnitt 105 (Possenhofen) 3 x BY 2718 Starnberger See Abschnitt 130 (Garatshausen) 3 x BY 2892 Starnberger See Diatomeen 49a Makrophy 96 3 x BY 2060 Sulzberger See Diatomeen 7 MakrophyAbschnitt 7 (Trans 1) 3 x x BY 2676 Sulzberger See Diatomeen 11 MakrophyAbschnitt 11 (Trans 2) 3 x BY 2677 Sulzberger See Diatomeen 1a MakrophyAbschnitt 1 (Trans 3) 3 x BY 2053 Tachinger See Taching Bad Abschnitt 22 (Trans 1) 3 x x BY 2678 Tachinger See Abschnitt 2 (Trans 2) 3 x BY 2054 Tegernsee Nordwestufer (Trans 1) Makrophy 53 4 x BY 2054 Tegernsee Nordwestufer (Trans 1) Makrophy 53 4 x BY 2679 Tegernsee Nordostufer (Trans 2) Makrophy 4 4 x BY 2680 Tegernsee Ostufer (Trans 3) TeO Makrophy 6 4 x x BY 2681 Tegernsee Yachtclub Westufer (Trans 4) Makrophy 50 4 x BY 2055 Waginger See bei Kühnhausen WaK Makrophy 55 3 x x BY 2682 Waginger See Makrophy 34 (Trans 4) 3 x BY 2683 Waginger See Makrophy 63 (Trans 3) 3 x BY 2213 Walchensee Nördlich Sassau D 14 4 x x

434 BUL PrStNr Gewässername Probestelle Typ Diatomeen Makrophyten BY 2684 Walchensee östlich Walchensee (Trans 1) 4 x BY 2685 Walchensee Insel Sassau (Trans 2) 4 x BY 2686 Weissensee Nordostufer (Trans 1) 3 x BY 2687 Weissensee Weissensee (Trans 2) 3 x BY 2688 Weissensee Moos (Trans 3) 3 x BY 2057 Weitsee Nordostufer (Trans 1) 4 x x BY 2633 Weitsee Südostufer (Trans 2) 4 x BY 2634 Weitsee Südwesten (Trans 3) 4 x BY 2635 Weitsee Nordwestufer (Trans 4) 4 x BY 2058 Wörthsee Bachern (Trans 1) 3 x BY 2636 Wörthsee Schlagenhofen (Trans 2) 3 x BY 2637 Wörthsee Südufer (Trans 3) 3 x BY 3168 Wörthsee Südufer Bad Adria Grill 3 x MV 2456 Aussenmüritz Klink südlich Waren (Trans 1) 14 x x MV 3091 Aussenmüritz Sembzin (Transekt 2) 14 x MV 2481 Barniner See Barnin (Trans 1) 10 x x MV 3092 Barniner See südlich der Warnow (Trans 2) 11 x MV 2471 Breiter Luzin Feldberger Hütte Bad (Trans 1) 13 x x MV 2475 Dabelowsee Landzunge (Trans 1) 10 x x MV 3093 Dabelowsee Südufer (Transekt 2) 10 x MV 2465 Großer Kiever See Nordostufer 11 x MV 3159 Großer Kiever See Südufer (Trans 1) 11 x MV 2463 Großer Kulowsee Ostufer 11 x x MV 2453 Großer Peetscher See Südufer Pferdeweide (Trans 1) 11 x x MV 3094 Großer Peetscher See Nordufer (Trans 2) 11 x MV 3095 Großer Peetscher See Südufer Bootshaus (Trans 3) 11 x MV 2459 Großer Wariner See Warin Bad (Trans 1) 14 x x MV 3098 Großer Wariner See Westufer (Trans 2) 14 x MV 3099 Großer Wariner See Nordbucht (Trans 3) 14 x MV 2454 Lenzener See Nördliche Landzunge (Trans 2) 11 x x MV 3100 Lenzener See Südliche Landzunge (Trans 1) 11 x MV 2457 Malkwitzer See Malkwitz (Trans 1) 11 x x MV 3101 Malkwitzer See Westufer (Transekt 2) 11 x MV 3102 Malkwitzer See Ostufer (Transekt 3) 11 x MV 2468 Pinnower See Südufer Wasserwerk (Trans 2) 13 x x MV 3096 Pinnower See Nordwestufer (Transekt 1) 13 x MV 3097 Pinnower See Ostufer (Transekt 3) 13 x MV 2467 Schaalsee Zarrentin Bad (Trans 1) 13 x x MV 3103 Schaalsee Ostufer (Transekt 2) 13 x MV 3104 Schaalsee Techiner See (Transekt 3) 13 x MV 2455 Treptowsee Nordostufer (Trans 1) 11 x x MV 3105 Treptowsee Südufer (Trans 2) 11 x MV 3106 Treptowsee Nordufer (Trans 3) 11 x MV 2460 Upahler See Klein Upahl 11 x NI 1117 Dümmer Dümmmerlohausen Bad (Trans 1) 11 x x

435 BUL PrStNr Gewässername Probestelle Typ Diatomeen Makrophyten NI 3117 Dümmer westlich Huntezufluss (Transekt 2) 11 x NI 1118 Steinhuder Meer Steinhude 11 x NI 3118 Steinhuder Meer Steinhude Strand (Transekt 2) 11 x NI 3119 Steinhuder Meer nördlich Stelle 2 (Transekt 3) 11 x RP 1006 Gemündener Maar Nordufer (Trans 1) 9 x RP 2638 Gemündener Maar Westufer (Trans 2) 9 x x RP 2444 Immerather Maar Nordwestufer (Trans 1) 9 x x RP 2642 Immerather Maar Ostufer (Trans 2) 9 x RP 1004 Laacher See Nordwestufer (Trans 1) 7 x RP 2448 Laacher See Nordostufer (Trans 2) 7 x RP 3160 Laacher See Süwestufer Bootsanlegestelle 7 x RP 3161 Laacher See Nordufer Campingplatz 7 x RP 1007 Pulvermaar Nordufer Campingplatz (Trans 1) 9 x RP 2640 Pulvermaar Westufer (Trans 2) 9 x x RP 2641 Pulvermaar Südostufer (Trans 3) 9 x RP 2450 Schalkenmehrener Maar Westufer (Trans 1) 9 x x RP 2643 Schalkenmehrener Maar Südufer (Trans 2) 9 x RP 2644 Schalkenmehrener Maar Nordostufer (Trans 3) 9 x RP 1005 Weinfelder Maar Nordostufer (Trans 1) 9 x RP 2639 Weinfelder Maar Nordufer uh Kapelle (Trans 2) 9 x x SH 979 Arenholzer See Bad Nordostbucht (Trans 1) 11 x x SH 3107 Arenholzer See westlich vom Bad (Trans 2) 11 x SH 971 Dobersdorfer See Bad in Schlesen 14 x SH 3108 Dobersdorfer See Ziegelhof (Transekt 1) 14 x SH 3109 Dobersdorfer See Gehege Bookhorn (Transekt 2) 14 x SH 3110 Dobersdorfer See Bad Tökendorf (Transekt 3) 14 x SH 965 Großer Plöner See Spitzenort (Trans 1) 13 x x SH 3111 Großer Plöner See Koppelsberg (Transekt 2) 13 x SH 960 Selenter See Grabensee Bad (Trans 1) 13 x x SH 3114 Selenter See Adelinental (Transekt 2) 13 x SH 983 Südensee bei Sörup (Trans 3) 11 x SH 3112 Südensee Südostufer (Trans 1) 11 x SH 3113 Südensee Nordufer (Trans 2) 11 x SH 3158 Südensee Südenseehof 11 x SH 962 Suhrer See Niederkleveez (Trans 1) 13 x x SH 3115 Suhrer See Nordufer (Transekt 2) 13 x SH 963 Wittensee Bünsdorf (Trans 1) 13 x x SH 3116 Wittensee Bünsdorf Nord (Transekt 2) 13 x ST 2607 Süsser See Strand am Campingplatz (Trans 1) 6 x x ST 3090 Süsser See NO Bucht (Transekt 2) 6 x

436 Abbildung 105 Das Typisierungssystem für die Seen und Talsperren Deutschlands mit Wasserflächen ab 50 ha (MATHES et al. 2002)

437 7.2 Makrophyten

7.2.1 Methoden

7.2.1.1 Entwicklung der Kartierungsmethodik

Tauchkartierungen des gesamten Litoralbereichs nach MELZER (1988) sowie die Verwendung von Luftbildern in Kombination mit geeigneten Freilanduntersuchungen (z. B. SCHMIEDER 1997) er- möglichen eine genaue flächenmäßige Erfassung der makrophytischen Vegetation von Seen. Für eine vergleichende Untersuchung von einer möglichst großen Anzahl von Gewässern sind diese Methoden jedoch mit einem zu hohen materiellen und personellen Aufwand verbunden. Aus diesem Grund wurden entsprechend den Kartierungen an Fließgewässern stichprobenartige Unter- suchungen einzelner Transekte vorgenommen. Eine Untersuchung der Transekte mittels Tauch- kartierung konnte im Rahmen des Projektes aus personellen Gründen nicht erfolgen. Aus diesem Grund wurde auf die gleichfalls etablierte Verwendung von Rechen und Greifgeräten (ENGEL & NICHOLS 1994, KARTTUNEN & TOIVONEN 1995, JENSEN 1977) zurückgegriffen. Bei der Auswahl der Methoden wurde zudem auf größtmögliche Kompatibilität mit den vorhandenen Altdaten geachtet. Um die vorhandenen Daten (siehe unten) aus früher durchgeführten Kartierungen gemeinsam mit den neuerhobenen auswerten zu können, wurde die Tiefenverbrei- tung der Arten in Seen anhand der von MELZER (1988) festgelegten Tiefenklassen erfasst. Den gleichen Vorteil bot auch die Schätzskala nach KOHLER (1978) zur Beurteilung der Pflanzenmenge. Diese fünfstufige Skala vereint zudem ausreichende Genauigkeit mit sehr guter Reproduzierbarkeit. Vergleichende Untersuchungen (unveröffentlichte Daten) ergaben, dass durch die Beprobung mit Greifgeräten nicht alle seltenen Taxa erfasst werden, die mittels Tauchkartierung gefunden werden. Die für die Stelle charakteristischen Arten stimmen jedoch gut überein. Bei Entwicklung des Bewertungsverfahrens wurde dies berücksichtigt. Die im vorliegenden Projekt verwendete Kartierungsmethodik diente als Grundlage zur Entwick- lung eines Bewertungsverfahrens (vgl. Kapitel 7.2.2) und ist daher sehr umfassend und ausführ- lich. Die erhobene Datenmenge übersteigt die Anforderungen für die Anwendung des Bewertungs- schemas bei Weitem, kann aber als Basis für weiterführende (aut)ökologische Untersuchungen an Makrophyten angesehen werden. Für die spätere Anwendung im Monitoring sind darüber hinaus verschiedene Modifikationen nötig. So erfordert beispielsweise die Gesamtbewertung von Seen eine größere Auswahl an Probestellen als im vorliegenden Projekt, dessen Ziel die Untersuchung einer möglichst hohen Anzahl unterschiedlicher Makrophytenstandorte war (vgl. Kapitel „Festlegung der Probestellen“, Seite 535). Vor dem Hintergrund einer späteren Evaluierung des Bewertungssystems und auch um für Makro- phyten eine ähnlich umfassende Datengrundlage zu schaffen wie für das Makrozoobenthos in Fließgewässern, wird die beschriebene Kartierungsmethode für weitere Untersuchungen empfohlen. Der Arbeitsaufwand ist dabei nicht wesentlich höher als bei einer verkürzten Kartierung (vgl. Kapitel „Kartieranleitung“, Seite 536). Die Datenverwaltung sollte in der Datenbank „PHYLIB“ des Bayerischen Landesamtes für Wasserwirtschaft erfolgen, über die die Daten auch einem breiten Anwenderkreis zugänglich gemacht werden könnten (z. B. über Internet).

438 Für die in der WRRL geforderte Überwachung sowie zur Reduktion des Zeit- und Kostenaufwandes wird im Kapitel „Kartieranleitung“, Seite 536, eine verkürzte Arbeitsanleitung vorgestellt.

7.2.1.2 Freilandarbeiten Seen Da Kartierungen des ganzen Seeufers im Rahmen des Projektes aus zeitlichen Gründen nicht durchführbar waren, wurden vor Ort zwei bis vier strukturell möglichst unterschiedliche gewäs- sertypische Stellen bestimmt, die außerhalb des direkten Einflussbereichs von Zu- und Abflüs- sen lagen. Auswahlkriterien waren Exposition, Morphologie, Substratart, Uferbewuchs und Ufer- nutzung. Die exakte Lage der untersuchten Seestellen wurde vor Ort in Topographische Karten im Maßstab 1:50 000 bzw. soweit vorhanden 1:25 000 (z. B. CD-Atlas 25 GISCAD (1998a, 1998b) oder TOP 200 des BUNDESAMTES FÜR KARTOGRAPHIE UND GEODÄSIE (1998) eingezeichnet. Jede Stelle wurde fotografisch festgehalten. Bemerkungen zu Besonderheiten oder Auffälligkeiten an der Probestelle wurden zusätzlich notiert. Die Kartierung der Makrophytenvegetation erfolgte einmalig in der Hauptvegetationsperiode (Ende Juni bis Anfang September) in den Jahren 2000 und 2001. Erfasst wurden alle submersen sowie unter der Mittelwasserlinie wurzelnden makrophytischen Wasserpflanzen (Characeen, Wasser- moose und Gefäßpflanzen). An jeder ausgewählten Stelle wurde ein Transekt von 20–30 m Breite senkrecht zur Uferlinie untersucht, das innerhalb eines ökologisch homogenen Litoralabschnitts lag. Besondere Beachtung wurde dabei Ufermorphologie und -nutzung sowie der Sedimentzusammensetzung beigemessen. Auch wurde auf eine einheitliche Zusammensetzung der Makrophytenvegetation der Unter- suchungsflächen geachtet.

Entsprechend der Abschnittskartierung (vgl. MELZER & SCHNEIDER 2001) erfolgte die Einteilung in vier Tiefenstufen (0–1 m, 1–2 m, 2–4 m und 4 m bis zur unteren Vegetationsgrenze). Jede Tie- fenstufe wurde einzeln untersucht. Die Beprobung fand von der Flachwasserzone in Richtung der unteren Grenze der Makrophytenbesiedlung statt. Abhängig von den Bedingungen vor Ort kamen folgende Geräte zum Einsatz: • Wathose bzw. Schnorchelausrüstung im Flachwasserbereich • Sichtkasten • Beidseitiger, mit einem Gewicht (z. B. Tauchblei) beschwerter Rechen (Rechenkopf: 59 cm, Zinkenabstand 2 cm; modifiziert nach DEPPE & LATHROP 1993). Ein am Rechen- stiel befestigtes Seil mit Markierungen in Meterabständen erlaubt die Beprobung von de- finierten Tiefenbereichen. • Bodengreifer (nach Ekman-Birge, Firma Hydrobios, Kiel) und passender Eimer Die erste Tiefenstufe wurde in der Regel watend mit dem Sichtkasten untersucht. Stichproben- artige Entnahmen mit Rechen bzw. Greifer dienten der Analyse der Artenzusammensetzung der Pflanzenpolster, z. B. in gemischten Characeenbeständen. Im tieferen Wasser wurde mit dem Boot tiefenlinienparallel wiederholt hin und her gefahren. So- weit es die Transparenz des Gewässers zuließ, wurde die Ausdehnung der Pflanzenbestände mit dem Sichtkasten oder alternativ schnorchelnd abgeschätzt. Aus jeder Tiefenstufe, in der sich die Pflanzenpolster nicht mit dem Sichtkasten erkennen ließen, wurden mindestens vier Stichproben gezogen. Fanden sich in der letzten Probe neue Arten, so wurden weitere Proben entnommen, bis 439 keine weiteren neuen Arten mehr festgestellt wurden. Bei der Beprobung mit dem Rechen wurde dieser stets vom tiefen in Richtung des flacheren Bereichs gezogen, um ein Abgleiten am Substrat zu verhindern. Nachfolgende Aufstellung (Tabelle 239) zeigt die Vor- und Nachteile von Rechen und Boden- greifer. Entsprechend den Bedingungen vor Ort wurde eine geeignete Kombination gewählt.

Tabelle 239 Vor- und Nachteile von Rechen und Bodengreifer

Gut geeignet bei Weniger gut geeignet bei Rechen weichem schlammigen Substrat hartem, grobem Substrat hochwüchsigen Arten niedrigen Pflanzen lückigem Pflanzenwuchs oder bei schlechten Sicht- hohem Totholzanteil sowie im Bereich von Ankerbojen verhältnissen (in diesem Fall ist die Fläche der einzel- (Gefahr des Verhakens) nen Stichproben auszudehnen) Greifer guter Sicht für jedes Substrat (die Probe kann gezielt hochwüchsigen Pflanzen aus dem Pflanzenpolster genommen werden) schlechten Sichtverhältnissen und zugleich lückigem kleinwüchsigen Arten Pflanzenwuchs (durch die geringe Probefläche besteht die Gefahr, die Proben zwischen den Pflanzen zu ent- schwer zugänglichen Stellen z. B. zwischen Totholz nehmen)

In jeder Tiefenstufe wurde die beobachtete Häufigkeit jeder Art anhand der fünfstufigen Skala nach KOHLER (1978, Tabelle 240) abgeschätzt und in den Aufnahmebogen (Abbildung 106) eingetragen. Diese Mengenschätzung kombiniert Abundanz und Deckung der einzelnen Arten.

Tabelle 240 Pflanzenmengenskala nach KOHLER (1978)

Pflanzenmenge Beschreibung 1 sehr selten 2selten 3verbreitet 4häufig 5 massenhaft

Die Tiefe der Vegetationsgrenze sowie die am tiefsten vorkommende Art wurden ebenfalls notiert. Von schwer bestimmbaren Arten wurden Proben entnommen, die unter dem Stereomikroskop nachbestimmt und gegebenenfalls herbarisiert wurden. Zur Bestimmung der Arten diente die im Folgenden aufgelistete Literatur:

• CASPER & KRAUSCH (1980, 1981) • KLAPP & OPITZ VON BOBERFELD (1990) • KRAUSCH (1996) • KRAUSE (1997) • ROTHMALER (1994a, 1994b) • SCHMEIL (1993)

440 Abbildung 106 Datenbogen zur Makrophytenerfassung von Seen.

441 Zusätzlich zur Vegetation erfolgte die Aufnahme wesentlicher Standortfaktoren der zu untersuchenden Stellen. Zur Erhebung diente ein von SCHOLZE et al. (2003) entwickelter zweiteiliger Aufnahmebogen. In der Uferbeschreibung (Abbildung 107) wurden Bewuchs, Nutzung, Ufer- beschaffenheit sowie Besonderheiten erfasst. Die Litoralbeschreibung (Abbildung 108) berück- sichtigt wesentliche gewässerinterne Faktoren bezogen auf die untersuchten Tiefenstufen. Erhoben wurden die Zusammensetzung des Substrates und der Sedimentauflage, Strukturelemente, Auf- wuchs, Gefälle, Besonderheiten sowie im Flachwasser die Beschattung (nach der Skala von WÖRLEIN 1992, Tabelle 241).

Tabelle 241 Beschattungsskala nach WÖRLEIN (1992)

442 Abbildung 107 Datenbogen zur Uferbeschreibung von Seen.

443 Abbildung 108 Datenbogen zur Litoralbeschreibung von Seen.

444 7.2.1.3 Datenaufbereitung

Umfang des Datensatzes und Datenbank Insgesamt standen für das Erstellen des Bewertungssystems Kartierungsdaten zu 275 Stellen in 95 Seen zur Verfügung (vgl. Tabelle 242). Zu 103 Stellen aus 24 Seen konnten Makrophytendaten des Bayerischen Landesamtes für Wasserwirtschaft bzw. der Limnologischen Station der TU München verwendet werden, die im Rahmen verschiedener staatlicher Projekte erhoben worden waren. Diese Daten waren mittels Tauchkartierungen nach MELZER (1988) zwischen 1988 und 2001 erhoben worden. Teilweise wurden nachträglich Strukturparameter zu den im Projekt bearbeiteten Stellen aufgenommen (siehe Tabelle 242).

Tabelle 242 Zusammensetzung des Gesamtdatensatzes (Seen)

Seen Stellen Neuerhebungen 71 172 Altdaten 24 103 Gesamt 95 275

Um einen bundesweit repräsentativen Gesamtdatensatz zu erhalten, wurden im Sommer 2000 und 2001 weitere Kartierungen von 172 Stellen in 71 Seen durchgeführt. Die Auswahl der zu untersuchenden Seen war durch das Projekt vorgegeben. In der Regel war die Untersuchung einer Stelle pro See vorgeshen. Die übrigen Stellen wurden zusätzlich untersucht. Die durchschnittliche Taxazahl pro Probestelle beträgt 8,8 (6,5 submerse). Vier Probestellen wiesen keine Makrophytenvegetation auf, an 25 Stellen wurden nur emerse Pflanzen gefunden. Die höchste Artenzahl von 23 (18 submerse) wurde im Chiemsee (Stelle 10) aufgenommen. Mit 19 submersen Taxa zeigte der Große Stechlinsee (Stelle 9) die größte untergetauchte Artenvielfalt. Die Kartierungsdaten wurden in die bereits vorhandene Makrophytendatenbank des Landesamtes eingegeben und in die Datenbank „PHYLIB“ (SCHMEDTJE et al. 2001a) übernommen.

Die Nomenklatur der makrophytischen Wasserpflanzen richtet sich nach CASPER & KRAUSCH (1980, 1981) bzw. KRAUSE (1997) im Fall der Characeen. Davon abweichende Bezeichnungen innerhalb der vorhandenen Altdaten wurden angepasst. Da bei den Kartierungen teilweise auf unterschiedlichem Bestimmungsniveau gearbeitet worden war, waren hier ebenfalls Anpassungen notwendig. So wurden Vorkommen von Unterarten (beispielsweise der Characeen) auf Artniveau zusammengefasst. Die in Seen ohnehin seltenen Moosfunde wurden mit Ausnahme der Gattung Fontinalis zu der Sammelgruppe Bryophyta vereinigt.

Für alle Berechnungen war eine Umwandlung der geschätzten Pflanzenmengen (P) in Quantitäten (Q) notwendig. Die fünfstufige Kohler-Skala ist nicht linear, d. h. die Skalierung der Schätzwerte ist nicht metrisch sondern ordinal. Die Werte können jedoch bei Bedarf über die Funktion Q = P³ in ein metrisches Niveau überführt werden (KOHLER & JANAUER 1995), was nach MELZER (1988) eine gute Abschätzung der Makrophyten-Biomasse bietet. Im Fall der Seen erforderte die Durchführung der multivariaten Statistik eine spezielle Aufbereitung des Datensatzes. Um Ähnlichkeitsanalysen einzelner Stellen durchführen zu können, mussten die Kartierergebnisse der untersuchten Tiefenstufen zusammengefasst werden. In die Datenauswertung sollte die Zusatzinformation, die die Tiefenverbreitungen der Arten bieten, miteingehen um eine

445 möglichst differenzierte Betrachtung zu gewährleisten. Aus diesem Grund wurden Arten mit Vor- kommen in unterschiedlichen Tiefenstufen, entsprechend ihrer Tiefenverbreitung aufgeteilt. Fun- de einer Art aus verschiedenen Tiefen wurden wie Funde unterschiedlicher Arten behandelt (also Art A aus 0–1 m, Art A aus 1–2 m, u. s. w.). Die so aufbereiteten Daten gingen in die statistischen Analysen sowie in die Vegetationstabellen ein. Bei Erstellung des Bewertungssytems zeigte sich schließlich, dass eine Vereinfachung keinen nennenswerten Informationsverlust zur Folge hatte. Aus diesem Grund können zur Bewertung einer Stelle die Quantitäten der Taxa jeweils über alle Tiefenstufen aufsummiert werden. Zur Erstellung der Typologie wurden seltene Arten ausgeschlossen, also Arten die entweder nur an einer Stelle oder an zwei Stellen mit Häufigkeiten nicht über zwei („selten“) angetroffen worden waren. Diese seltenen Arten sind nicht geeignet, typbedingte Ähnlichkeiten zwischen Stellen aufzuzeigen und ihre Berücksichtigung erschwert die statistische Datenauswertung (GAUCH 1982 zit. in OBERDORFF et al. 2001).

Die Erarbeitung der Referenzbiozönosen und Degradationsverläufe hingegen erfolgte unter Ein- beziehung aller Taxa.

Aufbereitung der Chemiedaten Die vom Bayerischen Landesamt für Wasserwirtschaft (BLfW) gesammelten und zur Verfügung gestellten Wasserchemiedaten wurden für eine weitere Auswertung aufbereitet. Die Daten- grundlage erwies sich dabei als teilweise sehr lückenhaft und heterogen, da nicht von allen Bun- desländern die Anforderungen des Gewässersteckbriefes in gleicher Weise erfüllt wurden. Bei Chemiedaten von Seen bereite die Auswertung von Daten unterschiedlicher Messfrequenz und verschiedener Tiefenprofile Schwierigkeiten. Für sieben der untersuchten Seen liegen keine Daten zur Zeit der Sommerstagnation vor. Die Aufbereitung und Auswertung der Wasserchemiedaten erfolgte nach der LAWA-Richtlinie zur Seenbewertung nach trophischen Kriterien (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1999). Soweit vorhanden, wurden Daten aus mindestens vier Messungen (Frühjahr und drei Sommer- messungen) des in Bezug zur Makrophytenkartierung aktuellsten Jahres verwendet. Soweit die Daten vorlagen, wurden folgende Parameter berechnet: • Gesamt-Phosphorkonzentrationen zur Zeit der Frühjahrszirkulation bzw. bei polymiktischen Seen zu entsprechender Jahreszeit (etwa März bis Ende April) • epilimnische Sommermittelwerte der Gesamt-Phosphorkonzentrationen sowie der Chloro- phyll a-Konzentrationen (Sommermittelwert Mai bis September, ohne Klarwasserstadium) • Sommermittelwerte der Sichttiefen (ohne Klarwasserstadium)

7.2.1.4 Auswertung und Statistik Die Auswertung der Daten erfolgte mit den Programmen Access 2002 (Microsoft), Excel 2002 (Microsoft), SPSS 10.0 für Windows (SPSS Inc.) und MVSP 3.12f (Kovach Computing Services). Zur Erstellung der Typologie (vgl. Kapitel 7.2.2.2) wurden verschiedene Korrespondenzanalysen (CA), Kanonische Korrespondenzanalysen (CCA) sowie Hierarchische Clusteranalysen durch- geführt. In diese Analysen gehen Artenzusammensetzung und Abundanz der Arten an den Probe- stellen ein, in die Kanonische Korrespondenzanalyse zusätzlich Informationen zu Umweltfaktoren.

446 Als eine Methode zum Erkennen natürlicher Gruppen von Probestellen wurden Korrespondenz- analysen mit dem Programm MVSP 3.12f durchgeführt. Das resultierende Streudiagramm zeigt die Ähnlichkeit der Aufnahmen in ihrer Artenzusammensetzung und Abundanz durch die Nähe der entsprechenden Punkte zueinander an. Verwendet wurde der Algorithmus nach Hill, die Anzahl der Achsen wurde nach dem „Kaiser-Kriterium“ festgelegt (vgl. STOYAN et al. 1997). Mit Hilfe der Kanonische Korrespondenzanalyse wurde nach Zusammenhängen zwischen den Umweltdaten und den Abundanzen der Taxa gesucht (MVSP 3.12f). Es wurden die gleichen Ein- stellungen wie zur Durchführung der Korrespondenzanalysen verwendet. Zur Untersuchung des Einflusses der Strukturgüte auf die Flachwasservegetation (7.2.2) wurden seltene Taxa geringer gewichtet als häufige. Dadurch sollte bei der Suche nach geeigneten Indikatorarten die Überbewertung zufälliger Einzelfunde vermieden werden.

Berechnung des Makrophytenindex (MI, MELZER) Für die Stellen der süddeutschen Seen (BY und BW) wurde der Makrophytenindex wie bei MELZER & SCHNEIDER (2001) beschrieben gemäß folgender Formel (Gleichung 35) berechnet:

Gleichung 35 Berechnung der Makrophytenindex MI nach MELZER (1988)

n MI = Makrophytenindex ∑ Ii ∗Qi MI= i=1 Ii = Indikatorwert des i-ten indikativen Taxons n Qi = Quantitätsstufe des i-ten indikativen Taxons ∑Qi n = Gesamtzahl der Taxa i=1

Nach dieser Formel lässt sich für jeden Abschnitt der Makrophytenindex berechnen, der sich zwischen 1,0 und 5,0 bewegt. Zur Entwicklung dieses Trophie-Indexes wurden ausnahmslos kalkreiche Seen Süddeutschlands berücksichtigt (MELZER 1988).

7.2.2 Entwicklung eines Bewertungsverfahrens für die Organis- mengruppe Makrophyten

7.2.2.1 Ermittlung der Referenzstellen Zur Aufstellung des Untersuchungsprogrammes für das vorliegende Projekt wurden in einer bundesweiten Umfrage alle zuständigen Behörden um Vorschläge zu Probestellen befragt. Neben allgemeinen Angaben wurde auch eine angenommene vorläufige Zustandseinteilung in die ökologi- schen Qualitätsklassen der Wasserrahmenrichtlinie (nach Einschätzung der Ländervertreter) erbeten. Die nach dieser Einschätzung in die Ökologische Zustandsklasse 1 eingeteilten Probestellen wurden (Genaueres hierzu vgl. SCHMEDTJE et al. 2001a) für das Projekt als „vorläufige Referenz- stellen“ behandelt und dienten zur Entwicklung der makrophytenspezifischen Typologien. Zur Erstellung der Bewertungsschemata wurden die vorläufig eingestuften Referenzstellen sowie die übrigen „guten“ Probestellen noch einmal auf ihre Eignung als Referenz untersucht. Die Über- prüfung erfolgte nach den Kriterien Chemie, Struktur und Biologie auf Basis der vom LfW vor- läufig vergebenen Zustandseinteilung. Damit sollte erreicht werden, dass für die Eichung des Be- wertungsverfahrens nur möglichst anthropogen unbeeinflusste und damit typspezifisch ausgeprägte Probestellen herangezogen werden. 447 Als wichtigste wasserchemische Belastungsparameter wurden hier Gesamtphosphor, Nitratstickstoff, Nitritstickstoff, Ammoniumstickstoff, Sauerstoff, pH-Wert, Leitfähigkeit, Chloridkonzentration,

BSB5 und Chlorophyll a betrachtet. Als Hilfsgrößen zur trophischen Einstufung wurde der Makro- phytenindex für Seen (MELZER 1988) berechnet. Zusätzlich wurde die Trophie nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1999) berechnet und die Auswahl der Referenzstellen mit den von SCHAUMBURG et al. (2003) angenommenen typbezogenen Trophiebereichen verglichen. Da für die meisten der übrigen Werte keine Richtwerte für Makrophyten existieren, wurden aus der Literatur zugängliche Grenzwerte als Maßstab angesetzt (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1999). Diese dürfen zwar nicht als Absolutwerte verstanden werden, und haben auch nicht in jeder Ökoregion gleiche Aussagekraft, geben aber zumindest Hinweise auf eventuelle Degrada- tionen. Regionale Unterschiede (z. B. natürlicherweise höhere Trophie in Norddeutschland) wurden dabei berücksichtigt, indem z. B. für Phosphorgehalte weniger strenge Maßstäbe angelegt wurden.

Zur strukturellen Überprüfung der Probestellen an Seen wurden ausgewählte Parameter der Kar- tierprotokolle (Kapitel 7.2.1) verwendet. Von den Referenzstellen ausgeschlossen wurden Stellen mit starker Ufernutzung wie Badestellen, Häfen, angrenzenden Gärten oder Uferverbau. Starke künstliche Wasserstandsveränderungen wurden ebenfalls als Ausschlusskriterium berücksichtigt. Ein biologisches Kriterium zum Ausschluss von Referenzstellen in Seen stellte der Besatz mit Pflanzen fressenden Fischen wie Gras- Marmor- und Silberkarpfen dar, der entweder Arten- verarmung oder die Beseitigung der submersen Vegetation zur Folge hat (DILEWSKI & SCHARF 1988, ROWECK & SCHÜTZ 1988).

7.2.2.2 Typologie für Seen

Allgemeines zur Typologie Schon im frühen 20. Jahrhundert wurde begonnen, verschiedene Gewässer in Deutschland zu biologischen Typen zusammenzufassen. Den für Seen anhand der Tiefenfauna entwickelten Typen THIENEMANNs (1921) wurden bald charakteristische Pflanzengesellschaften zugeordnet (DONAT 1926). Im Laufe des Jahrhunderts wurde dieses ursprünglich nur drei Typen umfassende System weiter ausgebaut und verfeinert (z. B. KRAUSCH 1974, POTT 1983, POTT & REMY 2000). Diese Typisierungen orientieren sich jedoch nur an der aktuellen Gewässersituation, ohne den potentiell natürlichen Zustand zu berücksichtigen. Als Grundlage eines Bewertungsverfahrens im Sinne der WRRL, das z. B. den Einfluss anthropogener Eutrophierung erfassen soll, sind diese Systeme daher nicht geeignet. Die von der Wasserrahmenrichtlinie vorgesehene typspezifische Bewertung anhand von Arten- zusammensetzung und Abundanz erfordert die Abgrenzung möglichst homogener Referenz- biozönosen für die einzelnen Organismengruppen. Zu diesem Zweck wurde eine spezielle Ma- krophyten-Typologien für Seen entwickelt, die als Bestandteil der Bewertungsverfahren verstanden werden muss. Sie soll die geomorphologische Typisierungen nach MATHES et al. (2002) keinesfalls ersetzen, sondern ist mit dieser kompatibel. Aufgrund der oben beschriebenen Vorgehensweise, ausgewählte Gewässerabschnitte zu untersuchen, basiert auch die resultierende Typologie auf der Gruppierung von Gewässerstellen. Somit konnten neben regionalen Faktoren wie Ökoregion und Geologie, die den gesamten See betreffen, auch klein-

448 räumige, innerhalb eines Gewässers variable Einflüsse berücksichtigt werden, sofern sie einen maß- geblichen Einfluss auf die Lebensgemeinschaft im Referenzzustand ausüben. Für Seen bedeutet dies, dass Abschnitte mit unterschiedlichen morphometrischen Eigenschaften z. B. durch die Lage in unterschiedlichen Seebecken, verschiedenen Typen zugeordnet werden können. Aus diesem Grund wird in der vorliegenden Arbeit zwischen Seen, Wasserkörpern und Stellen differenziert: • Der Begriff See wird verwendet, wenn Aussagen über das gesamte Gewässer gemacht werden, z. B. über die Lage innerhalb einer Ökoregion oder zu seinem Chemismus. • Ein Wasserkörper bezeichnet gemäß Artikel 2/10 der WRRL (EUROPÄISCHE UNION 2000) einen „einheitliche[n] und bedeutende[n] Abschnitt eines Oberflächengewässers“, und wird im Folgenden verwendet, um Eigenschaften unterschiedlicher Seebecken zu beschreiben (vgl. Abbildung 109). • Gewässerstellen beziehen sich auf kleinräumige homogene Einheiten innerhalb der Wasserkörper, z. B. die untersuchten Transekte oder allgemein Bereiche, die sich in Ufer- morphogie oder Substratart unterscheiden.

Seeprofil

Wasserkörper 1, Typ A Wasserkörper 2, Typ B • tief • flach • natürlicherweise nährstoffarmes • natürlicherweise nährstoff- Wasser (oligotroph) reiches Wasser (eutroph)

• Referenzbedingungen abwei- • Referenzbedingungen abweichend von Wasserkörper 2 chend von Wasserkörper 1

• Toleranz gegenüber Belastungen • Toleranz gegenüber Belastungen abweichend von Wasserkörper 2 abweichend von Wasserkörper 1

Abbildung 109 Schema zur Trennung von Wasserkörpern innerhalb eines Sees nach REFCOND (WALLIN et al. 2002)

Entwicklung der Makrophyten-Typologie für Seen Die Entwicklung der Seentypologie auf Basis der Makrophytenvorkommen wurde anhand statistischer Ähnlichkeitsanalysen „sehr guter“ Stellen bzw. Referenzstellen erstellt. Die weniger strenge Auswahl der vorab als „sehr gut“ eingestuften Stellen bietet eine aus statistischer Sicht günstigere, breitere Datengrundlage. Durch die Einbeziehung leicht degradierter Stellen verwischen jedoch teilweise Grenzen zwischen einzelnen Typen. Mittels Korrespondenzanalysen (MVSP 3.12f, Kovach Computing Services) bzw. Clusteranalysen (SPSS 10.0 für Windows, SPSS Inc.) ließen sich Gruppen von Referenzprobestellen mit ähnlicher Artenzusammensetzung zusammenfassen. Wie beispielhaft an den ersten drei Achsen der Korre- spondenzanalyse (Abbildung 110) zu sehen ist, können die Stellen der verschiedenen Ökoregionen deutlich abgegrenzt werden.

449 CA case scores

3.7

3.0

2.2 IIa

1.5

0.7

0.0 II III -0.7

Axis 2 Axis -0.7 IIIa 0.0

0.7

1.5 Ökoregionen (MATHES et al. 2002) 2.2 I V Mittelgebirge 3.0 Q Alpen und Voralpen 1.5 2.0 0.5 1.0 -0.5 0.0 Tiefland 3.7-1.5 -1.0 W

Axis 1

Abbildung 110 Korrespondenzanalyse (MVSP) basierend auf Artenzusammensetzung und Abundanzen der streng ausgewählten Referenzstellen. Abgebildet werden Achse 1, 2 und 3.

Eine Einheit bilden die Stellen karbonatarmer Mittelgebirgsseen (I), deren Arteninventar sich grundlegend von dem der karbonatischen Gewässer (II und III) unterscheidet (siehe unten). Zur Charakterisierung der geochemischen Unterschiede empfiehlt sich die Kalzium-Konzentration (MATHES et al. 2002).

Die Gruppe der Alpen- und Voralpenseestellen (II) zeigt gewisse Ähnlichkeit mit den ebenfalls karbonatreichen Stellen der Norddeutschen Tiefebene (III). Eine Zusammenfassung dieser Gruppen ist jedoch wegen des unterschiedlichen Degradationsverlaufs nicht sinnvoll (Kapitel 7.2.2). Abhängig von geographischer und klimatischer Lage variiert das soziologische und trophische Verhalten der submersen Makrophyten, so dass einzelne Arten unterschiedlich auf Degradie- rungseinflüsse reagieren. Eine Untergruppe bilden einige Stellen der untersuchten Alpenseen (IIa). Diese Stellen unterscheiden sich von den restlichen karbonatreichen Stellen Süddeutschlands (II) überwiegend durch geringere Artenzahlen und Abundanzen ab. Auffallend ist die besondere Steilheit und das grobe Substrat dieser Bergseestellen. Wegen der geringen Zahl der Referenzstellen musste eine zusätzliche Differenzierung der in sich sehr heterogenen Gruppe der Norddeutschen Seen vorgenommen werden. Die Seen des norddeutschen Tieflandes wurden anhand morphologischer Kriterien in zwei Gruppen aufgetrennt. Da anthropogener Nährstoffeintrag eine wichtige Degradationsursache in Seen darstellt, ist zusätzlich die Berücksichtigung der natürlichen Trophieverhältnisse für die Definition der Degradationsstufen notwendig (vgl. SCHAUMBURG et al. 2003). Einer der wesentlichen Faktoren, die die natürliche

450 Trophie eines Sees bestimmen ist sein Schichtungsverhalten. Polymiktische, flache Wasserkörper weisen natürlicherweise eine höhere Trophie als geschichtete Seen auf (LÄNDERARBEITSGEMEIN- SCHAFT WASSER 1999, POTT & REMY 2000). Eine Abtrennung entsprechend der Seentypologie der LAWA nach MATHES et al. (2002) erscheint aus diesen Gründen sinnvoll.

Die Abtrennung mäßig kalkreicher Seen des Tieflandes wurde ebenfalls in Betracht gezogen. So fanden sich an zwei der Referenzstellen des Peetsch Sees (IIIa) auch einzelne für die Gruppe der silikatisch geprägten Mittelgebirgsseen (I) charakteristische Arten. Diese Sonderstellung zeigt sich auch an den Wasserchemiewerten dieses Sees. Die Kalzium-Konzentration liegt unter 40 mg/l (Jahreshöchstwert Ca2+). Diesr Wert ist geringfügig niedriger als die der übrigen Seen aus der Ge- samtgruppe (III), aber deutlich höher als die der Mittelgebirgsseen von unter 15 mg/l Ca2+. Eine Abtrennung mäßig kalkreicher Seen des Tieflandes wäre aus vegetationskundlicher Sicht also denkbar. Die Bildung eines eigenen Typs ist jedoch wegen der geringen Zahl der in Frage kommenden Stellen nicht sinnvoll. Von den untersuchten Seen wäre neben dem eben erwähnten nur noch ein weiterer See diesem Typ zuzuordnen. Eine große Anzahl an Seen dieser Gruppe, die die in Bezug auf die WRRL oft geforderte Mindestgrenze von 50 ha aufweisen ist auch nach Einschätzung der LAWA-Vertreter nicht zu erwarten (MATHES et al. 2002). Aus diesen Gründen werden die mäßig kalkreichen Seen nicht als eigener Typ ausgewiesen. Da die Vegetation der untersuchten Stellen eine größere Übereinstimmung mit der in Tieflandseen als in Mittelgebirgsseen zeigt, werden die in Frage kommenden Stellen den entsprechenden Typen des Tieflandes zugeordnet. Die Grenze zur Unterscheidung zwischen kalkreichen und kalkarmen Gewässern wird wie bei MATHES et al. (2002) auf 15 mg/l Ca2+ gesetzt.

Eine weitere Unterteilung der Typologie für Seen entsprechend der Typologie nach MATHES et al. (2002) konnte anhand des vorhandenen Datensatzes ebenfalls nicht durchgeführt werden. Auf- grund fehlender Referenzstellen war beispielsweise für stark durchströmte Seen des Tieflandes keine Definition der Biozönose möglich. Die untersuchten Seen zeigten keinen oder höchstens sehr geringen Makrophytenbewuchs. Die Typologie sowie Bewertungsverfahren sind aber als offene Systeme durchaus erweiterbar falls z. B. neue Erkenntnisse über Referenzzönosen vorliegen. So befasst sich derzeit ein Forschungs- projekt mit der Rekonstruktion von Leitbild-Biozönosen verschiedener Flachseen des Landes Brandenburg anhand von Sedimentuntersuchungen (KÖRNER 2003). Insgesamt wurden vier Biologische Seetypen unterschieden Tabelle 243. Die verwendeten Abkür- zungen setzen sich analog zu denen der Fließgewässer aus Ökoregion, Geochemie und Morpholo- gie bzw. Schichtungsverhalten zusammen. Großbuchstaben betreffen den See als Ganzes, Klein- buchstaben beziehen sich auf Faktoren, die innerhalb eines Sees variieren können. Die Zuordnung der Stellen erfolgt gemäß Tabelle 244.

Tabelle 243 Makrophyten-Typologie für Seen

Abkürzung Typbezeichnung MTS Stellen silikatisch geprägter Seen der Mittelgebirge und des Tieflandes Stellen karbonatischer Seen der Alpen und des Alpenvorlandes (AK) incl. Unter- AK(s) typ extrem steile Stellen der karbonatischen Alpenseen (AKs) TKg Stellen stabil geschichteter karbonatischer Wasserkörper des Tieflandes TKp Stellen polymiktischer karbonatischer Wasserkörper des Tieflandes

451 Tabelle 244 Makrophyten-Typologie für Seen: Bestimmungsschlüssel zur Einordnung der Probestellen

Bestimmungsschlüssel für die Einordnung von Seestellen in die Makrophyten-Typologie Die Zuordnung wurde für Stellen entwickelt. Es ist möglich, dass verschiedene Stellen eines Sees unterschiedlichen Typen zugeordnet werden müssen, wenn diese sich in ihren Habitateigenschaften stark unterscheiden.

1a Seen auf silikatischem Untergrund (Briem: Gneis, Vulkanite, Buntsandstein) mit geringem Kalziumgehalt im Wasserkörper (Ca < 15 mg/l )...... Æ Typ MTS 1b Kalziumgehalt höher ...... Æ 2

2a Ökoregion: Alpen und Alpenvorland...... Æ 3 2b Ökoregion: Tiefland ...... Æ 4

2c Ökoregion: Mittelgebirge...... Æ Überprüfung im Einzelfall notwendig

3a Steile, felsige Stellen in Alpenseen die aufgrund extremer Bedingungen für Makro- phyten keinen flächendeckenden Bewuchs zulassen. Diese Stellen liegen typischerweise an Felswänden in Seen oberh. von 600 m über NN. Das besiedelbare Substrat besteht zu mind. 50 % aus Fels, Blöcken oder Steinen...... Æ Untertyp AKs 3b übrige Stellen ...... Æ Typ AK

4a Stelle innerhalb eines sommerlich stabil geschichteten Beckens ...... Æ Typ TKg 4b Stelle innerhalb eines polymiktischen Beckens ...... Æ Typ TKp

Das erarbeitete Typisierungsschema wurde auf der Basis der untersuchten Referenzgewässer erstellt. Die Aufstellung eines deutschlandweiten Messstellennetzes sollte sicherstellen, dassalle be- deutenden Seetypen des Gebietes mit Referenzstellen agedeckt werden. Trotz dieser Bemühungen erhebt das vorgestellte System keinen Anspruch auf Vollständigkeit. Lässt sich für einen See keine Entsprechung in der Typologie finden, ist im Einzelfall abzuwägen, ob er zur Bewertung einem der Typen zugeordnet werden kann. Im Anschluss an die Beschreibung der Typen werden beispielhaft einige Gewässer angesprochen, für die eine Zuordnung nach diesem Schema nicht möglich ist.

Charakterisierung der Seetypen Insgesamt werden vier biozönotische Seetypen unterschieden. Um die Zuordnung der degradierten Stellen zu ermöglichen, wurden die Typen anhand charakteristischer, nicht degradationsabhängiger abiotischer Merkmale geographisch, geochemisch, hydrologisch und morphologisch von einander abgegrenzt. Soweit möglich werden entsprechende Typen nach MATHES et al. (2002) angegeben.

Silikatisch geprägte Seen der Mittelgebirge und des Tieflandes (MTS)

Definition Diese Gruppe beinhaltet karbonatarme Seen der Mittelgebirge sowie des Flachlandes. Charak- teristische Taxa sind Weichwasserarten wie das Wechselblütige Tausendblatt Myriophyllum alterniflorum, das See-Brachsenkraut Isoetes lacustris oder der Strandling Littorella uniflora. Mit den untersuchten Referenzstellen konnten nur die Seen der Mittelgebirge erfasst werden. Auf- grund der großen Ähnlichkeit dieser Makrophytengesellschaften mit denen kalkarmer Seen des Flachlands (VÖGE 1995, DOLL 1978) erscheint eine Ausweitung des Typs entsprechend der Defi- nition des FFH-Naturraumtyps 3110 „Oligotrophe Stillgewässer des Flach- und Hügellandes mit Vegetation der Littorelletalia“ (BUNDESAMT FÜR NATURSCHUTZ 2003) jedoch möglich.

452 Abgrenzungskriterien Seen dieses Typs weisen folgende abiotische Merkmale auf: • Seen der Mittelgebirge oder des Flachlandes • Ca2+ < 15 mg/l (Jahreshöchstwert)

Untersuchte Seen dieses Typs Feldsee, Gemündener Maar, Immerather Maar, Mummelsee, Pulvermaar, Schalkenmehrener Maar, Titisee, Weinfelder Maar

Karbonatreiche Seen der Alpen und des Alpenvorlandes (AK(s))

Definition Der Typ AK beinhaltet Stellen karbonatreicher Seen der Alpen und Voralpen. Die charakteristische Vegetation sind Armleuchteralgenbestände (Ordnung Charales). Extrem steile, felsige Stel- len der Alpenseen, die aufgrund extremer Bedingungen für Makrophyten getrennt zu behandeln sind, bilden den Untertyp AKs. Stellen des Typs AK können sich mit Stellen des Untertyps AKs innerhalb eines Sees abwechseln.

Abgrenzungskriterien Unter Typ AK fallen alle Stellen mit folgenden Merkmalen: • See der Alpen und des Alpenvorlandes • Ca2+ ≥ 15 g/l Stellen des Untertyps AKs weisen zusätzlich zwei weitere Merkmale auf: • Gefälle steil (höchstens eine Tiefenstufe mittel) • der Anteil von groben Hartsubstrat (Fels, Blöcke, Steine) beträgt mind. 50 %

Untersuchte Seen dieses Typs Abtsdorfer See, Alpsee b. Füssen (einzelne Stellen AKs), Alter Weiher, Bodensee, Chiemsee, Froschhauser See, Griessee, Großer Alpsee bei Immenstadt, Großer Ostersee, Hopfensee, Kochel- see, Königssee (einzelne Stellen AKs), Lustsee, Mindelsee, Niedersonthofner See, Obersee (einzelne Stellen AKs), Pelhamer See, Riegsee, Ruschweiler See, Schliersee, Seehamer See, Simssee, Spitzingsee, Staffelsee, Starnberger See, Sulzberger See, Tachinger See, Tegernsee, Waginger See, Walchensee (einzelne Stellen AKs), Weissensee, Weitsee, und Wörthsee

Stabil geschichtete karbonatreiche Wasserkörper des Tieflandes (TKg)

Definition Der Typ beinhaltet Stellen karbonatreicher Wasserkörper des norddeutschen Flachlandes mit sommerlicher stabiler Schichtung. Die charakteristische Vegetation sind Armleuchteralgenbestände (Ordnung Charales). In Seen mit unterschiedlich tiefen Becken können unter Umständen Wasser- körper dieses Typs neben solchen vom Typ TKp vorkommen. Entscheidend ist in diesen Fällen das Schichtungsverhalten des jeweiligen Seebeckens.

453 Ebenfalls eingeschlossen sind die oben angesprochenen seltenen Fälle von Übergangsformen zu dem karbonatarmen Typ MTS, sofern der Kalziumwert (Ca2+ Jahreshöchstwert) zwar über 15 mg/l liegt, die Vegetation neben Armleuchteralgen aber auch das für kalkarme Seen charakteristische wechselblütige Tausendblatt (Myriophyllum alterniflorum) beinhaltet. Als Beispiele aus der vorliegenden Untersuchung sind der Peetschsee und der Wittwesee zu nennen.

Abgrenzungskriterien Dieser Typ beinhaltet alle Stellen mit folgenden Merkmalen: • See des Tieflandes • Ca2+ ≥ 15 mg/l • sommerliche stabile Schichtung des Seebeckens

Untersuchte Seen dieses Typs Barniner See (tiefes Seebecken), Breiter Luzin, Dabelowsee, Großer Gollinsee, Großer Kastaven- see, Großer Kronsee, Großer Lychensee, Großer Plöner See, Großer Stechlinsee, Großer Wumm- see, Großer Zechliner See, Kalksee, Lübbesee, Oberuckersee, Peetschsee, Pinnower See, Rödde- linsee, Roofensee, Sacrower See, Schaalsee, Scharmützelsee, Schermützelsee, Selenter See, Stie- nitzsee, Suhrer See, Wittensee, Wittwesee, Zootzensee

Polymiktische karbonatreiche Wasserkörper des Tieflandes (TKp)

Definition Der Typ beinhaltet polymiktische karbonatreiche Wasserkörper des norddeutschen Tieflandes. Im Vergleich zum oben beschriebenen Typ TKg sind Armleuchteralgen-Bestände weniger stark aus- geprägt. Hinzu kommen nährstofftolerantere Gesellschaften aus Laichkrautarten oder Krebsschere.

Abgrenzungskriterien Stellen dieses Typs weisen folgende Merkmale auf: • See des Tieflandes • Ca2+ ≥ 15 mg/l • keine stabile sommerliche Schichtung des Seebeckens

Untersuchte Seen dieses Typs Arenholzer See, Außenmüritz, Barniner See (flaches Seebecken), Beetzsee, Blankensee/Nieplitz, Dobersdorfer See, Dümmer, Grimnitzsee, Großer Kiever See, Großer Peetscher See, Großer Treppelsee, Großer Wariner See, Gülper See, Kossenblatter See, Lenzener See, Malkwitzer See, Neuendorfer See, Schwielochsee, Schwielowsee, Steinhuder Meer, Südensee, Trebowsee, Zeuthener See

Sonderfälle Im Folgenden sind alle untersuchten Gewässer angesprochen, die sich nicht in das vorgestellte Schema einordnen lassen. Dazu zählen Vertreter der kalkreichen Seen der Mittelgebirge (Typ 6 und 7, MATHES et al. 2002), die im Untersuchungsgebiet ausgesprochen selten sind. Referenzstellen fehlen gänzlich.

454 Laacher See Eine Besonderheit unter den Seen der Eifel mit vulkanischem Ursprung stellt der Laacher See dar. Dieser See hebt sich sowohl durch seine Größe als auch durch seinen hohen Elektrolytgehalt von den übrigen Seen der Region ab. Als Gründe hierfür sind Mineralstoffeinträge (Na+, K+, Mg2+, Ca2+) durch Limnokrenen zu sehen (SCHARF & STABEL 1980). Bezüglich seines Elektrolytgehaltes zeigt der See somit Ähnlichkeiten zu den karbontreichen Seen Süddeutschlands. Auch THIENEMANN verglich im Jahr 1926 (zit. in NÜCHEL 1980) den damals noch oligotrophen Laacher See mit Seen der Alpen. MELZER (1987) zog nach einer Untersuchung der Makrophytenvegetation Parallelen zu den Ergebnissen einer Untersuchung des Chiemsees (MELZER et al. 1986) und stellte fest, dass die Zuordnung der Zeigerwerte der Pflanzen zwischen den beiden Seen sehr gut übereinstimmt. Es wird daher vorgeschlagen, den Laacher See zur Bewertung den süddeutschen Seen (Typ AK) zuzuordnen. Eine Bewertung des Sees nach den Anforderungen der WRRL kann auf diese Weise erfolgen. Für konkrete Aussagen über die potentiell natürliche Vegetation dieses besonderen Sees wären jedoch Untersuchungen makrofossiler Reste aus Sedimentkernen wünschenswert.

Süßer See Der Süße See in der Nähe von Halle (Saale) liegt an der Grenze zwischen Mittelgebirge und Flach- land. Gemäß den Kriterien nach MATHES et al. (2002) ist der See den Zentralen Mittelgebirgen (Typ 6) zuzuordnen.

Aufgrund seines hohen Salzgehaltes (WANKA 1993) könnte der See auch die nicht näher erläuterten Bedingungen des LAWA-Sondertyps „elektrolytreiche Seen“ (MATHES et al. 2002) erfüllen. Sei- nem Namen „Süßer See“ im Vergleich zum ehemaligen nahe gelegenen „Salzigen See“ wird der See schon seit der 2. Hälfte des 19. Jahrhunderts nicht mehr gerecht. Der Salzgehalt des Wassers stammt aus den Salz- und Gipslagern des Zechsteins unterhalb des Sees. Die natürlichen Einträge (Einsickerungen aus unterseeischen Quellen) wurden dabei in den vergangenen Jahrhunderten von anthropogenen übertroffen (HEYNIG 2000). Die Einleitung salzhaltiger Grubenwässer aus den Mansfelder Bergwerken führte um 1965 zu einem Höhepunkt der Versalzung. Die damals gemessenen Chloridwerte von 2 300 bis 1 880 mg Cl–/l sanken unter Schwankungen wieder ab, bis sie sich 1988 auf 200 bis 250 mg/l einpendelten. Entsprechend verhielten sich die Gesamthärte, Sulfat- gehalt sowie die Leitfähigkeit. Sowohl für den karbonatischen Mittelgebirgstyp (6) wie auch für elektrolytreiche Gewässer liegen keine Angaben zu möglichen Referenzbiozösen der Makrophytenvegetation vor. Die Einzigartigkeit des Süßen Sees im Untersuchungsgebiet lässt keine Beurteilung mit dem im Folgenden beschriebenen System zu. Allgemein lässt sich nur sagen, dass der Süße See in der Vergangenheit nicht nur durch Salzeinträge sondern auch durch Einleitungen aus Haushalts- und Industrieabwässern sowohl mit Nährstoffen (Phosphat, Ammonium, Nitrat, Nitrit) als auch mit anderen Schadstoffen (z. B. Phenole, Arsen, Kupfer) zeitweise stark belastet war (WANKA 1993, HEYNIG 2000). Obwohl sich die Situation seit den Achtziger Jahren des 20. Jahrhunderts gebessert hat, ist anzunehmen, dass das Fehlen von submersen Makrophyten an den beiden untersuchten Stellen des Sees hierin seine Ursache hat. Ein ökologisch guter Zustand kann aus diesen Gründen ausgeschlossen werden.

455 Federsee Einen weiteren Vertreter der kalkreichen Seen der Mittelgebirge findet man im baden-württem- bergischen Federsee. Auch für diesen See fehlen vergleichbare Referenzgewässer. Seine geringe mittlere Tiefe von 0,8 Metern lässt darauf schließen, dass die natürliche Trophie des Sees höher ist, als die der meisten Seen des Süddeutschen Raums. Eine Zuordnung zum Typ der ebenfalls flachen, ungeschichteten Seen des Tieflandes ist wegen der stark abweichenden geographischen Lage nicht sinnvoll.

Der Federsee ist seit Jahrzehnten stark durch anthropogene Nährstoffeinträge belastet (GÜNZL 1983). Submerse Wasserpflanzen fehlten bis zur Fertigstellung einer Ringkanalisation im Jahre 1982 völlig. Erst im Folgejahr traten Vorkommen von Potamogeton crispus auf, die sich von Jahr zu Jahr ausbreiteten (GÜNZL 1993a). Die Tatsache, dass diese Art im Rahmen der vorliegenden Studie nicht gefunden wurde, könnte mit dem von GÜNZL (1993b) beschriebenen kurzen Lebens- zyklus der Art im Federsee zusammenhängen. Bereits Ende Juni ziehen sich die Pflanzen in Ru- heknospen zurück. Die allmähliche Wiederbesiedlung mit Makrophyten nach Verbesserung der Wasserqualität zeigt, dass der Regerationsprozess der Vegetation bereits eingesetzt hat. Ein guter ökologischer Zustand ist jedoch mit dem alleinigen Auftreten von Potamogeton crispus, einer äußerst nährstofftoleran- ten Art (SCHMEDTJE et al. 1998), nicht erreicht.

Treptowsee Einen weiteren Sonderfall stellt der Mecklenburgische Treptowsee dar. Entsprechend seiner Lage, Morphologie und den heutigen chemischen Verhältnissen wäre er dem Typ TKp zuzuordnen. Im Widerspruch dazu stehen die Ergebnisse früherer Untersuchungen (DAHNKE 1954, 1955 zit. in DOLL 1978), die bis ca. 1960 in diesem See größere Vorkommen von Arten der Strandlings-Gesell- schaften (Ordnung: Littorelletalia) fanden, die für weniger kalkreiche Gewässer charakteristisch sind. Leider fehlen Angaben zur Wasserchemie des Sees aus dieser Zeit. Eine mögliche Erklärung liefert die jahrzehntelange intensive militärische Nutzung des Sees vor dem Fall der Mauer. Über eine eigens angelegte Betonrampe wurden Panzer zum Reinigen in den See gefahren (mündl. Mitt. Herr Dr. Mathes, Umweltministerium Mecklenburg-Vorpommern). Eine Erhöhung des Kalziumgehaltes ist nicht auszuschließen, zumal der See bei einer maximalen Tiefe von 5 m kein großes Volumen aufweist. Bewertet man den See nach den Kriterien von TKp, so erscheint der ökologische Zustand der untersuchten Stellen als „sehr gut“ und „gut“. Diese Einschätzung wird der tatsächlichen Situation des Gewässers in keiner Weise gerecht. Verglichen mit früheren Erbhebungen (DOLL 1978) hat sich die Vegetation stark verändert. Einen guten ökologischen Zustand erreicht der Treptowsee somit nicht. Die inzwischen eingeleiten Schutzmaßnahmen (z. B. Ausweisung als Naturschutz- gebiet) sollten aber langfristig zur Verbesserung der Gesamtsituation führen. Zur Klärung der derzeitigen Situation des Sees sind im Auftrag des Umweltministeriums Meck- lenburg-Vorpommern Beprobungen im Rahmen eines Sonderuntersuchungsprogramms für den Sommer 2003 geplant.

456 Abgleich der Makrophyten-Typologie mit der LAWA-Seen-Typologie nach MATHES et al. (2002) Bei dem Vergleich von Tabelle 245 mit Abbildung 111 wird ersichtlich, dass die Typologie nach Makrophytenvorkommen in hohem Maße mit der LAWA-Typologie nach MATHES et al. (2002) kompatibel ist. Die Makrophyten-Typologie stellt mit Ausnahme von Untertyp AKs eine Zusam- menfassung der LAWA-Typologie dar. Anders als bei der Seentypologie der LAWA wird der Untertyp AKs nicht durch die Gewässerchemie und das alpine Abflussregime bestimmt (MATHES et al. 2002), sondern durch die morphologischen Besonderheiten (Steilheit, Substrat) der Gewässer- stellen.

Die Typen 5 und 8 nach MATHES et al. (2002) können an dieser Stelle unberücksichtigt bleiben, da sie nur künstliche Gewässer beinhalten, die von der vorliegenden Untersuchung ausgeschlossen waren. Natürliche Seen von Typ 6 und 7 sind im Untersuchungsgebiet ausgesprochen selten. Referenzstellen fehlen gänzlich. In Einzelfällen können Seen dieser Typen einem der übrigen biologischen Typen zur Bewertung zugeordnet werden (siehe oben).

Tabelle 245 Abgleich der Makrophyten-Typologie mit der der Typo- logie nach LAWA (MATHES et al. 2002)

Makropyhyten- Typen nach MATHES et al. (2002) typologie Aks 4 (steile, felsige Stellen) AK 1, 2, 3, 4 (restliche Stellen) MTS 9 TKg 10, 13 TKp 11, 12, 14

457 Abbildung 111 Das Typisierungssystem für die Seen und Talsperren Deutschlands mit Wasserflächen ab 50 ha (MATHES et al. 2002)

458 7.2.2.3 Entwicklung des Bewertungsverfahrens

Allgemeines zum Bewertungsverfahren für Seen Die Wasserrahmenrichtlinie fordert eine Bewertung der biologischen Qualitätskomponenten nach den Kriterien Artenzusammensetzung und Abundanz; als weitere wichtige Voraussetzung wird die Typspezifität der zu erarbeitenden Bewertungsverfahren erachtet. Die Degradation wird im Anhang V der WRRL als „Abweichung vom Referenzzustand“ definiert (EUROPÄISCHE UNION 2000). Darüber hinaus soll im Hinblick auf die spätere Anwendbarkeit in der wasserwirtschaftlichen Praxis eine universelle Einsetzbarkeit sowie gute Praktikabilität gewährleistet sein, ohne die wissenschaftliche Genauigkeit zu vernachlässigen. Auf der Basis dieser Vorüberlegungen wurde das im Folgenden dargestellte Bewertungssystem entwickelt.

Getrennte Betrachtung verschiedener Makrophyten-Lebensformen Makrophyten können grundsätzlich auf zwei verschiedene Weisen auf Degradationen reagieren: Einerseits mit einer Veränderung der Artenzusammensetzung, d. h. neue Arten treten (eventuell zusätzlich) auf, während andere Arten verschwinden. Andererseits können Makrophyten aber auch mit einer Erhöhung bzw. Verminderung ihrer Gesamtbiomasse reagieren (KOHLER 1975). Sie stellen damit im Sinne der Wasserrahmenrichtlinie geeignete Bioindikatoren für den öko- logischen Zustand von Gewässern dar. Makrophyten sind je nach ihrem spezifischen Standort im Gewässer unterschiedlichen Habitat- bedingungen ausgesetzt. Faktoren wie Wassertiefe, Lichtklima, Substratzusammensetzung sowie die Nährstoffgehalte in Freiwasser und Sediment (PEARSALL 1920, SPENCE 1967, BARKO & SMART 1981, CHAMBERS & KALFF 1985, SCHNEIDER 2000) bestimmen die Lebensbedingungen von Wasserpflanzen in entscheidender Weise. Diese Umwelteinflüsse können im Gewässer oft in sehr kleinräumigem Maßstab wechseln und damit eine mosaikartige Struktur der Makrophyten- biozönose bedingen (POTT & REMY 2000). Der auffälligste Unterschied in der Lebensweise lässt sich zwischen submersen, d. h. fast voll- ständig untergetaucht lebenden so genannten Hydrophyten (= „Limnophyten“ nach GAMS 1925) und emersen, d. h. mit dem Großteil des Sprosses über die Wasseroberfläche ragenden Wasser- pflanzen (Helophyten) feststellen. Einige Makrophyten (z. B. Veronica anagallis-aquatica oder Berula erecta) besitzen auch die Fähigkeit, ihre Lebensweise den an ihrem Wuchsort vorherrschenden Bedingungen anzupassen und können sowohl hydro- als auch helophytisch auftreten („Amphiphyten“ nach GAMS 1925, KOHLER et al. 1997, POTT & REMY 2000). Hydro- und Helophyten unterscheiden sich z. B. in der Art ihrer Nährstoffaufnahme, die bei voll- ständig submersen Arten zu unterschiedlichen Anteilen sowohl aus dem Freiwasser als auch aus dem Sediment (CARIGNAN & KALFF 1980, CARIGNAN 1982, SCHNEIDER 2000), bei Helophyten jedoch fast ausschließlich aus dem Sediment erfolgen kann. Auch Faktoren wie hydraulischer Stress oder unterschiedliches Lichtklima im Gewässer beeinflussen submerse Wasserpflanzen vollkommen anders als emers wachsende. Aufgrund der o. a. extrem verschiedenen Habitatvoraussetzungen wirken auch (anthropogen bedingte) schädliche Veränderungen im Gewässer unterschiedlich auf Hydrophyten und Helophyten. Degradationen, die in erster Linie mit Wasserinhaltsstoffen zusammenhängen (z. B. Versauerung oder Eutrophierung) werden von submersen Pflanzen viel unmittelbarer wahrgenommen als von

459 Helophyten, die nur sekundär, etwa über die Nährstoffzusammensetzung im Sediment von diesen Veränderungen betroffen sind. Auch biologische Faktoren, wie z. B. Fischbesatz mit Herbivoren, bewirken in erster Linie Veränderungen der submersen Vegetation (DILEWSKI & SCHARF 1988). Demgegenüber ziehen strukturelle Beeinflussungen, wie etwa der Verbau natürlicher Uferstrukturen oder Badebereiche, veränderte Umweltbedingungen nach sich, die in erster Linie die Helophyten betreffen, da diese meist in den Randbereichen des Gewässers vorkommen. Auf der Basis dieser Überlegungen erweist es sich als sinnvoll, die submersen Makrophyten bei der Erstellung eines Bewertungssystems getrennt von den helophytischen Wasserpflanzen zu betrachten.

Bei der Bearbeitung der Seen wurden die Schwimmblattpflanzen (Nymphaeiden nach WIEGLEB 1991) gemeinsam mit den Helophyten betrachtet. Die im Untersuchungsgebiet häufigsten Arten Nuphar lutea und Nymphaea alba sind gegenüber den Nährstoffverhältnissen im Freiwasser weitgehend indifferent, und zeigen starke Abhängigkeit von strukturellen Faktoren wie geschützter Lage oder Substrat (SCHMEDTJE et al. 1998). Wasserschweber (Pleustophyten nach WIEGLEB 1991), hingegen decken ihren Nährstoffbedarf ausschließlich aus dem Freiwasser. Aufgrund ihrer daraus resultierenden guten Eignung zur Trophieindikation wurden sie gemeinsam mit den submersen Arten behandelt. Zusätzlich zur Untersuchung der emersen Vegetation wurde versucht, den Einfluss verschiedener mechanischer Belastungsarten (z. B. Trittschäden an Badestellen) auf die Vegetation im Flach- wasserbereich zu quantifizieren. Hierfür wurde die Vegetation der ersten Tiefenstufe (bis 1 m), die diesen Belastungen in besonderer Weise ausgesetzt ist, betrachtet.

Teilaspekt Helophyten und Flachwasserarten Die Untersuchung der Degradation wurde in zwei Schritten vorgenommen. Zum einen wurde versucht, Unterschiede zwischen der Helophyten- und Flachwasservegetation an Referenzstellen (s. o.) gegenüber der an degradierten Stellen herauszuarbeiten.

Aufgrund theoretischer Überlegungen (s. o.) sowie Literaturangaben (SCHMEDTJE et al. 1998, OSTENDORP 1993, KRAUSS 1992, MELZER et al. 1996, KOHLER et al. 2000) wurde im zweiten Schritt besonderes Augenmerk auf die Einflüsse struktureller Veränderungen auf Helophyten und Flachwasserarten gelegt. In diese Auswertungen gingen ausgewählte Parameter der Kartierproto- kolle wie Uferver-/Sohlverbau, Trittschäden und Ufernutzung ein. D. h., strukturell unbeeinflusste Probestellen wurden in ihrer emersen Vegetation mit veränderten Probestellen verglichen. Aus multivariaten Statistiken (CCA) konnten keine Zusammenhänge zwischen Artenzusammen- setzung der Helophyten und Degradation abgeleitet werden. Abbildung 112 zeigt beispielhaft den Scatterplot einer Kanonischen Korrespondenzanalyse, in deren Berechnung die Artenzusammen- setzung und Abundanz (Quantitäten) der Helophyten eingingen, seltene Arten wurden abgewichtet. Berücksichtigt wurden in dem Beispiel die Quantitäten der Helophyten sowie die Umwelt- parameter die die Nutzungsintensität (z. B. Badestellen, Häfen) der Stelle bzw. direkte Folgen daraus (Trittschäden) wiedergeben. Auch hier zeigt sich eine große natürliche Variabilität. Ein Einfluss der strukturellen Belastungen auf die Verteilung der Probestellen ist nicht zu erkennen. Bei Betrachtung der Arten ergibt sich ein ähnliches Bild (Abbildung 113). Die Helophytenarten verhalten sich weitgehend indifferent gegenüber den Parametern der Strukturgüte.

460 Als einzige mögliche Indikatorart konnte Phalaris arundinacea abgeleitet werden. Diese Art trat bevorzugt an Stellen auf, deren Uferbereich als Campingplatz, Liegeplatz für Boote oder Ähnli- ches genutzt wurde. Diese Art gilt aufgrund der Elastizität ihrer Halme als relativ widerstands- fähig gegenüber mechanischer Belastung (ELLENBERG 1996). Es liegt nahe, dass sie die an diesen Stellen häufigen Wellenbewegungen besser ertragen kann als andere in Seen vorkommende Helo- phyten. Für das Erstellen eines Bewertungsverfahrens anhand der Helophytenvegetation reicht dieser Zusammenhang allerdings nicht aus, zumal die Art an nur 5 % der an Seen untersuchten Stellen auftrat.

CCA case scores

17.0

13.6 keine Referenz 10.2 Ufer_Camping&Park&Fußwege&Boote&Woh

6.8

Axis 2 Axis 3.4 wuchs_naturnah Trittschäden _1

Gesamtbelastung -10.2-6.8 -3.4 3.4 6.8 10.2 13.6 17.0 Badebereich_% -3.4 Hafen Stege Referenz

-6.8

-10.2

Axis 1 Vector scaling: 12,54

Abbildung 112 Seen-Typ AK, CCA-Scatterplot (Probestellen)

CCA variable scores

1.2

1.0 Ufer_Camping&Park&Fußwege& 0.7 Phalaris arundinacea 0.5

0.2 Trittschäden _1

Uferbewuchs_naturnahAxis 2

Gesamtbelastung -1.0-0.7 -0.5 -0.2 0.2 0.5 0.7 1.0 1.2

-0.2 Badebereich_% Hafen Stege -0.5

-0.7

-1.0

Axis 1 Vector scaling: 1,13

Abbildung 113 Seen-Typ AK, CCA-Scatterplot (Arten)

461 Ebenfalls wurden Taxazahl, Gesamtquantität, mittlere Quantität (Gesamtquantität/Taxazahl), sowie Diversität (Shannon-Index nach SHANNON & WEAVER 1949) und Evenness berechnet. Neben den Helophyten und Nymphaeiden wurde auch die Vegetation der ersten Tiefenstufe in ihrer Gesamtheit berücksichtigt, da angenommen wurde, dass sich beispielsweise die Trittbelastung an Badestellen auch auf die submerse Vegetation des Flachwasserbereiches auswirkt. Untersucht wurden zum einen Einzelfaktoren aus dem Kartierprotokoll (Kapitel 7.2.1), zum anderen Sum- menparameter aus Substratklassen oder untersuchten Belastungsfaktoren. Die Beispiele in Abbildung 114, Abbildung 115, Abbildung 116 und Abbildung 117 zeigen, dass an Stellen ohne lokale strukturelle Belastungen höhere Gesamtquantitäten vorliegen können. Ab- gebildet sind die Summen der Belastungsfaktoren wie Badestellen, Häfen und Uferverbau in Prozent des untersuchten Uferabschnitts. Summen von über 100 ergeben sich bei Kombination verschiedener Belastungsfaktoren (z. B. Bad mit befestigtem Ufer). Die große Variabilität der strukturell unbelasteten Stellen lässt jedoch den Umkehrschluss von niedrigen Quantitäten auf Störungen nicht zu. Diese hohe Variabilität besteht selbst dann, wenn bekannte Einflussfaktoren wie Beschattung, Ge- fälle und ungünstiges Substrat ausgeschlossen werden. Der Korrelationskoeffizient verbessert sich gegenüber der Analyse aller Stellen unwesentlich bzw. verschlechtert sich.

Gesamtquantität Emerse Gesamtquantität Emerse (alle Stellen) (ausgewählte Stellen) 300 300

200 200

100 100

0 0 0 50 100 150 200 0 50 100 150 200

Gesamtbelastung R2 = 0,0865 Gesamtbelastung R2 = 0,1034

Abbildung 114 Zusammenhang zwischen Gesamt- Abbildung 115 Zusammenhang zwischen Gesamt- quantität der Helophyten und Nymphaeiden und der quantität der Helophyten und Nymphaeiden und der Ge- Gesamtbelastung (alle gemessenen Faktoren) samtbelastung (Typ AK; alle Probestellen (N = 98), J = Referenzstelle) (PrSt ohne starke Beschattung, steilem Gefälle oder grobem Substrat (N = 60), J = Referenzstelle)

Gesamtquantität 0-1 m Tiefe Gesamtquantität 0-1 m Tiefe (alle Stellen) (ausgewählte Stellen) 800 800 600 600 400 400 200 200 0 0 0 50 100 150 200 0 50 100 150 200 2 Gesamtbelastung R = 0,0515 Gesamtbelastung R2 = 0,034

Abbildung 116 Zusammenhang zwischen Gesamt- Abbildung 117 Zusammenhang zwischen Gesamt- quantität innerhalb der ersten Tiefenstufe und der Ge- quantität innerhalb der ersten Tiefenstufe und der Gesamt- samtbelastung (alle gemessenen Faktoren) belastung (Typ AK; alle Probestellen (N = 98), J = Referenzstelle) (PrSt ohne starke Beschattung, steilem Gefälle oder grobem Substrat (N = 60), J = Referenzstelle)

462 Bei Betrachtung der insgesamt, also auch chemisch, als unbelastet eingestuften Referenzstellen fällt auf, dass die Gesamtquantitäten dieser Stellen im gleichen Bereich liegen wie die der strukturell belasteten. Hier könnte der Einfluss der Eutrophierung zum Ausdruck kommen, der eine Er- höhung der Gesamtbiomasse der ersten Tiefenstufe sowie der Helophyten zur Folge hat (MELZER et al. 1996). Somit wirken sich chemische und strukturelle Belastungen im Bereich des Röhrichts gegenläufig aus, weshalb die quantitative Bewertung nicht möglich ist.

Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass verschiedene Korrelationen von Artenzusammen- setzung und Abundanz mit Strukturfaktoren und vorab angenommene Zustände keine verwertbaren Ergebnisse erbrachten. Versuche, die strukturellen Belastungen der Stellen (z. B. Badenutzung, Verbauungen, Häfen) mit den Kenngrößen der Gesellschaftsstruktur wie Taxazahl, Gesamtquan- tität oder Evenness zu korrelieren, scheiterten an der großen natürlichen Variabilität der Helophyten- bzw. Flachwasservegetation. Auch vegetationsökologische Tabellenarbeit führte zu keinem verwertbaren Ergebnis. Bestimmte anthropogene Eingriffe wie z. B. massiver Uferverbau führen zwar zu einem offen- sichtlichen Rückgang von Artenzahlen und Gesamtabundanz helophytischer Makrophyten. Um- gekehrt kann jedoch nicht vom Fehlen einer ausgeprägten Helophytenvegetation auf eine strukturelle Degradation geschlossen werden, da geringe Abundanzen emerser Arten auch unter unbeeinflussten Bedingungen vorkommen können. Augenscheinlich werden die Einflüsse morphologischer Veränderungen durch andere, teilweise natürliche Parameter (z. B. Trophie, Ufervegetation, kleinräumige Substratzusammensetzung, vgl. SCHMEDTJE et al. 1998) überlagert. Auch gegenläufige Effekte verschiedener Standortfaktoren können auftreten, etwa eine Erhöhung der Helophytenbiomasse von Röhrichtarten wie Phalaris arundinacea durch steigende Trophie (BRÄNDLE et al. 1996) bei gleichzeitiger negativer Beein- flussung durch Sohlverbau.

Ein Ausklammern aller natürlichen Ursachen der Variabilität ist mit dem vorliegenden Datensatz nicht durchführbar, da sonst ein großer Teil der Probestellen ausgeschlossen werden muss. Sinn- volle statistische Auswertungen sind dann nicht mehr möglich. Ein ökologisches Bewertungsverfahren für Seen mit Hilfe der Helophyten kann somit nicht erstellt werden. Daher beschränkt sich das im Folgenden vorgestellte Bewertungsverfahren mit Makro- phyten auf die hydrophytische Vegetation. Dies entspricht auch der Vorgehensweise von bereits existierenden Bewertungssystemen für Makrophyten, die sich ebenfalls auf submerse Taxa beziehen (z. B. MELZER 1988).

Teilaspekt Hydrophyten

463 Als erfolgreich erwies sich stattdessen die Arbeit an Vegetationstabellen, anhand derer typspezifische ökologische Artengruppen erarbeitet werden konnten. Grundlage für die Beschreibung des typspezifischen Degradationsverlaufes ist daher eine Tabelle, in der die Anordnung der Arten nach rechts, die der Probestellen nach unten erfolgt. Um die typspezifische Vegetation an den Referenzstellen zu erhalten, werden die Referenzstellen innerhalb der Tabelle oben angeordnet und bilden den Bezugspunkt, an dem die übrigen Stellen gemessen werden. Arten, die überwiegend an Referenzstellen vorkommen, werden links angeordnet. Die übrigen Probestellen werden nach unten mit zunehmender Abweichung ihrer Artenzusam- mensetzung und Abundanz von der „Referenzbiozönose“ angeordnet, wodurch sich die Probe- stellen nach zunehmender Degradation gruppieren. Dabei werden auch die Arten von links nach rechts entsprechend ihres gemeinsamen Vorkommens mit Taxa der Referenzbiozönose angeordnet. Arten, die erst bei sehr starkem Rückgang oder Aus- fall der Referenztaxa zur Dominanz gelangen, stehen damit in der Tabelle rechts.

Einteilung der Arten in ökologische Artengruppen Der Verlauf der Degradation innerhalb der Typen ist nicht eindeutig anhand einzelner Arten nachvollziehbar. Eine reale „Referenzbiozönose“ im pflanzensoziologischen Sinne, die an allen Referenzstellen auch real existieren müsste, ist als solche nicht anhand definierter Arten fest- legbar, da die Variabilität auch innerhalb eines Typs relativ hoch ist. Dies resultiert daraus, dass jedes Gewässer eigentlich als Individuum aufgefasst werden muss, und jede Form von Typisie- rung eine mehr oder weniger grobe Zusammenfassung darstellt. Die Faktoren, die die endgültige Zusammensetzung der Biozönose an einem Standort bestimmen, sind extrem variabel und gewässerspezifisch. Vor allem kleinräumige Wechsel in Substratzusam- mensetzung (CARPENTER & TITUS 1984) führen zum Vorhandensein verschiedener Arten. Einige Makrophytenarten können sich aber in ihren ökologischen Ansprüchen gegenseitig bei der Beset- zung bestimmter Nischen „ersetzen“. Solche Arten besitzen einen ähnlichen Informationswert für die Bioindikation und können auch für die Bewertung untereinander ausgetauscht werden (z. B. Sparganium emersum und Potamogeton pectinatus, WIEGLEB 1981). Auf dieser Annahme basieren auch frühere Bewertungsschemata, die Arten einen bestimmten Indikationswert zuweisen (MELZER 1988). Aufgrund dieser Überlegungen werden die im jeweiligen Typ vorkommenden Arten entsprechend ihrer ökologischen Ansprüche in Artengruppen eingeteilt, deren Mitglieder sich in ihrem Infor- mationswert ähneln und sich so gegenseitig ersetzen oder ergänzen können. Diese Vorgehensweise bietet außerdem den Vorteil einer guten Erweiterbarkeit des Bewertungs- verfahrens hinsichtlich neuer Arten und/oder Typen. Eine Erweiterung der Artengruppen sollte jedoch in jedem Fall zentral (z. B. beim Bayerischen Landesamt für Wasserwirtschaft) erfolgen, um Widersprüchlichkeiten zu vermeiden.

464 Vorgehensweise bei der Einteilung der Artengruppen Aus der Anordnung der Arten in der Vegetationstabelle lassen sich drei Artengruppen ableiten. Die Taxa dieser Gruppen kommen entweder überwiegend im Referenzzustand, über mehrere/alle Zustandsstufen verteilt oder überwiegend an degradierten Probestellen vor. Anschließend wurden diese Artengruppen (A, B, C) anhand geeigneter – also dem Typ entsprechender – Literaturbelege (z. B. SCHMEDTJE et al. 1998) und eigenem Expertenwissen überprüft und gegebenenfalls korrigiert. Da die auf diese Weise erarbeiteten Artengruppen nicht den Anspruch der absoluten Voll- ständigkeit erheben können, wurden zusätzlich Arten aus der Literatur ergänzt. (Weitere Litera- turbelege werden in den Kapiteln zur typspezifischen Bewertung, Kapitel 6.2.2, aufgeführt.)

Artengruppe A enthält Arten, die an Referenzstellen dominieren und somit als typspezifisch bezeichnet werden können. Ausgeschlossen wurden dabei Arten, deren Verbreitungsschwerpunkt im Bereich belasteter Gewässer liegt.

In Artengruppe C werden Störzeiger zusammengefasst, die einen deutlichen Verbreitungs- schwerpunkt an degradierten Standorten zeigen und höchstens in geringen Mengen an den Refe- renzstellen auftreten. Schematisiert gesehen ergibt sich für die Artengruppen mit zunehmender Degradation eine Ver- teilung ihrer prozentualen Gesamtabundanz, wie in Abbildung 118 dargestellt. Überschneidungen zwischen den Artengruppen sind typabhängig und variabel, z. B. können sich die Artengruppen auch überlappen.

zunehmende Degradation

Abbildung 118 Schematisierte Verteilung der Artengruppen auf die Probestellen innerhalb eines Typs

465 Berechnung des „Referenzindex“ Zur Quantifizierung der Degradation als Abweichung von der Referenzbiozönose wird ein „Referenzindex (RI)“ berechnet. Hierfür werden aus den bei der Kartierung erhobenen Pflanzen- mengen metrische Quantitätsstufen ermittelt (vgl. Kapitel 6.2.1.2). Die prozentualen Anteile der Artengruppen A, B und C an der Gesamtquantität aller Taxa gehen in folgende Formel (Gleichung 36) ein:

Gleichung 36 Berechnung des Referenzindex

RI = Referenzindex nA nC Q = Quantität des i-ten Taxons aus Gruppe A − Ai ∑∑QAi QCi QCi = Quantität des i-ten Taxons aus Gruppe C i=1 RI = Qgi = Quantität des i-ten Taxons aller Gruppen ng nA = Gesamtzahl der Taxa aus Gruppe A ∑Qgi n = Gesamtzahl der Taxa aus Gruppe C i=1 C ng = Gesamtzahl der Taxa aller Gruppen

Dieser Index vergleicht Artenzusammensetzung und Abundanzen einer Stelle mit dem Arten- inventar der Referenzstellen. Er eignet sich damit zur Quantifizierung der Degradation als Abwei- chung vom Referenzzustand, wie in Anhang V der WRRL (EUROPÄISCHE UNION 2000) gefordert. Das Bewertungssystem beruht somit nicht auf einer Reihung von Arten nach bestimmten Degra- dationsfaktoren (z. B. Trophie), sondern ergibt sich aus der realen Spannweite der im jeweiligen Typ auftretenden ökologischen Zustände. Der Referenzindex ermöglicht also eine ökologische Gesamtbewertung im Sinne der Wasserrahmenrichtlinie.

Anmerkungen/Voraussetzungen zur Berechnung der Indices Die typspezifischen Voraussetzungen (z. B. Mindestquantität) sind zu beachten. Sie sind im Ka- pitel „Typspezifische Besonderheiten im Bewertungsverfahren (Seen)“, Seite 467, näher erläutert.

Sollten bei neuen Kartierungen Arten auftreten, die in der angegebenen Artenliste nicht genannt werden, düerfen diese Arten für die Indexbewertung nicht berücksichtigt werden. Da bei einem größeren Anteil nicht eingestufter Arten eine Verfälschung des Indexwertes zu erwarten ist, wird bei einem Anteil von ≥ 25 % nicht indikativer (d. h. nicht eingestufter) Arten an der Gesamtquanti- tät der Index als nicht gesichert betrachtet. Wenn die genannten Voraussetzungen für einen gesicherten Index nicht gegeben sind, basiert die Bewertung der Komponente „Makrophyten & Phytobenthos“ ausschließlich auf den Organismen- gruppen Diatomeen bzw. übriges Phytobenthos. Die Ergebnisse für Makrophyten könnten aber ggf. unterstützend zur Gesamt-Bewertung des Bausteines herangezogen werden.

Grundlage von Expertenwissen versucht, die in der WRRL (EUROPÄISCHE UNION 2000, Anhang V) geforderte Klassifikation der Zustandsstufen anhand ihrer Abweichung vom Referenzzustand zu quantifizieren:

466 In Anhang V werden für die Zustandsstufe 1 (sehr guter Zustand) nur „sehr geringfügige“ Ab- weichungen vom Referenzzustand zugelassen, für die Zustandsstufen 2 und 3 (guter/mäßiger Zu- stand) werden „geringe“ bzw. „mäßige“ Abweichungen toleriert. Die Zustandsstufe 4 (unbefriedigend) wird bei erheblicher Abweichung der Biozönose vom Referenzzustand vergeben, Zustandsstufe 5 (schlecht) bei Fehlen von großen Teilen der Biozönose. Zustandsstufe 1 wird demnach durch die Spannweite der Indexwerte an den Referenzstellen definiert. Diese Indexspanne ergibt sich v. a. durch unterschiedliche Anteile der Artengruppen A und B an der Referenzbiozönose (vgl. Abbildung 118). Der gute Zustand (2) zeigt geringe Ab- weichungen von der Referenzgesellschaft, typspezifische Arten der Artengruppen A und B über- wiegen gegenüber Störzeigern. Der mäßige Zustand (3) wird durch einen deutlichen Rückgang der Qualitätszeiger definiert, im mangelhaften Zustand (4) überwiegen Störzeiger. Auch bei aus- schließlichem Vorkommen von Arten der Gruppe C wird die Zustandsstufe 4 vergeben. Eine Indikation des schlechten Zustandes (5) muss bei Verödung der makrophytischen Vegetation erfolgen (vgl. das folgende Kapitel).

Typspezifische Besonderheiten im Bewertungsverfahren (Seen)

Allgemeines zu Seen Die Aufbereitung der Biologiedaten und das Zusammenfassen der Tiefenstufen der Stellen erfolgte wie unter 7.2.1.3 beschrieben. Nach Erstellen der Vegetationstabellen konnten die zuvor einzeln berücksichtigten Vorkommen der Arten aus verschiedenen Tiefenstufen durch Aufsummieren der Quantitäten zusammengeführt werden. Im Folgenden sind die Bewertungen der einzelnen Typen beschrieben. Die Reihenfolge vom Ein- fachen zum Komplexen wurde einer geographischen Abfolge vorgezogen, um dem Leser das Verständnis des Bewertungssystems zu erleichtern.

Stellen Karbonatreicher Seen der Alpen und des Alpenvorlandes (Typ AK) incl. Untertyp extrem steile Stellen der karbonatischen Alpenseen (AKs)

Bewertung Die Bewertung innerhalb dieses Typs erfolgt nach der im Kapitel „Berechnung des „Referenzin- dex““, Seite 466, beschriebenen Vorgehensweise. Der „Referenzindex“ wird nach der angegebenen Formel (Gleichung 37) errechnet:

Gleichung 37 Berechnung des Referenzindex

RI = Referenzindex n n A C QAi = Quantität des i-ten Taxons aus Gruppe A Q − Q ∑ Ai ∑ Ci QCi = Quantität des i-ten Taxons aus Gruppe C i=1 i=1 RI = ∗100 Qgi = Quantität des i-ten Taxons aller Gruppen ng nA = Gesamtzahl der Taxa aus Gruppe A ∑ Qgi i=1 nC = Gesamtzahl der Taxa aus Gruppe C

ng = Gesamtzahl der Taxa aller Gruppen

Im Untersuchungsprogramm war der Untertyp AKs lediglich durch zwölf Stellen an insgesamt vier Seen vertreten. Gemäß der Vorabeinschätzung wies keine dieser Stellen einen schlechteren Zustand als „befriedigend“ auf. Die Seen, in denen diese Stellen liegen, sind ausnahmslos oligo-

467 troph gemäß LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 1999). Aus diesem Grund konnte für Stellen dieses Untertyps kein eigenes Bewertungsschema nach der oben beschriebenen Methode entwickelt werden. Diese Stellen ähneln jedoch in ihrer Artenzusammensetzung stark den übrigen süddeutschen Seen. Lediglich die Pflanzenmengen der gefundenen Taxa waren geringer (vgl. auch MELZER et al. 1981). Deshalb wird empfohlen, die Stellen dieses Typs vorerst entsprechend denen der übrigen Stellen von Typ AK zu bewerten.

Typspezifische Artengruppen Die typspezifischen Artengruppen für Typ „Restliche Alpen- und Voralpenseestellen“ sind in Tabelle 246 zusammengefasst. Die Artengruppen wurden aus KRAUSE (1997), LANG (1968), MELZER (1988), MELZER & SCHNEIDER (2001), ROWECK & SCHÜTZ (1988) und SCHMEDTJE et al. (1998) ergänzt. Vergleichend wurden auch Daten aus weiteren Untersuchungen herangezogen, die in der LUIS-Datenbank vorlagen.

Die sehr häufig auftretende Art Potamogeton pectinatus wurde trotz eines Fundes an einer Refe- renzstelle der Gruppe C zugeordnet, da ihr Verbreitungsschwerpunkt im Bereich belasteter Ge- wässerstellen liegt (SCHMEDTJE et al. 1998).

Tabelle 246 Artengruppen Submerse (Typ AK(s)) teilweise ergänzt (*)

A B C Chara aspera Bryophyta (incl. Fontinalis antipyretica) Ceratophyllum demersum Chara delicatula Callitriche spec. Elodea canadensis Chara hispida Chara contraria Elodea nuttallii Chara intermedia Chara denudata Groenlandia densa Chara polyacantha* Chara globularis Hippuris vulgaris* Chara rudis* Chara vulgaris* Lagarosiphon major* Chara strigosa Eleocharis acicularis Lemna minor Chara tomentosa Myriophyllum alterniflorum Lemna trisulca* Littorella uniflora* Myriophyllum spicatum Potamogeton compressus* Nitella opaca* Myriophyllum verticillatum Potamogeton crispus Nitella syncarpa* Najas flexilis Potamogeton friesii Potamogeton alpinus* Najas marina subsp. intermedia Potamogeton lucens Potamogeton coloratus* Nitella flexilis* Potamogeton nodosus* Potamogeton filiformis Nitella mucronata* Potamogeton obtusifolius* Potamogeton gramineus* Nitellopsis obtusa Potamogeton pectinatus Potamogeton x zizii* Potamogeton berchtoldii Potamogeton pusillus Utricularia australis1 Potamogeton crispus x perfoliatus Ranunculus circinatus Utricularia intermedia* Potamogeton perfoliatus Ranunculus fluitans* Utricularia minor Potamogeton polygonifolius* Ranunculus trichophyllus Utricularia ochroleuca* Potamogeton praelongus Sagittaria sagittifolia Utricularia stygia Potamogeton x decipiens Spirodela polyrhiza Potamogeton x nitens Zannichellia palustris Ranunculus reptans Stratiotes aloides f. submersa Tolypella glomerata

1 Eine sichere Unterscheidung von Utricularia australis und U. vulgaris kann nur anhand der Blüten erfolgen. Da derzeit keine gesicherten Angaben zur Verbreitung und Autökologie von U. vulgaris in Seen dieses Typs vorliegen, kann die Art nicht eingeteilt werden.

Voraussetzungen für die Bewertung Die Forderung der Mindestpflanzenmenge an einer Probestelle zur gesicherten Bewertung entspricht für diesen Typ den Bedingungen von SEELE (2000). Diese Modifikation der zur Anwen- dung des Makrophytenindex (MELZER 1988) bewährten Bedingungen wurde zur Bewertung relativ kleiner und somit meist artenarmer Untersuchungseinheiten entwickelt. Die Summe der maximalen Quantitätswerte der eingestuften Taxa eines Transekts muss demnach die Grenze von 55 erreichen.

468 Der Index kann somit als gesichert betrachtet werden, wenn drei eingestufte Taxa mit den Pflan- zenmengen 3,3,1 vorkommen. Treten keine zwei Taxa mit der Pflanzenmenge drei auf, so müssen insgesamt verhältnismäßig viele indikative Taxa (mindestens 5 bzw. 8) mit Schätzwerten der Pflanzenmenge von zwei oder weniger gefunden werden. Sind diese Bedingungen nicht erfüllt, so gilt der errechnete Indexwert als nicht gesichert. In diesem Fall muss die Bewertung der Stelle auf Grundlage der Diatomeen oder anderer Organismengruppen erfolgen. Als Grund für geringe Pflanzenmengen kommen natürliche Ursachen in Frage wie ungünstiges Substrat, Wellenschlag, Huminstoffe oder starke Beschattung. Können diese Gründe ausgeschlossen werden, so muss auch die Möglichkeit einer Makrophytenverödung durch Eutrophierung (LACHAVANNE et al. 1991, MELZER & HÜNERFELD 1990) in Betracht gezogen werden. Eine weitere Ursache kann auch im Fischbesatz mit Herbivoren (ROWECK & SCHÜTZ 1988, DILEWSKI & SCHARF 1988) zu sehen sein. Gibt es Hinweise auf diese Arten der Degradation, so sind die untersuchten Stellen, dem (ungesicherten) schlechten ökologischen Zustand zuzuordnen. An Stellen des Untertyps AKs kann das Fehlen von Makrophyten nicht zu Aussagen über die Degradierung herangezogen werden. Die extreme Morphologie lässt hier natürlicherweise keinen dichten Bewuchs zu. Eine Bewertung von Zustandsstufe fünf ist für diesen Untertyp also nicht möglich.

Indexgrenzen Die Einteilung der Indexklassen für den Typ AK erfolgte nach dem nachfolgend dargestellten Schema (Abbildung 119). Es zeigt die der Bewertung zugrunde liegende Vegetationstabelle. Referenzstellen sind blau hervorgehoben. Die Intensität der Hintergrundfarben entspricht den Pflanzenmengen der betreffenden Artengruppe. Stellen ohne submerse Vegetation sind nicht dargestellt. In zukünftigen Untersuchungen kann die Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustands- klassen gemäß Tabelle 247 vorgenommen werden.

Tabelle 247 Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen (Typ AK(s))

Ökologische Indexwert Einschränkung/Bedingung Zustandsklasse 100 bis 75 1 falls C > 10 % Æ Zustand 2 < 75 bis > 0 2 0 bis –45 3 < –45 bis –100 4

5 Makrophytenverödung Æ Zustand 5 (ungesichert)

469 Abbildung 119 Schema für die Einteilung der Indexwerte (Submerse, Typ AK(s)). Schraffierte Stellen lassen keine gesicherte Indexberechnung zu und müssen auf mögliche Makrophytenverödung (= Zustand 5) geprüft werden.

470 Stellen Silikatisch geprägter Seen der Mittelgebirge und des Tieflandes (Typ MTS)

Bewertung Die Bewertung innerhalb dieses Typs erfolgt nach der im Kapitel 6.2.2.3 beschriebenen Vorge- hensweise. Der „Referenzindex“ wird nach der angegebenen Formel errechnet.

Der Einfluss von Versauerung auf Seen dieses Typs (MELZER & ROTHMEYER 1983, MELZER et al. 1985a) kann nicht bewertet werden. Die in Frage kommenden Seen waren aufgrund ihrer geringen Größe vom Untersuchungsprogramm ausgeschlossen (SCHMEDTJE et al. 2001a).

Typspezifische Artengruppen Die typspezifischen Artengruppen für Typ MTS sind in Tabelle 248 zusammengefasst. Die Arten- gruppen wurden aus DOLL (1992), KRAUSE (1997), HORN & PÄTZOLD (1999), MELZER et al. (1985a), OBERDORFER (1994), ROWECK (1986), SCHMEDTJE et al. (1998) und VÖGE (1992) ergänzt.

Tabelle 248 Artengruppen Submerse (Typ MTS) teilweise ergänzt (*)

A B C Callitriche palustris* Bryophyta (incl. Fontinalis antipyretica)* Ceratophyllum demersum* Chara delicatula* Callitriche spec. Elodea canadensis Elatine hexandra Chara aspera Elodea nuttallii Elatine hydropiper* Chara contraria Lemna minor* Eleocharis acicularis* Chara globularis* Lemna trisulca* Isoetes echinospora Juncus bulbosus f. fluitans* Myriophyllum spicatum Isoetes lacustris Nitella flexilis Myriophyllum verticillatum* Littorella uniflora Potamogeton berchtoldii Nitella mucronata* Lobelia dortmanna* Potamogeton filiformis* Potamogeton crispus Myriophyllum alterniflorum Potamogeton lucens* Potamogeton crispus x perfoliatus Nitella gracilis* Potamogeton praelongus* Potamogeton densus* Nitella opaca Ranunculus peltatus Potamogeton friesii* Nitella syncarpa * Utricularia australis* Potamogeton pectinatus Nitella translucens* Utricularia vulgaris* Potamogeton pusillus* Potamogeton gramineus* Ranunculus circinatus Potamogeton polygonifolius* Sagittaria sagittifolia* Utricularia intermedia* Spirodela polyrhiza* Utricularia minor* Zannichellia palustris* Utricularia ochroleuca*

Voraussetzungen für die Bewertung Die Mindestpflanzenmenge zur gesicherten Indexberechnung an einer Probestelle beträgt wie bei dem oben beschriebenen Typ AK 55. Ist der Index nicht gesichert, muss die Bewertung der Stelle auf Grundlage der Diatomeen oder anderer Organismengruppen erfolgen. Bei Fehlen natürlicher Ursachen und Hinweise auf Makrophytenverödung aufgrund starker De- gradationen (Eutrophierung, Fischbesatz), sind die untersuchten Stellen, dem (ungesicherten) „schlechten“ ökologischen Zustand zuzuordnen.

Indexgrenzen Die Einteilung der Indexklassen für den Typ erfolgte nach dem nachfolgend dargestellten Schema (Abbildung 120). Es zeigt die der Bewertung zugrunde liegende Vegetationstabelle. Referenz- stellen sind blau hervorgehoben. Die Intensität der Hintergrundfarben entspricht den Pflanzen- mengen der betreffenden Artengruppe. Stellen ohne submerse Vegetation sind nicht dargestellt. In zukünftigen Untersuchungen kann die Zuordnung der Indexwerte zu den Zustandsklassen nach Tabelle 249 erfolgen.

471 Abbildung 120 Schema für die Einteilung der Indexwerte (Submerse, Typ MTS). Schraf- fierte Stellen lassen keine gesicherte Indexberechnung zu und müssen auf mögliche Makrophy- tenverödung (= Zustand 5) geprüft werden.

Tabelle 249 Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen (Typ MTS)

Ökologische Indexwert Einschränkung/Bedingung Zustandsklasse 100 1 < 100 bis 40 2 < 40 bis –40 3 < –40 bis –100 4

5 Makrophytenverödung Æ Zustand 5 (ungesichert)

Typ stabil geschichtete karbonatreiche Wasserkörper des Tieflandes (TKg)

Bewertung Die Bewertung innerhalb dieses Typs erfolgt nach der im Kapitel 6.2.2.3 beschriebenen Vorge- hensweise. Der „Referenzindex“ wird mittels der dort angegebenen Formel errechnet. Zusätzlich ist für diesen Typ eine weitere Differenzierung notwendig. Einige der Arten, die an Referenzstellen dieses Typs verbreitet sind, weisen eine weite ökologische Amplitude auf, und entwickeln in stark belasteten Seen Massen- und Reinbestände. In der Literatur wird als typisches Beispiel oft Potamogeton pectinatus genannt (KRAUSCH 1996). Aber auch Ceratophyllum demersum zeigt in Norddeutschland ein entsprechendes Verhalten. Zwar besiedelt die Art in Nord- deutschland nährstoffärmere Seen als im Süden; von dieser Art dominierte Gesellschaften treten aber typischerweise in stark nährstoffreichen Seen auf (DOLL 1991). Für beide Arten ist eine Zu- ordnung in die Gruppe der Störzeiger aufgrund der nicht unerheblichen Vorkommen an den Refe- renzstellen nicht zu vertreten. Ihr euryökes Verhalten erfordert die Einstufung in die mittlere Arten- gruppe. Um die Aussagekraft der Dominanzbestände dieser Art dennoch zu nutzen, sind diese zusätzlich zur Berechnung des Indexes zu berücksichtigen.

472 Aus diesem Grund werden Stellen mit Domionanzvorkommen (mindestens 80 % der Gesamt- quantität der Stelle) von • Potamogeton pectinatus • Ceratophyllum demersum dem ökologisch unbefriedigendem Zustand (4) zugeordnet.

Typspezifische Artengruppen Die typspezifischen Artengruppen für den Typ „Stellen geschichteter Flachlandseen“ sind in Tabelle 250 zusammengefasst. Die Artengruppen wurden aus KRAUSCH (1964), SUCCOW & REINHOLD (1978), DOLL (1983, 1989, 1991), KRAUSE (1997), PIETSCH (1987), DOLL (1991), OBERDORFER (1994), und SCHMEDTJE et al. (1998) ergänzt.

Tabelle 250 Artengruppen Submerse (Typ TKg) teilweise ergänzt (*)

A B C Chara aspera Bryophyta (incl. Fontinalis antipyretica) Ceratophyllum submersum Chara delicatula Callitriche spec.* Elodea canadensis Chara filiformis* Ceratophyllum demersum Elodea nuttallii Chara hispida Chara contraria Lemna minor Chara intermedia Chara globularis Lemna trisulca Chara polyacantha* Chara vulgaris* Potamogeton acutifolius Chara rudis Eleocharis acicularis* Potamogeton compressus* Chara tomentosa Hippuris vulgaris* Potamogeton crispus Littorella uniflora* Myriophyllum spicatum Potamogeton crispus x perfoliatus Myriophyllum alterniflorum Myriophyllum verticillatum Potamogeton friesii Nitella flexilis Najas marina Potamogeton nodosus* Nitella opaca Nitella mucronata* Ranunculus spp Subgenus Batrachium Nitella syncarpa* Potamogeton berchtoldii* Sagittaria sagittifolia Nitellopsis obtusa Potamogeton lucens Spirodela polyrhiza Potamogeton alpinus* Potamogeton obtusifolius* Zannichellia palustris Potamogeton filiformis Potamogeton pectinatus Potamogeton gramineus Potamogeton perfoliatus Potamogeton praelongus* Potamogeton pusillus Potamogeton rutilus* Utricularia australis Potamogeton trichoides* Potamogeton x nitens* Potamogeton x zizii Stratiotes aloides f. submersa Tolypella glomerata Utricularia intermedia* Utricularia minor* Utricularia vulgaris

Voraussetzungen für die Bewertung Die Mindestpflanzenmenge der eingestuften Taxa zur gesicherten Indexberechnung einer Probe- stelle beträgt wie bei dem oben beschriebenen Typ AK 55. Ist der Index nicht gesichert, muss die Bewertung der Stelle auf Grundlage der Diatomeen oder anderer Organismengruppen erfolgen. Bei Fehlen natürlicher Ursachen und Hinweise auf Makrophytenverödung aufgrund starker De- gradationen (Eutrophierung, Fischbesatz), sind die untersuchten Stellen, dem (ungesicherten) schlechten ökologischen Zustand zuzuordnen.

Indexgrenzen Die Einteilung der Indexklassen für Typ TKg erfolgte nach dem nachfolgend dargestellten Schema (Abbildung 121). Es zeigt die der Bewertung zugrunde liegende Vegetationstabelle. Die Intensität

473 der Hintergrundfarben entspricht den Pflanzenmengen der betreffenden Artengruppe. Stellen ohne submerse Vegetation sind nicht dargestellt. In zukünftigen Untersuchungen kann die Zuordnung der Indexwerte zu den Zustandsklassen nach Tabelle 251 erfolgen.

Tabelle 251 Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen (Typ TKg)

Ökologische Indexwert Einschränkung/Bedingung Zustandsklasse 100 bis 40 1 falls C > 5 % Æ Zustand 2 < 40 bis > 0 2 falls Dominanzbestände einzelner Taxa aus B (mind. 0 bis –10 3 80 %) Æ Zustand 4 < –10 bis –100 4

5 Makrophytenverödung Æ Zustand 5 (ungesichert)

474 Abbildung 121 Schema für die Einteilung der Indexwerte (Submerse, TKg). Schraffierte Stellen lassen keine gesicherte In- dexberechnung zu und müssen auf mögliche Makrophytenverödung (= Zustand 5) geprüft werden. Polymiktische karbonatreiche Wasserkörper des Tieflandes (TKp)

Bewertung Seen dieses Typs sind in besonders starkem Ausmaß seit langem von anthropogenen Verände- rungen betroffen (KRAUSCH 1987, KÖRNER 2002a). Aufgrund der wenigen zur Verfügung stehenden Referenzstellen wurden ergänzend historische Daten (PFAFFENBERG & DIENEMANN 1964, KÖRNER 2001) zur Rekonstruktion der Referenzbiozönose herangezogen. Zwar fehlen quantitative Angaben weitgehend, doch zeigen diese Daten ein breites Spektrum vorkommender Arten auf. Zusätzlich konnten auch erste Ergebnisse eines Projektes zu Leitbild-Biozönosen in ungeschichteten Seen des Landes Brandenburg berücksichtigt werden. Ziel dieses Forschungsvorhabens ist die Rekonstruktion der Entwicklung der Unterwasserflora während der vergangenen 2 000 Jahre (KÖRNER 2003). Die Bewertung der polymiktischen Seen des Norddeutschen Tieflandes weicht von der der übri- gen Typen ab. Eine Auftrennung in drei Artengruppen und somit die Berechnung des Referenzin- dexes ist in diesem Fall nicht möglich. Diese Seen sind im natürlichen Zustand meso- bis leicht eutroph, weshalb sich hier bereits an den Referenzstellen größere Mengen von Arten mit mäßigen bis hohen Nährstoffansprüchen finden, die in Süddeutschland den Störzeigern zugeordnet werden. Für Typ TKp konnte deshalb nicht zwischen indifferenten Arten und Störzeigern unterschieden werden. Die hohe natürliche Variabilität des Typs lässt lediglich die Abgrenzung von typspezifischen empfindlichen Arten (Gruppe A), deren Anteil mit zunehmender Belastung zurückgeht, und indifferenten Arten (Gruppe B) zu. Die Beurteilung der Stellen basiert auf dem prozentualen An- teil der empfindlichen Arten (Tabelle 252).

Tabelle 252 Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen (Typ TKp)

Ökologische % A Einschränkung/Bedingung Zustandsklasse 100 bis 60 1 falls Dominanzbestände einzelner Taxa aus B (mind. < 60 bis 0 2 80 %) Æ Zustand 3 0 3 Dominanzbestände einzelner Taxa aus B (mind. 80 %)

4/5 Makrophytenverödung Æ Zustand 4/5 (ungesichert)

Ein zusätzliches Bewertungskriterium stellt wie im Typ TKg die Dominanz einzelner Taxa aus Gruppe B dar. Eine Stelle wird in die Ökologische Zustandsklasse 3 eingestuft, wenn der Anteil einer der folgenden Taxa an der Gesamtquantität der Stelle mindestens 80 % beträgt: • Potamogeton pectinatus • Ceratophyllum demersum • Ceratophyllum submersum • Elodea canadensis/nuttallii Die Bewertung fehlender Vegetation wird durch das alternative Vorkommen von makrophyten- und planktondominierten Zuständen (SCHEFFER 1998) zusätzlich erschwert (siehe Anmerkung). In solchen Fällen wird die Bewertung durch das Phytoplankton eine wesentliche Rolle spielen.

476 Typspezifische Artengruppen Die typspezifischen Artengruppen für den Typ TKp sind in Tabelle 253 zusammengefasst. Die Artengruppen wurden aus JESCHKE (1963), PFAFFENBERG & DIENEMANN (1964), SUCCOW & REINHOLD (1978), DOLL (1978, 1989), PIETSCH (1987), KRAUSE (1997), SCHMEDTJE et al. (1998) und KÖRNER (2001) ergänzt.

Tabelle 253 Artengruppen Submerse (Typ TKp) teilweise ergänzt (*)

A B Chara aspera Bryophyta (incl. Fontinalis antipyretica) Chara contraria Ceratophyllum demersum Chara delicatula Ceratophyllum submersum Chara globularis Elodea canadensis Chara hispida Elodea nuttallii Chara intermedia Hippuris vulgaris* Chara rudis* Lemna minor Chara tomentosa Lemna trisulca* Chara vulgaris* Myriophyllum spicatum Myriophyllum alterniflorum* Najas marina Myriophyllum verticillatum Nitella mucronata* Nitella flexilis* Potamogeton crispus Nitella opaca Potamogeton crispus x perfoliatus Nitellopsis obtusa Potamogeton friesii Potamogeton acutifolius* Potamogeton nodosus* Potamogeton berchtoldii Potamogeton obtusifolius* Potamogeton compressus Potamogeton pectinatus Potamogeton filiformis Potamogeton perfoliatus Potamogeton gramineus Potamogeton pusillus Potamogeton lucens Ranunculus aquatilis Potamogeton praelongus* Ranunculus circinatus Potamogeton rutilus* Ranunculus trichophyllus Potamogeton x nitens* Sagittaria sagittifolia Potamogeton x zizii* Spirodelia polyrhiza* Stratiotes aloides f. submersa Zannichellia palustris Tolypella glomerata Utricularia australis* Utricularia intermedia* Utricularia minor* Utricularia vulgaris*

Voraussetzungen für die Bewertung Bei der Festlegung der erforderlichen Mindestpflanzenmenge zur gesicherten Bewertung einer Probestelle wurde berücksichtigt, dass aufgrund der oftmals geringen Tiefe der Seen dieses Typs der untersuchte Bereich in vielen Fällen nicht in vier Tiefenstufen unterteilt werden kann. Die maximal erreichbaren Pflanzenquantitäten, die unter Aufsummierung der Werte aller Tiefenstufen gebildet werden, fallen demnach geringer aus, als bei den übrigen Typen. Um auch eine Bewertung extrem flacher Seen wie z. B. Dümmer oder Steinhuder Meer zu ermöglichen, wurde die Grenze der benötigten Mindestquantität für diesen Typ auf 35 gesetzt. Dies entspricht einem Taxon mit Schätzstufe 3 und einem weiteren mit 2. Werden diese Mindestanforderungen nicht erfüllt, kann keine gesicherte Bewertung der Stelle erfolgen. Natürliche Mechanismen, die eine Besiedlung mit submersen Makrophyten verhindern können, sind neben Beschattung und ungünstigem Substrat auch starke Aufwirbelungen durch Wind, die insbesondere in den großflächigen Seen dieses Typs Bereiche natürlicherweise frei von Bewuchs halten (PFAFFENBERG & DIENEMANN 1964, POLTZ & SCHUSTER 2001). Können natürliche Ursachen für das Fehlen der Makrophyten ausgeschlossen werden, so muss die Möglichkeit der Makrophytenverödung durch Eutrophierung in Betracht gezogen werden. Wie bei den übrigen Typen können in diesem Fall die Makrophyten Hinweise auf eine Störung des Öko-

477 systems geben. Gesicherte Aussagen sind aber nur unter Einbeziehung der restlichen Organismen- gruppen möglich.

Anmerkung Für diesen Typ muss auch die Frage nach dem natürlichen Vorkommen planktondominierter Seen ohne submerse Vegetation gestellt werden. Nach SCHEFFER (1998) ist zwar der makrophyten- dominierte Zustand mit hoher Sichttiefe für die Mehrheit der Flachseen als natürlich anzunehmen, doch gibt es mittlerweile Hinweise darauf, dass schon seit mehr als 1 000 Jahren, also lange vor dem Einsetzen der Industrialisierung, Wechsel zwischen makrophyten- und phytoplanktondomi- nierten Zuständen stattgefunden haben (KÖRNER 2003). Auf der anderen Seite ist der Einfluss anthropogener Belastungen wie Eutrophierung auf den Rückgang der submersen Makrophyten von Flachseen europaweit ein bekanntes Problem (vgl. Zitate in KÖRNER 2002a, SCHEFFER 1998), das an dieser Stelle nicht ignoriert werden darf. Erschwerend für die Bewertung kommt hinzu, dass auch durch Reduzierung der Nährstoffkonzentrationen auf ein Niveau, das eine Wiederbesiedlung mit Makrophyten zulassen sollte, der planktondominierte Zustand durch verschiedene Faktoren (Sediment-Resuspensierung, Trübung, Nahrungsnetz) stabilisiert wird (KÖRNER 2002b, SCHEFFER 1998). Alternativ sind bei bestimmten Nährstoffverhältnissen also entweder Plankton- oder Makro- phytendominanz möglich.

Indexgrenzen Die Einteilung der Indexklassen für den Typ erfolgte nach dem nachfolgend dargestellten Schema (Abbildung 122). Es zeigt die der Bewertung zugrunde liegende Vegetationstabelle. Die Intensität der Hintergrundfarben entspricht den Pflanzenmengen der betreffenden Artengruppe. Stellen ohne submerse Vegetation sind nicht dargestellt. In zukünftigen Untersuchungen kann die Zuordnung der Indexwerte zu den Zustandsklassen nach Tabelle 252 erfolgen.

478 Abbildung 122 Schema für die Einteilung der Indexwerte (Submerse, Typ TKp). Schraffierte Stellen lassen keine gesicherte Indexberechnung zu und müssen auf mögliche Makrophytenverödung (= Zustand 4/5) geprüft werden. 7.3 Diatomeen

7.3.1 Struktur des Datensatzes

7.3.1.1 Prüfung und Standardisierung von Daten vergangener Untersuchungen In einer Vorstudie wurden Untersuchungen aus vergangenen Jahren auf ihre Eignung für das Projekt überprüft (SCHMEDTJE et al. 2001a). Da die Diatomeensystematik in den Jahren 1986– 1991 einer grundlegenden Revision unterlag, wurden ausschließlich Untersuchungen nach 1991 berücksichtigt. Diese Einschränkung war nötig, da die Neufassung der Süßwasserflora (KRAMMER & LANGE-BERTALOT 1986–1991) zu einer Verdreifachung der Taxazahl geführt hat. Als Folge davon lassen sich in Studien, die vor 1991 datieren, viele Arten gar nicht oder nicht zweifelsfrei zuordnen. Weiterhin wurden nur jene Untersuchungen als geeignet befunden, deren Methodik der Probenahme und Probenaufbereitung dem internationalen Standard entspricht. Es wurden nur solche Daten aufgenommen, die von erfahrenen Bearbeitern erhoben wurden und die mindestens eine Vegetationsperiode umfassen, wobei eine dreimalige Probenahme als ausreichend angesehen wurde. Um einen möglichst homogenen Datensatz zu erhalten, wurde im Rahmen des Projektes zusätzlich eine taxonomische Standardisierung der ausgewählten Daten durchgeführt.

7.3.1.2 Datenstruktur Die Auswahl der Probestellen erfolgte durch das Bayerische Landesamt für Wasserwirtschaft auf der Basis einer Vorversion der geomorphologischen Seentypologie von MATHES et al. (2002). Der Seendatensatz umfasst 119 Litoralstellen an 98 Seen in ganz Deutschland. Eine Zusammen- stellung der untersuchten Stellen ist Tabelle 238 zu entnehmen. Insgesamt liegen 333 Befunde mit 13 403 Datensätzen vor. Die überwiegende Zahl der Befunde wurde in den Jahren 2000/2001 neu erhoben (siehe Tabelle 254). Mit einem Anteil von 19 % liegt der Umfang der „Altdaten“ deutlich unter dem der Fließgewässer. Die „Altdaten“ stammen ausschließlich aus Untersuchungen an bayerischen Seen, die vom Bayerischen Landesamt für Wasserwirtschaft zur Verfügung gestellt wurden und die teilweise in SCHAUMBURG et al. (2001) veröffentlicht sind. Unter dem taxonomischen Aspekt ist der Seendatensatz als nahezu homogen anzusehen, da 96 % der Befunde von einem Bearbeiter erhoben wurden (siehe Abbildung 123). Auch die Wahl des beprobten Substrates wurde möglichst einheitlich gestaltet. So wurden im Rahmen der Neuerhebungen ausschließlich Bodensubstrate beprobt, innerhalb der „Altdaten“ finden sich jedoch auch Proben von pflanzlichen und künstlichen Substraten (siehe Abbildung 124).

Tabelle 254 Struktur des Seen-Datensatzes

269 neu erhobene Befunde 64 vorhandene Befunde 333 Gesamtzahl der Befunde 13403 Zahl der Datensätze (Taxon und Häufigkeit)

480 Hofmann Boden- substrate Staab Pflanzliche Seele Substrate Mayer Künstliche Schranz Substrate

Abbildung 123 Bearbeiter der Seenproben Abbildung 124 Beprobte Substrate in Seen

7.3.1.3 Probenahme Da Diatomeengesellschaften im Jahresgang einen ausgeprägten Aspektwechsel aufweisen können, dessen Verlauf und Intensität in verschiedenen Gewässertypen unterschiedlich ausgeprägt ist, wurden dreimalig Proben entnommen. Dies gewährleistet eine ausreichende Datengrundlage zur ganzheitlichen Charakterisierung der typspezifischen Gesellschaften und dient dem Nachweis, welche Jahreszeit in den einzelnen biozönotischen Typen zur Bewertung am besten geeignet ist. Die im Projekt vorgegebenen, mittels geographischer Rechts- und Hochwerte beschriebenen Un- tersuchungsstellen wurden auf topographischen Karten der Maßstäbe 1:25 000 bzw. 1:50 000 lokalisiert und aufgesucht. Die Kenngrößen der untersuchten Gewässerabschnitte (Lage, Substrate, Lichtverhältnisse etc.) wurden in einem Probenahmeprotokoll vermerkt und die Stellen fotografisch dokumentiert. Die Beprobung der Seen wurde in den Jahren 2000 und 2001 durchfgeführt (siehe Tabelle 255) und entsprach methodisch weitgehend derjenigen in langsam fließenden Gewässern. Bevorzugt wurden Steine vorsichtig in ihrer ursprünglichen Lage entnommen und der Aufwuchs bzw. die Se- dimentauflage abgekratzt. Pflanzliche Substrate wurden von der Probenahme ausgeschlossen. Stets wurden die Proben im Freiwasserbereich entnommen. Waren Schilfgürtel vorhanden, erfolgte die Probenahme am seeseitigen Rand, dichte Makrophytenbestände wurden vermieden. Die Auswahl der Stelle erfolgte nach der Erreichbarkeit vom Ufer aus, wobei der gewählte Abschnitt möglichst unbeeinträchtigt durch Zuflüsse, Bauwerke oder Nutzungen war. Der beprobte Tiefenbereich lag zwischen 30 cm und 60 cm, Seespiegelschwankungen wurden bei der Terminierung der Probe- nahme berücksichtigt. War ausschließlich Sand oder Weichsediment vorhanden, wurden die obersten Millimeter mit einem Löffel vorsichtig abgehoben.

Tabelle 255 Untersuchungszeiträume in Seen

Ökoregion Untersuchungszeiträume Alpen- und Alpenvorland August 2000 November 2000 April 2001 Mittelgebirge August 2000 November 2000 Mai 2001 Norddeutsches Tiefland Oktober 2000 April 2001 Juli 2001

481 7.3.1.4 Präparation der Proben Die Bestimmung der Diatomeen auf Artniveau erfolgt anhand der Strukturen des Kieselsäure- skeletts und setzt die Herstellung von Dauerpräparaten voraus. So können insbesondere kleinschalige Arten nur im gereinigten Präparat nach Entfernen der organischen Zellbestandteile und weiterer störender organischer Komponenten bei 1 000- bis 1 200facher Vergrößerung sicher zugeordnet werden. Zur Aufbereitung des Probenmaterials existieren verschiedene Verfahren, die je nach Be- schaffenheit des Probenmaterials unterschiedlich geeignet sind. Eine Darstellung der häufigsten Aufbereitungstechniken findet sich in KRAMMER & LANGE-BERTALOT (1986). Die Aufbereitung der entnommenen Proben erfolgte durch Oxidation in Schwefelsäure. Eine ausführliche Beschrei- bung der Aufbereitungsmethode und Präparateherstellung ist der Handlungsanweisung im Kapitel „Präparation“, Seite 543, zu entnehmen. Die Dauerpräparate und zugehörigen Suspensionen wurden archiviert und können bei Bedarf eingesehen werden.

7.3.1.5 Mikroskopische Analyse und EDV-Erfassung Um repräsentative Verteilungen zu erhalten, wurden im Streupräparat 500 Schalen auf Artniveau bestimmt. Die Darstellung der Häufigkeiten erfolgte in prozentualen Anteilen. Als Standard- Bestimmungsliteratur diente das vierbändige Werk von KRAMMER & LANGE-BERTALOT (1986– 1991), das durch nachfolgend genannte, von den Autoren seit 1993 publizierte Erweiterungen und Revisionen einzelner Gattungen ergänzt wurde.

7.3.1.6 Statistische Auswertung und pflanzensoziologische Verfahren Die Auswertung der Diatomeendaten erfolgte mit den Computerprogrammen Access 97 (Microsoft), Excel 97 (Microsoft), SPSS 8.0 für Windows (SPSS Inc.), SPSS 10.0 für Windows (SPSS Inc.) und Canoco for Windows 4.02 (Centre of Biometry, Wageningen). Zur Abgrenzung von Gesellschaften und zur Entwicklung einer Diatomeen-basierten biozönotischen Typologie wurden hierarchische Clusteranalysen (SPSS) und Korrespondenzanalysen (Canoco) durchgeführt. Für die Clusteranalysen wurde die Methode „Average Linkage between Groups“ sowie als Distanzmaß der Kosinus gewählt. Diese Methode berücksichtigt die quantitative Verteilung der Arten, führt aber nicht zu einer Überbetonung hoher Abundanzen. Bei den Korrespondenz- analysen wurde die Methode der CA (Correspondence Analysis) der der DCA (Detrended Corre- spondence Analysis) vorgezogen, sofern die DCA nicht einen zusätzlichen Erkenntnisgewinn mit sich brachte. Zusätzliche Modifikationen des Datensatzes sollten vermieden werden. Die Darstel- lungsformen dieser beiden Analyse-Methoden – Dendrogramm und Streudiagramm – zeigen die Probestellen mit ähnlicher Biozönose in räumlicher Nähe angeordnet. Zur Ermittlung der typspezifischen Referenzarten wurden für die anhand der Korrespondenz- analysen erhaltenen biozönotischen Typen vegetationsökologische Tabellen erstellt. In diesen

482 sind die Arten nach ihrer Toleranz gegenüber saprobieller und trophischer Belastung sowie Ver- sauerung und Versalzung gruppiert. Die Einstufung der Arten erfolgte auf der Basis einer Viel- zahl autökologischer Literaturangaben (z. B. HOFMANN 1994, KRAMMER & LANGE-BERTALOT 1986–1991, SCHMEDTJE et al. 1998, DAM et al. 1994) und wurde ergänzt durch eigene Erfahrun- gen.

7.3.1.7 Berechnung von Kenngrößen der Gesellschaftsstruktur und von ökologi- schen Indizes Zur Prüfung der Eignung als Bewertungskomponenten wurden verschiedene Kenngrößen der Ge- sellschaftsstrukturen und bestehende Indikationsverfahren anhand des Projekt-Datensatzes getestet: • Artenzahl • Diversitätsindex nach SHANNON & WEAVER (1949) • Dominanzidentität nach RENKONEN (1938) • Similarität nach STANDER (1970) • Trophie-Index nach HOFMANN (1994, 1999) • Rote Liste-Index Zur Quantifizierung des Inventars gefährdeter Arten und als Kriterium für den sehr guten öko- logischen Zustand von Seen wurde ein Rote Liste-Index (RLI) entwickelt, der rechnerisch dem Rheo-Index von BANNING (1990) entspricht. Grundlage ist die Rote Liste der Kieselalgen Deutschlands von LANGE-BERTALOT (1996), die 535 Taxa umfasst. Dies entspricht 37 % der in Deutschland nachgewiesenen Arten. Fast sämtliche als gefährdet ausgewiesene Arten sind in ihrem Vorkommen an oligotrophe bzw. dystrophe Habitate gebunden, die extrem gefährdete Lebens- räume darstellen. Ihre Zahl ist in den vergangenen Jahrzehnten infolge von Eutrophierung durch punktuellen und diffusen Eintrag von Nährstoffen bzw. durch Versauerung infolge von atmosphä- rischer Deposition von Schwefeldioxid drastisch zurückgegangen. Den unterschiedlichen Gefähr- dungsgraden der Rote Liste-Arten wird mit einer Gewichtung Rechnung getragen (Gleichung 38).

Gleichung 38 Berechnung des „Rote-Liste-Index“ RLI

6*( Ai; RL1) + 5*( Ai; RL2) + 4*( Ai; RL3) + 3*( Ai; RL4) + 2*( Ai; RL5) RLI = ∑∑ ∑ ∑ ∑ 6*(∑∑Ai; RL1) + 5*( Ai; RL2) + 4*(∑ Ai; RL3) + 3*(∑ Ai; RL4) + 2*(∑ Ai; RL5) +1*(∑ Ai; RL6)

RLI = Rote Liste-Index RL3 = „gefährdet“ Ai = relative Häufigkeit der Art i in Prozent RL4 = „Gefährdung anzunehmen“

RLx = Gefährdungskategorie nach LANGE-BERTALOT (1996) RL5 = „extrem selten“ RL1 = „vom Aussterben bedroht“ RL6 = nicht eingestufte und ungefährdete Arten RL2 = „stark gefährdet“

7.3.1.8 Auswertung historischer Proben Zur Ermittlung bzw. Verifizierung der Referenzgesellschaften der Alpen- und Alpenvorlandseen wurden ergänzend Daten einer Studie des Bayerischen Landesamtes für Wasserwirtschaft herangezogen (HOFMANN, in Vorb.). Diese umfasst die Auswertung von Proben aus acht historischen Sammlungen, die bis in die erste Hälfte des 19. Jahrhunderts zurückreichen und mehrheitlich in die Zeit vor dem Einsetzen der massiven Eutrophierung datieren.

483 7.3.2 Entwicklung einer biozönotischen Gewässertypologie und eines Bewertungsverfahrens

7.3.2.1 Begriffsbestimmung Die EG-Wasserrahmenrichtlinie setzt neue Maßstäbe für die Gewässerbewertung und erfordert die Entwicklung einer einheitlichen Terminologie auf nationaler und internationaler Ebene. Da diese bezüglich der biologischen Qualitätskomponenten noch nicht vollständig vorliegt, werden im Fol- genden häufig gebrauchte Begriffe erläutert. Unter Referenzgewässern werden Gewässer mit sehr gutem ökologischen Zustand verstanden, die durch typspezifische Referenzgesellschaften charakterisiert werden. Dabei umfasst die Gruppe der Referenzarten sowohl Referenzarten im engeren Sinne als auch ubiquistische Referenzarten. Während die Referenzarten im engeren Sinne lediglich in Gewässern mit sehr gutem ökologischen Zustand individuenreich zu finden sind, vermögen die ubiquistischen Referenzarten auch bei gutem, teilweise sogar mäßigem ökologischen Zustand individuenreiche Populationen auszubilden. Aufgrund ihrer stellenweise hohen Anteile im sehr guten ökologischen Zustand stellen sie jedoch einen charakteristischen Aspekt dar und sind bei der Entwicklung eines diatomeen-basierten Bewertungs- systems zumeist unverzichtbar. Zur Beschreibung der Verbreitung einer Art innerhalb des trophischen Spektrums werden die Begriffe oligotraphent, mesotraphent und eutraphent verwendet, deren Bedeutung allerdings je nach zugrunde liegendem Klassifikationsschema voneinander abweichen kann. In der vorliegenden Arbeit werden für Seen die Trophiebegriffe von HOFMANN (1994) verwendet, die sich an der Klassifikation von VOLLENWEIDER (1979) orientieren.

7.3.2.2 Erstellen der Referenzdatensätze Die Konzeption des Messstellennetzes basiert auf einer vorläufigen Zustandseinteilung der ge- meldeten Gewässer in die ökologischen Qualitätsklassen der Wasserrahmenrichtlinie. Diese Zu- standseinteilung wurde von den zuständigen Länderertreter vorgenommen. Die nach dieser Ein- schätzung als Gewässerstellen mit sehr guter ökologischer Qualität klassifizierten Abschnitte wurden als vorläufige Referenzstellen herangezogen. Zur Verifizierung der Zustandsbeschreibung wurden die Referenzstellen sowie die vorab als Bereiche mit guter ökologischer Qualität eingestuften Gewässerstellen überprüft. Die Überprüfung erfolgte anhand der vorgefundenen Gesell- schaftsstrukturen auf der Basis der bekannten Autökologie und eigener Einschätzung der Arten – und damit primär anhand biologischer Kriterien. In kritischen Fällen wurden ergänzend chemisch- physikalische Größen herangezogen, insbesondere die Gehalte an Gesamt-Phosphor, Nitrat-Stick- stoff, Ammonium-Stickstoff, der pH-Wert und der Elektrolytgehalt sowie die Chloridkonzentration. Von den Referenzstellen ausgeschlossen wurden Abschnitte mit Ufernutzung durch Badebetrieb, Bootsanleger und Hafenanlagen, Bereiche mit angrenzender landwirtschaftlicher Nutzung sowie Abschnitte mit starken strukturellen Defiziten.

7.3.2.3 Entwicklung einer biozönotischen Typologie für Seen Eine Gewässerbewertung nach EG-Wasserrahmenrichtlinie setzt die Kenntnis der typspezifischen Referenzbiozönosen voraus und macht die Entwicklung einer diatomeen-basierten Typologie erforderlich. Zur Abgrenzung von spezifischen Gesellschaften wurden die Art- und Häufigkeitsdaten der Gewässer mit sehr guter Qualität anhand von Korrespondenzanalysen auf Gruppenbildung hin

484 untersucht. Zur Erweiterung des Datensatzes wurden teilweise die Gewässer mit guter ökologi- scher Qualität in die Analysen mit eingeschlossen. Vergleichbar den Fließgewässern stellen die Alkalinität und der trophische Zustand die bestim- menden Größen für Artenzusammensetzung und Arthäufigkeiten dar. In der Korrespondenzanalyse sind die karbonatischen Seen der Alpen und Voralpen und des Norddeutschen Tieflandes sowie die silikatischen Seen der Mittelgebirge entlang einer Achse aufeinander folgend angeordnet (siehe Abbildung 125). Innerhalb der karbonatischen Seen lassen sich die norddeutschen Seen, die im sehr guten Zustand einen höheren trophischen Status aufweisen als die Alpen- und Alpenvorland- seen, deutlich von diesen abgrenzen. Im Vergleich der Ökoregionen ergibt sich die größte Vielfalt im Falle der circumneutralen Mittelgebirgsseen, wobei sich die im Schwarzwald gelegenen Seen von den Maaren der Eifel trennen. Eine gänzlich isolierte Stellung nimmt der Mummelsee ein (siehe Abbildung 126). Die Differenzierung der biozönotischen Seentypen wird – wenngleich weniger deutlich, da sich die Maare zu den Seen des Norddeutschen Tieflandes gruppieren – bereits auf dem Niveau von Gattungen möglich (Abbildung 127) .

Werden die biozönotischen Seetypen entsprechend der Seentypologie von MATHES et al. (2002) nach ihrer Einzugsgebietsgröße und ihrem Schichtungsverhalten weiter aufgeschlüsselt, so ergeben sich im Falle der Alpen- und Alpenvorlandseen keine scharf abgegrenzten Typen. In den karbonatischen Seen Norddeutschlands lassen sich allenfalls Tendenzen erkennen (siehe Abbildung 128). Dabei ist jedoch zu bedenken, dass nicht für alle geomorphologischen Typen vorab als in sehr gutem Zustand befindlich eingestufte Seen im Datensatz enthalten sind. Dieses Defizit macht sich insbesondere im Falle der geschichteten Seen mit großem Einzugsgebiet (Typ 10 nach MATHES et al. 2002) bemerkbar. Auf der Basis der Korrespondenzanalysen lassen sich somit folgende Typen unterscheiden: • Karbonatische Seen der Alpen • Silikatische Seen der Mittelgebirge • Karbonatische Seen des Norddeutschen Tieflandes Die Seen des Norddeutschen Tieflandes können anhand von Unterschieden des Arteninventars und der Arthäufigkeiten, die in den Korrespondenzanalysen nicht oder nur undeutlich zum Aus- druck kommen, weiter aufgeschlüsselt werden. Als wesentliches Kriterium wird hierbei die indizierte Trophie im sehr guten und guten ökologischen Zustand herangezogen, die als bestimmende Größe für die Ausprägung von Seen-Gesellschaften gilt (HOFMANN 1994, SCHÖNFELDER 1997). Als eigene Typen benannt werden die geschichteten Seen (Typ 10 und 13 nach MATHES et al. 2002) einerseits und die ungeschichteten Seen mit großem Einzugsgebiet (Typ 11 nach MATHES et al. 2002) andererseits (siehe Kapitel 7.3.2.4). Die geomorphologischen Typen 12 und 14 kön- nen aufgrund der zu geringen Stellenzahl im Datensatz nicht hinreichend genau charakterisiert bzw. zugeordnet und bewertet werden. Gleiches trifft auf die Mittelgebirgs-Typen 6 und 7 zu.

485 +2.5 -1.5 -0.5 +5.0 Abbildung 125 Korrespondenzanalyse (CA) aller als in sehr gutem ökologischen Zustand befindlich voreingestuften Litoralstellen blau = Seen der Alpen und des Alpenvorlandes, gelb = Seen des Norddeutschen Tieflandes, rot = Seen der Mittelgebirge

Weichwasserseen Eifel

Weichwasserseen Schwarzwald Mummelsee

Titisee und Feldsee -0.5 +3.5 -1.0 +7.0 Abbildung 126 Korrespondenzanalyse (DCA) aller als in sehr gutem ökologischen Zustand befindlich voreingestuften Litoralstellen blau = Seen der Alpen und des Alpenvorlandes, gelb = Seen des Norddeutschen Tieflandes, rot = Seen der Mittelgebirge

486 +2.5 -0.5 -0.5 +3.0 Abbildung 127 Korrespondenzanalyse (DCA) aller als in sehr gutem ökologischen Zu- stand befindlich voreingestuften Litoralstellen auf der Basis von Gattungen blau = Seen der Alpen und des Alpenvorlandes, gelb = Seen des Norddeutschen Tieflandes, rot = Seen der Mittelgebirge +4.5 -1.5 -1.0 +5.5 Abbildung 128 Korrespondenzanalyse (DCA) der als in sehr gutem und gutem ökologischen Zustand befindlich voreingestuften Litoralstellen des Norddeutschen Tieflandes Seetypen nach MATHES et al. (2002): gelb = Typ 10, rot = Typ 11, blau = Typ 13, grün = Typ 14; Kreis = sehr guter öko- logischer Zustand, Quadrat = guter ökologischer Zustand

487 7.3.2.4 Beschreibung der typspezifischen Seengesellschaften im sehr guten ökologi- schen Zustand

Alpen- und Alpenvorlandseen (Diatomeentyp 1) Die diversen Gesellschaften sind geprägt durch individuenreiche Vorkommen von Arten, die überwiegend als oligotraphent gelten (HOFMANN 1994, LANGE-BERTALOT 1996), wobei Gesell- schaftsanteile über 50 % nur vereinzelt zu beobachten sind. Die quantitativ bedeutendste Art ist Cymbella microcephala, der subdominant Achnanthes minutissima, Achnanthes minutissima var. scotica, Brachysira neoexilis, Cymbella cesatii und Cymbella delicatula hinzugesellt sein können. Das Arteninventar besteht nahezu ausschließlich aus oligotraphenten, oligo-mesotraphenten und trophie-toleranten Formen. Indikatoren hoher Trophiegrade fehlen gänzlich oder sind nur als Ein- zelfunde vertreten (relative Häufigkeit unter 1 %). Tabelle 256 gibt einen Überblick über die im Projekt-Datensatz vorhandenen Referenzarten.

Tabelle 256 Im Projekt-Datensatz enthaltene Referenzarten der Alpen- und Alpenvorlandseen im sehr guten öko- logischen Zustand (Diatomeentyp 1) Achnanthes flexella Fragilaria incognita Achnanthes flexella var. alpestris Fragilaria nanana Achnanthes minutissima var. gracillima Fragilaria tenera Achnanthes minutissima var. scotica Gomphonema angustum Achnanthes petersenii Gomphonema auritum Achnanthes rosenstockii Gomphonema bavaricum Achnanthes trinodis Gomphonema dichotomum Amphora inariensis Gomphonema helveticum Amphora thumensis Gomphonema lateripunctatum Amphora veneta var. capitata Gomphonema occultum Brachysira calcicola Gomphonema olivaceum var. olivaceoides Brachysira hofmanniae Gomphonema procerum Brachysira liliana Gomphonema subtile Brachysira neoexilis Gomphonema tenue Brachysira styriaca Gomphonema vibrio Brachysira vitrea Mastogloia smithii var. lacustris Brachysira zellensis Navicula absoluta Cymbella affinis 1 nach HOFMANN (1994) Navicula cocconeiformis Cymbella amphicephala Navicula concentrica Cymbella cesatii Navicula dealpina Cymbella cymbiformis Navicula densilineolata Cymbella delicatula Navicula gottlandica Cymbella descripta Navicula laevissima Cymbella falaisensis Navicula leistikowii Cymbella helvetica Navicula lenzii Cymbella laevis Navicula oligotraphenta Cymbella microcephala Navicula praeterita Cymbella minuta Navicula pseudoscutiformis Cymbella simonsenii Navicula schadei Cymbella subaequalis Navicula stroemii Cymbella tumidula var. lancettula Navicula subalpina Denticula kuetzingii Navicula wildii Denticula tenuis Neidium ampliatum Diatoma mesodon Nitzschia alpinobacillum Diploneis elliptica Nitzschia bacilliformis Diploneis oblongella Nitzschia diversa Diploneis ovalis Nitzschia fibulafissa Eunotia arcubus Nitzschia gessneri Fragilaria capucina var. amphicephala Nitzschia gisela Fragilaria capucina var. austriaca Nitzschia radicula Fragilaria delicatissima Nitzschia regula

488 Der trophische Referenzzustand der geschichteten Seen der Alpen und des Alpenvorlandes bewegt sich im Bereich der Oligotrophie. Tabelle 257 zeigt die geringste indizierte Trophie im Vergleich der geomorphologischen Seentypen nach MATHES et al. (2002). Die Alpenseen und Voralpenseen mit großem Einzugsgebiet (Typ 2 und 4) sind bezüglich der indizierten Trophie vergleichbar. Im Falle der Voralpensee mit kleinem Einzugsgebiet (Typ 3) sind im Datensatz keine im sehr guten Zustand befindlichen Stellen enthalten. Einstmals oligotrophe Verhältnisse lassen sich jedoch im Falle des Starnberger Sees anhand historischer Proben belegen (HOFMANN in Vorb.). Inwieweit die Oligotrophie als Grundzustand auch für die ungeschichteten Seen (Typ 1) gelten darf, in deren Fall gleichfalls keine Referenzstellen vorhanden sind, bleibt zu überprüfen. Oligo-mesotrophe Verhältnisse im (voreingestuften) guten ökologischen Zustand deuten jedoch darauf hin, dass auch diese im Referenzzustand als oligotroph zu charakterisieren sind (siehe auch SCHAUMBURG et al. 2001).

Tabelle 257 Indizierte geringste Trophie in den biozönotischen Seentypen basierend auf den jeweils zehn geringsten Indexwerten kursiv = keine Gewässerstellen im voreingestuften sehr guten ökologischen Zustand im Datensatz vorhanden; D-Typ = Diatomeentyp; GM-Typ = Geomorphologischer Typ nach MATHES et al. (2002); Trophie-Index: blau = oligotroph und oligo-mesotroph, grün = mesotroph und meso-eutroph, rot = eutroph Trophie-Index D-Typ GM-Typ Ökoregion Min. Med. Max 1 1 Voralpensee 2,00 2,27 2,76 2 Voralpensee 1,56 1,73 1,90

3 Voralpensee 2,10 2,92 3,28 4Alpensee 1,58 1,65 1,82 2 9 Weichwasserseen der Mittelgebirge 1,50 1,70 1,96

3 10 Geschichtete Seen des Tiefandes 3,87 4,04 4,25 13 Geschichtete Seen des Tieflandes 1,92 2,25 2,48 4 11 Ungeschichtete Seen des Tieflandes 1,60 2,69 3,37

Kalkarme Seen der Mittelgebirge (Diatomeentyp 2) Die Weichwasserseen der Mittelgebirge müssen auf der Grundlage des Projekt-Datensatzes in einem biozönotischen Typ vereinigt werden. Dies wird der Diversität der Seen, deren Spektrum von natürlich schwach sauren bis zu circumneutralen Seen reicht und auch dystrophe Gewässer ein- schließt, in keiner Weise gerecht. Der Datensatz enthält nur eine geringe Zahl an entsprechenden Seen im sehr guten und guten ökologischen Zustand, was in der extrem hohen Sensibilität der Seen nicht nur gegenüber Eutrophierung, sondern auch gegenüber anthropogener Versauerung begründet ist. Hinzu kommt, dass die meisten Weichwasserseen die von der EG-Wasserrahmen- richtlinie geforderte Mindestgröße von 50 ha nicht erreichen. Bereits anhand der vorliegenden Daten wird deutlich, dass sich die circumneutralen Maare der Eifel von den schwach sauren Seen des Scharzwaldes differenzieren (siehe Abbildung 25). Eine gesicherte Benennung von eigenständigen Typen und die erforderliche Charakterisierung der spezifischen Gesellschaften ist jedoch erst bei erweitertem Datensatz zu leisten. Gleiches trifft auf den dystrophen Typ zu: So ist anhand historischer Proben aus dem ausgehenden 19. Jahrhundert und den 1930er Jahren eine distinkte dystraphente Diatomeenflora nachzuweisen (HOFMANN in Vorb.). Im Vergleich zu den oligotrophen Karbonatseen ist damit bei den Weichwasserseen eine deutlich höhere Zahl von eigenständigen Referenzgesellschaften zu erwarten. Die in Tabelle 258 aufgeführ- ten Arten sind daher verschiedenen ökologischen Gruppen zugehörig. Es finden sich sowohl cir-

489 cumneutrale Arten oligotropher Seen, zum Beispiel verschiedene Vertreter der Gattung Achnanthes, wie auch zahlreiche Eunotia-Arten, die die Gesellschaften dystropher Seen im sehr guten ökologi- schen Zustand prägen. Als trophischer Grundzustand ist im biozönotischen Typ 2 die Oligotrophie zu benennen (siehe Tabelle 257). So haben der Feldsee, der Mummelsee und der Titisee ihren oligotrophen Status bewahren können. Der Schluchsee kann – wie historische Proben deutlich machen – als Beispiel für einen einstmals produktionsarmen See des dystrophen Typs gelten.

Tabelle 258 Im Projekt-Datensatz enthaltene Referenzarten der kalkarmen Mittelgebirgsseen im sehr guten ökologi- schen Zustand (Diatomeentyp 2) Achnanthes altaica Fragilaria tenera Achnanthes didyma Frustulia rhomboides var. saxonica Achnanthes flexella var. alpestris Gomphonema auritum Achnanthes helvetica Gomphonema hebridense Achnanthes impexiformis Gomphonema olivaceum var. minutissimum Achnanthes kuelbsii Gomphonema olivaceum var. olivaceoides Achnanthes lacus-vulcani Gomphonema productum Achnanthes marginulata Gomphonema pseudotenellum Achnanthes microscopica Gomphonema subtile Achnanthes oblongella Navicula absoluta Achnanthes peragalli Navicula angusta Achnanthes pusilla Navicula brockmannii Achnanthes subatomoides Navicula concentrica Achnanthes ventralis Navicula exilis Amphora inariensis Navicula krasskei Brachysira brebissonii Navicula mediocris Brachysira neoexilis Navicula notha Cymbella cesatii Navicula pseudoscutiformis Cymbella gracilis Navicula schmassmannii Cymbella hebridica Navicula soehrensis Cymbella microcephala Navicula soehrensis var. muscicola Cymbella minuta Neidium affine Cymbella perpusilla Neidium ampliatum Cymbella subaequalis Nitzschia alpinobacillum Diatoma mesodon Peronia fibula Eunotia fallax Pinnularia microstauron Eunotia incisa Pinnularia polyonca Eunotia nymanniana Pinnularia silvatica Eunotia paludosa Pinnularia subcapitata Eunotia praerupta var. bigibba Pinnularia subcapitata var. hilseana Eunotia rhomboidea Stauroneis undata Eunotia tenella Stenopterobia delicatissima Fragilaria exigua Surirella linearis

490 Geschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes (Diatomeentyp 3) Die Gesellschaften sind geprägt durch hohe Anteile von Achnanthes minutissima und Cymbella microcephala. Stellenweise treten sowohl trophie-tolerante als auch oligo-mesotraphente Arten individuenreich hinzu, wobei insbesondere Amphora pediculus, Brachysira neoexilis, Cocconeis placentula, Navicula cryptotenella, Navicula subalpina, Nitzschia lacuum sowie verschiedene Vertreter der Gattung Epithemia zu nennen sind (siehe Tabelle 259). Das Arteninventar ähnelt dem der karbonatischen Alpen- und Voralpenseen. Unterschiede ergeben sich einerseits durch das Fehlen zahlreicher, in den süddeutschen Seen nachgewiesenen oligotraphenter Arten (vergleiche Tabelle 256) und andererseits durch das – allerdings individuenarme – Vorkommen von meso- eutraphenten Formen, die in den Seen der Alpen und des Alpenvorlandes erst bei zunehmender Degradation zu finden sind. Dies kommt in der indizierten Trophie zum Ausdruck: Im sehr guten ökologischen Zustand bewegt sich diese im stark oligotrophen bis oligotroph-mesotrophen Be- reich und liegt damit merklich höher als in den Seen der Alpen und des Alpenvorlandes (siehe Tabelle 257). Bemerkenswert sind die stellenweise individuenreichen Vorkommen von Arten der Gattung Epithemia und Rhopalodia, die in den Alpen- und Alpenvorlandseen gegenwärtig nur sehr selten und stets in geringer Zahl zu finden sind, in historischen Proben aber einen charakteristischen Be- standteil der Gesellschaften darstellen. Diese Arten gelten als in besonderem Maße angepasst an geringe Stickstoffgehalte und scheinen im Zuge der einsetzenden Bodendüngung zu Beginn des vergangenen Jahrhunderts in ihrem Vorkommen stark rückläufig zu sein (SCHÖNFELDER 1997).

Tabelle 259 Im Projekt-Datensatz enthaltene Referenzarten der geschichteten Seen des Norddeutschen Tieflandes (Diatomeentyp 3) Achnanthes flexella Gomphonema auritum Achnanthes flexella var. alpestris Gomphonema lateripunctatum Achnanthes minutissima var. scotica Gomphonema olivaceum var. olivaceoides Achnanthes rosenstockii Gomphonema procerum Amphora thumensis Gomphonema subtile Amphora veneta var. capitata Mastogloia grevillei Brachysira neoexilis Mastogloia smithii var. lacustris Brachysira vitrea Navicula densilineolata Caloneis alpestris Navicula gottlandica Cymbella amphicephala Navicula lenzii Cymbella cesatii Navicula oligotraphenta Cymbella cymbiformis Navicula praeterita Cymbella descripta Navicula pseudoscutiformis Cymbella helvetica Navicula pseudotuscula Cymbella laevis Navicula subalpina Cymbella minuta Navicula tuscula Cymbella subaequalis Navicula vulpina Denticula kuetzingii Navicula wildii Denticula tenuis Neidium ampliatum Diploneis elliptica Nitzschia alpinobacillum Epithemia goeppertiana Nitzschia diversa Epithemia smithii Nitzschia gessneri Eunotia arcubus Nitzschia radicula Fragilaria delicatissima Nitzschia regula Fragilaria nanana Rhopalodia gibba var. parallela Fragilaria tenera

491 Ungeschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes mit relativ großem Einzugsgebiet (VQ > 1,5) und einer Verweildauer von über 30 Tagen (Diatomeentyp 4) Bezüglich des Arteninventars sind nur geringe Unterschiede zu den geschichteten Seen des Nord- deutschen Tieflandes festzustellen. Auch die Dominanzstrukturen sind vergleichbar: So sind die Gesellschaften durch die Dominanz von Achnanthes minutissima und Cymbella microcephala ge- prägt. Abweichungen ergeben sich indes in den Häufigkeiten der Begleitarten. Oligotraphente und oligomesotraphente Arten sind weiterhin präsent, die Zahl der nachgewiesenen Arten ist jedoch geringer als in den geschichteten Seen (vergleiche Tabelle 256, Tabelle 259 und Tabelle 260). Gleich- zeitig ist eine Zunahme von trophie-toleranten und meso-eutraphenten Arten zu verzeichnen. Eu- traphente Formen wurden dagegen nur in Einzelfunden registriert. Die im Vergleich höheren An- teile der Arten mit Präferenz höherer trophischer Zustände kommt in der indizierten Trophie deutlich zum Ausdruck (Tabelle 257). So bewegt sich im biozönotischen Seentyp 4 der trophische Grundzustand im Bereich der Oligo-Mesotrophie bis schwachen Mesotrophie. Es ist anzunehmen, dass auch die ungeschichteten Seen mit kleinem Einzugsgebiet (Seentyp 14 nach MATHES et al. 2002) diesem biozönotischen Typ zuzuordnen sind. Da diese im Datensatz jedoch nur durch zwei degradierte Seen vertreten sind, kann eine ausreichende Charakterisierung nicht vorgenommen werden.

Tabelle 260 Im Projekt-Datensatz enthaltene Referenzarten der ungeschichteten Seen des Norddeutschen Tieflandes mit relativ großem Einzugsgebiet (VQ > 1,5) und einer Wasserverweilzeit von über 30 Tagen (Diatomeentyp 4) Achnanthes flexella Fragilaria tenera Achnanthes flexella var. alpestris Gomphonema auritum Amphora thumensis Gomphonema lateripunctatum Amphora veneta var. capitata Gomphonema olivaceum var. olivaceoides Brachysira neoexilis Gomphonema procerum Brachysira vitrea Mastogloia smithii var. lacustris Cymbella affinis 1 nach HOFMANN (1994) Navicula densilineolata Cymbella amphicephala Navicula gottlandica Cymbella austriaca (incl. var. erdoebenyiana) Navicula laevissima Cymbella cesatii Navicula praeterita Cymbella cymbiformis Navicula pseudotuscula Cymbella helvetica Navicula stroemii Cymbella subaequalis Navicula subalpina Denticula kuetzingii Navicula wildii Denticula tenuis Neidium ampliatum Epithemia goeppertiana Nitzschia diversa Epithemia smithii Nitzschia gessneri Eunotia arcubus Nitzschia gisela Fragilaria delicatissima Nitzschia radicula Fragilaria nanana Rhopalodia gibba var. parallela

492 7.3.2.5 Abgleich der biozönotischen Seentypologie mit der Typologie nach MATHES et al. (2002)

Die Diatomeentypologie kann mit der geomorphologischen Seen-Typologie von MATHES et al. (2002) problemlos in Einklang gebracht werden, die auf der Ökoregion, der Geologie, der Größe des Einzugsgebietes und dem Schichtungsverhalten basiert. Der Abgleich beider Typisierungen ist Tabelle 261 zu entnehmen. Nach derzeitigem Kenntnisstand stehen den 14 geomorphologischen Typen vier diatomeenbasierte biozönotische Typen gegenüber. Dabei ist zu bedenken, dass die geomorphologischen Typen 5 und 8 ausschließlich künstliche Seen enthalten, die im Projekt-Datensatz nicht enthalten sind. Der Typ 6 ist lediglich durch zwei Gewässer verteten (Federsee und Süßer See), Gleiches gilt für den Typ 7 (Laacher See, Schalkenmehrener Maar).

Tabelle 261 Abgleich der Diatomeentypologie mit der Seentypologie nach MATHES et al. (2002)

D-Typ = Diatomeentyp, GM-Typ = Geomorphologischer Typ nach MATHES et al. (2002)

Einfluss des Wasserauf- D-Typ GM-Typ Ökoregion Geologie Schichtung Einzugsgebiet enthaltszeit 1 1 Alpen- und Voralpenseen Ca > 15 mg/l VQ > 1,5 ungeschichtet 2 Voralpensee Ca > 15 mg/l VQ > 1,5 geschichtet

3 Voralpensee Ca > 15 mg/l VQ ≤ 1,5 geschichtet 4 Alpensee Ca > 15 mg/l VQ ≤ oder > 1,5 geschichtet 5 Seen der Mittelgebirge Ca ≥ 15 mg/l VQ > 1,5 geschichtet 6 Seen der Mittelgebirge Ca ≥ 15 mg/l VQ > 1,5 ungeschichtet 7 Seen der Mittelgebirge Ca ≥ 15 mg/l VQ ≤ 1,5 geschichtet 8 Seen der Mittelgebirge Ca < 15 mg/l VQ > 1,5 geschichtet

2 9 Seen der Mittelgebirge Ca < 15 mg/l VQ ≤ 1,5 geschichtet 3 10 Seen des Tiefandes Ca ≥ 15 mg/l VQ > 1,5 geschichtet 4 11 Seen des Tieflandes Ca ≥ 15 mg/l VQ > 1,5 ungeschichtet > 30 Tage 12 Seen des Tieflandes Ca ≥ 15 mg/l VQ > 1,5 ungeschichtet 3–30 Tage 3 13 Seen des Tieflandes Ca ≥ 15 mg/l VQ ≤ 1,5 geschichtet 14 Seen des Tieflandes Ca ≥ 15 mg/l VQ ≤ 1,5 ungeschichtet

7.3.2.6 Entwicklung eines Bewertungsverfahrens für Seen Die EG-Wasserrahmenrichtlinie fordert eine Bewertung auf der Basis der typspezifischen Arten- zusammensetzung und Abundanz. Die Degradation der Gewässer ist anhand der Abweichung der Gesellschaften vom Referenzzustand zu quantifizieren. Analog zur Bearbeitung der Fließgewäs- ser wurden auch im Falle der Seen verschiedene Metrics auf ihre Eignung als Komponenten eines Bewertungsverfahrens hin überprüft. Erwartungsgemäß als nicht geeignet erwiesen sich die Krite- rien Artenzahl und Diversität der Gesellschaften, die zudem den Anforderungen der Wasser- rahmenrichtlinie aufgrund des fehlenden autökologischen und damit typspezifischen Bezuges nicht entsprechen. So können sowohl bei sehr gutem ökologischen Zustand wie auch in unterschiedlich degradierten fließenden und stehenden Gewässern artenarme und artenreiche Gesel- lschaften angetroffen werden. Erst unter hoch saproben Bedingungen, die eine hohe Stufe der De- gradation charakterisieren, nimmt die Artenzahl deutlich ab (z. B. FESEL 1984). Dagegen kommt die Dominanzidentität nach RENKONEN (1938) als Maß für die Identität von Gesellschaften den Vorgaben der Wasserrahmenrichtlinie am nächsten. Die Bewertung erfolgt durch Ermittlung der maximalen oder mittleren Identität der zu bewertenden Gewässerstelle mit einem typspezifischen

493 Referenzdatensatz. In der Anwendung setzt dies umfangreiche Datensätze von Gewässerstellen mit sehr gutem ökologischen Zustand voraus, die nur für wenige Seentypen vorliegen. Am Bei- spiel der Alpen- und Alpenvorlandseen, die in großer Zahl in sehr gutem ökologischem Zustand im Datensatz verteten sind (Seentyp 1), wurde die Dominanzidentität getestet und hat sich in diesem biozönotischem Typ als praktikables Bewertungskriterium erwiesen. Trotz der prinzipiellen Eignung wurde die Dominanzidentität dennoch aufgrund der fehlenden Durchgängigkeit und der potenziell hohen Pflegeintensität der Referenzdatensätze als Metric verworfen. Die Umsetzung der Anforderung „Artenzusammensetzung und Abundanz“ durch einfache Ermitt- lung der Summenhäufigkeiten von Referenzarten hat sich in Fließgewässern als praktikabel erwiesen (siehe Kapitel „Modul „Artenzusammensetzung und Abundanz““, Seite 118). In Seen hingegen ist dieser Bewertungsansatz nicht geeignet. Die Ursache ist in den häufig anzutreffenden starken Dominanzen von Arten zu sehen, die sich innerhalb der Spanne des sehr guten bis mäßi- gen ökologischen Zustands uneingeschränkt vital zeigen. Zu nennen sind insbesondere die trophie-toleranten Sippenkomplexe von Achnanthes minutissima und Cymbella microcephala. Die Bewertung erfolgt stattdessen durch Kombination zweier Metrics, die den Kriterien „Artenzusam- mensetzung und Abundanz“ auf unterschiedliche Weise gerecht werden.

Modul „Trophie-Index“ Die entscheidende Bedeutung der Trophie für das Vorkommen und die Häufigkeiten von Dia- tomeen in Seenlitoralen hat sich anhand des Projekt-Datensatzes bestätigt. Abbildung 129 zeigt eine Korrespondenzanalyse aller untersuchten Seen, wobei die einzelnen Stellen jeweils mit der indizierten Trophie nach HOFMANN (1999) farblich belegt sind. Während die oligotrophen und mesotrophen Weichwasserseen isoliert stehen, wird bei den karbonatischen Seen der Wandel von Artenzusammensetzung und Abundanz durch den Trophie-Index hinreichend genau abgebildet. Wie die Korrespondenzanalyse der Seen der Alpen und Voralpen sowie des Norddeutschen Tief- landes deutlich macht, nehmen dabei die Unterschiede der Gesellschaftsstrukturen (Artenzusam- mensetzung und Abundanz) in den karbonatischen Seen mit steigender Trophie tendenziell zu (siehe Abbildung 130 und Abbildung 131). So sind die Ausformungen eutraphenter Gesellschaf- ten diverser als die der oligotraphenten Gesellschaften, die sich in höherem Maße ähneln.

Die Bewertung erfolgt anhand des Trophie-Indexes von HOFMANN (1999), der sich durch eine hohe Auflösung oligotropher bis schwach eutropher Verhältnisse auszeichnet – also jenes Bereichs, der in den meisten Seentypen, den sehr guten, den guten und den mäßigen ökologischen Zustand einschließt. Eine Differenzierung des schlechten und sehr schlechten ökologischen Zustandes, der überwiegend mit hoch eutrophen bis polytrophen Bedingungen einhergeht, ist anhand des Trophie- Indexes nicht umzusetzen. Tabelle 262 gibt die typspezifische Zuordnung der Indexbereiche zu den Ökologischen Zustandsklassen wieder. Diese basiert auf den im Datensatz vorhandenen besten Zuständen einerseits (siehe Tabelle 257) und einer empirischen Definition der Klassenbreiten andererseits. Unsicherheiten ergeben sich lediglich im Falle der ungeschichteten Voralpenseen und der geschichteten Seen des Norddeutschen Tieflandes mit großem Einzugsgebiet, für die im Datensatz keine im sehr guten ökologischen Zustand befindlichen Stellen enthalten sind (vergleiche Kapitel 7.3.2.4).

494 Weichwasserseen -1.0 +6.0 -2.0 +8.0 Abbildung 129 Korrespondenzanalyse (DCA) aller untersuchten Litoralstellen mit farblicher Belegung der indizierten Trophie Trophie-Index nach HOFMANN (1999): blau = oligotroph, hellblau = oligo-mesotroph, grün = mesotroph, gelb = meso-eutroph, rot = eutroph

495 +4.5 -2.5 -2.0 +2.0

Abbildung 130 Korrespondenzanalyse (CA) der Litoralstellen in Seen der Alpen- und Voralpen mit farblicher Belegung der indizierten Trophie Trophie-Index nach HOFMANN (1999): blau = oligotroph, hellblau = oligo-mesotroph, grün = mesotroph, gelb = meso-eutroph, rot = eutroph

496 +7.0 -1.0 -2.0 +7.0

Abbildung 131 Korrespondenzanalyse (DCA) der Litoralstellen in Seen des Norddeutschen Tieflandes mit farblicher Belegung der indizierten Trophie Trophie-Index nach HOFMANN (1999): blau = oligotroph, hellblau = oligo-mesotroph, grün = mesotroph, gelb = meso-eutroph, rot = eutroph

Tabelle 262 Zuordnung des Trophie-Indexes zu den Ökologischen Zustandsklassen

Diatomeentyp 1 2 3 4

Geomorphologischer Typ 1–4 9 10 und 13 11 Sehr guter ökologischer Zustand 1,00–1,99 1,00–1,99 1,00–2,49 1,00–2,99 Guter ökologischer Zustand 2,00–2,99 2,00–2,99 2,50–3,99 3,00–3,99 Mäßiger ökologischer Zustand 3,00–3,99 3,00–3,99 4,00–4,49 4,00–4,49 Unbefriedigender und schlechter ökologischer Zustand 4,00–5,00 4,00–5,00 4,50–5,00 4,50–5,00

497 Modul „Referenzartenquotient“ Zur Beschreibung und Rekonstruktion von Referenzzönosen kann die Auswertung historischer Proben beitragen (siehe Kapitel 1.1.1.1). In einer Recherche des Bayerischen Landesamtes für Wasserwirtschaft wurden in verschiedenen Sammlungen vorhandene Proben bayerischer Seen ge- sichtet und ausgewertet. Diese Proben weisen darauf hin, dass in heute noch oligotrophen Seen, die sich in einem sehr guten ökologischen Zustand befinden, die Zahl oligotraphenter Arten deutlich abgenommen hat. Die Summenhäufigkeiten der Referenzarten bleibt jedoch in etwa konstant. – Eine Tatsache, die bei der Trophieindikation nicht zum Ausdruck kommt. So sind in den historischen Proben, die überwiegend aus dem ersten Drittel des 20. Jahrhunderts stammen, zahlreiche oligotraphente, in der Roten Liste (LANGE-BERTALOT 1996) als gefährdet ausgewiesene Arten mit geringen bis mäßig hohen Häufigkeiten vertreten, die heute nicht mehr oder nur noch in Ein- zelfunden nachzuweisen sind. Dies macht den Unterschied zwischen dem sehr guten ökologi- schen Zustand, der eine Bandbreite darstellt, einerseits und dem Referenzzustand im Sinne der potentiell besten ökologischen Qualität andererseits deutlich. Der Trophie-Index zielt auf die Quantifizierung der stofflichen Belastung und ihrer Folgen, fokussiert aber nicht auf die Gesell- schaften als solche, wie von der EG-Wasserrahmenrichtlinie gefordert. Anhand ihres typspezifischen Vorkommens bei unterschiedlichen ökologischen Zuständen wurden daher vier ökologische Artengruppen definiert.

Artengruppen A und B In den Artengruppen A und B sind jene Arten zusammengefasst, die in ihrem Vorkommen weitgehend auf den sehr guten ökologischen Zustand beschränkt sind. Die beiden Artengruppen umfassen damit die Referenzarten im engeren Sinne, wobei die Artengruppe A die Referenzarten der Weichwasserseen enthält, wohingegen die Arten der Gruppe B den sehr guten ökologischen Zu- stand in karbonatischen Seen wiedergeben (siehe Tabelle 264 und Tabelle 265). In beiden Arten- gruppen sind zum einen Arten enthalten, die im Rahmen der Erhebungen nachgewiesen wurden und die anhand ihres Vorkommens im Projekt-Datensatz und/oder ihrer bekannten Autökologie zweifelsfrei zugeordnet werden konnten. Zum anderen wurden im Falle der süddeutschen Seen und der Eifelmaare die Listen um weitere Arten mit hinreichend bekannter Autökologie ergänzt, die in den untersuchten Seen im Rahmen vergangener Untersuchungen registriert wurden. Dabei handelt es sich sowohl um behördliche Erhebungen des vergangenen Jahrzehnts als auch um wissenschaftliche Studien, die bis in die 1950er Jahre zurückdatieren (z. B. HOFMANN 1994, HUSTEDT 1953, 1954, LANGE-BERTALOT & METZELTIN 1996). Zusätzlich wurden die in historischen Pro- ben von Projekt-Seen nachgewiesenen Arten ergänzt. In einem letzten Schritt wurden Arten aufgenommen, die anhand autökologischer Literatur und eigenen Kenntnissen den Gruppen zugeordnet werden können und deren Vorkommen in den entsprechenden biozönotischen Typen zu erwarten ist. Diese Vorgehensweise gewährleistet eine breite Basis bei der zukünftigen Anwendung des Bewertungssystems. Insbesondere sind auf diese Weise auch jene Arten berücksichtigt, die in den heutigen Lebensgemeinschaften nur noch sehr selten und zudem nur mit geringen Individuen- zahlen zu finden sind. Die Artengruppen A und B stellen in offener Form „Artenpoole“ zur zu- künftigen Erweiterung der typspezifischen Referenzarten-Inventare im Zuge der Erhöhung der Zahl von Referenzgewässern zur Verfügung. Die in den einzelnen biozönotischen Typen nachgewiesenen Referenzarten sind den Gesellschaftsbeschreibungen im Kapitel 7.3.2.4 in tabella- rischer Form beigefügt. Die überwiegende Zahl der Arten weist eine eindeutige geochemische Prä- ferenz auf und lässt sich entweder dem silikatischen (Artengruppe A) oder dem karbonatischen Re-

498 ferenzarten-Inventar (Artengruppe B) zuordnen. Eine geringe Zahl Arten verhält sich tolerant ge- genüber dem Kalkgehalt und ist in beiden Gruppen zu finden. In Tabelle 266 sind jene Arten auf- geführt, die aufgrund mangelnder Literaturdaten zur geochemischen Präferenz bislang nicht eindeutig zuzuordnen sind. Bis zur genaueren Kenntnis der Verbreitung werden sie als Bestandteil beider ökologischen Gruppen geführt.

Artengruppe C Während es sich bei den Arten der Kategorie A und B nahezu ausschließlich um oligotraphente und oligo-mesotraphente Diatomeen handelt, enthält die Artengruppe C Arten mit Präferenz hö- herer Trophiegrade, die im biozönotischen Typ 4 bei mesotrophem bis stark mesotrophem Grund- zustand in hoher Zahl vertreten sein können (siehe Tabelle 267). Im Vergleich zu den Arten der Gruppe A und B weisen diese eine deutlich höhere Toleranz gegenüber Degradationserscheinun- gen auf und sind auch im guten, teilweise im mäßigen ökologischen Zustand individuenreich anzutreffen.

Artengruppe D In der Artengruppe D sind Arten vereinigt, die einen eutrophen, teilweise sogar saprotrophen Cha- rakter aufweisen und in allen biozönotischen Seentypen als Indikatoren von Degradation gelten dürfen (siehe Tabelle 268). Die Ermittlung des Referenzartenquotienten (RAQ) erfolgt durch eine typspezifische Verrech- nung der ökologischen Gruppen, wobei nur die Artenzahlen, nicht aber die Häufigkeiten der prä- senten Arten berücksichtigt werden (siehe Gleichung 39, Gleichung 40 und Gleichung 41). Die Definition der Klassenbreite des sehr guten ökologischen Zustands basiert auf der Varianz der Re- ferenzgesellschaften im Projekt-Datensatz. Die Zuordnung der Werte zum guten bis sehr schlechten ökologischen Zustand erfolgte auf empirischer Basis in Anlehnung an die Vorgaben der WRRL- Definition, die das Ausmaß der Degradation in Form der Abweichung vom Referenzzustand verbal definiert (siehe Tabelle 263). Analog zum Modul „Trophie-Index“ ist eine Differenzierung des schlechten bis sehr schlechten ökologischen Zustands auf der Basis der vorliegenden Daten nicht zu leisten.

Gleichung 39 Berechnung des Referenzartenquotienten (RAQ) für den biozönotischen Typ 1 und 3

Artenzahl B −(Artenzahl C + Artenzahl D) RAQ = Typ1und 3 Artenzahl B + Artenzahl C + Artenzahl D

Gleichung 40 Berechnung des Referenzartenquotienten (RAQ) für den biozönotischen Typ 2

Artenzahl A−(Artenzahl C + Artenzahl D) RAQ = Typ 2 Artenzahl A + Artenzahl C + Artenzahl D

Gleichung 41 Berechnung des Referenzartenquotienten (RAQ) für den biozönotischen Typ 4

(Artenzahl B + Artenzahl C)− Artenzahl D RAQ = Typ 4 Artenzahl B + Artenzahl C + Artenzahl D

499 Tabelle 263 Klassenbreiten des Referenzartenquotienten (RAQ) in den biozönotischen Seentypen

Biozönotischer Typ 1234 sehr guter ökologischer Zustand 1,00 bis 0,80 1,00 bis 0,80 1,00 bis 0,50 1,00 bis 0,50 guter ökologischer Zustand 0,79 bis 0,20 0,79 bis 0,20 0,49 bis –0,50 0,49 bis 0 mäßiger ökologischer Zustand 0,19 bis –0,30 0,19 bis –0,30 –0,51 bis –0,99 –0,01 bis –0,50 unbefriedigender und schlechter ökologischer Zustand –0,29 bis –1,00 –0,29 bis –1,00 –1,00 –0,51 bis –1,00

Tabelle 264 Artengruppe A

Maximale prozentuale Häufigkeit im Projekt-Datensatz: 1 = > 50 %, 2 = ≤ 50 % und > 10 %, 3 = ≤ 10 % und > 5 %, 4 = ≤ 5 %, und > 5 %, 5 = ≤ 1 %, 6 = 1–3 Funde unter 1 %, 7 = anhand von Literaturdaten zu den Projekt-Seen ergänzt, 8 = Nachweis in historischen Proben der Projekt-Seen

Nachweis im Nachgewiesene Arten biozönotischen Typ 2 Achnanthes altaica 2 Achnanthes didyma 6 Achnanthes flexella 7 Achnanthes flexella var. alpestris 6 Achnanthes helvetica 1 Achnanthes impexiformis 6 Achnanthes kuelbsii 2 Achnanthes lacus-vulcani 4 Achnanthes laevis 7 Achnanthes laterostrata 7 Achnanthes levanderi 7 Achnanthes marginulata 2 Achnanthes microscopica 2 Achnanthes oblongella 6 Achnanthes peragalli 6 Achnanthes pusilla 4 Achnanthes rossii 7 Achnanthes subatomoides 4 Achnanthes suchlandtii 7 Achnanthes ventralis 4 Amphora inariensis 6 Brachysira brebissonii 4 Brachysira garrensis 7 Brachysira neoexilis 3 Brachysira procera 7 Cymbella cesatii 6 Cymbella descripta 7 Cymbella gracilis 4 Cymbella hebridica 4 Cymbella microcephala 3 Cymbella minuta 3 Cymbella perpusilla 6 Cymbella subaequalis 6 Diatoma mesodon 3

500 Nachweis im Nachgewiesene Arten biozönotischen Typ 2 Eunotia diodon 8 Eunotia faba 8 Eunotia fallax 6 Eunotia flexuosa 8 Eunotia glacialis 7 Eunotia hexaglyphis 8 Eunotia implicata 7 Eunotia incisa 6 Eunotia naegelii 8 Eunotia nymanniana 6 Eunotia paludosa 6 Eunotia pectinalis 8 Eunotia praerupta 8 Eunotia praerupta var. bigibba 6 Eunotia rhomboidea 3 Eunotia serra 8 Eunotia serra var. diadema 8 Eunotia serra var. tetraodon 7 Eunotia tenella 6 Fragilaria exigua 3 Fragilaria nanana 7 Fragilaria tenera 2 Fragilaria virescens 8 Frustulia rhomboides var. crassinervia 7 Frustulia rhomboides var. saxonica 5 Frustulia rhomboides var. viridula 8 Gomphonema auritum 5 Gomphonema hebridense 6 Gomphonema olivac. var. minutissimum 4 Gomphonema olivac. var. olivaceoides 4 Gomphonema productum 6 Gomphonema pseudotenellum 3 Gomphonema subtile 6 Navicula absoluta 6 Navicula angusta 6 Navicula brockmannii 6 Navicula cocconeiformis 7 Navicula concentrica 6 Navicula detenta 7 Navicula digitulus 7 Navicula exilis 6 Navicula gallica var. perpusilla 7 Navicula heimansioides 7 Navicula jaagii 7 Navicula krasskei 5 Navicula laevissima 8

501 Nachweis im Nachgewiesene Arten biozönotischen Typ 2 Navicula mediocris 5 Navicula minuscula 7 Navicula notha 3 Navicula pseudoscutiformis 4 Navicula rotunda 7 Navicula schmassmannii 6 Navicula soehrensis 5 Navicula soehrensis var. muscicola 6 Navicula submolesta 7 Navicula suchlandtii 7 Neidium affine 6 Neidium alpinum 7 Neidium ampliatum 5 Neidium iridis 8 Nitzschia alpinobacillum 6 Peronia fibula 6 Pinnularia microstauron 4 Pinnularia polyonca 4 Pinnularia silvatica 5 Pinnularia subcapitata 6 Pinnularia subcapitata var. hilseana 4 Stauroneis anceps 7 Stauroneis undata 5 Stenopterobia delicatissima 4 Surirella linearis 6

zu erwartende Arten Achnanthes carissima Achnanthes chlidanos Achnanthes daonensis Achnanthes daui Achnanthes grischuna Achnanthes distincta Achnanthes kranzii Achnanthes lapidosa Achnanthes linearis Achnanthes nodosa Achnanthes pseudoswazi Achnanthes rechtensis Achnanthes silvahercynia Achnanthes subexigua Amphora fogediana Asterionella ralfsii Brachysira follis Brachysira serians Brachysira styriaca Brachysira wygaschii

502 zu erwartende Arten Brachysira zellensis Caloneis aerophila Caloneis lauta Caloneis undulata Cymbella amphioxys Cymbella angustata Cymbella elginensis Cymbella falaisensis Cymbella gaeumannii Cymbella lapponica Cymbella mesiana Cymbella norvegica Cymbella rupicola Cymbella stauroneiformis Diatoma hyemalis Diatomella balfouriana Diploneis parma Diploneis petersenii

Eunotia spec.1 Fragilaria acidobiontica Fragilaria constricta Frustulia rhomboides Gomphonema amoenum Gomphonema bohemicum Gomphonema lagerheimii Neidium densestriatum Navicula adversa Navicula declivis Navicula detenta Navicula disjuncta Navicula festiva Navicula hoefleri Navicula ignota var. palustris Navicula lapidosa Navicula leptostriata Navicula levanderii Navicula maceria Navicula porifera var. opportuna Navicula pseudobryophila Navicula pseudosilicula Navicula pusio Navicula soehrensis var. hassiaca Navicula subtilissima Navicula submolesta Navicula tridentula Navicula variostriata Navicula ventraloconfusa

503 zu erwartende Arten Neidium bisulcatum Neidium carterii Neidium ladogensis Neidium productum Neidium septentrionale Nitzschia alpina Nitzschia bryophila Nitzschia garrensis Nitzschia homburgiensis Nitzschia paleaeformis

Pinnularia spec.2 Rhopalodia rupestris Stauroneis nobilis Stenopterobia curvula Stenopterobia densestriata Surirella barrowcliffia Surirella roba Surirella robusta Tabellaria binalis Tabellaria ventricosa

1 außer Eunotia arcubus, E. bilunaris, E. formica, E. minor 2 die Zuordnung als Referenzart muss artspezifisch anhand autökologischer Literaturdaten überprüft werden

Tabelle 265 Artengruppe B

Maximale prozentuale Häufigkeit im Projekt-Datensatz: 1 = > 50 %, 2 = ≤ 50 % und > 10 %, 3 = ≤ 10 % und > 5 %, 4 = ≤ 5 % und > 5 %, 5 = ≤ 1 %, 6 = 1–3 Funde unter 1 %; 7 = anhand von Literaturdaten zu den Projekt-Seen ergänzt, 8 = Nachweis in historischen Proben der Projekt-Seen Nachweis im biozönotischen Seentyp nachgewiesene Arten 134 Achnanthes flexella 4 4 6 Achnanthes flexella var. alpestris 6 4 6 Achnanthes minutissima var. gracillima 5 Achnanthes minutissima var. scotica 2 3 Achnanthes petersenii 4 Achnanthes rosenstockii 4 6 Achnanthes trinodis 5 Amphora inariensis 5 Amphora thumensis 4 5 6 Amphora veneta var. capitata 5 4 4 Brachysira calcicola 4 Brachysira hofmanniae 5 Brachysira liliana 2 Brachysira neoexilis 2 3 5 Brachysira styriaca 4 Brachysira vitrea 4 6 6 Brachysira zellensis 6 Caloneis alpestris 7 6 Caloneis latiuscula 7

504 Nachweis im biozönotischen Seentyp nachgewiesene Arten 134 Caloneis obtusa 7 Caloneis schumanniana 7 Caloneis tenuis 7

Cymbella affinis 1 nach HOFMANN (1994) 3 6 Cymbella amphicephala 5 4 5 Cymbella ancyli 7 Cymbella austriaca (incl. var. erdoebenyana) 7 6 Cymbella cesatii 2 3 4 Cymbella cymbiformis 5 4 5 Cymbella delicatula 2 Cymbella descripta 5 6 Cymbella falaisensis 4 Cymbella helvetica 4 4 4 Cymbella hustedtii 7 Cymbella hybrida 7 Cymbella laevis 4 4 Cymbella lapponica 7 Cymbella microcephala 1 Cymbella minuta 4 6 Cymbella proxima 7 Cymbella schimanskii 7 Cymbella simonsenii 6 Cymbella subaequalis 5 6 5 Cymbella tumidula 7 Cymbella tumidula var. lancettula 4 Denticula kuetzingii 4 5 6 Denticula tenuis 2 5 4 Diatoma mesodon 6 Diploneis elliptica 5 5 Diploneis oblongella 5 Diploneis ovalis 6 Epithemia goeppertiana 7 4 6 Epithemia smithii 7 3 6 Eunotia arcubus 4 6 5 Fragilaria capucina var. amphicephala 5 Fragilaria capucina var. austriaca 2 Fragilaria delicatissima 2 2 2 Fragilaria incognita 2 Fragilaria nanana 4 6 6 Fragilaria tenera 3 2 3 Gomphonema angustum 4 Gomphonema auritum 4 5 5 Gomphonema bavaricum 6 Gomphonema dichotomum 6 Gomphonema helveticum 5 Gomphonema lateripunctatum 3 4 4 Gomphonema occultum 4

505 Nachweis im biozönotischen Seentyp nachgewiesene Arten 134 Gomphonema olivaceum var. olivaceoides1 4 4 5 Gomphonema procerum 4 6 4 Gomphonema subtile 6 4 Gomphonema tenue 5 Gomphonema vibrio 4 Mastogloia grevillei 4 Mastogloia smithii var. lacustris 6 4 4 Navicula absoluta 6 Navicula cocconeiformis 6 Navicula concentrica 5 Navicula dealpina 4 Navicula densilineolata 4 6 6 Navicula diluviana 7 Navicula gottlandica 5 4 5 Navicula jaagii 7 Navicula jaernefeltii 7 Navicula laevissima 6 6 Navicula leistikowii 6 Navicula lenzii 5 6 Navicula oligotraphenta 5 5 Navicula praeterita 4 5 6 Navicula pseudoscutiformis 5 5 Navicula pseudotuscula 7 4 4 Navicula schadei 6 Navicula stroemii 5 6 Navicula subalpina 4 3 4 Navicula tuscula 7 3 Navicula vulpina 7 6 Navicula wildii 5 6 4 Neidium affine 7 Neidium ampliatum 6 4 6 Nitzschia alpinobacillum 4 5 Nitzschia bacilliformis 6 Nitzschia diversa 4 6 6 Nitzschia fibulafissa 4 Nitzschia gessneri 5 6 6 Nitzschia gisela 6 6 Nitzschia radicula 4 5 6 Nitzschia regula 6 6 Rhopalodia gibba var. parallela 7 4 6

Zu erwartende Arten der Gruppe B

Achnanthes delicatula ssp. hauckiana Caloneis bottnica Cymbella alpina Cymbella similis Diploneis modica

506 Zu erwartende Arten der Gruppe B

Gomphonema stauroneiforme Navicula aquaedurae Navicula cataractarheni Navicula laticeps Navicula mediocostata Navicula stankovicii

1 Die genaue systematische Stellung zu G. olivaceum var. minutissimum bleibt zu klären

Tabelle 266 Arten mit unsicherer Zuordnung innerhalb der Gruppen A und B Achnanthes calcar1 Cymbella obscura1 Achnanthes joursacense1 Cymbella paucistriata1 Achnanthes kryophila1 Cymbella reinhardtii1 Achnanthes laterostrata1 Diploneis alpina1 Achnanthes lutheri1 Entomoneis ornata1 Achnanthes minutissima var. scotica Gomphonema acutiusculum1 Achnanthes petersenii Gomphonema dichotomum Caloneis latiuscula1 Gomphonema ventricosum1 Caloneis otusa1 Surirella bifrons1 Cymbella amphicephala Surirella spiralis1 Cymbella brehmii1 Surirella tenera1 Cymbella incerta1 Surirella turgida1 Cymbella naviculacea1

1 Im Projekt-Seendatensatz nicht enthalten

Tabelle 267 Artengruppe C Achnanthes catenata Navicula constans Achnanthes clevei Navicula decussis Achnanthes exigua Navicula elginensis Achnanthes holsatica Navicula joubaudii Achnanthes minuscula Navicula menisculus var. grunowii Achnanthes minutissima var. affinis Navicula oppugnata Achnanthes ziegleri Navicula placentula Amphora ovalis Navicula pseudanglica Caloneis bacillum Navicula reichardtiana Cocconeis neothumensis Navicula reichardtiana var. crassa Cymbella affinis 2 nach HOFMANN (1994) Navicula reinhardtii Cymbella helvetica var. compacta Navicula trophicatrix Fargilaria capucina var. mesolepta Navicula tuscula f. minor Fragilaria perminuta-Sippen Navicula subrotundata Fragilaria parasitica Navicula utermoehlii Gomphonema olivaceum Neidium binodis1 Gomphonema pumilum Nitzschia angustatula Gomphonema tergestinum Nitzschia sinuata var. delognei Meridion circulare Nitzschia valdestriata Navicula bacillum Stauroneis kriegerii Navicula clementis Stauroneis smithii

1 Im Projekt-Seendatensatz nicht enthalten

507 Tabelle 268 Artengruppe D Achnanthes bahusiensis1 Navicula rhynchotella Achnanthes delicatula Navicula saprophila1 Achnanthes delicatula ssp. engelbrechtii Navicula schoenfeldii Achnanthes hungarica1 Navicula schroeterii1 Achnanthes lauenburgiana Navicula scutelloides Achnanthes ploenensis Navicula seminulum Anomoeoneis sphaerophora Navicula slesvicensis Caloneis amphisbaena Navicula splendicula Cocconeis pediculus Navicula sublucidula1 Cymatopleura solea Navicula subminuscula Cymbella prostrata Navicula tripunctata Cymbella reichardtii Navicula trivialis Cymbella tumida Navicula veneta Diatoma moniliformis (ellipt./ovale Sippen) Navicula viridula-Sippen Diatoma problematica1 Nitzschia acicularis Diatoma vulgaris Nitzschia acula Fragilaria capucina var. capucina Nitzschia amphibia Fragilaria capucina var. vaucheriae Nitzschia calida1 Fragilaria famelica Nitzschia capitellata Fragilaria fasciculata Nitzschia clausii1 Fragilaria pulchella Nitzschia communis1 Frustulia vulgaris Nitzschia constricta Gomphonema augur Nitzschia debilis1 Gomphonema minutum Nitzschia dissipata Gomphonema olivaceum var. olivaceolacuum Nitzschia dravaillensis1 Gomphonema pseudoaugur Nitzschia filiformis1 Gyrosigma acuminatum Nitzschia fonticola Gyrosigma nodiferum Nitzschia fossilis Navicula accomoda Nitzschia frustulum Navicula arvensis var. maior1 Nitzschia heufleriana Navicula atomus Nitzschia hungarica Navicula atomus var. permitis Nitzschia inconspicua Navicula canoris1 Nitzschia intermedia Navicula capitata Nitzschia levidensis var. salinarum1 Navicula capitatoradiata Nitzschia levidensis1 Navicula cari Nitzschia liebetruthii Navicula cincta Nitzschia linearis-Sippen Navicula citrus1 Nitzschia microcephala Navicula cryptocephala Nitzschia palea Navicula cryptofallax Nitzschia paleacea Navicula cuspidata Nitzschia pusilla Navicula erifuga1 Nitzschia sigmoidea Navicula gastrum1 Nitzschia sociabilis Navicula goeppertiana1 Nitzschia solita1 Navicula gregaria Nitzschia subacicularis Navicula halophila Nitzschia supralitorea Navicula hustedtii1 Nitzschia tryblionella1 Navicula integra1 Nitzschia umbonata1 Navicula lanceolata Nitzschia vermicularis Navicula libonensis1 Nitzschia wuellerstorffii Navicula minuscula var. muralis Pinnularia gibba Navicula minusculoides1 Rhoicosphenia abbreviata Navicula molestiformis1 Rhopalodia gibba Navicula monoculata Simonsenia delognei Navicula protracta Surirella brebissonii Navicula pygmaea1 Surirella minuta Navicula recens1

1 Im Projekt-Seendatensatz nicht enthalten

508 Ermittlung des diatomeen-indizierten ökologischen Zustandes (DIÖZSeen) Die beiden Bewertungmodule „Trophie-Index (TI)“ und „Referenzartenquotient (RAQ)“ gehen für die Zuordnung einer Probestelle in eine Ökologische Zustandsklasse nach EG-Wasserrahmen- richtlinie gleich gewichtet in die Bewertung ein. Dazu müssen die Ergebnisse der beiden Berech- nungen in eine einheitliche und damit vergleichbare Skala umgerechnet werden. Dies erfolgt anhand der nachfolgenden Formeln (Gleichung 42 und Gleichung 43).

Gleichung 42 Umrechnung des Moduls Trophie-Index nach HOFMANN 1994 MTI auf eine Skala von 0 bis 1.

= 1− ((TI −1) *0,25) MTI = Modul Trophie-Index M TI TI = berechneter Trophie-Index

Gleichung 43 Umrechnung des Moduls Referenzartenquotient MRAQ auf eine Skala von 0 bis 1.

= (RAQ +1) *0,5 MRAQ = Modul Referenzartenquotient M RAQ RAQ = berechneter Referenzartenquotient

Das Bewertungsverfahren stützt sich auf zwei einander ergänzende Komponenten. Beide indizieren auf Grund der Artenzusammensetzungen und bringen ähnliche Ergebnisse hervor. Die An- wendungen beruhen aber auf unterschiedlichen Prinzipien und setzen so andere Schwerpunkte in der Bewertung. Daher kann bei der Verschneidung der beiden Module nicht auf das Prinzip des „worst-case“, wie in der Wasserrahmenrichtlinie für die Biokomponenten untereinander gefordert, zurückgegriffen werden. Die umgerechneten Werte werden deshalb arithmetisch gemittelt. Der

DiatomeenindexSeen (DISeen) wird anhand der Tabelle 269 typspezifisch dem zugehörigen „Diato- meen-indizierten ökologischen Zustand“ (DIÖZSeen) zugewiesen. Die aufgeführten Grenzen zwischen den Zustandsklassen sind ebenfalls durch Mittelwertbildung entstanden.

Tabelle 269 Typbezogene Indexgrenzen für die Ermittlung des DIÖZSeen

Diatomeen-Indizierter Ökologischer Zustand

Diatomeentyp 1 2 3 4/5 1 1,00 – 0,83 <0,83 – 0,55 <0,55 – 0,30 <0,30 – 0,00 2 1,00 – 0,83 <0,83 – 0,55 <0,55 – 0,30 <0,30 – 0,00 3 1,00 – 0,69 <0,69 – 0,25 <0,25 – 0,06 <0,06 – 0,00 4 1,00 – 0,63 <0,62 – 0,38 <0,37 – 0,19 <0,18 – 0,00

Da im vorliegenden Datensatz Degradationen durch Versauerung und anthropogene Versalzung nicht enthalten sind, d. h. versauerte Gewässer aus Kapazitätsgründen bereits bei der Planung des Vorhabens ausgeschlossen wurden, konnte für diese Formen der Degradation kein Verfahren bzw. Modul analog zur Fließgewässerbewertung entwickelt werden. Die Gesamtbewertung der im Projekt-Datensatz enthaltenen Litoralstellen ist Tabelle 270 bis Tabelle 273 zu entnehmen. Nicht bewertbar sind derzeit die ungeschichteten Seen des Norddeutschen Tieflandes mit einer Wasser- verweilzeit unter 30 Tagen, die im Datensatz nur durch zwei Gewässer vertreten sind. Letzteres gilt auch für die karbonatischen Seen der Mittelgebirge, die aufgrund der hohen Ähnlichkeiten der Gesellschaften vorläufig dem biozönotischen Typ 1 zugeordnet werden (siehe Tabelle 270).

509 Tabelle 270 Bewertung der Litoralstellen des Diatomeentyps 1

Typ = Geomorphologischer Typ nach MATHES et al. (2002); D-Typ = Diatomeentyp; 1–0,83 = sehr guter ökologischer Zustand, 0,82– 0,55 = guter ökologischer Zustand, 0,54–0,30 = mäßiger ökologischer Zustand, 0,29–0 = unbefriedigender und schlechter ökologischer Zustand

PrStNr See Typ D-Typ Frühjahr Sommer Herbst 2033 Abtsdorfer See 2 1 0,29 0,54 0,24 2034 Alpsee bei Füssen 4 1 0,82 0,90 0,73 3155 Alter Weiher 1 1 0,75 0,75 0,74 2036 Ammersee 4 1 0,63 0,54 0,46 3236 Ammersee 4 1 0,15 0,19 3237 Ammersee 4 1 0,18 0,16 0,21 943 Bodensee 4 1 0,17 0,17 0,26 3156 Bodensee 4 1 0,52 0,31 0,35 2697 Chiemsee 4 1 0,65 0,90 0,80 2806 Chiemsee 4 1 0,72 0,74 0,85 2807 Chiemsee 4 1 0,72 0,84 0,90 2059 Froschhauser See 1 1 0,77 0,75 2646 Froschhauser See 1 1 0,72 0,78 2183 Funtensee 4 1 0,77 2184 Funtensee 4 1 0,72 2627 Griessee 1 1 0,71 0,56 0,53 2647 Großer Alpsee 4 1 0,21 0,42 3162 Großer Alpsee 4 1 0,57 0,31 0,61 2044 Großer Ostersee 2 1 0,84 0,86 0,83 2185 Grünsee 4 1 0,84 2186 Grünsee 4 1 0,80 2187 Grünsee 4 1 0,77 2041 Hopfensee 1 1 0,42 2867 Hopfensee 1 1 0,32 2868 Hopfensee 1 1 0,22 3164 Kirchsee 2 1 0,78 0,64 0,82 2043 Königssee 4 1 0,93 0,91 0,91 2190 Königssee 4 1 0,92 0,92 0,92 2061 Lustsee 2 1 0,87 0,90 0,89 2657 Lustsee 2 1 0,88 0,91 0,90 940 Mindelsee 2 1 0,22 0,81 0,61 2615 Mindelsee 2 1 0,55 0,64 0,57 3165 Pelhamer See 2 1 0,40 0,56 0,54 2046 Riegsee 3 1 0,49 0,43 0,36 950 Ruschweiler See 2 1 0,11 0,42 0,53 2666 Schliersee 4 1 0,66 0,55 0,49 3166 Schliersee 4 1 0,78 0,66 0,64 2188 Schwarzensee 4 1 0,83 2189 Schwarzensee 4 1 0,90 2631 Seehamer See 2 1 0,16 0,24 0,20 3167 Simssee 3 1 0,50 0,51 0,41 2052 Starnberger See 3 1 0,55 0,41 0,38 2710 Starnberger See 3 1 0,55 0,45 0,71 2892 Starnberger See 3 1 0,23 0,08 0,12

510 PrStNr See Typ D-Typ Frühjahr Sommer Herbst 2060 Sulzberger See 3 1 0,52 0,46 2053 Tachinger See 3 1 0,24 0,15 0,22 2680 Tegernsee 4 1 0,73 0,58 0,57 2055 Waginger See 3 1 0,27 0,08 0,13 2213 Walchensee 4 1 0,83 0,83 0,83 2057 Weitsee 4 1 0,92 0,90 0,92 3168 Wörthsee 3 1 0,71 0,54 0,34

3161 Laacher See 7 0,18 0,14 0,17 3160 Laacher See 7 0,12 0,12 0,14 2450 Schalkenmehrener Maar 7 0,17 0,15

Tabelle 271 Bewertung der Litoralstellen des Diatomeentyps 2

PrStNr See Typ D-Typ Frühjahr Sommer Herbst 938 Feldsee 9 2 0,92 0,93 2444 Immerather Maar 9 2 0,05 0,02 0,02 2616 Mummelsee 9 2 0,94 0,94 0,91 2640 Pulvermaar 9 2 0,31 0,34 0,39 945 Schluchsee 9 2 0,19 0,32 0,09 946 Titisee 9 2 0,88 0,80 0,84 3157 Titisee 9 2 0,88 0,85 0,91 2639 Weinfelder Maar 9 2 0,34 0,60 0,63

Tabelle 272 Bewertung der Litoralstellen des Diatomeentyps 3

Typ = Geomorphologischer Typ nach MATHES et al. (2002); D-Typ = Diatomeentyp; 1–0,69 = sehr guter ökologischer Zustand, 0,68– 0,25 = guter ökologischer Zustand, 0,06–0,25 = mäßiger ökologischer Zustand, 0,05–0 = unbefriedigender und schlechter ökologischer Zustand

PrStNr See Typ D-Typ Frühjahr Sommer Herbst 2481 Barniner See 10 3 0,07 0,11 0,12 2471 Breiter Luzin 13 3 0,21 0,22 0,22 2475 Dabelowsee 10 3 0,11 0,09 0,10 2544 Großer Gollinsee 13 3 0,83 0,88 0,74 2558 Großer Kastavensee 13 3 0,71 0,79 0,73 2547 Großer Kronsee 13 3 0,27 0,19 0,23 2568 Großer Lychensee 10 3 0,18 0,14 0,25 965 Großer Plöner See 13 3 0,06 0,07 0,06 2545 Großer Stechlinsee 13 3 0,30 0,62 0,72 2546 Großer Wummsee 13 3 0,41 0,68 0,68 2550 Großer Zechliner See 13 3 0,10 0,08 0,16 2584 Kalksee 10 3 0,09 0,10 0,11 2562 Lübbesee 13 3 0,18 0,31 0,27 2559 Nördlicher Nehmitzsee 13 3 0,36 0,31 0,35 2555 Oberuckersee 13 3 0,11 0,19 0,22 2599 Peetschsee 13 3 0,59 0,70 0,70

511 PrStNr See Typ D-Typ Frühjahr Sommer Herbst 2468 Pinnower See 13 3 0,13 0,19 0,14 2569 Röddelinsee 10 3 0,07 0,11 0,12 2552 Roofensee 13 3 0,55 0,39 0,54 2557 Sacrower See 10 3 0,08 0,08 0,09 2467 Schaalsee 13 3 0,04 0,09 0,10 2556 Scharmützelsee 13 3 0,07 0,12 0,09 2553 Schermützelsee 10 3 0,17 0,19 0,15 960 Selenter See 13 3 0,04 0,10 0,07 2575 Stienitzsee 10 3 0,08 0,03 0,10 962 Suhrer See 13 3 0,10 0,13 0,25 963 Wittensee 13 3 0,14 0,14 0,13 2600 Wittwesee 13 3 0,64 0,41 0,58 2563 Zootzensee 10 3 0,22 0,18 0,14

Tabelle 273 Bewertung der Litoralstellen des Diatomeentyps 4

Typ = Geomorphologischer Typ nach MATHES et al. (2002); D-Typ = Diatomeentyp; 1–0,63 = sehr guter ökologischer Zustand, 0,62– 0,38 = guter ökologischer Zustand, 0,37–0,19 = mäßiger ökologischer Zustand, 0,18–0 = unbefriedigender und schlechter ökologischer Zustand

PrStNr See Typ D-Typ Frühjahr Sommer Herbst 979 Arenholzer See 11 4 0,31 0,35 0,24 1117 Dümmer 11 4 0,17 0,18 0,11 2564 Grimnitzsee 11 4 0,30 0,27 0,32 2465 Großer Kiever See 11 4 0,23 0,23 0,15 2463 Großer Kulowsee 11 4 0,92 0,92 0,93 2453 Großer Peetscher See 11 4 0,29 0,24 0,28 2588 Großer Treppelsee 11 4 0,17 0,21 0,30 2585 Kossenblatter See 11 4 0,16 0,24 0,23 2454 Lenzener See 11 4 0,82 0,60 0,50 2457 Malkwitzer See 11 4 0,60 0,75 0,71 2591 Neuendorfer See 11 4 0,12 0,29 0,33 2592 Schwielochsee 11 4 0,27 0,36 0,19 1118 Steinhuder Meer 11 4 0,21 0,25 0,24 3158 Südensee 11 4 0,22 0,29 0,21 2570 Trebowsee 11 4 0,20 0,29 0,21 2455 Treptowsee 11 4 0,56 0,70 0,63 2460 Upahler See 11 4 0,43 0,44 0,35

512 Der Rote Liste-Index als unterstützendes Kriterium

Nahezu sämtliche in der Roten Liste Deutschlands (LANGE-BERTALOT 1996) als gefährdet aus- gewiesenen Arten sind in ihrem Vorkommen an oligotrophe bzw. dystrophe Gewässer gebunden, die einen sehr guten ökologischen Zustand aufweisen. Der Rote Liste-Index kann in Seen als zu- sätzliches Kriterium zur Differenzierung des sehr guten ökologischen Zustands herangezogen werden und ist als ein die Gesamtbewertung unterstützendes „Positiv-Kriterium“ zu verstehen. So liegt der sehr gute ökologische Zustand vor, wenn der Index einen Wert von 0,4 (Biozönotischer Typ 1) bzw. von 0,2 (Biozönotischer Typ 2, 3 und 4) überschreitet. Werden die Werte unter- schritten, schließt dies den sehr guten ökologischen Zustand infolge der natürlichen Variabilität der Gesellschaften allerdings nicht aus.

Einfluss der jahreszeitlichen Entwicklung der Gesellschaften auf die Bewertung in Seen Den Fließgewässergesellschaften vergleichbar, zeichnen sich auch die litoralen Diatomeen- gemeinschaften durch ein Biomassemaximum im Frühjahr aus, dem nach produktionsarmen Sommermonaten ein zweites, zumeist schwächer ausgeprägtes Herbstmaximum folgt (vergleiche Kapitel „Einfluss der jahreszeitlichen Entwicklung der Gesellschaften auf die Bewertung in Seen“, Seite 513). Dabei ist die Blütezeit im Frühjahr durch einen überproportional hohen Anteil langschaliger Arten der Gattung Fragilaria gekennzeichnet – ein Phänomen, das in der Literatur bereits mehrfach beschrieben wurde (siehe in HOFMANN 1994) und bei unterschiedlichen öko- logischen Zuständen zu beobachten ist. So wird beispielsweise die in oligotrophen Seen aspektbildende Fragilaria delicatissima in degradierten Seen durch die für höhere Trophiegrade charakteristischen Varietäten des Fragilaria capucina-Komplexes ersetzt. Die Frühjahrs-Dominanz verschiedener langschaliger Fragilarien findet sich auch im Projekt-Datensatz. So waren Massen- vorkommen langschaliger Fragilarien in allen biozönotischen Seentypen zu beobachten, wie in Abbildung 132 und Abbildung 133 am Beispiel der geschichteten Alpen- und Voralpenseen und der geschichteten Seen des Norddeutschen Tieflandes beispielhaft deutlich wird. In 58 % aller Frühjahrsproben wurden Gesellschaftsanteile über 10 % verzeichnet, in 24 % der Fälle treten die betreffenden Arten mit Häufigkeiten über 25 % codominat oder dominant auf. Demgegenüber sind der Sommer- und Herbstaspekt in der Regel durch ausgeglichenere Gesellschaftsanteile und damit eine höhere Diversität gekennzeichnet. Bei ausgeprägten Blüten der genannten Arten verringert sich die erfasste Artenzahl. Inbesondere durch das Modul „Referenzartenquotient“ ist dann mit Auswirkungen auf die Bewertung zu rechnen. Der Einfluss dieses saisonalen Aspektes wurde anhand des Projekt-Datensatzes überprüft. Die Auswirkungen auf die Gesamtbewertung erweisen sich als gering, sind aber dennoch nicht zu vernachlässigen (siehe Tabelle 270 bis Tabelle 273). In Verbindung mit der schweren Bestimm- barkeit der betreffenden Arten, deren hohe morphologische Variabilität auch dem Spezialisten mitunter große Schwierigkeiten bereitet, ist der Frühjahrsaspekt zur Bewertung von Seen vergleichsweise wenig geeignet.

513 80

40 Prozent

n 7 7 7 2 3 0 e 6 e e e 36 36 56 9 0 4 6 4 9 e 6 ee e e s 2 2 1 6 1 052 s 3 3 e 943 2 2 2 rns e e 28 e 28 e e mss e e rthsee Fü s e e e ö e n s Riegs Si Weitsee e rsee p psee 31 eg W s ms ms l T p mersee e ie Al A igssee 20igsse er Se Walchensee odensee3 r r n n g Waginger See Al m mme Bode B erger SeeTachinger 2892 S AmmerseeA 2036A Ammersee 3237 Chi ChiemseeCh 2806 Kö Kö SchlierseeSchliersee 26 3166 b roße roße G G StarnberStarnbergerStarn See 2710

Abbildung 132 Summenprozent von langschaligen Arten der Gattung Fragilaria in den geschichteten Alpen- und Voralpenseen (Diatomeentyp 1, Geomorphologische Typen 3 und 4 nach MATHES et al. 2002)

40 Prozent

e e e e e e e e e e e e e e e e e e e e e e e e e e S s s s S s se s s ls lsee see see r wse n n n r n lk e r See n e e r S n e e o lli e ens a b kersee fe aalse z z n l o v ro h K c tschsee o h t te nitzsee itte ttw i e ta chli üb e we o ü n e otzensee b G s r K yc te L ehmitzsee e o Sc m müt le W Wi r L S chliner See P n R r r e Sti Suhrer See Zo Breiter LuzinDa ße r r Plöner r Wummse N beru in Röddelinsee a S Barn ße o Ze r O P Sacrower See ro ße ße ße r ch G ßer Ka Gr o S Sche o Große Gro Gr Gro rdliche Gr Große Nö

Abbildung 133 Summenprozent von langschaligen Arten der Gattung Fragilaria in den geschichteten Seen des Norddeutschen Tieflandes (Diatomeentyp 3, Geomorphologische Typen 10 und 13 nach MATHES et al. 2002)

514 7.4 Gesamtbewertung von Seen mit Makrophyten & Phytobenthos

Die WRRL sieht die gesamte Organismengruppe Makrophyten & Phytobenthos als eine der vier biologischen Komponenten zur Bewertung des Gewässerzustandes. Im Rahmen des vorliegenden Projektes wurde die Erarbeitung des Bewertungsverfahrens für Seen aus Praktikabilitätsgründen in zwei Teilgruppen unterteilt: Makrophyten und Diatomeen. Die Artenzusammensetzung und Abun- danz dieser zwei Teilkomponenten reagieren, da sie Primärproduzenten sind in erster Linie auf die anthropogen bedingte oder auch natürliche Nährstofffracht eines Gewässers, die sich in der Trophie auswirkt. Auf der anderen Seite indizieren die zwei Gruppen aber auch unterschiedliche Bedingungen. So integrieren die Makrophyten auf Grund ihrer langen Lebensdauer, der Aufnah- me von Nährstoffen aus dem Sediment und relativ trägen Verbreitungsmechanismen die Verhält- nisse im Gewässer sowohl über einen längeren Zeitraum hinweg als auch räumlich. Kieselalgen dagegen reagieren sehr kurzfristig auf Veränderungen und können innerhalb weniger Wochen eine völlig neue, den veränderten Umständen angepasste Biozönose aufbauen. Diese Teilkomponenten können aber auch andere stoffliche Belastungen in unterschiedlichem Maß anzeigen, wie z. B. Versauerung und Versalzung. Aufgrund der Wuchsform haben mechanische Belastungen unterschiedliche Auswirkungen auf die Taxa, größere Formen können zerstört werden. Natürliche Beschattung kann einzelne Taxa an dem untersuchten Standort unterdrücken. Kurzfristige, einmalige Veränderungen der Situation im Gewässer können die Biozönose der einzelligen Organismen völlig verändern und damit bei Be- probung zu diesem Zeitpunkt eine für den Gesamtzustand des Wasserkörpers unzutreffende Be- wertung hervorrufen. Daher müssen die Bewertungsverfahren, die für die beiden Teilkompo- nenten erarbeitet worden sind, als Module oder auch Metrics für die Bewertung im Sinne der Wasserrahmenrichtlinie betrachtet werden.

7.4.1 Verschneidung der Metrics Makrophyten und Diatomeen Für die Gesamtbewertung der Seen mit der Biokomponente Makrophyten & Phytobenthos ist es unbedingt erforderlich, dass die Bewertungen der beiden Teilmodule Makrophyten und Diato- meen exakt nach den dort beschriebenen Methoden vorgenommen wird. Das setzt auch die korrekte Bestimmung des biozönotischen Typs voraus.

Die Typologie der LAWA, basierend auf MATHES et al. (2002), kann als Grundlage der Typermitt- lung herangezogen werden. Die Typologie des Makrophyten & Phytobenthos-Verfahrens ist gut mit diesem System in Einklang zu bringen. Sollten sich in der bundesweiten Typologie nach Fertig- stellung der anderen biologischen Projekte noch Änderungen ergeben, muss das allerdings erneut überprüft werden. Eine Gegenüberstellung der vorläufigen Version der LAWA-Typologie mit der im vorliegenden Projekt erarbeiteten Typologie ist in Tabelle 274 zu sehen.

515 Für eine Zuordnung zu den biozönotischen Typen benötigt man folgende Faktoren: • Ökoregion, unterschieden nach Alpen und Alpenvorland, Mittelgebirge sowie Nord- deutsches Tiefland • Uferneigung • Kalziumgehalt • Schichtungsverhalten • Volumenquotient

Tabelle 274 Gegenüberstellung der biozönotischen Seentypologie auf Grundlagen der Ergebnisse des Projektes Ma- krophyten & Phytobenthos und der Seentypologie von MATHES et al.(2002)

Da sich die beiden Bewertungsmodule Makrophyten und Diatomeen in ihrer Aussagekraft über den ökologischen Zustand eines Gewässers ergänzen und keinesfalls widersprechen (Kapitel 7.4, Seite 515) ist es nicht als sinnvoll zu erachten, die Einzelbewertungen mit dem Prinzip des „worst-case“ zu verschneiden, wie in der Wasserrahmenrichtlinie für die vier Biokomponenten untereinander gefordert. Vielmehr müssen die Bewertungen in ihrer unterschiedlichen Aussage- kraft zu verschiedenen Bedingungen im Gewässer miteinander kombiniert und dabei gleichwertig behandelt werden. Dies wird mathematisch am besten mit dem arithmetischen Mittel ausgedrückt. Eine solche Vorgehensweise wird auch in ECOSTAT (2003) beschrieben. Einzelwerte aus einer Biokomponente, die auf den gleichen „pressures“ basieren, werden durch Bilden eines Mittel- werts kombiniert. Im Falle der Makrophyten und des Phytobenthos entspricht das der starken Be- einflussung der Gesellschaften durch die Trophie. Zwar wird in den Einzelbewertungen zu den Teilorganismengruppen jedem Indexwert eine Öko- logische Zustandsklasse von 1 bis 5 nach WRRL zugewiesen, verwendet man jedoch diese Klas- sen zur Verrechnung der Module, geht viel Information verloren. Es werden dabei keine Grenz- fälle berücksichtigt. Eine Stelle, die den nächst besseren Zustand nur knapp nicht erreicht, wird den Stellen gleichgesetzt, die nur um Weniges den nächst schlechteren Zustand verfehlen. Daher werden zur Verschneidung die Indexwerte der Einzelmodule benutzt. Um die Ergebnisse der Me- trics vergleichbar zu machen, müssen die Indexwerte umgerechnet werden, eine einheitliche Skala von „0“ bis „1“ bietet sich an. Der Wert „1“ bedeutet dabei bestmöglicher ökologischer Zustand im Sinne der WRRL und damit Zustandsklasse 1. „0“ dagegen höchste Degradation des Gewäs- sers, d. h. Zustandsklasse 5. Die Umrechnungen für das Modul „Makrophyten“ (Referenzindex,

516 RI) erfolgt nach Gleichung 44. Das Ergebnis des Moduls „Diatomeen“ (DiatomeenindexSeen, DI-

Seen) bewegt sich bereits auf dieser Skala und muss deswegen nicht umgerechnet werden.

Gleichung 44 Gleichung zur Umrechnung des Moduls RIFG (ReferenzindexSeen Makrophyten) auf eine Skala von 0 bis 1.

(RI +100) *0,5 MMP = Modul Makrophytenbewertung = Seen M MP 100 RISeen = typbezogener berechneter ReferenzindexSeen

Die Berechnung des Indexes aus den Komponenten erfolgt nach Gleichung 45. Sollte ein berech- netes Einzelmodul als nicht gesichert angesehen werden müssen, wird der Makrophyten- Phyto- benthos-Index für Seen (M&PSeen) dem Ergebnis des gesicherten Moduls gleichgesetzt. Allerdings ist dann das Endergebnis kritisch zu überprüfen!

Gleichung 45 Berechnung des Indexwertes M&PSeen zur Ermittlung des ökologischen Zustandes eines Fließgewässern bei zwei gesicherten Modulen.

+ M&PSeen = Makrophyten & Phytobenthos-Index für Seen M MP M D = M = Modul Makrophyten M &PSeen MP 2 MD = Modul Diatomeen

7.4.2 Ermitteln der Ökologischen Zustandsklasse eines Gewässers mit der Biokomponente Makrophyten & Phytobenthos im Sinne der EG-Wasserrahmenrichtlinie Bei den Untersuchungen der Teilorganismengruppen Makrophyten und Diatomeen wurden für beide Gruppen typspezifische Bewertungsverfahren entwickelt. Dabei konnten Gewässer, die sich in ihrer Referenzzönose nicht oder nur unwesentlich unterschieden, zu organismengruppen- abhängigenTypen zusammengefasst werden (Makrophyten-Typen, Diatomeen-Typen). Die Ge- wässer können anhand geomorphologischer und chemischer Faktoren den Typen zugewiesen werden. Diese Typologie soll die durch die LAWA erarbeitete Typologie der Fließgewässer nicht ersetzen, sondern ist als ein ganz wesentlicher Teil des Bewertungsverfahrens zu verstehen. Die Artengruppen, auf denen die Teilbewertungsverfahren beruhen, sind ganz eng mit diesen ermittelten biozönotischen Typen verbunden. Für jeden der ermittelten Typen wurde ein Bewertungs- verfahren mit typspezifischen Klassengrenzen entwickelt. Die korrekte Einteilung der zu untersuchenden Gewässers in diese biozönotischen Seentypen ist die Voraussetzung für eine Bewertung mit Makrophyten & Phytobenthos. Für die Kombination von Makrophyten- und Diatomeen-Bewertungsverfahren zur Gesamtbewertung müssen Grenzen zur Einteilung der Werte des M&PSeen (Makrophyten & Phytobenthos-Index für Seen) in Ökologische Zustandsklassen im Sinne der WRRL erstellt werden. Für diese Grenzzie- hung werden die in den Einzelbewertungsverfahren ermittelten Klassengrenzen miteinander auf die gleiche Weise verrechnet wie auch die Indexwerte der Biozönosen (siehe Kapitel 6.5.1). Getrennt nach Ökoregionen sind in Tabelle 275 bis Tabelle 286 die Grenzen dargestellt. Im Falle einer ungesicherten Bewertung eines Moduls wird dieses Ergebnis zwar unterstützend zur Inter- pretation des Gesamtergebnisses herangezogen, aus der Ermittlung der Ökologischen Zustands- klasse nach WRRL aber herausgelassen. Die Indexgrenzen für den Fall ungesicherter Einzelbe- wertungen sind ebenfalls in den genannten Tabellen aufgeführt.

517 7.4.2.1 Alpen und Alpenvorland

Bewertung mit den Modulen Makrophyten und Diatomeen

Tabelle 275 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen: Seen der Region Alpen und Alpenvorland

MATHES et al. Typ 1 bis 4

Diatomeen D_1

Makrophyten Typ AK(s)

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,85 2 <0,85 – 0,53 3 <0,53 – 0,34 4/5 <0,34 – 0,00

Bewertung mit dem Modul Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Makrophyten

Tabelle 276 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Seen der Region Alpen und Alpenvorland

MATHES et al. Typ 1 bis 4

Diatomeen D_1

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,83 2 <0,83 – 0,55 3 <0,55 – 0,30 4/5 <0,30 – 0,00

Bewertung mit dem Modul Makrophyten, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen Nur in seltenen Ausnahmefällen ist eine korrekt genommene und aufbereitete Diatomeenprobe nicht auszuwerten. Wenn möglich sollte eine Probestelle, bei deren Beprobung dieser Fall eintritt, nochmals beprobt werden, da anzunehmen ist, dass bei einem der Arbeitsschritte ein Fehler unterlaufen ist oder der Zeitpunkt der Probenahme unmittelbar nach einer Störung der Umgebung vorgenommen wurde. Ist letzteres der Fall, sind auch die Ergebnisse der anderen Module kritisch zu überprüfen.

Tabelle 277 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Seen der Region Alpen und Alpenvorland

MATHES et al. Typ 1 bis 4

Makrophyten Typ AK(s)

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,88 2 <0,88 – 0,50 3 <0,50 – 0,38 4/5 <0,37 – 0,00

518 7.4.2.2 Mittelgebirge Im Mittelgebirge existieren nur wenige natürliche Seen die größer als 50 ha und damit für die Bewertung nach WRRL relevant sind. Obwohl zur Entwicklung des Bewertungsverfahrens auch Gewässer unterhalb dieser Mindestgröße in die Auswertungen mit einbezogen wurden, konnte auf Grund mangelnder Daten nicht für alle Typen nach MATHES et al. (2002) ein Bewertungsverfahren erstellt werden. Die Typen 5 und 8 bezeichnen ausschließlich Talsperren, in den Typen 6 und 7 gibt es nur wenige natürliche Gewässer, nur ein bzw. zwei Seen waren im Projekt vertreten. Aller- dings können die Seen des Typs 7 vorläufig nach dem Bewertungsverfahren des Diatomeentyps D_1 und des Makrophytentyps AK bewertet werden. Die Typen 5, 6 und 8 nach MATHES et al. (2002) können mit dem vorliegenden Verfahren nicht bewertet werden.

Bewertung mit den Modulen Makrophyten und Diatomeen

Der Seentyp 9 nach MATHES et al. (2002) beinhaltet sowohl die circumneutralen Maare der Eifel und die schwach sauren Seen des Schwarzwaldes, sowie auch dystrophen Gewässer der Mittelge- birge. Der Vergleich der Diatomeen-Biozönosen lässt zwar Unterschiede erkennen, jedoch ist der vorliegende Datensatz nicht ausreichend um diese Differenzierungen gesichert zu beschreiben. Vorläufig werden alle Seen des Typs 9 nach der gleichen Vorgehensweise bewertet.

Tabelle 278 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen: Silikatisch geprägte Seen des Mittelgebirges

MATHES et al. Typ 9

Diatomeen D_2

Makrophyten Typ MTS

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,91 2 <0,91 – 0,63 3 <0,63 – 0,30 4/5 <0,30 – 0,00

Bewertung mit dem Modul Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Makrophyten

Tabelle 279 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesicherten Modul Makrophyten: Silikatisch ge- prägte Seen des Mittelgebirges

MATHES et al. Typ 9

Diatomeen D_2

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,83 2 <0,83 – 0,55 3 <0,55 – 0,30 4/5 <0,30 – 0,00

519 Bewertung mit dem Modul Makrophyten, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen Nur in seltenen Ausnahmefällen ist eine korrekt genommene und aufbereitete Diatomeenprobe nicht auszuwerten. Wenn möglich sollte eine Probestelle, bei deren Beprobung dieser Fall eintritt, nochmals beprobt werden, da anzunehmen ist, dass bei einem der Arbeitsschritte ein Fehler unterlaufen ist oder der Zeitpunkt der Probenahme unmittelbar nach einer Störung der Umgebung vorgenommen wurde. Ist letzteres der Fall, sind auch die Ergebnisse der anderen Module kritisch zu überprüfen.

Tabelle 280 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesicherten Modul Diatomeen: Silikatisch geprägte Seen des Mittelgebirges

MATHES et al. Typ 9

Makrophyten Typ MTS

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 2 <1,00 – 0,70 3 <0,70 – 0,30 4/5 <0,30 – 0,00

520 7.4.2.3 Norddeutsches Tiefland

Die Typen 12 und 14 nach MATHES et al. können nur mit dem Modul Makrophyten bewertet werden. Die Indexgrenzen finden sich unter der Kategorie Bewertung mit dem Modul Makrophyten, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen in Tabelle 286.

Bewertung mit den Modulen Makrophyten und Diatomeen

Tabelle 281 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen: Geschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes

MATHES et al. Typ 10 und 13

Diatomeen D_3

Makrophyten Typ TKg

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,69 2 <0,69 – 0,38 3 <0,38 – 0,26 4/5 <0,26 – 0,00

Tabelle 282 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen: Ungeschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes mit großem Einzugsgebiet und einer Verweildauer von über 30 Tagen

Mathes et al. Typ 11

Diatomeen 4

Makrophyten Typ TKp

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,61 2 <0,61 – 0,19 3 <0,19 – 0,09 4/5 <0,09 – 0,00

521 Bewertung mit dem Modul Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Makrophyten

Tabelle 283 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Geschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes

Mathes et al. Typ 10 und 13

Diatomeen D_3

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,69 2 <0,69 – 0,25 3 <0,25 – 0,07 4/5 <0,07 – 0,00

Tabelle 284 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Ungeschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes mit großem Einzugsgebiet und einer Verweildauer von über 30 Tagen

Mathes et al. Typ 11

Diatomeen 4

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,63 2 <0,63 – 0,38 3 <0,38 – 0,19 4/5 <0,19 – 0,00

522 Bewertung mit dem Modul Makrophyten, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen Nur in seltenen Ausnahmefällen ist eine korrekt genommene und aufbereitete Diatomeenprobe nicht auszuwerten. Wenn möglich sollte eine Probestelle, bei deren Beprobung dieser Fall eintritt, nochmals beprobt werden, da anzunehmen ist, dass bei einem der Arbeitsschritte ein Fehler unterlaufen ist oder der Zeitpunkt der Probenahme unmittelbar nach einer Störung der Umgebung vorgenommen wurde. Ist letzteres der Fall, sind auch die Ergebnisse der anderen Module kritisch zu über- prüfen.

Tabelle 285 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Geschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes

MATHES et al. Typ 10 und 13

Makrophyten Typ TKg

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,70 2 <0,70 – 0,51 3 <0,51 – 0,45 4/5 <0,45 – 0,00

Tabelle 286 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Ungeschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes

MATHES et al. Typ 11, 12 und 14

Makrophyten Typ TKp

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,60 2 <0,60 – 0,01 3 0,00 4/5 Makrophytenverödung

523 7.4.2.4 Verschneiden des Ergebnisses mit zusätzlichen Kriterien Das Einzelbewertungsverfahren für das Modul Makrophyten sieht nach der Ermittlung des öko- logischen Zustandes durch die Berechnung des jeweiligen Indexwertes noch eine Überprüfung verschiedener Metrics vor. In die Bewertung der Biokomponente Makrophyten & Phytobenthos werden diese zusätzlichen Kriterien ebenfalls eingebracht. Sie gehen am Schluss in die Gesamt- bewertung ein. Wird beispielsweise im Makrophytentyp AK (Stellen karbonatreicher Seen der Alpen und des Alpenvorlandes) mehr als 10 % der Arten aus der Artengruppe C gefunden, und wird bei der Berechnung der Gesamt-Zustandsklasse eine 1 vergeben, so wird um eine Zustands- klasse abgestuft. Diese Zusatzkriterien werden im Folgenden dargestellt. Ist der errechnete Index- wert des Moduls nicht gesichert, werden auch die relevanten Zusatzkriterien nicht auf das Gesamt- ergebnis angewendet. Alle Voraussetzungen (sofern nicht anders vermerkt) der Anwendung von Zusatzkriterien sowie die Modifikationen des Ergebnisses beziehen sich auf die Gesamt- auswertung bzw. die Ökologische Zustandsklasse der gesamten Biokomponente Makro- phyten & Phytobenthos!

Alpen und Alpenvorland • Makrophyten: AK(s) falls C > 10 % und ökologischer Zustand = 1 Æ 1 Klasse abstufen

Norddeutsches Tiefland • Makrophyten: TKg falls C > 5 % und ökologischer Zustand 1 Æ Zustandsklasse 2 falls – Potamogeton pectinatus ≥ 80 % oder – Ceratophyllum demersum ≥ 80 % und ökologischer Zustand 3 Æ Zustandsklasse 4 TKp falls – Potamogeton pectinatus ≥ 80 % oder – Ceratophyllum demersum ≥ 80 % oder – Ceratophyllum submersum ≥ 80 % oder – Elodea canadensis/nuttallii ≥ 80 % und ökologischer Zustand = 2 Æ Zustandsklasse 3 falls – Potamogeton pectinatus < 80 % und – Ceratophyllum demersum < 80 % und – Ceratophyllum submersum < 80 % und – Elodea canadensis/nuttallii < 80 % und – A = 0 ÆZustandsklasse 3

524 7.4.3 Berechnung des ökologischen Zustandes der im Projekt beprobten Gewässerstellen Die Ergebnisse des neuentwickelten Bewertungsverfahrens für die Probestellen des vorliegenden Projektes sind in Tabelle 287 dargestellt.

Tabelle 287 Ökologische Zustandsklassen der im Projekt beprobten Seestellen.

PrStNr: Probestellennummer, BuL: Bundesland, Typ: Typ nach MATHES et al., D_Typ: biozönotischer Diatomeentyp, JZ: Jahreszeit der Probenahme, MD: Modul Diatomeenbewertung, Typ MP: biozönotischer Makrophytentyp, MMP: Modul Makrophytenbewertung, M & PSeen: Makrophyten- und Phytobent- hos-Index für Seen, ÖZK: Ökologische Zustandsklasse, *: Wert ungesichert. Seen Seen MP JZ Typ

PrStNr Gewässername Probestelle BuL M ÖZK D_Typ MD Typ MP M & P 2568 Großer Lychensee Hohenlychen BB 10 D_3 S 0,14 TKg 0,48 0,31 3 2568 Großer Lychensee Hohenlychen BB 10 D_3 H 0,25 TKg 0,48 0,37 3 2584 Kalksee Seebad Rüdersdorf (Trans 1) BB 10 D_3 S 0,10 TKg 0,49 0,29 3 2584 Kalksee Seebad Rüdersdorf (Trans 1) BB 10 D_3 H 0,11 TKg 0,49 0,30 3 3135 Kalksee Stolp (Transekt 2) BB 10 TKg 0,49 0,49 3 2569 Röddelinsee Hindenburg Bad BB 10 D_3 H 0,12 TKg 0,50 0,31 3 2569 Röddelinsee Hindenburg Bad BB 10 D_3 S 0,11 TKg 0,50 0,31 3 3142 Sacrower See Försterwiese (Transekt 1) BB 10 TKg 0,50 0,50 4 3143 Sacrower See Hackebusch (Transekt 2) BB 10 TKg 0,50 0,50 4 2557 Sacrower See Nordwestufer (Trans 3) BB 10 D_3 S 0,08 TKg 0,49 0,28 3 2557 Sacrower See Nordwestufer (Trans 3) BB 10 D_3 H 0,09 TKg 0,49 0,29 3 Nordostufer nahe Dampfer- 2553 Schermützelsee BB 10 D_3 H 0,15 TKg 0,50 0,33 3 anlegestelle Nordostufer nahe Dampfer- 2553 Schermützelsee BB 10 D_3 S 0,19 TKg 0,50 0,34 3 anlegestelle 3144 Schermützelsee Ostufer Buckow (Transekt 2) BB 10 TKg 0,65 0,65 2 3148 Stienitzsee Nordufer (Transekt 2) BB 10 TKg 0,47 0,47 3 2575 Stienitzsee Seebad am Terrassencafe (Trans 1) BB 10 D_3 H 0,10 TKg 0,46 0,28 3 2575 Stienitzsee Seebad am Terrassencafe (Trans 1) BB 10 D_3 S 0,03 TKg 0,46 0,24 4 3152 Zootzensee Nordostufer (Trans 2) BB 10 TKg 0,74 0,74 1 2563 Zootzensee Südostufer (Trans 1) BB 10 D_3 S 0,18 TKg 0,49 0,34 3 2563 Zootzensee Südostufer (Trans 1) BB 10 D_3 H 0,14 TKg 0,49 0,32 3 2564 Grimnitzsee Althüttendorf (Trans 1) BB 11 D_4 H 0,32 TKp 0,90 0,61 1 2564 Grimnitzsee Althüttendorf (Trans 1) BB 11 D_4 S 0,27 TKp 0,90 0,59 2 3134 Grimnitzsee westlich von Althüttendorf (Trans 2) BB 11 TKp 0,77 0,77 1 2588 Großer Treppelsee Südufer (Trans 1) BB 11 D_4 H 0,30 0,30 3 2588 Großer Treppelsee Südufer (Trans 1) BB 11 D_4 S 0,21 0,21 3 2585 Kossenblatter See Nordufer (Trans 1) BB 11 D_4 S 0,24 TKp 0,00 0,12 3 2585 Kossenblatter See Nordufer (Trans 1) BB 11 D_4 H 0,23 TKp 0,00 0,12 3 2591 Neuendorfer See Südlich Alt Schadow (Trans 1) BB 11 D_4 S 0,29 TKp 0,00 0,14 3 2591 Neuendorfer See Südlich Alt Schadow (Trans 1) BB 11 D_4 H 0,33 TKp 0,00 0,17 3 3137 Neuendorfer See Wutscherogge (Transekt 2) BB 11 TKp 0,01 0,01 2 2592 Schwielochsee Ostufer bei Pieskow (Trans 1) BB 11 D_4 H 0,19 TKp 0,00* 0,19 3 2592 Schwielochsee Ostufer bei Pieskow (Trans 1) BB 11 D_4 S 0,36 TKp 0,00* 0,36 3 3149 Trebowsee nördliches Ostufer (Transekt 2) BB 11 TKp 0,00 0,00 2 2570 Trebowsee Ostufer (Trans 1) BB 11 D_4 H 0,21 0,21 3 2570 Trebowsee Ostufer (Trans 1) BB 11 D_4 S 0,29 0,29 3

525 Seen Seen MP JZ Typ

PrStNr Gewässername Probestelle BuL M ÖZK D_Typ MD Typ MP M & P 2594 Gülper See Prietzen BB 12 H TKp 0,00 0,00 2 2594 Gülper See Prietzen BB 12 S TKp 0,00 0,00 2 2544 Großer Gollinsee Gollin Bad (Trans 1) BB 13 D_3 S 0,88 TKg 0,99 0,94 1 2544 Großer Gollinsee Gollin Bad (Trans 1) BB 13 D_3 H 0,74 TKg 0,99 0,87 1 3132 Großer Gollinsee nördliches Ostufer (Transekt 2) BB 13 TKg 0,99 0,99 1 3133 Großer Gollinsee Westufer Mitte (Transekt 3) BB 13 TKg 1,00 1,00 1 3124 Großer Kastavensee Nördliches Westufer (Transekt 3) BB 13 TKg 0,75 0,75 1 2558 Großer Kastavensee Südliches Westufer (Trans 1) BB 13 D_3 S 0,79 TKg 0,89 0,84 1 2558 Großer Kastavensee Südliches Westufer (Trans 1) BB 13 D_3 H 0,73 TKg 0,89 0,81 1 2547 Großer Kronsee (Trans 1) BB 13 D_3 S 0,19 TKg 0,62 0,41 2 2547 Großer Kronsee (Trans 1) BB 13 D_3 H 0,23 TKg 0,62 0,43 2 3125 Großer Kronsee Nordufer (Transekt 2) BB 13 TKg 0,50 0,50 2 3126 Großer Kronsee Südwestufer (Transekt 3) BB 13 TKg 0,66 0,66 2 Nordwestlich von Neuglobsow 2545 Großer Stechlinsee BB 13 D_3 H 0,72 TKg 0,77 0,75 1 Bad (Trans 1) Nordwestlich von Neuglobsow 2545 Großer Stechlinsee BB 13 D_3 S 0,62 TKg 0,77 0,70 1 Bad (Trans 1) Südwestlich von Neuglobsow 3128 Großer Stechlinsee BB 13 TKg 0,85 0,85 1 (Transekt 3) 3127 Großer Stechlinsee Westliche Landzunge (Transekt 2) BB 13 TKg 0,70 0,70 1 3130 Großer Wummsee Nordwestufer (Transekt 2) BB 13 TKg 0,87 0,87 1 2546 Großer Wummsee Südostufer (Trans 1) BB 13 D_3 H 0,68 TKg 0,83 0,76 1 2546 Großer Wummsee Südostufer (Trans 1) BB 13 D_3 S 0,68 TKg 0,83 0,76 1 2550 Großer Zechliner See Nordufer (Trans 1) BB 13 D_3 H 0,16 TKg 0,32 0,24 4 2550 Großer Zechliner See Nordufer (Trans 1) BB 13 D_3 S 0,08 TKg 0,32 0,20 4 3131 Großer Zechliner See Ostufer (Transekt 2) BB 13 TKg 0,37 0,37 4 2562 Lübbesee Ahrensdorf (Trans 1) BB 13 D_3 S 0,31 TKg 0,64 0,48 2 2562 Lübbesee Ahrensdorf (Trans 1) BB 13 D_3 H 0,27 TKg 0,64 0,46 2 3136 Lübbesee östlich Postheim (Transekt 2) BB 13 TKg 0,74 0,74 1 2559 Nördl. Nehmitzsee Südufer BB 13 D_3 H 0,35 0,35 2 2559 Nördl. Nehmitzsee Südufer BB 13 D_3 S 0,31 0,31 2 2555 Oberuckersee Warnitz Bad BB 13 D_3 S 0,19 TKg 0,50 0,35 3 2555 Oberuckersee Warnitz Bad BB 13 D_3 H 0,22 TKg 0,50 0,36 3 3139 Peetschsee Nordwestufer (Transekt 2) BB 13 TKg 0,73 0,73 1 2599 Peetschsee Ostufer Mitte (Trans 3) BB 13 D_3 S 0,70 TKg 0,87 0,79 1 2599 Peetschsee Ostufer Mitte (Trans 3) BB 13 D_3 H 0,70 TKg 0,87 0,79 1 3138 Peetschsee Ostufer Nord (Transekt 1) BB 13 TKg 0,79 0,79 1 2552 Roofensee Menz Bad (Trans 3) BB 13 D_3 S 0,39 TKg 0,50 0,45 2 2552 Roofensee Menz Bad (Trans 3) BB 13 D_3 H 0,54 TKg 0,50 0,52 2 3140 Roofensee Nordostufer Mitte (Transekt 1) BB 13 TKg 0,42 0,42 4 3141 Roofensee Nordostufer Ost (Transekt 2) BB 13 TKg 0,54 0,54 2 2556 Scharmützelsee Diensdorf BB 13 D_3 S 0,12 TKg 0,45 0,29 3 2556 Scharmützelsee Diensdorf BB 13 D_3 H 0,09 TKg 0,45 0,27 3 3150 Wittwesee Nordufer (Transekt 2) BB 13 TKg 0,65 0,65 2 2600 Wittwesee Westufer (Trans 1) BB 13 D_3 H 0,58 TKg 0,69 0,63 2 2600 Wittwesee Westufer (Trans 1) BB 13 D_3 S 0,41 TKg 0,69 0,55 2 3155 Alter Weiher nahe am Ablauf BW 1 D_1 S 0,75 0,75 2

526 Seen Seen MP JZ Typ

PrStNr Gewässername Probestelle BuL M ÖZK D_Typ MD Typ MP M & P 3155 Alter Weiher nahe am Ablauf BW 1 D_1 H 0,74 0,74 2 940 Mindelsee Badesteg Nordwestufer BW 2 D_1 S 0,81 0,81 2 940 Mindelsee Badesteg Nordwestufer BW 2 D_1 H 0,61 0,61 2 2615 Mindelsee Bootshütte Südwestufer (Trans 3) BW 2 D_1 S 0,64 AK(s) 0,53 0,58 2 2615 Mindelsee Bootshütte Südwestufer (Trans 3) BW 2 D_1 H 0,57 AK(s) 0,53 0,55 2 941 Mindelsee Nordufer Hinteres Ried (Trans 1) BW 2 AK(s) 0,52 0,52 2 950 Ruschweiler See Fischersteg Nordwestufer (Trans 1) BW 2 D_1 H 0,53 AK(s) 0,00 0,27 4 950 Ruschweiler See Fischersteg Nordwestufer (Trans 1) BW 2 D_1 S 0,42 AK(s) 0,00 0,21 4 2618 Ruschweiler See Ostufer Badestrand (Trans 3) BW 2 AK(s) 0,38 0,38 3 2617 Ruschweiler See Südufer (Trans 2) BW 2 AK(s) 0,28 0,28 3 943 Bodensee Fischbach-West (Trans 1) BW 4 D_1 S 0,17 AK(s) 0,70 0,44 3 943 Bodensee Fischbach-West (Trans 1) BW 4 D_1 H 0,26 AK(s) 0,70 0,48 3 Mainau-Litzelstetten nördl Bad 3156 Bodensee BW 4 D_1 H 0,35 0,35 3 (Trans 3) D Mainau-Litzelstetten nördl Bad 3156 Bodensee BW 4 D_1 S 0,31 0,31 3 (Trans 3) 2611 Bodensee Manzell (Trans 2) BW 4 AK(s) 0,31 0,31 3 2613 Feldsee Nordufer (Trans 3) BW 9 MTS 1,00 1,00 1 2612 Feldsee Südwestufer (Trans 2) BW 9 MTS 1,00 1,00 1 938 Feldsee Zugangsweg (Ostufer Trans 1) BW 9 D_2 S 0,93 MTS 1,00 0,97 1 2616 Mummelsee Westufer (Trans 2) BW 9 D_2 S 0,94 MTS 0,94 1 2616 Mummelsee Westufer (Trans 2) BW 9 D_2 H 0,91 MTS 0,91 1 945 Schluchsee Landzunge bei Schluchsee BW 9 D_2 H 0,09 0,09 4 945 Schluchsee Landzunge bei Schluchsee BW 9 D_2 S 0,32 0,32 3 946 Titisee Nordostufer (Trans 2) BW 9 D_2 S 0,80 MTS 1,00 0,90 2 946 Titisee Nordostufer (Trans 2) BW 9 D_2 H 0,84 MTS 1,00 0,92 1 2619 Titisee Nordostufer (Trans 3) BW 9 MTS 0,85 0,85 2 3157 Titisee Südwestufer BW 9 D_2 H 0,91 0,91 1 3157 Titisee Südwestufer BW 9 D_2 S 0,85 0,85 1 2645 Froschhauser See Abschnitt 1 `96 (Trans 3) BY 1 AK(s) 0,69 0,69 2 2646 Froschhauser See Abschnitt 3 `96 (Trans 2) BY 1 D_1 S 0,72 AK(s) 0,50* 0,72 2 2646 Froschhauser See Abschnitt 3 `96 (Trans 2) 1 BY 1 D_1 H 0,78 AK(s) 0,50* 0,78 2 2059 Froschhauser See Abschnitt 7 `96 (Trans 1) BY 1 D_1 S 0,77 AK(s) 0,79 0,78 2 2059 Froschhauser See Abschnitt 7 `96 (Trans 1) BY 1 D_1 H 0,75 AK(s) 0,79 0,77 2 2627 Griessee Nordostufer (Trans 4) BY 1 D_1 S 0,56 0,56 2 2627 Griessee Nordostufer (Trans 4) BY 1 D_1 H 0,53 0,53 3 2867 Hopfensee Abschnitt 15 BY 1 D_1 S 0,32 0,32 3 2868 Hopfensee Abschnitt 16 BY 1 D_1 S 0,22 0,22 4 2653 Hopfensee bei Hopfen (Trans 3) Abschnitt 19 BY 1 AK(s) 0,18 0,18 4 2041 Hopfensee Südbucht (Trans 1) Abschnitt 5 BY 1 D_1 S 0,42 AK(s) 0,12 0,27 4 2652 Hopfensee Südwesten (Trans 2) Abschnitt 8 BY 1 AK(s) 0,26 0,26 4 2033 Abtsdorfer See Lauterbrunn (Trans 1) BY 2 D_1 S 0,54 AK(s) 0,50 0,52 3 2033 Abtsdorfer See Lauterbrunn (Trans 1) BY 2 D_1 H 0,24 AK(s) 0,50 0,37 3 2620 Abtsdorfer See Seemair (Trans 2) BY 2 AK(s) 0,50 0,50 3 2044 Großer Ostersee Abschnitt 51 `94 (Trans 1) BY 2 D_1 S 0,86 AK(s) 0,79 0,82 2 2044 Großer Ostersee Abschnitt 51 `94 (Trans 1) BY 2 D_1 H 0,83 AK(s) 0,79 0,81 2 2651 Großer Ostersee Abschnitt 58 `94 (Trans 5) BY 2 AK(s) 0,96 0,96 1

527 Seen Seen MP JZ Typ

PrStNr Gewässername Probestelle BuL M ÖZK D_Typ MD Typ MP M & P 2649 Großer Ostersee Abschnitt 64 `94 (Trans 3) BY 2 AK(s) 0,81 0,81 2 2648 Großer Ostersee Abschnitt 68 `94 (Trans 2) BY 2 AK(s) 0,91 0,91 1 2650 Großer Ostersee Abschnitt 79 `94 (Trans 4) BY 2 AK(s) 0,92 0,92 1 3164 Kirchsee Nordostufer Bad BY 2 D_1 S 0,64 0,64 2 3164 Kirchsee Nordostufer Bad BY 2 D_1 H 0,82 0,82 2 O-Ufer Diatomeen 3 Makrophy 2 2061 Lustsee BY 2 D_1 H 0,89 AK(s) 0,99 0,94 1 (Trans 1) O-Ufer Diatomeen 3 Makrophy 2 2061 Lustsee BY 2 D_1 S 0,90 AK(s) 0,99 0,95 1 (Trans 1) O-Ufer Süd LuR Diatomeen 4 2656 Lustsee BY 2 AK(s) 0,98 0,98 1 Makrophy 3 (Trans 2) W-Ufer Süd Diatomeen 7 Makro- 2657 Lustsee BY 2 D_1 S 0,91 AK(s) 0,99 0,95 1 phy 1 (Trans 3) W-Ufer Süd Diatomeen 7 Makro- 2657 Lustsee BY 2 D_1 H 0,90 AK(s) 0,99 0,95 1 phy 1 (Trans 3) 3165 Pelhamer See Südufer PeS BY 2 D_1 S 0,56 0,56 2 3165 Pelhamer See Südufer PeS BY 2 D_1 H 0,54 0,54 3 2631 Seehamer See Großseeham (Trans 2) BY 2 D_1 H 0,20 AK(s) 0,02 0,11 4 2631 Seehamer See Großseeham (Trans 2) BY 2 D_1 S 0,24 AK(s) 0,02 0,13 4 2632 Seehamer See Südufer westl Brandlberg (Trans 3) BY 2 AK(s) 0,11 0,11 4 2049 Seehamer See Zeltplatz Ostufer (Trans 1) BY 2 AK(s) 0,22 0,22 4 2660 Niedersonthofner See bei Zellen Nordufer (Trans 3) BY 3 AK(s) 0,24 0,24 4 2661 Niedersonthofner See Nordwestufer (Trans 4) BY 3 AK(s) 0,17 0,17 4 2659 Niedersonthofner See Südostufer (Trans 2) BY 3 AK(s) 0,24 0,24 4 2658 Niedersonthofner See Südwestufer (Trans 1) BY 3 AK(s) 0,32 0,32 3 2046 Riegsee Campingplatz Ostufer (Trans 1) BY 3 D_1 H 0,36 AK(s) 0,33 0,35 3 2046 Riegsee Campingplatz Ostufer (Trans 1) BY 3 D_1 S 0,43 AK(s) 0,33 0,38 3 2662 Riegsee Egling (Trans 2) BY 3 AK(s) 0,29 0,29 3 2663 Riegsee Neuegling (Trans 3) BY 3 AK(s) 0,49 0,49 3 2664 Riegsee Riegsee (Trans 4) BY 3 AK(s) 0,41 0,41 3 2669 Simssee Beuerberg (Trans 4) BY 3 AK(s) 0,40 0,40 3 2668 Simssee Brunnhaus (Trans 3) BY 3 AK(s) 0,51 0,51 2 2050 Simssee Edling (Trans 1) BY 3 AK(s) 0,40 0,40 3 3167 Simssee Simssee nördl Bad BY 3 D_1 H 0,41 0,41 3 3167 Simssee Simssee nördl Bad BY 3 D_1 S 0,51 0,51 3 2667 Simssee Simssee südl Bad (Trans 2) BY 3 AK(s) 0,42 0,42 3 2673 Staffelsee Insel Buchau (Trans 2) BY 3 AK(s) 0,46 0,46 3 2675 Staffelsee Insel Mühlwörth (Trans 4) BY 3 AK(s) 0,52 0,52 2 2051 Staffelsee Nordwestufer (Trans 1) BY 3 AK(s) 0,58 0,58 2 2674 Staffelsee Seehausen (Trans 3) BY 3 AK(s) 0,34 0,34 3 2717 Starnberger See Abschnitt 105 (Possenhofen) BY 3 AK(s) 0,43 0,43 3 2718 Starnberger See Abschnitt 130 (Garatshausen) BY 3 AK(s) 0,45 0,45 3 2707 Starnberger See Abschnitt 32 (nördl. Seeseiten) BY 3 AK(s) 0,51 0,51 2 2708 Starnberger See Abschnitt 44 (Seeshaupt) BY 3 AK(s) 0,29 0,29 3 2709 Starnberger See Abschnitt 56 (nördl. St. Heinrich) BY 3 AK(s) 0,54 0,54 2 2711 Starnberger See Abschnitt 67 (Hozhausen) BY 3 AK(s) 0,52 0,52 2 2712 Starnberger See Abschnitt 71 (Ammerland) BY 3 AK(s) 0,55 0,55 2 2713 Starnberger See Abschnitt 79 (Allmanshausen) BY 3 AK(s) 0,52 0,52 2

528 Seen Seen MP JZ Typ

PrStNr Gewässername Probestelle BuL M ÖZK D_Typ MD Typ MP M & P 2714 Starnberger See Abschnitt 83 (Leoni) BY 3 AK(s) 0,66 0,66 2 2715 Starnberger See Abschnitt 88 (Berg) BY 3 AK(s) 0,34 0,34 3 2716 Starnberger See Abschnitt 99 (südl. Starnberg) BY 3 AK(s) 0,55 0,55 2 Diatomeen 128 Makrophy 25 2052 Starnberger See BY 3 D_1 S 0,41 AK(s) 0,20 0,31 3 (Bernried) Diatomeen 128 Makrophy 25 2052 Starnberger See BY 3 D_1 H 0,38 AK(s) 0,20 0,29 3 (Bernried) 2892 Starnberger See Diatomeen 49a Makrophy 96 BY 3 D_1 H 0,12 0,12 4 2892 Starnberger See Diatomeen 49a Makrophy 96 BY 3 D_1 S 0,08 0,08 4 Diatomeen 84 Makrophy 61 2710 Starnberger See BY 3 D_1 H 0,71 AK(s) 0,54 0,63 2 (Ambach) Diatomeen 84 Makrophy 61 2710 Starnberger See BY 3 D_1 S 0,45 AK(s) 0,54 0,50 3 (Ambach) Diatomeen 11 MakrophyAb- 2676 Sulzberger See BY 3 AK(s) 0,03 0,03 4 schnitt 11 (Trans 2) Diatomeen 1a MakrophyAb- 2677 Sulzberger See BY 3 AK(s) 0,02 0,02 4 schnitt 1 (Trans 3) Diatomeen 7 MakrophyAbschnitt 2060 Sulzberger See BY 3 D_1 H 0,46 AK(s) 0,12 0,29 3 7 (Trans 1) Diatomeen 7 MakrophyAbschnitt 2060 Sulzberger See BY 3 D_1 S 0,52 AK(s) 0,12 0,32 3 7 (Trans 1) 2678 Tachinger See Abschnitt 2 (Trans 2) M BY 3 AK(s) 0,37 0,37 3 2053 Tachinger See Taching Bad Abschnitt 22 (Trans 1) BY 3 D_1 S 0,15 AK(s) 0,42 0,28 4 2053 Tachinger See Taching Bad Abschnitt 22 (Trans 1) BY 3 D_1 H 0,22 AK(s) 0,42 0,32 3 2055 Waginger See bei Kühnhausen WaK Makrophy 55 BY 3 D_1 S 0,08 AK(s) 0,21 0,15 4 2055 Waginger See bei Kühnhausen WaK Makrophy 55 BY 3 D_1 H 0,13 AK(s) 0,21 0,17 4 2682 Waginger See Makrophy 34 (Trans 4) BY 3 AK(s) 0,22 0,22 4 2683 Waginger See Makrophy 63 (Trans 3) BY 3 AK(s) 0,14 0,14 4 2688 Weißensee Moos (Trans 3) BY 3 AK(s) 0,84 0,84 2 2686 Weißensee Nordostufer (Trans 1) BY 3 AK(s) 0,16 0,16 4 2687 Weißensee Weißensee (Trans 2) BY 3 AK(s) 0,71 0,71 2 2636 Wörthsee Schlagenhofen (Trans 2) BY 3 AK(s) 0,88 0,88 1 3168 Wörthsee Südufer Bad Adria Grill BY 3 D_1 S 0,54 0,54 3 3168 Wörthsee Südufer Bad Adria Grill BY 3 D_1 H 0,34 0,34 3 2622 Alpsee bei Füssen Bad Sperbersau (Trans 2) BY 4 AK(s) 0,97 0,97 1 2623 Alpsee bei Füssen Nordufer, mittig (Trans 3) BY 4 AK(s) 0,95 0,95 1 2624 Alpsee bei Füssen Steilwand Berzenkopf (Trans 4) BY 4 AK(s) 1,00 1,00 1 2034 Alpsee bei Füssen Südostufer (Trans 1) BY 4 D_1 H 0,73 AK(s) 0,88 0,81 2 2034 Alpsee bei Füssen Südostufer (Trans 1) BY 4 D_1 S 0,90 AK(s) 0,88 0,89 1 2036 Ammersee bei Stegen (Diat 13) BY 4 D_1 S 0,54 0,54 3 2036 Ammersee bei Stegen (Diat 13) BY 4 D_1 H 0,46 0,46 3 3237 Ammersee Diat 11 BY 4 D_1 S 0,16 0,16 4 3237 Ammersee Diat 11 BY 4 D_1 H 0,21 0,21 4 3236 Ammersee Diat 3 BY 4 D_1 S 0,19 0,19 4 2037 Chiemsee Abschnitt 10 (Egerer) BY 4 AK(s) 0,52 0,52 2 Abschnitt 130 Diat 3 (Bucht bei 2697 Chiemsee BY 4 D_1 S 0,90 AK(s) 0,56 0,73 2 Breitenbrunn) Abschnitt 130 Diat 3 (Bucht bei 2697 Chiemsee BY 4 D_1 H 0,80 AK(s) 0,56 0,68 2 Breitenbrunn)

529 Seen Seen MP JZ Typ

PrStNr Gewässername Probestelle BuL M ÖZK D_Typ MD Typ MP M & P 2698 Chiemsee Abschnitt 134 (Bad) BY 4 AK(s) 0,42 0,42 3 2699 Chiemsee Abschnitt 145 (Gstadt) BY 4 AK(s) 0,65 0,65 2 2700 Chiemsee Abschnitt 152 (Gollershausen) BY 4 AK(s) 0,65 0,65 2 Abschnitt 159 (Campingplatz, 2701 Chiemsee BY 4 AK(s) 0,58 0,58 2 Lambach) 2702 Chiemsee Abschnitt 176 (Herreninsel) BY 4 AK(s) 0,65 0,65 2 2703 Chiemsee Abschnitt 189 (Frauenchiemsee) BY 4 AK(s) 0,67 0,67 2 897 Chiemsee Abschnitt 2 (Seebruck) BY 4 AK(s) 0,70 0,70 2 2691 Chiemsee Abschnitt 21 (Chieming) BY 4 AK(s) 0,11 0,11 4 2692 Chiemsee Abschnitt 41 (nördl. Feldwies) BY 4 AK(s) 0,75 0,75 2 2693 Chiemsee Abschnitt 54 (Übersee) BY 4 AK(s) 0,50 0,50 3 2694 Chiemsee Abschnitt 71 (Bernau) BY 4 AK(s) 0,45 0,45 3 2695 Chiemsee Abschnitt 85 (Mühlbach) BY 4 AK(s) 0,56 0,56 2 2696 Chiemsee Abschnitt 94 (Prien) BY 4 AK(s) 0,67 0,67 2 2807 Chiemsee Herreninsel W-Ufer BY 4 D_1 S 0,84 0,84 1 2807 Chiemsee Herreninsel W-Ufer BY 4 D_1 H 0,90 0,90 1 2806 Chiemsee Südlich Gstadt BY 4 D_1 H 0,85 0,85 1 2806 Chiemsee Südlich Gstadt BY 4 D_1 S 0,74 0,74 2 2183 Funtensee Diatomeenprobenstelle 1 BY 4 D_1 S 0,77 0,77 2 2184 Funtensee Diatomeenprobenstelle 2 BY 4 D_1 S 0,72 0,72 2 Großer Alpsee bei 2452 Hintersee (Trans 2) BY 4 AK(s) 0,26 0,26 4 Immenstadt Großer Alpsee bei 2035 Nordwestufer (Trans 1) BY 4 AK(s) 0,29 0,29 3 Immenstadt Großer Alpsee bei 3162 Ostufer BY 4 D_1 H 0,61 0,61 2 Immenstadt Großer Alpsee bei 3162 Ostufer BY 4 D_1 S 0,31 0,31 3 Immenstadt Großer Alpsee bei 2647 westlich Gschwend (Trans 3) BY 4 D_1 H 0,42 AK(s) 0,47 0,45 3 Immenstadt Großer Alpsee bei 2647 westlich Gschwend (Trans 3) BY 4 S AK(s) 0,47 0,47 3 Immenstadt 2185 Grünsee Diatomeenprobenstelle 1 BY 4 D_1 S 0,84 0,84 1 2186 Grünsee Diatomeenprobenstelle 2 BY 4 D_1 S 0,80 0,80 2 2187 Grünsee Diatomeenprobenstelle 4 BY 4 D_1 S 0,77 0,77 2 2654 Kochelsee Abschnitt 17 (Trans 2) BY 4 AK(s) 0,34 0,34 3 2042 Kochelsee Abschnitt 20 (Trans 1) BY 4 AK(s) 0,19 0,19 4 Archenwand Diatomeenproben- 2190 Königssee BY 4 D_1 H 0,92 0,92 1 stelle 2 Makrophy 19 Archenwand Diatomeenproben- 2190 Königssee BY 4 D_1 S 0,92 0,92 1 stelle 2 Makrophy 19 Kreuzelwand Diatomeenproben- 2043 Königssee BY 4 D_1 S 0,91 AK(s) 0,83 0,87 1 stelle 1 Makrophy 19 Kreuzelwand Diatomeenproben- 2043 Königssee BY 4 D_1 H 0,91 AK(s) 0,83 0,87 1 stelle 1 Makrophy 19 2822 Königssee Makrophytenabschnitt 13 BY 4 AK(s) 0,68 0,68 2 2823 Königssee Makrophytenabschnitt 17 BY 4 AK(s) 0,91 0,91 1 2821 Königssee Makrophytenabschnitt 3 BY 4 AK(s) 0,80 0,80 2 FischunkelalmMakrophyten- 2825 Obersee BY 4 AK(s) 0,85 0,85 2 abschnitt 2

530 Seen Seen MP JZ Typ

PrStNr Gewässername Probestelle BuL M ÖZK D_Typ MD Typ MP M & P 2824 Obersee SW-Ufer Makrophytenabschnitt 1 BY 4 AK(s) 0,99 0,99 1 2826 Obersee Westufer Makrophytenabschnitt 4 BY 4 AK(s) 1,00 1,00 1 2451 Schliersee Badeplatz westl Insel (Trans 2) BY 4 AK(s) 0,72 0,72 2 2665 Schliersee Insel Wörth (Trans 3) BY 4 AK(s) 0,67 0,67 2 2048 Schliersee Krainsbergkogel (Trans 1) BY 4 AK(s) 0,53 0,53 2 2666 Schliersee Ostufer (Trans 4) BY 4 D_1 H 0,49 AK(s) 0,54 0,51 3 2666 Schliersee Ostufer (Trans 4) BY 4 D_1 S 0,55 AK(s) 0,54 0,55 2 3166 Schliersee Südufer BY 4 D_1 H 0,64 0,64 2 3166 Schliersee Südufer BY 4 D_1 S 0,66 0,66 2 2188 Schwarzensee Diatomeenprobenstelle 1 BY 4 D_1 S 0,83 0,83 1 2189 Schwarzensee Diatomeenprobenstelle 2 BY 4 D_1 S 0,90 0,90 1 2671 Spitzingsee Makrophy 1 (Trans 2) Diatomeen 1 BY 4 AK(s) 0,37 0,37 3 Makrophy 14 (Trans 3) Diatomeen 2672 Spitzingsee BY 4 AK(s) 0,51 0,51 2 12 Makrophy 17 (Trans 1) Diatomeen 2670 Spitzingsee BY 4 AK(s) 0,21 0,21 4 8 2679 Tegernsee Nordostufer (Trans 2) Makrophy 4 BY 4 AK(s) 0,59 0,59 2 Nordwestufer (Trans 1) Makro- 2054 Tegernsee BY 4 AK(s) 0,56 0,56 2 phy 53 Nordwestufer (Trans 1) Makro- 2054 Tegernsee BY 4 AK(s) 0,66 0,66 2 phy 53 2680 Tegernsee Ostufer (Trans 3) TeO Makrophy 6 BY 4 D_1 H 0,57 AK(s) 0,42 0,50 3 2680 Tegernsee Ostufer (Trans 3) TeO Makrophy 6 BY 4 D_1 S 0,58 AK(s) 0,42 0,50 3 Yachtclub Westufer (Trans 4) Ma- 2681 Tegernsee BY 4 AK(s) 0,35 0,35 3 krophy 50 2685 Walchensee Insel Sassau (Trans 2) BY 4 AK(s) 0,87 0,87 1 Nördlich Sassau Diatomeen- 2213 Walchensee BY 4 D_1 H 0,83 AK(s) 0,83 0,83 2 probenstelle 14 Nördlich Sassau Diatomeen- 2213 Walchensee BY 4 D_1 S 0,83 AK(s) 0,83 0,83 2 probenstelle 14 2684 Walchensee östlich Walchensee (Trans 1) BY 4 AK(s) 0,53 0,53 2 2057 Weitsee Nordostufer (Trans 1) BY 4 D_1 S 0,90 AK(s) 0,93 0,91 1 2057 Weitsee Nordostufer (Trans 1) BY 4 D_1 H 0,92 AK(s) 0,93 0,92 1 2635 Weitsee Nordwestufer (Trans 4) BY 4 AK(s) 0,99 0,99 1 2481 Barniner See Barnin (Trans 1) MV 10 D_3 S 0,11 TKg 0,50* 0,11 3 2481 Barniner See Barnin (Trans 1) MV 10 D_3 H 0,12 TKg 0,50* 0,12 3 2475 Dabelowsee Landzunge (Trans 1) MV 10 D_3 S 0,09 TKg 0,54 0,31 3 2475 Dabelowsee Landzunge (Trans 1) MV 10 D_3 H 0,10 TKg 0,54 0,32 3 3093 Dabelowsee Südufer (Transekt 2) MV 10 TKg 0,51 0,51 2 2465 Großer Kiever See Nordostufer MV 11 D_4 H 0,15 0,15 4 2465 Großer Kiever See Nordostufer MV 11 D_4 S 0,23 0,23 3 2463 Großer Kulowsee Ostufer MV 11 D_4 S 0,92 0,92 1 2463 Großer Kulowsee Ostufer MV 11 D_4 H 0,93 0,93 1 3094 Großer Peetscher See Nordufer (Trans 2) MV 11 TKp 0,00 0,00 3 3095 Großer Peetscher See Südufer Bootshaus (Trans 3) MV 11 TKp 0,00 0,00 3 2453 Großer Peetscher See Südufer Pferdeweide (Trans 1) MV 11 D_4 H 0,28 TKp 0,08 0,18 3 2453 Großer Peetscher See Südufer Pferdeweide (Trans 1) MV 11 D_4 S 0,24 TKp 0,08 0,16 3 2454 Lenzener See Nördliche Landzunge (Trans 2) MV 11 D_4 S 0,60 TKp 0,96 0,78 1

531 Seen Seen MP JZ Typ

PrStNr Gewässername Probestelle BuL M ÖZK D_Typ MD Typ MP M & P 2454 Lenzener See Nördliche Landzunge (Trans 2) MV 11 D_4 H 0,50 TKp 0,96 0,73 1 3100 Lenzener See Südliche Landzunge (Trans 1) MV 11 TKp 0,92 0,92 1 2457 Malkwitzer See Malkwitz (Trans 1) MV 11 D_4 H 0,71 TKp 0,65 0,68 1 2457 Malkwitzer See Malkwitz (Trans 1) MV 11 D_4 S 0,75 TKp 0,65 0,70 1 3102 Malkwitzer See Ostufer (Transekt 3) MV 11 TKp 0,78 0,78 1 3101 Malkwitzer See Westufer (Transekt 2) MV 11 TKp 0,71 0,71 1 2455 Treptowsee Nordostufer (Trans 1) MV 11 D_4 S 0,70 0,70 1 2455 Treptowsee Nordostufer (Trans 1) MV 11 D_4 H 0,63 0,63 1 2460 Upahler See Klein Upahl MV 11 D_4 H 0,35 0,35 3 2460 Upahler See Klein Upahl MV 11 D_4 S 0,44 0,44 2 2471 Breiter Luzin Feldberger Hütte Bad (Trans 1) MV 13 D_3 H 0,22 TKg 0,78 0,50 2 2471 Breiter Luzin Feldberger Hütte Bad (Trans 1) MV 13 D_3 S 0,22 TKg 0,78 0,50 2 3096 Pinnower See Nordwestufer (Transekt 1) MV 13 TKg 0,48 0,48 3 3097 Pinnower See Ostufer (Transekt 3) MV 13 TKg 0,59 0,59 2 2468 Pinnower See Südufer Wasserwerk (Trans 2) MV 13 D_3 H 0,14 TKg 0,72 0,43 2 2468 Pinnower See Südufer Wasserwerk (Trans 2) MV 13 D_3 S 0,19 TKg 0,72 0,46 3 3103 Schaalsee Ostufer (Transekt 2) MV 13 TKg 0,45 0,45 3 2467 Schaalsee Zarrentin Bad (Trans 1) MV 13 D_3 S 0,09 TKg 0,41 0,25 4 2467 Schaalsee Zarrentin Bad (Trans 1) MV 13 D_3 H 0,10 TKg 0,41 0,26 3 2456 Außenmüritz Klink südlich Waren (Trans 1) MV 14 S TKp 0,80 0,80 1 2456 Außenmüritz Klink südlich Waren (Trans 1) MV 14 H TKp 0,80 0,80 1 3091 Außenmüritz Sembzin (Transekt 2) MV 14 TKp 0,82 0,82 1 3099 Großer Wariner See Nordbucht (Trans 3) MV 14 TKp 0,00 0,00 2 2459 Großer Wariner See Warin Bad (Trans 1) MV 14 S TKp 0,00 0,00 2 2459 Großer Wariner See Warin Bad (Trans 1) MV 14 H TKp 0,00 0,00 2 3098 Großer Wariner See Westufer (Trans 2) MV 14 TKp 0,00 0,00 3 1117 Dümmer Dümmmerlohausen Bad (Trans 1) NI 11 D_4 H 0,11 0,11 4 1117 Dümmer Dümmmerlohausen Bad (Trans 1) NI 11 D_4 S 0,18 0,18 4 1118 Steinhuder Meer Steinhude NI 11 D_4 S 0,25 0,25 3 1118 Steinhuder Meer Steinhude NI 11 D_4 H 0,24 0,24 3 2448 Laacher See Nordostufer (Trans 2) RP 7 AK(s) 0,23 0,23 4 3161 Laacher See Nordufer Campingplatz RP 7 H 0,17 0,17 5 3161 Laacher See Nordufer Campingplatz RP 7 S 0,14 0,14 5 1004 Laacher See Nordwestufer (Trans 1) RP 7 AK(s) 0,44 0,44 3 3160 Laacher See Süwestufer Bootsanlegestelle RP 7 H 0,14 0,14 5 3160 Laacher See Süwestufer Bootsanlegestelle RP 7 S 0,12 0,12 5 2444 Immerather Maar Nordwestufer (Trans 1) RP 9 D_2 H 0,02 MTS 0,00* 0,02 4 2444 Immerather Maar Nordwestufer (Trans 1) RP 9 D_2 S 0,02 MTS 0,00* 0,02 4 1007 Pulvermaar Nordufer Campingplatz (Trans 1) RP 9 MTS 0,82 0,82 2 2641 Pulvermaar Südostufer (Trans 3) RP 9 MTS 0,70 0,70 2 2640 Pulvermaar Westufer (Trans 2) RP 9 D_2 S 0,34 MTS 0,69 0,52 3 2640 Pulvermaar Westufer (Trans 2) RP 9 D_2 H 0,39 MTS 0,69 0,54 3 Schalkenmehrener 2644 Nordostufer (Trans 3) RP 9 MTS 0,11 0,11 4 Maar Schalkenmehrener 2643 Südufer (Trans 2) RP 9 MTS 0,01 0,01 4 Maar

532 Seen Seen MP JZ Typ

PrStNr Gewässername Probestelle BuL M ÖZK D_Typ MD Typ MP M & P Schalkenmehrener 2450 Westufer (Trans 1) RP 9 D_2 S 0,15 MTS 0,17 0,16 4 Maar Schalkenmehrener 2450 Westufer (Trans 1) RP 9 H MTS 0,17 0,17 4 Maar 1005 Weinfelder Maar Nordostufer (Trans 1) RP 9 MTS 0,95 0,95 2 2639 Weinfelder Maar Nordufer uh Kapelle (Trans 2) RP 9 D_2 H 0,63 MTS 0,93 0,78 2 2639 Weinfelder Maar Nordufer uh Kapelle (Trans 2) RP 9 D_2 S 0,60 MTS 0,93 0,77 2 979 Arenholzer See Bad Nordostbucht (Trans 1) SH 11 D_4 H 0,24 TKp 0,00 0,12 3 979 Arenholzer See Bad Nordostbucht (Trans 1) SH 11 D_4 S 0,35 TKp 0,00 0,18 3 3107 Arenholzer See westlich vom Bad (Trans 2) SH 11 TKp 0,04 0,04 3 3158 Südensee Südenseehof SH 11 D_4 S 0,29 0,29 3 3158 Südensee Südenseehof SH 11 D_4 H 0,21 0,21 3 3111 Großer Plöner See Koppelsberg (Transekt 2) SH 13 TKg 0,50 0,50 3 965 Großer Plöner See Spitzenort (Trans 1) SH 13 D_3 S 0,07 TKg 0,50 0,28 3 965 Großer Plöner See Spitzenort (Trans 1) SH 13 D_3 H 0,06 TKg 0,50 0,28 3 3114 Selenter See Adelinental (Transekt 2) SH 13 TKg 0,58 0,58 2 960 Selenter See Grabensee Bad (Trans 1) SH 13 D_3 H 0,07 TKg 0,50 0,29 3 960 Selenter See Grabensee Bad (Trans 1) SH 13 D_3 S 0,10 TKg 0,50 0,30 3 962 Suhrer See Niederkleveez (Trans 1) SH 13 D_3 S 0,13 TKg 0,63 0,38 2 962 Suhrer See Niederkleveez (Trans 1) SH 13 D_3 H 0,25 TKg 0,63 0,44 2 3115 Suhrer See Nordufer (Transekt 2) SH 13 TKg 0,70 0,70 1 963 Wittensee Bünsdorf (Trans 1) SH 13 D_3 H 0,13 TKg 0,30 0,22 4 963 Wittensee Bünsdorf (Trans 1) SH 13 D_3 S 0,14 TKg 0,30 0,22 4 3116 Wittensee Bünsdorf Nord (Transekt 2) SH 13 TKg 0,37 0,37 4 3110 Dobersdorfer See Bad Tökendorf (Transekt 3) SH 14 TKp 0,00 0,00 3 3108 Dobersdorfer See Ziegelhof (Transekt 1) SH 14 TKp 0,16 0,16 2

533 7.5 Handlungsanweisung zur Bewertung von Seen mit Hilfe der Biokomponente Makrophyten & Phyto- benthos im Sinne der WRRL

Die hier vorgestellten Bewertungsverfahren wurden anhand einer begrenzten Anzahl von Probe- stellen im Rahmen eines Untersuchungsprogramms entwickelt. Dabei wurden Organismen in In- dikations-Gruppen eingeteilt. Die entstandenen Listen wurden durch Literaturwissen ergänzt. Die- se Artenlisten können Lücken oder Fehler aufweisen, die sich erst im Zuge der Anwendung erkennen lassen. Eine eventuell nötwendige Anpassung der Einteilungen muss unbedingt und ausschließlich an einer zentralen Stelle im Zusammenarbeit mit Spezialisten erfolgen. Idea- lerweise sollten hierfür die Bearbeiter des Projektes, in Zusammenarbeit mit dem Bayeri- schen Landesamt für Wasserwirtschaft, herangezogen werden.

7.5.1 Probenahme und Ermittlung der Makrophyten & Phyto- benthos-Biozönose Die Probenahme wird zweimal pro Jahr durchgeführt, einmal im Sommer, zur Hauptvegetations- zeit der Makrophyten (gewöhnlich Mitte Juni bis Mitte September). Das zweite Mal im Oktober oder November. Die Makrophytenvegetation ist nur im Sommer relevant. An beiden Terminen werden Diatomeenproben genommen und für die Aufbereitung aufbewahrt. Die Lage der Probestelle sollte möglichst genau in topographische Karten der Maßstäbe 1:25 000 bzw. 1:50 000 eingetragen werden, aus denen später die Rechts- und Hochwerte der Probestellen ermittelt werden können. Im Optimalfall können die Koordinaten mittels eines GPS-Gerätes direkt abgelesen werden. Dann sollten Anfangs- und Endpunkt des Untersuchungsabschnittes so genau wie möglich festgehalten werden. Der erste Schritt der Probenahme ist die genaue Bestimmung der Probestellen. Dazu wird das Gewässer vom Ufer aus begutachtet und nach den Kriterien aus dem Kapitel „Festlegung der Pro- bestellen“, Seite 535, die Probestellen für die Makrophytenuntersuchung festgelegt. Die Diatomeenprobenahme findet vor der Kartierung der Makrophytenvegetation statt, um das Probenmaterial aus einem möglichst ungestörten Bereich des Sediments entnehmen zu können. Alle Untersuchungen und Probenahmen sind möglichst schonend durchzuführen, es ist darauf zu achten, die Bestände der anderen Organismengruppen nicht zu zerstören.

7.5.1.1 Makrophyten

Vorbemerkung Die vorliegende Handlungsanweisung wurde aus der im vorliegenden Projekt angewandten Kar- tierungsmethode für Makrophyten in Seen entwickelt. Sie stellt die Minimalanforderung für die Bewertung von Seen anhand ihrer makrophytischen Wasserpflanzenvegetation dar. Auch wenn es zur Bewertung der Stelle ausreicht, zusätzlich zur Vegetation Steilheit und Sub- stratart zu erfassen, ist die Aufnahme weiterer Standortfaktoren der zu untersuchenden Stellen dennoch empfehlenswert. Der zusätzliche Aufwand ist gering und in manchen Fällen lassen sich

534 dadurch wertvolle Hinweise ableiten z. B. über natürliche Ursachen für das Fehlen der Vegetation an einer Stelle. Des Weiteren ermöglichen diese Angaben die Bereitstellung einer ebenso umfassenden und flä- chendeckenden Datengrundlage für Makrophyten in Seen, wie sie für Makrozoobenthos in Fließ- gewässern durch die konsequente Anwendung des Saprobienindex bereits existiert.

Materialien zur Durchführung der Kartierung • Boot mit angemessener Sicherheitsausrüstung • Tiefenkarten und topographische Karten 1:25 000 bzw. 1:50 000 (z. B. CD-Atlas 25 GISCAD (1998a, 1998b) oder TOP 200 des BUNDESAMTES FÜR KARTOGRAPHIE UND GEODÄSIE (1998). • Wathose bzw. Schnorchelausrüstung im Flachwasserbereich • Sichtkasten • Beidseitiger mit einem Gewicht (z. B. Tauchblei) beschwerter Rechen (Rechenkopf: 59 cm, Zinkenabstand 2 cm; modifiziert nach DEPPE & LATHROP 1993). Ein am Rechen- stiel befestigtes Seil mit Markierungen in Meterabständen erlaubt die Beprobung von de- finierten Tiefenbereichen. Es ist sicher zu stellen, dass sich das Seil im Wasser nicht aus- dehnt. • Bodengreifer (Ekman-Birge) und passender Eimer (auch zur Untersuchung des Substra- tes) • Ergebnisse früherer Makrophytenkartierungen, falls vorhanden • Kartierprotokolle und Bleistifte • Exemplar der Handlungsanweisung • Fotoapparat und Filme • Kühlbox mit Gefrierakkus • Tüten, Etiketten, Klammern, Papier für Moos-Herbarbelege • Herbarpresse und Zubehör • Bestimmungsliteratur (s. u.) • Lupe • (tragbares) Stereomikroskop und Zubehör

Bestimmungsliteratur (Auswahl) • CASPER & KRAUSCH (1980, 1981) • KLAPP & OPITZ VON BOBERFELD (1990) • KRAUSCH (1996) • KRAUSE (1997) • ROTHMALER (1994a, 1994b) • SCHMEIL (1993)

Festlegung der Probestellen Die Frage, wie viele Stellen für die Bewertung des Gesamtgewässers untersucht werden müssen, konnte im Rahmen des Projektes nicht beantwortet werden. Hierfür sind beispielsweise statistische Auswertungen von Gesamtkartierungen an Seen geeignet. Aufgrund der bisher gesammelten Erfahrungen wird jedoch empfohlen, bei der Auswahl der Gewässerstellen darauf zu achten, die für den See charakteristischen Stellen zu erfassen, also alle wesentlichen Makrophytenhabitate

535 durch die Untersuchung von Stellen verschiedener Morphologie, Exposition, Substratart, Uferbe- schaffenheit, Umlandnutzung, etc. zu berücksichtigen. Das Verhältnis der unterschiedlichen Standorte zueinander sollte dabei grob berücksichtigt werden. Sind z. B. 30 % der Uferlinie flach mit feinem Sediment und 70 % steil mit grobem Substrat, so sollte das Verhältnis unter den untersuchten Stellen ebenfalls 1:2 betragen. Die Lage der Probestelle sollte möglichst genau in topographische Karten der Maßstäbe 1:25 000 bzw. 1:50 000 eingetragen werden, aus denen später die Rechts- und Hochwerte der Probestellen ermittelt werden können. Im Optimalfall können die Koordinaten mittels eines GPS-Gerätes direkt abgelesen werden. Dann sollten Anfangs- und Endpunkt des Untersuchungsabschnittes am Ufer sowie die Grenze der Tiefenverbreitung so genau wie möglich festgehalten werden.

Kartieranleitung

Vorbemerkung Die beschriebene Methodik bietet ein einfach durchzuführendes, kostengünstiges Probename- verfahren, das in dem Großteil der Gewässer problemlos anwendbar ist. Unter besonderen Bedin- gungen wie starkem Wind (ab Windstärke 3 bzw. 4) kann sich jedoch die Durchführung einer Tauchkartierung als sinnvoller erweisen (KIELER INSTITUT FÜR LANDSCHAFTSÖKOLOGIE 2002). Die Kartierung der Makrophytenvegetation erfolgt einmalig in der Hauptvegetationsperiode (Ende Juni bis Anfang September). Erfasst werden alle submersen sowie unter der Mittelwasserlinie wurzelnden makrophytischen Wasserpflanzen (Characeen, Wassermoose und Gefäßpflanzen). An jeder ausgewählten Stelle wird ein Bandtransekt von 20–30 m Breite senkrecht zur Uferlinie untersucht, das innerhalb eines ökologisch homogenen Litoralabschnitts liegt. Besondere Beachtung wird dabei Ufermorphologie und -nutzung sowie der Sedimentzusammensetzung beigemessen. Auch sollen die Untersuchungsflächen eine einheitliche Zusammensetzung der Makrophytenvege- tation aufweisen. Die Transekte können entweder von Tauchern oder mit geeigneten Geräten vom Boot aus kartiert werden. Entsprechend der Abschnittskartierung (vgl. MELZER & SCHNEIDER 2001) erfolgt die Einteilung in vier Tiefenstufen (0–1 m, 1–2 m, 2–4 m und 4 m bis zur unteren Vegetationsgrenze). In jeder Tiefenstufe wird die beobachtete Häufigkeit jeder Art anhand der fünfstufigen Skala nach KOHLER (1978, Tabelle 288) bewertet und in den Aufnahmebogen (Abbildung 134) eingetragen.

Tabelle 288 Pflanzenmengenskala nach KOHLER (1978)

Pflanzenmenge Beschreibung 1 sehr selten 2selten 3verbreitet 4häufig 5 massenhaft

536 Feldprotokoll Makrophyten Seen – Makrophytenkartierung (Makrophyten- & Phytobenthos-Bewertung gemäß EG-WRRL 2003; grau unterlegte Felder optional)

Lage der Probestelle Probenahme Methode Gewässername Probestelle

nächstgelegene Ortschaft Verwendete Geräte

Bearbeiter

Probestellen-Nr. Befund-Nr.

Rechtswert Hochwert Tiefe tiefste beprobte Stelle m Vegetationsgrenze m TK-Blatt-Nr. Erhebungsdatum

Gefundene Arten Häufigkeit (1–5) in der Tiefenstufe Röhricht 0–1 m 1–2 m 2–4 m > 4 m

Schwimmblattpflanzen

submerse Arten

Abbildung 134 Kartierprotokoll für Makrophyten in Seen

537 Zusätzlich werden Angaben zur Wuchsform (submerses oder emerses Wachstum) der Pflanzen notiert. Arten, die sowohl submers als auch emers im Gewässer vorkommen können werden gegebenenfalls zweimal in die Artliste aufgenommen. Die Tiefe der Vegetationsgrenze sowie die am tiefsten vorkommende Art wird ebenfalls notiert. Von schwer bestimmbaren Arten werden Proben entnommen, die unter dem Stereo- bzw. Licht- mikroskop nachbestimmt und gegebenenfalls herbarisiert werden. Moose können in so genannten „Mooskapseln“ oder Briefumschlägen aufbewahrt und getrocknet werden. Auch wenn es zur Bewertung der Stelle nicht erforderlich ist, ist die Aufnahme wesentlicher Standortfaktoren der zu untersuchenden Stellen dennoch empfehlenswert. Der zusätzliche Auf- wand ist gering und in manchen Fällen lassen sich dadurch wertvolle Hinweise ableiten z. B. über natürliche Ursachen für das Fehlen der Vegetation an einer Stelle.

Zur Erhebung dient ein von SCHOLZE et al. (2003) entwickelter zweiteiliger Aufnahmebogen. In der Uferbeschreibung (Abbildung 135 und Abbildung 136) werden Bewuchs, Nutzung, Ufer- beschaffenheit sowie Besonderheiten erfasst. Die Litoralbeschreibung (Abbildung 137 und Abbildung 138) berücksichtigt wesentliche gewässerinterne Faktoren bezogen auf die untersuchten Tiefenstufen. Erhoben werden die Zusammensetzung des Substrates und der Sedimentauflage, Strukturelemente, Aufwuchs, Gefälle, Besonderheiten sowie im Flachwasser die Beschattung (Tabelle 289).

Tabelle 289 Beschattungsskala nach WÖRLEIN (1992)

Stufe Beschreibung Erläuterung 1 vollsonnig Sonne von deren Auf- bis Untergang in der überwiegenden Zeit zwischen Sonnenauf- und Sonnenuntergang, 2 sonnig immer jedoch in den wärmsten Stunden des Tages in voller Sonne 3 absonnig überwiegend in der Sonne, in den heißesten Stunden jedoch im Schatten 4 halbschattig mehr als die Tageshälfte und immer während der Mittagszeit beschattet 5 schattig voller Schatten unter Bäumen

538 Feldprotokoll Makrophyten Seen – Uferbeschreibung (Makrophyten- & Phytobenthos-Bewertung gemäß EG-WRRL 2003; grau unterlegte Felder optional)

Lage der Probestelle Allg. Beschreibung der Probestelle

Gewässername Probestelle Beschreibung des Transekts

nächstgelegene Ortschaft

Bearbeiter Breite des Transsekts m

Wasserstand Trübung minimal m ungetrübt, klar Probestellen-Nr. Befund-Nr. aktuell m mittel stark getrübt

Exposition Rechtswert Hochwert Himmelsrichtung

Film/Foto-Nr. TK-Blatt-Nr. Erhebungsdatum

Uferbewuchs Anteil im Anteil im Ufersaum (0–5 m) Gewässerumfeld (5–20 m) Wald standortgerecht % %

standortfremd % % Gehölzsaum standortgerecht % % standortfremd % % Gebüsch, Einzelgehölze standortgerecht % % standortfremd % % Röhricht, Großseggenriede % %

Hochstauden-/Krautflur nass-feucht % % nitrophytisch % % mit Neophyten % % Nass- und Streuwiesen (extensiv) % % Wiesen mittlerer Standorte (extensiv) % % Wiesen (intensiv) % % Weiden % % 1. Ackerland; 2. Garten % % Rasenflächen % %

Pionier-, Trittvegetation, Brache % % Mauervegetation % % vegetationsfreie Flächen % %

Abbildung 135 Kartierprotokoll zur Uferbeschreibung von Seen (Seite 1)

539 Ufernutzung Anteil im Anteil im Ufersaum (0–5 m) Gewässerumfeld (5–20 m) Industrie-/ Gewerbeflächen, Werften % %

Wohnbauflächen (geschlossene Bebauung) % % Lockere Bebauung (Bootshäuser, Hütten) % % 1. Parkanlage; 2. Sportplatz; 3. Camping; 4. Golfplatz; 5. Freibad % %

Badebereich % % Hafen-/Steganlage % % Wiesenliegeplatz für Boote % %

Verkehrsflächen KFZ (Autobahn, Straßen, Parkplatz) % % Verkehrsflächen sonstige (Rad-/Fußwege, Anleger) % % Kiesflächen % %

Sandflächen % %

Uferbeschaffenheit Uferbesonderheiten Anteil t Steilufer, Böschung, Ufermauer (landseitig) % g Flachufer (landseitig) % einzeln vermehr häufi Uferlinie gerade % Treib-/Totholzansammlungen

gebuchtet % „wilde“ Lager- Feuer- o. Badeplätze Uferverbau (Grenze Land–Wasser) mit: Müll, Unrat, Verunreinigungen 1. Steine/Blöcke; 2. Beton-/Steinmauer; % 3. Holz; 4. Stahl; 5. Sonstiges

Abbildung 136 Kartierprotokoll zur Uferbeschreibung von Seen (Seite 2)

540 Feldprotokoll Makrophyten Seen – Litoralbeschreibung (Makrophyten- & Phytobenthos-Bewertung gemäß EG-WRRL 2003; grau unterlegte Felder optional)

Lage der Probestelle Sediment/Substrat Häufigkeit (%) in der Tiefenstufe Gewässername Probestelle 0–1 m 1–2 m 2–4 m > 4 m Fels (anstehend) % % % % Blöcke (> 50 cm) % % % % nächstgelegene Ortschaft Steine (10–50 cm) % % % % Grobkies (2–10 cm) % % % % Bearbeiter Feinkies (0,2–2 cm) % % % % Sand % % % % Seekreide % % % % Probestellen-Nr. Befund-Nr. Sandmudde % % % % Kalkmudde % % % % Rechtswert Hochwert Detritusmudde % % % % Torfmudde % % % %

TK-Blatt-Nr. Erhebungsdatum Sapropel % % % % Röhrichtstoppeln % %

Sedimentauflage Strukturelemente Häufigkeit (%) in der Tiefenstufe Häufigkeit (1–5) in der Tiefenstufe 0–1 m 1–2 m 2–4 m > 4 m 0–1 m 1–2 m 2–4 m > 4 m Org. unzersetzt % % % % Steilabbruch < 0,5 m Grobdetritus % % % % Steilabbruch > 0,5 m Mitteldetritus % % % % Schwingrasen Feindetritus % % % % Baumwurzelgeflecht Muschelschalen % % % % Röhrichtstoppelfelder % % % % Überhängende Vegetat. Totholz Steine Aufwuchs Natürl. Kiesflächen Häufigkeit (1–5) in der Tiefenstufe Künstl. Kiesaufschüttung 0–1 m 1–2 m 2–4 m > 4 m fädige Grünalgen sonst. Grünalgen Gefälle Blaualgen Tiefenstufe 0–1 m 1–2 m 2–4 m > 4 m Breite der Uferbank m m m m

Abbildung 137 Kartierprotokoll zur Litoralbeschreibung von Seen (Seite 1)

541 Gewässerbesonderheiten

Häufigkeit (1–5) in der Tiefenstufe Anzahl 0–1 m 1–2 m 2–4 m > 4 m Zufluss (Graben, Bach, Fluss) Trittschäden Einleiter (Drainage, Rohre) Ankerbojen/Ankerschäden Boots-/Badestege Grundwasserzutritt Reusen, Netzanlagen Müll, Unrat, Verunreinigungen Schwemmfächer Teich-/Malermuschel lebend Hafen/Steganlage tot Alt-/Totarme Dreikantmuschel

Anmerkungen

Abbildung 138 Kartierprotokoll zur Litoralbeschreibung von Seen (Seite 2)

542 7.5.1.2 Diatomeen

Zeiträume der Probenahme In Seen wird eine zweimalige Untersuchung im Verlauf des Sommers und des Herbstes empfohlen. Sowohl Winter- als auch Frühjahrsaspekt sind zu einer Bewertung nicht geeignet (siehe Ka- pitel „Einfluss der jahreszeitlichen Entwicklung der Gesellschaften auf die Bewertung in Seen“, Seite 513).

Probenahme in Seen Die Probenahme im Seenlitoral entspricht weitgehend derjenigen in langsam fließenden Gewäs- sern. Bevorzugt werden Steine vorsichtig in ihrer ursprünglichen Lage entnommen und der Auf- wuchs bzw. die Sedimentauflage mit einem Teelöffel, Spatel oder ähnlichem Gerät abgekratzt und in ein beschriftetes Weithalsprobengefäß überführt. Vor dem Gebrauch von Zahnbürsten wird aufgrund der potenziell hohen Gefahr der Verunreinigung der Proben abgeraten. Generell ist darauf zu achten, dass die Probenahme im Freiwasserbereich erfolgt und nicht innerhalb dichter Makro- phytenbestände. Der beprobte Tiefenbereich sollte 30 cm nicht unterschreiten, Seespiegelschwan- kungen sind bei der Terminierung der Probenahme zu berücksichtigen. Ist ausschließlich Sand oder Weichsediment vorhanden, werden die obersten Millimeter mit einem Löffel vorsichtig abgehoben. Die Fixierung der Proben erfolgt durch Formaldehyd in einer Endkonzentration von 1–4 %. Materialien zur Durchführung der Probenahme in Seen • Topographische Karten 1:25 000 bzw. 1:50 000 • Feldprotokoll • Exemplar der Handlungsanweisung • Schreibmaterialien • Wathose • Weithalsflaschen oder -gläschen • Wasserfester Stift zur Beschriftung der Probengefäße • Teelöffel, Spatel o. ä. • Formaldehydlösung • Fotoausrüstung • ggf. Sicherheitsausrüstung

Präparation Die Bestimmung der Diatomeen auf Artniveau erfolgt anhand der Strukturen des Kieselsäureske- letts und setzt die Herstellung von Dauerpräparaten voraus. Insbesondere kleinschalige Arten können nur im gereinigten Präparat nach Entfernen der organischen Zellbestandteile und weiterer, störender organischer Komponenten bei 1 000- bis 1 200facher Vergrößerung sicher zugeordnet werden. Zur Aufbereitung des Probenmaterials existieren verschiedene Verfahren, die je nach Be- schaffenheit des Probenmaterials unterschiedlich geeignet sind. Eine Darstellung der häufigsten Aufbereitungstechniken findet sich in KRAMMER & LANGE-BERTALOT (1986). Zur Aufbereitung von Aufwuchsproben von Bodensubstraten (Steine, Kies, Schlamm), die einen hohen Anteil von organischem, nicht-diatomeenhaltigem Material enthalten können, empfiehlt sich die Oxidation durch starke Säuren, in deren Verlauf es auch zur Trennung der beiden Schalenhälften kommt.

543 Stammt das Material aus kalkhaltigen Gewässern, so wird die Probe zunächst in Salzsäure ge- kocht, um die Bildung von Gips bei der sich anschließenden Behandlung mit Schwefelsäure aus- zuschließen. Bei einem hohen Wasseranteil lässt man die Proben zunächst 24 Stunden absetzen und dekantiert dann vorsichtig. Alternativ können die Proben bis auf eine geringe Wassermenge eingedampft werden. Anschließend werden etwa 20 ml des Probenmaterials in einem Becherglas mit einem Fassungsvermögen von mindestens 100 ml mit 20–40 ml verdünnter Salzsäure (30 %) versetzt. Ist die Probe stark kalkhaltig, muss die Salzsäure vor dem Erhitzen mehrfach, in zu- nächst geringen Mengen zugegeben werden, da es zu starker Schaumentwicklung kommt. Durch 30-minütiges Kochen werden danach die Karbonate gelöst, die Stielchen und Gallerten der Dia- tomeen aufgelöst und die Schalen vom Substrat getrennt. Nach dem Kochen lässt man die Probe erkalten, siebt anschließend die groben Reste ab und füllt das Becherglas mit Leitungswasser auf. Eventuell vorhandener Sand, Kies oder kleinere Steine lässt man etwa eine Minute absedimentie- ren und entfernt sie dann durch Dekantieren des diatomeenhaltigen Überstandes. Die Probe wird anschließend mehrmals vorsichtig dekantiert (auf etwa ein Drittel des Volumens) und mit Leitungswasser gewaschen. Bewährt hat sich vierfaches Waschen und Dekantieren, wobei die Sedimentationszeit zwischen den Waschvorgängen 24 Stunden nicht unterschreiten sollte. Alternativ kann die Probe zwischen den Waschvorgängen in einer Tischzentrifuge etwa zehn Mi- nuten lang bei maximal 2 000 Umdrehungen pro Minute (Upm) zentrifugiert und der Überstand (etwa zwei Drittel) dekantiert oder mit einer Wasserstrahlpumpe entfernt werden. Diese Vorge- hensweise erlaubt eine schnelle Aufbereitung, ist aber letztlich arbeitsintensiver und birgt die Ge- fahr, langschalige Diatomeen zu zerbrechen. Ist die Säure weitgehend ausgewaschen, wird die Probe durch Dekantieren auf einen geringen Wasseranteil eingeengt, mit rund 20 ml konzentrierter Schwefelsäure versetzt und zum Kochen gebracht. In Abständen von etwa 20 Minuten wird mit einem Spatel eine Prise Kaliumnitrat zugegeben bis sich die Probe entfärbt. Nach dem Abkühlen der Probe und dem Absetzen der Diato- meen bilden diese einen weißen bis gräulichen Bodensatz. Anschließend werden die Proben gewaschen, bis der Neutralpunkt erreicht ist (siehe oben). Das letzte Wässern der Probe sollte mit destilliertem Wasser erfolgen. Die gereinigte Probe wird in ein beschriftetes Schnappdeckelglas (10 ml) überführt und durch Zugabe von wenigen Tropfen einer 30-prozentigen Formaldehyd- lösung konserviert. Die beschriebenen Kochvorgänge sind unter einem leistungsfähigen Abzug mit der gebotenen Vorsicht durchzuführen. Schutzkleidung und Augenschutz sind obligatorisch. Die im Schnappdeckelglas enthaltene Suspension wird aufgeschüttelt, eine geringe Menge mit einer sauberen Pipette entnommen und auf ein fettfreies (rundes) Deckgläschen aufgetropft. Bei stark konzentrierten Suspensionen ist es oftmals erforderlich, mit destilliertem Wasser zu verdün- nen. Der Grad der Verdünnung richtet sich nach der gewünschten Dichte der Schalen im Präparat und ist abhängig von der Menge der verbliebenen anorganischen Komponenten. Empfohlen wird eine Konzentration von 10–15 Schalen pro Gesichtsfeld bei einer 1 000fachen Vergrößerung. Um Kontaminationen zu vermeiden, ist streng darauf zu achten, die verwendeten Pipetten zwischen der Behandlung verschiedener Proben unter fließendem Wasser zu reinigen. Ist das Diatomeen-Material über Nacht luftgetrocknet, wird ein beschrifteter fettfreier Objektträ- ger mit einem Tropfen Naphrax versehen und das Deckglas mit der beschickten Seite nach unten mit einer Pinzette vorsichtig aufgelegt. Um das Lösungsmittel auszutreiben, wird das Präparat an- schließend über einem Bunsenbrenner bei kleiner Flamme erhitzt, bis es etwa fünf Sekunden lang

544 Blasen wirft, und sofort erschütterungsfrei auf einer glatten Oberfläche gelagert, bis es abgekühlt ist. Naphrax enthält Toluol (giftig), das beim Enthitzen entweicht, und darf daher nur mit großer Vorsicht gehandhabt werden! Das Präparat kann danach sofort unter dem Lichtmikroskop ausgewertet werden und ist bei entsprechender Lagerung über Jahrzehnte hinweg haltbar. Von großer Wichtigkeit ist eine detaillierte Beschriftung des Objektträgers mit genauer Angabe der Gewässerstelle, des beprobten Substrats, des Datums sowie gegebenenfalls mit Codierungen, die den Bezug zu anderen Informationsquel- len herstellen.

Mikroskopische Auswertung Um repräsentative Verteilungen zu erhalten, werden im Streupräparat 500 Schalen auf Artniveau zu bestimmt. Die Darstellung der Häufigkeiten erfolgt in prozentualen Anteilen. Als Standard- Bestimmungsliteratur dient das vierbändige Werk von KRAMMER & LANGE-BERTALOT (1986– 1991). Dieses kann durch folgende, von den Autoren seit 1993 publizierte Erweiterungen und Revisionen einzelner Gattungen ergänzt werden: KRAMMER (2000, 2002), LANGE-BERTALOT (1993, 2001), LANGE-BERTALOT & MOSER (1994), LANGE-BERTALOT & METZELTIN (1996).

7.5.2 Bestimmung des Gewässertyps Die für das Bewertungsverfahren notwendige Einordnung der Seestellen in die biozönotische Ty- pologie ist mit der Seentypologie nach MATHES et al. 2002 sehr gut in Einklang zu bringen. Eine Gegenüberstellung der Typologien findet sich in Tabelle 290.

Tabelle 290 Gegenüberstellung der biozönotischen Seentypologie auf Grundlagen der Ergebnisse des Projektes Ma- krophyten & Phytobenthos und der Seentypologie von MATHES et al.(2002)

545 7.5.3 Bewertung

7.5.3.1 Makrophyten

Berechnung des Referenzindex Zur Berechnung des Referenzindex werden ausschließlich die submersen und frei schwimmenden Arten an der Probestelle herangezogen. Amphiphytische Taxa gehen bei untergetauchtem Wachs- tum in die Bewertung ein, helophytisch wachsende Arten und Nymphaeiden (nach WIEGLEB 1991) werden nicht berücksichtigt.

Die Quantitäten für die einzelnen Arten werden jeweils über alle Tiefenstufen aufsummiert.

Zuordnung der Taxa zu den Artengruppen Die an der Probestelle auftretenden Taxa werden den typspezifischen Artengruppen zugeordnet (vgl. Tabelle 291).

Sollten bei neuen Kartierungen Arten auftreten, die in der angegebenen Artenliste nicht genannt werden, sollen diese Arten für die Indexbewertung nicht berücksichtigt werden. Da bei einem größeren Anteil nicht eingestufter Arten eine Verfälschung des Indexwertes zu erwarten ist, soll bei einem Anteil von ≥ 25 % nicht eingestufter Arten an der Gesamtquantität der Index als nicht gesichert betrachtet werden.

Berechnung der Gesamtquantitäten Die aus den Pflanzenmengen berechneten Quantitäten der Arten werden für jede Gruppe gesondert, sowie für alle an der Probestelle vorkommenden submersen Arten aufsummiert.

Berechnung des Referenzindex Die Berechnung des Referenzindex erfolgt anhand folgender Formel (Gleichung 46):

Gleichung 46 Berechnung des Referenzindex

ng = Gesamtzahl der Taxa aller Gruppen Für die Berechnung des Referenzindex sind die jeweiligen typspezifischen Besonderheiten und Voraussetzungen zu beachten.

546 Tabelle 291 Zuordnung der Taxa zu den Artengruppen

(Gattungen mit „sp.“ werden immer exclusive in anderen Gruppen eingeordneten Arten betrachtet)

Taxon AKs MTS TKg TKp Bryophyta B B B B Callitriche palustris A Callitriche spec. B B B Ceratophyllum demersum C C B B Ceratophyllum submersum C B Chara aspera A B A A Chara contraria B B B A Chara delicatula A A A A Chara denudata B Chara filiformis A Chara globularis B B B A Chara hispida A A A Chara intermedia A A A Chara polyacantha A A Chara rudis A A A Chara strigosa A Chara tormentosa A A A Chara vulgaris B B A Elatine hexandra A Elatine hydropiper A Eleocharis acicularis B A B Elodea canadensis C C C B Elodea nuttallii C C C B Groenlandia densa C Hippuris vulgaris C B B Isoëtes echinospora A Isoëtes lacustris A Juncus bulbosus f. fluitans B Lagarosiphon major C Lemna minor C C C B Lemna trisulca C C C B Littorella uniflora A A A Lobelia dortmanna A Myriophyllum alterniflorum B A A A Myriophyllum spicatum B C B B Myriophyllum verticillatum B C B A Najas flexilis B Najas marina B B B Nitella flexilis B B A A Nitella gracilis A Nitella mucronata B C B B Nitella opaca A A A A Nitella syncarpa A A A Nitella translucens A Nitellopsis obtusa B A A

547 Taxon AKs MTS TKg TKp Potamogeton acutifolius C A Potamogeton alpinus A A Potamogeton berchtoldii B B B A Potamogeton coloratus A Potamogeton compressus C C A Potamogeton crispus C C C B Potamogeton crispus x perfoliatus B C C B Potamogeton filiformis A B A A Potamogeton friesii C C C B Potamogeton gramineus A A A A Potamogeton lucens C B B A Potamogeton nodosus . C C B Potamogeton obtusifolius C B B Potamogeton pectinatus C C B B Potamogeton perfoliatus B B B Potamogeton polygonifolius A Potamogeton praelongus B B A A Potamogeton pusillus C C B B Potamogeton rutilus A A Potamogeton trichoides A Potamogeton x decipiens B Potamogeton x nitens B A A Potamogeton x zizii A A A Ranunculus peltatus B Ranunculus reptans B Ranunculus spec. subgenus Batrachium C C C B Sagittaria sagittifolia C C C B Spirodela polyrhiza C C C B Stratiotes aloides f. submersa B A A Tolypella glomerata B A A Utricularia australis A B B A Utricularia intermedia A A A A Utricularia minor A A A A Utricularia ochroleuca A A Utricularia vulgaris B A A Utricularia stygia. A Zannichellia palustris C C C B

548 Typ AK(s)

Voraussetzungen für die Bewertung Die Gesamtquantität an der Probestelle muss mindestens 55 betragen. Unterhalb einer Gesamt- quantität von 55 muss der Index als nicht gesichert gelten. Er kann dann nur als Tendenz bzw. zur Unterstützung bei der Bewertung mit anderen Organismengruppen herangezogen werden. Können natürliche Ursachen ausgeschlossen werden, so muss auch die Möglichkeit einer Makrophyten- verödung geprüft werden. Ist dies der Fall, so wird die Ökologische Zustandsstufe 5 vergeben.

An Stellen des Untertyps AKs kann das Fehlen von Makrophyten nicht zu Aussagen über die Degradierung herangezogen werden.

Zusatzkriterium Der prozentuale Anteil der Arten in Artengruppe C muss ermittelt werden.

Typ MTS

Typ TKg

Zusatzkriterien Als zusätzliches Bewertungskriterium muss geprüft werden, ob der Anteil einer der folgenden Arten Gesamtquantität der Stelle mindestens 80 % beträgt: • Potamogeton pectinatus • Ceratophyllum demersum

Typ TKp

Voraussetzungen für die Bewertung Die Gesamtquantität an der Probestelle muss mindestens 35 betragen. Unterhalb einer Gesamt- quantität von 35 muss der Index als nicht gesichert gelten. Können natürliche Ursachen ausgeschlossen werden, so muss auch die Möglichkeit einer Makrophytenverödung geprüft werden. Ist dies der Fall, so wird die Ökologische Zustandsstufe 4/5 vergeben. 549 Zusatzkriterien Als zusätzliches Bewertungskriterium muss geprüft werden, ob der Anteil einer der folgenden Taxa an der Gesamtquantität der Stelle mindestens 80 % beträgt: • Potamogeton pectinatus • Ceratophyllum demersum • Ceratophyllum submersum • Elodea canadensis/nuttallii

7.5.3.2 Diatomeen Die Bewertung der Diatomeenbiozönose setzt sich aus zwei Modulen zusammen, dem Modul „Trophie-Index“ sowie dem Modul „Referenzartenquotient“.

Modul „Trophie-Index“ Anhand der trophischen Kenngrößen der an der zu bewertenden Litoralstelle registrierten Arten (siehe Gleichung 47) und deren prozentualen Häufigkeiten wird der Trophie-Index nach HOFMANN (1999) berechnet. Voraussetzung ist eine ausreichende Zahl indikativer Arten. Sind weniger als zehn indikative Arten in der Probe vorhanden, muss der Trophie-Index als nicht gesichert gelten.

Gleichung 47 Trophie-Index nach HOFMANN (1999)

n TI = Trophie-Index ∑ Hi * Gi * Ti i=1 Hi = Prozentuale Häufigkeit der i-ten Art n TI = Gi = Gewichtung der i-ten Art Hi * Gi ∑ Ti = Trophiewert der i-ten Art i=1

550 Tabelle 292 Trophische Kenngrößen nach HOFMANN (1999)

Nachgewiesene Art Trophiewert Gewichtung

Achnanthes - bahusiensis (GRUNOW) LANGE-BERTALOT 4,5 3

- catenata BILY & MARVAN 4,0 2

- clevei GRUNOW 3,5 2

- daonensis LANGE-BERTALOT 2,5 1

- delicatula (KÜTZING) GRUNOW 5,0 3

- delicatula ssp. engelbrechtii (CHOLNOKY) LANGE-B. 5,0 3

- didyma HUSTEDT 1,5 3

- exigua GRUNOW 4,0 2

- flexella (KÜTZING) BRUN 1,7 3

- helvetica (HUSTEDT) LANGE-BERTALOT 1,5 3

- holsatica HUSTEDT 3,2 2

- hungarica (GRUNOW) GRUNOW 5,0 3

- kranzii LANGE-BERTALOT 1,5 3

- kuelbsii LANGE-BERTALOT 1,5 3

- lacus-vulcani LANGE-BERTALOT & KRAMMER 1,5 3

- lapidosa KRASSKE 2,0 2

- laterostrata HUSTEDT 1,5 3

- lauenburgiana HUSTEDT 4,5 3

- levanderi HUSTEDT 1,5 3

- marginulata GRUNOW 1,5 3

- minuscula HUSTEDT 4,0 2

- minutissima var. affinis (GRUNOW) LANGE-BERTALOT 4,1 2

- minutissima var. gracillima (MEISTER) LANGE-BERTALOT 1,0 3

- minutissima var. scotica (CARTER) LANGE-BERTALOT 1,8 3

- oblongella OESTRUP 1,5 3

- petersenii HUSTEDT 2,0 2

- ploenensis HUSTEDT 4,5 3

- pseudoswazi CARTER 1,5 3

- pusilla (GRUNOW) DE TONI 1,5 3

- rechtensis LECLERCQ 1,0 3

- rosenstockii LANGE-BERTALOT 2,4 2

- rossii HUSTEDT 1,5 3

- silvahercynia LANGE-BERTALOT 1,5 3

- subatomoides (HUSTEDT) LANGE-BERTALOT 2,0 2

- trinodis (W. SMITH) GRUNOW 1,3 3

- ventralis (KRASSKE) LANGE-BERTALOT 1,5 3

- ziegleri LANGE-BERTALOT 3,8 2

Amphora - inariensis KRAMMER 2,5 1

- ovalis (KÜTZING) KÜTZING 4,0 2

- thumensis (MAYER) CLEVE-EULER 2,3 1

- veneta var. capitata HAWORTH 2,2 2 Anomoeoneis

- sphaerophora (EHRENBERG) PFITZER 5,0 3

551 Nachgewiesene Art Trophiewert Gewichtung

Brachysira - brebissonii ROSS 1,5 3

- calcicola LANGE-BERTALOT 1,0 3

- hofmanniaea LANGE-BERTALOT 1,0 3

- liliana LANGE-BERTALOT 1,0 3

- neoexilis LANGE-BERTALOT 1,9 2

- serians (BRÉBISSON) ROUND & MANN 1,0 3

- styriaca (GRUNOW) HUSTEDT 1,1 3

- vitrea (GRUNOW) ROSS 1,5 3

- zellensis (GRUNOW) ROUND & MANN 1,0 3

Caloneis - aerophila BOCK 1,5 3

- alpestris (GRUNOW) CLEVE 1,9 2

- amphisbaena (BORY) CLEVE 4,5 3

- bacillum (GRUNOW) CLEVE 4,0 2

- latiuscula (KÜTZING) CLEVE 1,0 3

- obtusa (W. SMITH) CLEVE 1,0 3

- tenuis (GREGORY) KRAMMER 1,0 3

Cocconeis - neothumensis KRAMMER 3,7 2

- pediculus EHRENBERG 4,4 3

Cymatopleura - solea (BRÉBISSON) W. SMITH 4,5 3

Cymbella - affinis 1 KÜTZING (siehe in HOFMANN, 1994) 2,4 1

- affinis 2 KÜTZING (siehe in HOFMANN, 1994) 4,1 2

- alpina GRUNOW 1,0 3

- amphicephala NAEGELI 2,2 1

- ancyli CLEVE 2,7 1

- austriaca GRUNOW 1,7 3

- cesatii (RABENHORST) GRUNOW 1,5 3

- cymbiformis AGARDH 1,3 2

- delicatula KÜTZING 1,5 3

- descripta (HUSTEDT) KRAMMER & LANGE-BERTALOT 1,0 3

- falaisensis (GRUNOW) KRAMMER & LANGE-BERTALOT 2,0 2

- gaeumannii MEISTER 1,5 3

- gracilis (EHRENBERG) KÜTZING 1,5 3

- hebridica (GRUNOW) CLEVE 1,5 3

- helvetica KÜTZING var. helvetica 1,7 2

- helvetica var. compacta (OESTRUP) HUSTEDT 4,0 2

- hybrida GRUNOW 1,1 3

- incerta (GRUNOW) CLEVE 1,1 3

- laevis NAEGELI 1,9 2

- lapponica GRUNOW 2,0 3

- mesiana CHOLNOKY 1,5 3

552 Nachgewiesene Art Trophiewert Gewichtung - minuta HILSE 2,0 2

- norvegica GRUNOW 1,5 3

- perpusilla CLEVE-EULER 1,5 3

- prostrata (BERKELEY) CLEVE 4,3 3

- reichardtii KRAMMER 4,4 3

- schimanskii KRAMMER 1,0 3

- simonsenii KRAMMER 1,5 3

- stauroneiformis LAGERSTEDT 1,5 3

- subaequalis GRUNOW 1,6 2

- tumida (BRÉBISSON) VAN HEURCK 4,5 3

- tumidula GRUNOW var. tumidula 1,5 3

- tumidula var. lancettula KRAMMER 1,5 3

Denticula - kuetzingii GRUNOW 1,9 2

- tenuis KÜTZING 3,0 1

Diatoma - anceps (EHRENBERG) KIRCHNER 2,0 2

- hyemalis (ROTH) HEIBERG 1,5 3

- mesodon (EHRENBERG) KÜTZING 2,0 2

- moniliformis KÜTZING (elliptische bis ovale Sippen) 5,0 3

- problematica LANGE-BERTALOT 5,0 3

- vulgaris BORY 4,4 3

Diploneis - elliptica (KÜTZING) CLEVE 2,2 1

- oblongella (NAEGELI) CLEVE-EULER 2,4 2

- ovalis (HILSE) CLEVE 1,0 3

- petersenii HUSTEDT 2,0 2

Eunotia - arcubus NÖRPEL & LANGE-BERTALOT 1,5 2

- botuliformis WILD et al. 1,5 3

- diodon EHRENBERG 1,5 3

- fallax A. CLEVE 1,0 3

- flexuosa (BRÉBISSON) KÜTZING 1,5 3

- glacialis MEISTER 1,5 3

- implicata NÖRPEL et al. 1,5 3

- incisa GREGORY 1,5 3

- meisteri HUSTEDT 1,5 3

- muscicola var. tridentula NÖRPEL & LANGE-BERTALOT 1,5 3

- nymanniana GRUNOW 1,0 3

- pectinalis (DILLWYN) RABENHORST 1,5 3

- praerupta EHRENBERG 1,5 3

- rhomboidea HUSTEDT 1,5 3

- septentrionalis OESTRUP 1,0 3

- silvahercynia NÖRPEL et al. 1,0 3

- sudetica O. MÜLLER 1,0 3

- tenella (GRUNOW) HUSTEDT 1,5 3

553 Nachgewiesene Art Trophiewert Gewichtung

Fragilaria - acidoclinata LANGE-BERTALOT & HOFMANN 1,5 3

- capucina DESMAZIÈRES var. capucina 4,5 3

- capucina var. amphicephala (GRUNOW) LANGE-BERTALOT 1,6 2

- capucina var. austriaca (GRUNOW) LANGE-BERTALOT 2,5 1

- capucina var. mesolepta (RABENHORST) RABENHORST 4,0 2

- capucina perminuta-Sippe KRAMMER & LANGE-BERTALOT 4,2 2

- capucina var. vaucheriae (KÜTZING) LANGE-BERTALOT 5,0 3

- delicatissima (W. SMITH) LANGE-BERTALOT 2,0 2

- exigua GRUNOW 1,5 3

- famelica (KÜTZING) LANGE-BERTALOT 4,5 3

- fasciculata (AGARDH) LANGE-BERTALOT 5,0 3

- incognita REICHARDT 2,9 1

- nanana LANGE-BERTALOT 2,1 2

- parasitica (W. SMITH) GRUNOW 4,0 2

- pulchella (RALFS) LANGE-BERTALOT 5,0 3

- robusta (FUSEY) MANGUIN 2,5 1

- tenera (W. SMITH) LANGE-BERTALOT 2,5 1

- ulna angustissima-Sippen in KRAMMER & LANGE-B. 5,0 3

- virescens RALFS 2,0 2

Frustulia - rhomboides (EHRENBERG) DE TONI 1,5 3

- vulgaris (THWAITES) DE TONI 5,0 3

Gomphonema - acutiusculum (O. MÜLLER) CLEVE-EULER 1,5 3

- angustum AGARDH 2,0 2

- augur EHRENBERG 5,0 3

- auritum A. BRAUN 2,5 1

- bavaricum REICHARDT & LANGE-BERTALOT 1,5 3

- bohemicum REICHELT & FRICKE 1,5 3

- dichotomum KÜTZING 2,0 2

- hebridense GREGORY 2,5 1

- helveticum BRUN 1,1 3

- lagerheimii A. CLEVE 1,5 3

- lateripunctatum REICHARDT & LANGE-BERTALOT 1,8 2

- minutum (AGARDH) AGARDH 4,5 3

- occultum REICHARDT & LANGE-BERTALOT 1,8 2

- olivaceum (HORNEMANN) BRÉBISSON var. olivaceum 4,1 2

- olivaceum var. olivaceoides (HUSTEDT) LANGE-BERTALOT 2,5 1

- olivaceum var. olivaceolacuum LANGE-B. & REICHARDT 4,5 3

- parvulum var. parvulius LANGE-BERTALOT & REICHARDT 1,5 3

- procerum REICHARDT & LANGE-BERTALOT 2,0 2

- productum (GRUNOW) LANGE-BERTALOT & REICHARDT 2,5 1

- pseudoaugur LANGE-BERTALOT 5,0 3

- pseudotenellum LANGE-BERTALOT 2,0 2

- pumilum (GRUNOW) REICHARDT & LANGE-BERTALOT 4,3 2

554 Nachgewiesene Art Trophiewert Gewichtung - subtile EHRENBERG 2,5 1

- tenue FRICKE 1,3 3

- tergestinum FRICKE 4,0 2

- vibrio EHRENBERG 1,7 2

Gyrosigma - acuminatum (KÜTZING) RABENHORST 4,5 3

- nodiferum (GRUNOW) REIMER 5,0 3

Mastogloia - smithii var. lacustris GRUNOW 1,3 3

Meridion - circulare (GREVILLE) AGARDH var. circulare 4,0 1

Navicula - abiskoensis HUSTEDT 1,5 3

- absoluta HUSTEDT 2,5 1

- angusta GRUNOW 1,5 3

- bacillum EHRENBERG 3,7 2

- canoris HOHN & HELLERMANN 4,5 3

- capitata EHRENBERG var. capitata 5,0 3

- capitatoradiata GERMAIN 4,8 3

- cari EHRENBERG 4,3 3

- cataractarheni LANGE-BERTALOT 2,5 1

- cincta (EHRENBERG) RALFS 5,0 3

- citrus KRASSKE 5,0 3

- clementis GRUNOW 4,0 2

- cocconeiformis GREGORY 2,0 2

- concentrica CARTER 1,8 3

- constans HUSTEDT 4,0 2

- cryptocephala KÜTZING 4,9 3

- cryptofallax LANGE-BERTALOT & HOFMANN 4,5 3

- cuspidata (KÜTZING) KÜTZING 5,0 3

- dealpina LANGE-BERTALOT 1,5 3

- decussis OESTRUP 3,9 2

- densilineolata (LANGE-BERTALOT) LANGE-BERTALOT 1,9 3

- detenta HUSTEDT 1,5 3

- diluviana KRASSKE 2,3 1

- elginensis (GREGORY) RALFS 4,0 2

- erifuga LANGE-BERTALOT 5,0 3

- exilis KÜTZING 2,0 2

- festiva KRASSKE 1,5 3

- gastrum (EHRENBERG) KÜTZING 4,5 3

- gottlandica GRUNOW 1,9 2

- gregaria DONKIN 5,0 3

- halophila (GRUNOW) CLEVE 5,0 3

- heimansioides LANGE-BERTALOT 1,5 3

- hustedtii KRASSKE 4,5 3

555 Nachgewiesene Art Trophiewert Gewichtung - integra (W. SMITH) RALFS 4,5 3

- jaagii MEISTER 1,0 3

- jaernefeltii HUSTEDT 2,5 1

- joubaudii GERMAIN 4,0 2

- laevissima KÜTZING 2,5 1

- lanceolata (AGARDH) EHRENBERG 5,0 3

- leistikowii LANGE-BERTALOT 2,0 2

- lenzii HUSTEDT 2,3 1

- leptostriata JÖRGENSEN 1,5 3

- libonensis SCHOEMAN 5,0 3

- mediocris KRASSKE 1,5 3

- menisculus var. grunowii LANGE-BERTALOT 4,0 2

- minuscula var. muralis (GRUNOW) LANGE-BERTALOT 5,0 3

- monoculata HUSTEDT 5,0 3

- naumannii HUSTEDT 1,0 3

- notha WALLACE 2,0 2

- oligotraphenta LANGE-BERTALOT & HOFMANN 2,0 2

- oppugnata HUSTEDT 4,0 2

- placentula (EHRENBERG) GRUNOW 4,0 2

- porifera var. opportuna (HUSTEDT) LANGE-BERTALOT 1,5 3

- praeterita HUSTEDT 2,2 2

- protracta (GRUNOW) CLEVE 4,5 3

- pseudanglica LANGE-BERTALOT 4,1 2

- pseudobryophila HUSTEDT 1,5 3

- pseudolanceolata LANGE-BERTALOT 4,0 2

- pseudoscutiformis HUSTEDT 1,5 3

- pseudotuscula HUSTEDT 2,5 1

- pygmaea KÜTZING 4,5 3

- recens (LANGE-BERTALOT) LANGE-BERTALOT 5,0 3

- reichardtiana LANGE-BERTALOT var. reichardtiana 4,3 2

- reichardtiana var. crassa LANGE-BERTALOT & HOFMANN 4,3 2

- reinhardtii GRUNOW 4,0 2

- rhynchotella LANGE-BERTALOT 5,0 3

- schadei KRASSKE 2,0 2

- schmassmannii HUSTEDT 1,5 3

- schoenfeldii HUSTEDT 4,1 3

- schroeterii MEISTER sensu lato 5,0 3

- scutelloides W. SMITH 4,5 3

- slesvicensis GRUNOW 4,3 3

- soehrensis KRASSKE 1,5 3

- splendicula VAN LANDINGHAM 4,5 3

- stroemii HUSTEDT 1,8 2

- subalpina REICHARDT 2,1 1

- sublucidula HUSTEDT 4,5 3

- submolesta HUSTEDT 1,5 3

- subrotundata HUSTEDT syn. utermoehlii HUSTEDT 4,0 1

- subtilissima CLEVE 1,5 3

556 Nachgewiesene Art Trophiewert Gewichtung - suchlandtii HUSTEDT 1,5 3

- tripunctata (O.F. MÜLLER) BORY 5,0 3

- trivialis LANGE-BERTALOT 5,0 3

- tuscula (EHRENBERG) GRUNOW 1,9 1

- tuscula f. minor in KRAMMER & LANGE-BERTALOT 3,5 2

- variostriata KRASSKE 1,5 3

- viridula var. rostellata (KÜTZING) CLEVE 5,0 3

- vulpina KÜTZING 2,0 2

- wildii LANGE-BERTALOT 1,3 3

Neidium - affine (EHRENBERG) PFITZER 1,5 3

- alpinum HUSTEDT 1,5 3

- ampliatum (EHRENBERG) KRAMMER 2,0 2

- binodis (EHRENBERG) HUSTEDT 3,9 2

- bisulcatum (LAGERSTEDT) CLEVE 1,5 3

- iridis (EHRENBERG) CLEVE 1,5 3

Nitzschia - acicularis (KÜTZING) W. SMITH 5,0 3

- acula HANTZSCH 5,0 3

- alpina HUSTEDT 1,5 3

- amphibia GRUNOW 5,0 3

- angustatula LANGE-BERTALOT 3,9 2

- bacilliformis HUSTEDT 1,7 3

- bacillum HUSTEDT 2,9 1

- calida GRUNOW 5,0 3

- clausii HANTZSCH 5,0 3

- constricta (KÜTZING) RALFS 5,0 3

- dealpina LANGE-BERTALOT & HOFMANN 2,5 1

- debilis ARNOTT 5,0 3

- dissipata (KÜTZING) GRUNOW var. dissipata 4,7 3

- diversa HUSTEDT 2,1 2

- draveillensis COSTE & RICARD 5,0 3

- fibulafissa LANGE-BERTALOT 2,0 2

- filiformis (W. SMITH) VAN HEURCK 5,0 3

- fonticola GRUNOW 4,5 3

- fossilis GRUNOW 4,5 3

- frustulum (KÜTZING) GRUNOW 5,0 3

- gessneri HUSTEDT 2,1 2

- gisela LANGE-BERTALOT 1,4 3

- heufleriana GRUNOW 4,5 3

- hungarica GRUNOW 5,0 3

- inconspicua GRUNOW 5,0 3

- intermedia HANTZSCH 5,0 3

- levidensis (W. SMITH) GRUNOW 5,0 3

- liebetruthii RABENHORST 5,0 3

- linearis-Sippen (AGARDH) W. SMITH 5,0 3

557 Nachgewiesene Art Trophiewert Gewichtung - microcephala GRUNOW 5,0 3

- paleacea GRUNOW 5,0 3

- pusilla GRUNOW 5,0 3

- radicula HUSTEDT 2,5 1

- regula HUSTEDT 1,3 3

- sigmoidea (NITZSCH) W. SMITH 5,0 3

- sinuata var. delognei (GRUNOW) LANGE-BERTALOT 4,1 2

- sociabilis HUSTEDT 4,5 3

- solita HUSTEDT 5,0 3

- subacicularis HUSTEDT 4,2 3

- supralitorea LANGE-BERTALOT 5,0 3

- tryblionella HANTZSCH 5,0 3

- valdestriata ALEEM & HUSTEDT 4,0 2

- wuellerstorffii LANGE-BERTALOT 4,5 3

Peronia - fibula (BREBISSON) ROSS 1,5 3

Pinnularia - gibba EHRENBERG var. gibba 4,5 3

- irrorata (GRUNOW) HUSTEDT 1,5 3

- neomaior KRAMMER 1,5 3

- microstauron (EHRENBERG) CLEVE var. microstauron 2,0 2

- nodosa EHRENBERG 1,5 3

- subcapitata GREGORY 1,5 3

Rhoicosphenia - abbreviata (AGARDH) LANGE-BERTALOT 4,5 3

Rhopalodia - gibba (EHRENBERG) O. MÜLLER var. gibba 4,5 3

- gibba var. parallela (GRUNOW) H. & M. PERAGALLO 1,7 3

Simonsenia - delognei (GRUNOW) LANGE-BERTALOT 4,5 3

Stauroneis - borrichii (PETERSEN) LUND 1,5 3

- kriegerii PATRICK 4,0 2

- smithii GRUNOW 4,0 2

- undata HUSTEDT 1,5 3

Stenopterobia - delicatissima (LEWIS) BRÉBISSON 1,5 3

Surirella - brebissonii KRAMMER & LANGE-BERTALOT 5,0 3

- linearis W. SMITH 2,0 2

- minuta BRÉBISSON 5,0 3

- roba LECLERCQ 2,0 2

Tabellaria - ventricosa KÜTZING 1,0 3

558 Modul „Referenzartenquotient“ Anhand ihres typspezifischen Vorkommens bei unterschiedlichen ökologischen Zuständen werden vier Artengruppen unterschieden (siehe Tabelle 293 bis Tabelle 297):

A Referenzarten im engeren Sinne des Typs 2 B Referenzarten im engeren Sinne der Typen 1, 3 und 4 C Ubiquistische Referenzarten des Typs 4, Degradationszeiger in den Typen 1–3 D Degradationszeiger in den Typen 1–4 Die Bewertung erfolgt durch eine typspezifische Verrechnung der ökologischen Gruppen, wobei lediglich die Artenzahlen, nicht aber die Häufigkeiten der einzelnen Arten berücksichtigt werden (siehe Gleichung 48, Gleichung 49 und Gleichung 50).

Gleichung 48 Berechnung des Referenzartenquotienten (RAQ) für den biozönotischen Typ 1 und 3

Artenzahl B −(Artenzahl C + Artenzahl D) RAQ = Typ1und 3 Artenzahl B + Artenzahl C + Artenzahl D

Gleichung 49 Berechnung des Referenzartenquotienten (RAQ) für den biozönotischen Typ 2

Artenzahl A−(Artenzahl C + Artenzahl D) RAQ = Typ 2 Artenzahl A + Artenzahl C + Artenzahl D

Gleichung 50 Berechnung des Referenzartenquotienten (RAQ) für den biozönotischen Typ 4

(Artenzahl B + Artenzahl C)− Artenzahl D RAQ = Typ 4 Artenzahl B + Artenzahl C + Artenzahl D

Ermittlung des Diatomeen-Index (DISeen) Die Gesamtbewertung erfolgt durch Verschneidung der Module „Trophie-Index (TI)“ und „Referen- zartenquotient (RAQ)“ zum DISeen. Für diese Verschneidung werden die errechneten Werte der beiden Komponenten nach folgenden Formeln (Gleichung 51 bis Gleichung 53) umgerechnet und die so erhaltenen Ergebnisse arithmetisch zum Diatomeen-IndexSeen (DISeen) gemittelt.

Gleichung 51 Umrechnung des berechneten Trophiewertes

= 1− ((TI −1) *0,25) MTI = Modul Trophie-Index M TI TI = berechneter Trophie-Index

Gleichung 52 Umrechnung des typspezifisch berechneten Referenzartenquotienten

= (RAQ +1) *0,5 MRAQ = Modul Referenzartenquotient M RAQ RAQ = berechneter Referenzartenquotient

Gleichung 53 Berechnung des DISeen

+ DISeen = Diatomeen-IndexSeen M RAQ M TI = MRAQ = Modul Referenzartenquotient DI Seen 2 MTI = Modul Trophie-Index

559 Tabelle 293 Artengruppe A Achnanthes altaica Cymbella stauroneiformis Navicula krasskei Achnanthes carissima Cymbella subaequalis Navicula laevissima Achnanthes chlidanos Diatoma hyemalis Navicula lapidosa Achnanthes daonensis Diatoma mesodon Navicula leptostriata Achnanthes daui Diatomella balfouriana Navicula levanderii Achnanthes didyma Diploneis petersenii Navicula maceria Achnanthes distincta Eunotia diodon Navicula mediocris Achnanthes flexella Eunotia faba Navicula minuscula Achnanthes flexella var. alpestris Eunotia fallax Navicula notha Achnanthes helvetica Eunotia flexuosa Navicula porifera var. opportuna Achnanthes impexiformis Eunotia glacialis Navicula pseudobryophila Achnanthes kranzii Eunotia hexaglyphis Navicula pseudoscutiformis Achnanthes kuelbsii Eunotia implicata Navicula pseudosilicula Achnanthes lacus-vulcani Eunotia incisa Navicula pusio Achnanthes laevis Eunotia naegelii Navicula rotunda Achnanthes lapidosa Eunotia nymanniana Navicula schmassmannii Achnanthes laterostrata Eunotia paludosa Navicula soehrensis Achnanthes levanderi Eunotia pectinalis Navicula soehrensis var. hassiaca Achnanthes marginulata Eunotia praerupta Navicula soehrensis var. muscicola Achnanthes microscopica Eunotia praerupta var. bigibba Navicula submolesta Achnanthes nodosa Eunotia rhomboidea Navicula subtilissima Achnanthes oblongella Eunotia serra Navicula suchlandtii Achnanthes peragalli Eunotia serra var. diadema Navicula tridentula Achnanthes pseudoswazi Eunotia serra var. tetraodon Navicula variostriata Achnanthes pusilla Eunotia spec.1 Navicula ventraloconfusa Achnanthes rechtensis Eunotia tenella Neidium affine Achnanthes rossii Fragilaria acidocbiontica Neidium alpinum Achnanthes silvahercynia Fragilaria constricta Neidium ampliatum Achnanthes subatomoides Fragilaria exigua Neidium bisulcatum Achnanthes subexigua Fragilaria nanana Neidium carterii Achnanthes suchlandtii Fragilaria tenera Neidium densestriatum Achnanthes ventralis Fragilaria virescens Neidium iridis Amphora fogediana Frustulia rhomboides Neidium ladogensis Amphora inariensis Frustulia rhomboides var. crassinervia Neidium productum Asterionella ralfsii Frustulia rhomboides var. saxonica Neidium septentrionale Brachysira brebissonii Frustulia rhomboides var. viridula Nitzschia alpina Brachysira follis Gomphonema amoenum Nitzschia alpinobacillum Brachysira garrensis Gomphonema auritum Nitzschia bryophila Brachysira neoexilis Gomphonema bohemicum Nitzschia garrensis Brachysira procera Gomphonema hebridense Nitzschia homburgiensis Brachysira serians Gomphonema lagerheimii Nitzschia paleaeformis Brachysira styriaca Gomphonema olivaceum var. minutissimum Peronia fibula Brachysira wygaschii Gomphonema olivaceum var. olivaceoides Pinnularia microstauron Brachysira zellensis Gomphonema productum Pinnularia polyonca Caloneis aerophila Gomphonema pseudotenellum Pinnularia silvatica Caloneis lauta Gomphonema subtile Pinnularia spec.2 Caloneis undulata Navicula absoluta Pinnularia subcapitata Cymbella amphioxys Navicula adversa Pinnularia subcapitata var. hilseana Cymbella angustata Navicula angusta Rhopalodia rupestris Cymbella elginensis Navicula brockmannii Stauroneis anceps Cymbella cesatii Navicula cocconeiformis Stauroneis nobilis Cymbella descripta Navicula concentrica Stauroneis undata Cymbella falaisensis Navicula declivis Stenopterobia curvula Cymbella gaeumannii Navicula detenta Stenopterobia delicatissima Cymbella gracilis Navicula digitulus Stenopterobia densestriata Cymbella hebridica Navicula disjuncta Surirella barrowcliffia Cymbella lapponica Navicula exilis Surirella linearis Cymbella mesiana Navicula festiva Surirella roba Cymbella microcephala Navicula gallica var. perpusilla Surirella robusta Cymbella minuta Navicula heimansioides Tabellaria binalis Cymbella norvegica Navicula hoefleri Tabellaria ventricosa Cymbella perpusilla Navicula ignota var. palustris Cymbella rupicola Navicula jaagii

1 außer Eunotia arcubus, E. bilunaris, E. formica, E. minor 2 die Zuordnung als Referenzart muss artspezifisch anhand autökologischer Literaturdaten überprüft werden

560 Tabelle 294 Artengruppe B Achnanthes delicatula ssp. hauckiana Fragilaria capucina var. austriaca Achnanthes flexella Fragilaria delicatissima Achnanthes flexella var. alpestris Fragilaria incognita Achnanthes minutissima var. gracillima Fragilaria nanana Achnanthes minutissima var. scotica Fragilaria tenera Achnanthes petersenii Gomphonema angustum Achnanthes rosenstockii Gomphonema auritum Achnanthes trinodis Gomphonema bavaricum Amphora inariensis Gomphonema dichotomum Amphora thumensis Gomphonema helveticum Amphora veneta var. capitata Gomphonema lateripunctatum Brachysira calcicola Gomphonema occultum Brachysira hofmanniae Gomphonema olivaceum var. olivaceoides1 Brachysira liliana Gomphonema procerum Brachysira neoexilis Gomphonema stauroneiforme Brachysira styriaca Gomphonema subtile Brachysira vitrea Gomphonema tenue Brachysira zellensis Gomphonema vibrio Caloneis alpestris Mastogloia grevillei Caloneis bottnica Mastogloia smithii var. lacustris Caloneis latiuscula Navicula absoluta Caloneis obtusa Navicula aquaedurae Caloneis schumanniana Navicula cataractarheni Caloneis tenuis Navicula cocconeiformis Cymbella affinis 1 nach HOFMANN (1994) Navicula concentrica Cymbella alpina Navicula dealpina Cymbella amphicephala Navicula densilineolata Cymbella ancyli Navicula diluviana Cymbella austriaca (incl. var. erdoebenyana) Navicula gottlandica Cymbella cesatii Navicula jaagii Cymbella cymbiformis Navicula jaernefeltii Cymbella delicatula Navicula laevissima Cymbella descripta Navicula laticeps Cymbella falaisensis Navicula leistikowii Cymbella helvetica Navicula lenzii Cymbella hustedtii Navicula mediocostata Cymbella hybrida Navicula oligotraphenta Cymbella laevis Navicula praeterita Cymbella lapponica Navicula pseudoscutiformis Cymbella microcephala Navicula pseudotuscula Cymbella minuta Navicula schadei Cymbella proxima Navicula stankovicii Cymbella schimanskii Navicula stroemii Cymbella simonsenii Navicula subalpina Cymbella similis Navicula tuscula Cymbella subaequalis Navicula vulpina Cymbella tumidula Navicula wildii Cymbella tumidula var. lancettula Neidium affine Denticula kuetzingii Neidium ampliatum Denticula tenuis Nitzschia alpinobacillum Diatoma mesodon Nitzschia bacilliformis Diploneis elliptica Nitzschia diversa Diploneis modica Nitzschia fibulafissa Diploneis oblongella Nitzschia gessneri Diploneis ovalis Nitzschia gisela Epithemia goeppertiana Nitzschia radicula Epithemia smithii Nitzschia regula Eunotia arcubus Rhopalodia gibba var. parallela Fragilaria capucina var. amphicephala

1 die genaue systematische Stellung zu G. olivaceum var. minutissimum bleibt zu klären

561 Tabelle 295 Artengruppe AB Achnanthes calcar Cymbella obscura Achnanthes joursacense Cymbella paucistriata Achnanthes kryophila Cymbella reinhardtii Achnanthes laterostrata Diploneis alpina Achnanthes lutheri Entomoneis ornata Achnanthes minutissima var. scotica Gomphonema acutiusculum Achnanthes petersenii Gomphonema dichotomum Caloneis latiuscula Gomphonema ventricosum Caloneis otusa Surirella bifrons Cymbella amphicephala Surirella spiralis Cymbella brehmii Surirella tenera Cymbella incerta Surirella turgida Cymbella naviculacea

Tabelle 296 Artengruppe C Achnanthes catenata Navicula constans Achnanthes clevei Navicula decussis Achnanthes exigua Navicula elginensis Achnanthes holsatica Navicula joubaudii Achnanthes minuscula Navicula menisculus var. grunowii Achnanthes minutissima var. affinis Navicula oppugnata Achnanthes ziegleri Navicula placentula Amphora ovalis Navicula pseudanglica Caloneis bacillum Navicula reichardtiana Cocconeis neothumensis Navicula reichardtiana var. crassa Cymbella affinis 2 nach HOFMANN (1994) Navicula reinhardtii Cymbella helvetica var. compacta Navicula trophicatrix Fargilaria capucina var. mesolepta Navicula tuscula f. minor Fragilaria perminuta-Sippen Navicula subrotundata Fragilaria parasitica Navicula utermoehlii Gomphonema olivaceum Neidium binodis Gomphonema pumilum Nitzschia angustatula Gomphonema tergestinum Nitzschia sinuata var. delognei Meridion circulare Nitzschia valdestriata Navicula bacillum Stauroneis kriegerii Navicula clementis Stauroneis smithii

562 Tabelle 297 Artengruppe D Achnanthes bahusiensis Navicula gregaria Achnanthes delicatula Navicula halophila Achnanthes delicatula ssp. engelbrechtii Navicula hustedtii Achnanthes hungarica Navicula integra Achnanthes lauenburgiana Navicula lanceolata Achnanthes ploenensis Navicula libonensis Anomoeoneis sphaerophora Navicula minuscula var. muralis Caloneis amphisbaena Navicula minusculoides Cocconeis pediculus Navicula molestiformis Cymatopleura solea Navicula monoculata Cymbella prostrata Navicula protracta Cymbella reichardtii Navicula pygmaea Cymbella tumida Navicula recens Diatoma moniliformis (ellipt./ovale Sippen) Navicula rhynchotella Diatoma problematica Navicula saprophila Diatoma vulgaris Navicula schoenfeldii Fragilaria capucina var. capucina Navicula schroeterii Fragilaria capucina var. vaucheriae Navicula scutelloides Fragilaria famelica Navicula seminulum Fragilaria fasciculata Navicula slesvicensis Fragilaria pulchella Navicula splendicula Frustulia vulgaris Navicula sublucidula Gomphonema augur Navicula subminuscula Gomphonema minutum Navicula tripunctata Gomphonema olivaceum var. olivaceolacuum Navicula trivialis Gomphonema pseudoaugur Navicula veneta Gyrosigma acuminatum Navicula viridula-Sippen Gyrosigma nodiferum Nitzschia acicularis Navicula accomoda Nitzschia acula Navicula arvensis var. maior Nitzschia amphibia Navicula atomus Nitzschia calida Navicula atomus var. permitis Nitzschia capitellata Navicula canoris Nitzschia clausii Navicula capitata Nitzschia communis Navicula capitatoradiata Nitzschia constricta Navicula cari Nitzschia debilis Navicula cincta Nitzschia dissipata Navicula citrus Nitzschia dravaillensis Navicula cryptocephala Nitzschia filiformis Navicula cryptofallax Nitzschia fonticola Navicula cuspidata Nitzschia fossilis Navicula erifuga Nitzschia frustulum Navicula gastrum Nitzschia heufleriana Navicula goeppertiana Nitzschia hungarica Nitzschia inconspicua Nitzschia subacicularis Nitzschia intermedia Nitzschia supralitorea Nitzschia levidensis Nitzschia tryblionella Nitzschia levidensis var. salinarum Nitzschia umbonata Nitzschia liebetruthii Nitzschia vermicularis Nitzschia linearis-Sippen Nitzschia wuellerstorffii Nitzschia microcephala Pinnularia gibba Nitzschia palea Rhoicosphenia abbreviata Nitzschia paleacea Rhopalodia gibba Nitzschia pusilla Simonsenia delognei Nitzschia sigmoidea Surirella brebissonii Nitzschia sociabilis Surirella minuta Nitzschia solita

563 7.5.4 Gesamtbewertung von Seen mit Makrophyten & Phytobenthos Die WRRL sieht die gesamte Organismengruppe Makrophyten & Phytobenthos als eine der vier biologischen Komponenten zur Bewertung des Gewässerzustandes. Daher müssen die Be- wertungsverfahren, die für die beiden Teilkomponenten erarbeitet worden sind, als Module oder auch Metrics für die Bewertung im Sinne der Wasserrahmenrichtlinie betrachtet werden.

7.5.4.1 Verschneidung der Metrics Makrophyten und Diatomeen Für die Gesamtbewertung der Fließgewässer mit der Biokomponente Makrophten & Phytobenthos ist es unbedingt erforderlich, dass die Bewertungen der beiden Teilmodule Makrophyten und Diatomeen exakt nach den dort beschriebenen Methoden vorgenommen wird. Das setzt auch die korrekte Bestimmung des biozönotischen Typs voraus.

Um die Ergebnisse der Metrics Makrophyten und Diatomeen vergleichbar zu machen, müssen die Indexwerte umgerechnet werden. Eine einheitliche Skala von „0“ bis „1“ bietet sich an. Der Wert „1“ bedeutet dabei bestmöglicher ökologischer Zustand im Sinne der WRRL und damit Zustands- klasse 1. „0“ dagegen höchste Degradation des Gewässers, d. h. Zustandsklasse 5. Die Umrech- nung für das Modul „Makrophyten“ (Referenzindex, RI) erfolgt nach Gleichung 54. Das Ergebnis des Moduls „Diatomeen“ (DiatomeenindexSeen, DISeen) bewegt sich bereits auf dieser Skala und muss deswegen nicht umgerechnet werden.

Gleichung 54 Umrechnung des Moduls RISeen (ReferenzindexSeen Makrophyten) auf eine Skala von 0 bis 1.

(RI +100) *0,5 MMP = Modul Makrophytenbewertung = Seen M MP 100 RISeen = typbezogener berechneter ReferenzindexSeen

Die Berechnung des Indexes aus den Komponenten erfolgt nach Gleichung 55. Sollte ein berech- netes Einzelmodul als nicht gesichert angesehen werden müssen, wird der Makrophyten- Phyto- benthos-Index für Seen (M&PSeen) dem Ergebnis des gesicherten Moduls gleichgesetzt. Allerdings ist dann das Endergebnis kritisch zu überprüfen!

Gleichung 55 Berechnung des Indexwertes M&PSeen zur Ermittlung des ökologischen Zustandes eines Sees bei zwei gesicherten Modulen.

+ M&Pseen = Makrophyten & Phytobenthos-Index für Seen M MP M D = M = Modul Makrophyten M &PSeen MP 2 MD = Modul Diatomeen

7.5.4.2 Ermitteln der Ökologischen Zustandsklasse Getrennt nach Ökoregionen sind in Tabelle 298 bis Tabelle 309 die Grenzen des berechneten

Index M&PSeen für die Zuordnung der Ökologischen Zustandsklasse nach WRRL dargestellt. Im Falle einer ungesicherten Bewertung eines Moduls werden diese Ergebnisse zwar unterstützend zur Interpretation des Gesamtergebnisses herangezogen, aus der Ermittlung der Ökologischen Zustandsklasse nach WRRL aber herausgelassen. Die Indexgrenzen für den Fall ungesicherter Einzelbewertungen sind ebenfalls in den genannten Tabellen aufgeführt.

564 Alpen und Alpenvorland

Bewertung mit den Modulen Makrophyten und Diatomeen

Tabelle 298 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen: Seen der Region Alpen und Alpenvorland

MATHES et al. Typ 1 bis 4

Diatomeen D_1

Makrophyten Typ AK(s)

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,85 2 <0,85 – 0,53 3 <0,53 – 0,29 4/5 <0,29 – 0,00

Bewertung mit dem Modul Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Makrophyten

Tabelle 299 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Seen der Region Alpen und Alpenvorland

MATHES et al. Typ 1 bis 4

Diatomeen D_1

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,83 2 <0,83 – 0,55 3 <0,55 – 0,30 4/5 <0,30 – 0,00

Tabelle 300 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Seen der Region Alpen und Alpenvorland

MATHES et al. Typ 1 bis 4

Makrophyten Typ AK(s)

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,87 2 <0,87 – 0,51 3 <0,51 – 0,28 4/5 <0,28 – 0,00

565 Mittelgebirge

Bewertung mit den Modulen Makrophyten und Diatomeen

Tabelle 301 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen: Silikatisch geprägte Seen des Mittelgebirges

MATHES et al. Typ 9

Diatomeen D_2

Makrophyten Typ MTS

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,91 2 <0,91 – 0,63 3 <0,63 – 0,30 4/5 <0,30 – 0,00

Bewertung mit dem Modul Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Makrophyten

Tabelle 302 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesicherten Modul Makrophyten: Silikatisch ge- prägte Seen des Mittelgebirges

MATHES et al. Typ 9

Diatomeen 2

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,83 2 <0,83 – 0,55 3 <0,55 – 0,30 4/5 <0,30 – 0,00

Bewertung mit dem Modul Makrophyten, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen Nur in seltenen Ausnahmefällen ist eine korrekt genommene und aufbereitete Diatomeenprobe nicht auszuwerten. Wenn möglich sollte eine Probestelle, bei deren Beprobung dieser Fall eintritt, nochmals beprobt werden, da anzunehmen ist, dass bei einem der Arbeitsschritte ein Fehler unterlaufen ist oder der Zeitpunkt der Probenahme unmittelbar nach einer Störung der Umgebung vorgenommen wurde. Ist letzteres der Fall, sind auch die Ergebnisse der anderen Module kritisch zu überprüfen.

Tabelle 303 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesicherten Modul Diatomeen: Silikatisch geprägte Seen des Mittelgebirges

MATHES et al. Typ 9

Makrophyten Typ MTS

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 2 <1,00 – 0,70 3 <0,70 – 0,30 4/5 <0,30 – 0,00

566 Norddeutsches Tiefland

Die Typen 12 und 14 nach MATHES et al. können nur mit dem Modul Makrophyten bewertet werden. Die Indexgrenzen finden sich in der Kategorie Bewertung mit dem Modul Makrophyten, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen in Tabelle 309.

Bewertung mit den Modulen Makrophyten und Diatomeen

Tabelle 304 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen: Geschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes

MATHES et al. Typ 10 und 13

Diatomeen D_3

Makrophyten Typ TKg

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,69 2 <0,69 – 0,38 3 <0,38 – 0,26 4/5 <0,26 – 0,00

Tabelle 305 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen: Ungeschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes mit großem Einzugsgebiet und einer Verweildauer von über 30 Tagen

MATHES et al. Typ 11

Diatomeen D_4

Makrophyten Typ TKp

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,61 2 <0,61 – 0,19 3 <0,19 – 0,09 4/5 <0,09 – 0,00

567 Bewertung mit dem Modul Diatomeen, anzuwenden bei ungesichertem Modul Makrophyten

Tabelle 306 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Makro- phyten: Geschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes

MATHES et al. Typ 10 und 13

Diatomeen D_3

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,69 2 <0,69 – 0,25 3 <0,25 – 0,07 4/5 <0,07 – 0,00

Tabelle 307 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Ungeschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes mit großem Einzugsgebiet und einer Verweildauer von über 30 Tagen

MATHES et al. Typ 11

Diatomeen D_4

ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,63 2 <0,63 – 0,38 3 <0,38 – 0,19 4/5 <0,19 – 0,00

568 Bewertung mit dem Modul Makrophyten, anzuwenden bei ungesichertem Modul Diatomeen Nur in seltenen Ausnahmefällen ist eine korrekt genommene und aufbereitete Diatomeenprobe nicht auszuwerten. Wenn möglich sollte eine Probestelle, bei deren Beprobung dieser Fall eintritt, nochmals beprobt werden, da anzunehmen ist, dass bei einem der Arbeitsschritte ein Fehler unterlaufen ist oder der Zeitpunkt der Probenahme unmittelbar nach einer Störung der Umgebung vorgenommen wurde. Ist letzteres der Fall, sind auch die Ergebnisse der anderen Module kritisch zu überprüfen.

Tabelle 308 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen; Geschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes

MATHES et al. Typ 10 und 13

Makrophyten Typ TKg

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,70 2 <0,70 – 0,50 3 <0,50 – 0,45 4/5 <0,45 – 0,00

Tabelle 309 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zu- standsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Ungeschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes

MATHES et al. Typ 11

Makrophyten Typ TKp

Ökologische Zustandsklasse 1 1,00 – 0,60 2 <0,6 – 0,01 3 0,00 4/5 Makrophytenverödung

569 Verschneiden des Ergebnisses mit zusätzlichen Kriterien Das Einzelbewertungsverfahren für das Modul Makrophyten sieht nach der Ermittlung des ökolo- gischen Zustandes durch die Berechnung des jeweiligen Indexwertes noch eine Überprüfung verschiedener Metrics vor. In die Bewertung der Biokomponente Makrophyten & Phytobenthos werden diese zusätzlichen Kriterien ebenfalls eingebracht. Sie gehen am Schluss in die Gesamtbewertung ein. Wird beispielsweise im Makrophytentyp AK (Stellen Karbonatreicher Seen der Alpen und des Alpenvorlandes) mehr als 10 % der Arten aus der Artengruppe C gefunden, und wird bei der Berechnung der Gesamt-Zustandsklasse eine 1 vergeben, so wird um eine Zustandsklasse abgestuft. Diese Zusatzkriterien werden im Folgenden dargestellt. Ist der errechnete Indexwert des Moduls nicht gesichert, werden auch die relevanten Zusatzkriterien nicht auf das Gesamtergebnis angewendet. Alle Voraussetzungen (sofern nicht anders vermerkt) der Anwendung von Zusatzkriterien sowie die Modifikationen des Ergebnisses beziehen sich auf die Gesamtauswertung bzw. die Ökologische Zustandsklasse der gesamten Biokomponente Makrophyten & Phytobenthos!

Alpen und Alpenvorland • Makrophyten: AK(s) falls C > 10 % und ökologischer Zustand = 1 Æ 1 Klasse abstufen

570 7.6 Aufwandsabschätzung

Makrophyten Die Untersuchungen im Freiland (vgl. Handlungsanweisung) dauern pro Stelle 30 bis 90 Minuten. Entscheidend sind die Gegebenheiten vor Ort wie die Sichtverhältnisse, Ufermorphologie und die sich daraus ergebende Länge des zu untersuchenden Transekts sowie der Artenreichtum des Be- wuchses. Zusätzlich sind Anfahrtszeit und Vorbereitungen vor Ort (z. B. Boot zu Wasser bringen) zu berücksichtigen. Aus diesem Grund ist anzumerken, dass sich bei Untersuchung mehrerer Stellen innerhalb eines Gewässers der durchschnittliche Zeitaufwand pro Stelle verkürzt.

Es wird empfohlen, die Beprobung von zwei Personen durchführen zu lassen. Die zusätzliche Aufnahme von Strukturfaktoren nimmt maximal zehn Minuten zusätzlich zur Kartierung der Ve- getation in Anspruch.

Die durchgeführte Kartierungsmethodik mit verschiedenen Entnahmegeräten ist ein einfach durch- zuführendes, kostengünstiges Probenameverfahren, das in dem Großteil der Gewässer problemlos anwendbar ist. Unter besonderen Bedingungen wie starkem Wind (ab Windstärke 3 bzw. 4) kann sich jedoch die Durchführung einer Tauchkartierung als sinnvoller erweisen (KIELER INSTITUT FÜR LANDSCHAFTSÖKOLOGIE 2002). Auch in Seen mit Vorkommen seltener Arten sollte die Durch- führung der schonenden Tauchkartierung in Erwägung gezogen werden.

Zur Nachbestimmung von im Gelände nicht determinierbarer Arten (z. B. Characeen) werden pro Stelle 10 bis 60 Minuten benötigt.

Diatomeen Die Erfassung des ökologischen Zustands eines Gewässerabschnitts umfasst die Probenahme, die Präparation des Diatomeenmaterials, die Ermittlung der Artenzusammensetzung und der Arthäu- figkeiten durch Zählung von 500 Schalen im Lichtmikroskop, die EDV-Erfassung der Gesell- schaftsstrukturen sowie die Berechnung der erforderlichen Metrics und der resultierenden Ökolo- gischen Zustandsklasse. Für die Probenahme (exclusive Planung und Anfahrt) ist ein Zeitaufwand von 20 Minuten zu veranschlagen. Die mittlere Dauer der Präparation ist abhängig von der Aufbe- reitungsmethode und der jeweiligen Zahl der Proben bzw. der Größe der zur Verfügung stehenden Kochplatte. Für eine Präparation durch Oxidation in Salz- und Schwefelsäure mit anschließender Konservierung der Proben und Anfertigung von Dauerpräparaten ist eine Gesamtdauer von etwa zwei bis drei Tagen zu veranschlagen – dabei erhöht sich der Aufwand mit steigender Zahl der Proben bis hin zu 50 nur unwesentlich. Die mikroskopische Analyse durch den Experten bewegt sich je nach der Schalendichte im Präparat und der Diversität der Gesellschaft in einem Bereich von einer bis drei Stunden, für die EDV-Erfassung ist eine mittlere Dauer von 20 Minuten zugrunde zu legen. Der Aufwand für die Umsetzung der Daten in die Bewertung ist abhängig vom Vorhan- densein spezieller Software (siehe Kapitel 9).

Gesamtverfahren Ein Überblick über die benötigten Zeiten wird in Tabelle 310 dargestellt. Die Zeiten für die An- fahrt und das Auffinden der jeweiligen Probestelle sind nicht mit berücksichtigt. Für die Präpara- tion der Diatomeenproben, ist der Zeitaufwand bei der Bearbeitung von bis zu ca. 50 Proben etwa gleich bleibend zwei bis drei Tage. Daher wird die Präparation nicht in der Tabelle aufgeführt.

571 Tabelle 310 Überblick über den benötigten Zeitaufwand zur Bewer- tung der Komponente Makrophyten & Phytobenthos nach WRRL pro Probestelle und Beprobung

Mindest- Maximal- mittlerer Aufwand Aufwand Aufwand Makrophyten 2 h 3 h 2,5 h Diatomeen2 h4 h3 h

Gesamt4 h7 h5,5 h

572 8 Möglichkeiten und Grenzen der Methode

Das Verfahren bietet die Möglichkeit, den ökologischen Zustand der natürlichen größeren Ober- flächengewässer in Deutschland nach den Vorgaben der Wasserrahmenrichtlinie anhand der Bio- komponente Makrophyten & Phytobenthos zu bewerten. Künstliche Gewässer wurden in dem entwickelten System nicht berücksichtigt. Eine Bewertung eines gesamten Sees ist im Moment noch nicht möglich, lediglich die Bewertung von Seestellen.

Die noch existierenden Defizite in den Teilorganismengruppen können basierend auf dieser Grundlage erkannt und in einer Erprobungs- und Erweiterungsphase verringert werden

8.1 Makrophyten

Mit den vorgestellten Bewertungssystemen wurde eine Möglichkeit zur ökologischen Beurteilung von Fließgewässern und Seen anhand ihrer Makrophytenvegetation im Sinne der EG- Wasserrahmenrichtlinie geschaffen. Das Verfahren ist grundsätzlich für alle Fließgewässer-Typen der Bundesrepublik Deutschland mit Einzugsgebietsgrößen > 10 km² sowie für alle Seen > 50 ha anwendbar und bietet daher die Möglichkeit einer flächendeckenden Bewertung der Oberflächen- gewässer. Weitere Aufgliederungen der verwendeten Typologien oder die Einführung zusätzli- cher Typen sind möglich und denkbar. Ob diese nötig werden, kann erst die Anwendung des Ver- fahrens auf eine große Anzahl von Probestellen zeigen.

Den Bewertungssystemen liegt die in der WRRL geforderte Definition der Degradation als Abwei- chung der Biozönose von der Referenzbiozönose zugrunde. Artenzusammensetzung und Abundanz der Makrophytenbiozönose an einer Untersuchungsstelle werden gemäß Vorgabe der WRRL bei der Berechnung des Referenzindex berücksichtigt.

Die Anwendungsmodalitäten für das Bewertungsverfahren erlauben eine ressourcenschonende, praktikable Durchführung der Kartierungen sowie der Datenauswertung. Der personelle und ma- terielle Aufwand ist verhältnismäßig gering, es werden keine kostenintensiven Probenahmegeräte benötigt. Die erforderlichen Berechnungen können mit Standard-Computerprogrammen durchge- führt werden.

Der Versuch, ein Bewertungsschema anhand der helophytischen Makrophytenvegetation an Fließgewässern und Seen zu erarbeiten, war nicht erfolgreich. Die Biozönosen emerser Wasser- pflanzen in Fließ- und Stillgewässern weisen eine hohe natürliche Variabilität auf. Eine Indikation struktureller Degradationen anhand von Makrophyten erwies sich somit als nicht durchführbar (vgl. Kapitel 6.2.2). Grundsätzlich ist festzuhalten, dass die vorgestellten Bewertungsverfahren auf der Untersuchung von Fließgewässerabschnitten bzw. Seestellen basieren. Die Möglichkeit einer flächendeckenden Anwendung der Verfahren ist bei geeigneter Probestellenauswahl gegeben. Durch eine gezielte

573 Auswahl einzelner Probestellen können auch spezielle Fragestellungen (z. B. lokal begrenzte Be- lastungen) untersucht werden. Die Bewertung nach WRRL soll sich auf Wasserkörper beziehen. Bei Fließgewässern sind dies definierte Abschnitte, bei Seen meist das ganze Gewässer. Für eine Bewertung ganzer Seen muss daher noch ein Verfahren erarbeitet werden, das die Einzelbewertungen der untersuchten Ab- schnitte zu einer Gesamtbewertung integriert. Hierbei muss vor allem die Frage geklärt werden, wie viele Probestellen für die Bewertung ganzer Seen untersucht werden müssen. Die vorgestellten Bewertungssysteme bieten einerseits die Möglichkeit, flächendeckende Litoralkartierungen ganzer Seen durchzuführen (vgl. MELZER & SCHNEIDER 2001). Andererseits sind aber auch stichprobenartige Untersuchungen mehrerer über ein Gewässer verteilter Probestellen denkbar. Die Aufteilung der Gewässer in einzelne Untersuchungsabschnitte bietet dabei zusätzlich die Möglichkeit, punktuelle Belastungen zu identifizieren.

Die Verschneidung der Bewertungsergebnisse der einzelnen Untersuchungsstellen zu einer für das ganze Gewässer gültigen Gesamtbewertung war nicht Gegenstand der vorliegenden Untersu- chung. Es wird jedoch empfohlen, diese Fragestellung in einem weiterführenden Projekt einge- hender zu bearbeiten. Die vorgestellten Bewertungssysteme bieten hierfür eine optimale Basis.

8.1.1 Fließgewässer Eine natürliche Begrenzung erfährt die Anwendbarkeit des vorgestellten Bewertungssystems in Fließgewässern, die von Natur aus (z. B. aufgrund starker Beschattung) arm an makrophytischer Vegetation sind. Bei zu geringen Gesamtquantitäten der Makrophyten an einer Probestelle muss der Index als nicht gesichert gelten. In solchen Fällen muss der ökologische Zustand einer Probe- stelle durch die Untersuchung anderer Organismengruppen bzw. allgemeiner Belastungsfaktoren verifiziert werden (vgl. Kapitel 6.2.2).

Defizite in der Datengrundlage zeigten sich für die Fließgewässer-Typen TNg, Mg und TR. Für die großen Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes (TNg,) sowie der Mittelgebirge, Voralpen und Alpen (Mg) liegen jeweils nur sechs Probestellen vor, jedoch keine Referenzstellen. Eine Be- wertung von großen Strömen in Nord- und Süddeutschland kann damit ohne Erhebung weiterer Daten nicht vorgenommen werden. Für die rhithral geprägten Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes (TR) existieren 19 Probestellen, davon eine Referenzstelle. Eine Beschreibung der De- gradation als Abweichung von der Referenz ist damit nicht durchführbar. Als Grundlage für eine Bewertung kann das für den Typ TN entwickelte Verfahren dienen, da die Artengruppen für diesen Typ auch Taxa enthalten, die in eher rhithral geprägten Gewässern vorkommen. Eine weiter- führende Einteilung der Indexgrenzen für die Ökologischen Zustandsklassen sollte jedoch nur auf der Basis weiterer Untersuchungen von (Referenz)gewässern des Typs TR erfolgen.

Die Eignung der Kartierungsmethode für große Fließgewässer ist kritisch zu bewerten, da solche Flüsse in der Regel nicht durch Begehung des gesamten Gewässerquerschnittes untersucht werden können. Die Verwendung eines ausziehbaren Rechens zur Beprobung dieser Gewässer vom Ufer aus stellt eine Hilfskonstruktion dar. Da Flüsse und Ströme meist planktondominiert sind und sich die Makrophytenvegetation auf die Randbereiche konzentriert (POTT & REMY 2000), wird aber zumindest der Hauptteil der Makrophytenbiozönose im Gewässer erfasst. Als bessere Lösung wä- re dennoch die Verwendung eines Bootes mit Außenbordmotor in Verbindung mit Rechen oder Greifern (vgl. Methodik der Seenkartierung) anzusehen. Im vorliegenden Projekt wurde auf die

574 Verwendung eines Bootes für die Fließgewässer-Kartierung aus logistischen Gründen verzichtet. Für zukünftig nach WRRL durchzuführende Standarduntersuchungen großer Fließgewässer wird jedoch die Kartierung vom Boot aus empfohlen.

Begrenzend für die Gültigkeit des Bewertungssystems wirkt auch die Auswahl der Untersu- chungsstellen (vgl. SCHMEDTJE et al. 2001a). Grundsätzlich ist daher das Schema nicht für Fließ- gewässer mit Einzugsgebietsgrößen < 10 km² anwendbar. Bestimmte Sonderfälle, wie z. B. Moor- oder Marschgewässer bzw. tidebeeinflusste Gewässer wurden ebenfalls von der Untersuchung ausgenommen, ebenso erheblich veränderte („heavily modified“) oder künstliche Gewässer. Sol- che Fließgewässerabschnitte können daher mit dem vorgestellten Bewertungsystem nicht bewertet werden.

Bei den Kartierungsarbeiten wurden darüber hinaus keine Untersuchungen im direkten Einfluss- bereich von Brücken, Wehren oder Stauwerken durchgeführt (vgl. Kapitel 6.3.2). Mit dem Be- wertungssystem können daher für solche stark degradierten Gewässerabschnitte ebenfalls keine Aussagen getroffen werden.

8.1.2 Seen Das vorgestellte Bewertungsverfahren bietet eine Möglichkeit zur Beurteilung einer Vielzahl von Seestellen nach den Anforderungen der WRRL. Wie in Fließgewässern beschränkt sich die Anwendbarkeit des Systems auf Stellen, die natürlicherweise geeignete Bedingungen für einen Bewuchs mit submersen Makrophyten bieten. In einigen Fällen (z. B. Stellen mit ungünstigem Substrat) muss auf Untersuchungen anderer Organismengruppen bzw. allgemeiner Belastungs- faktoren zurückgegriffen werden (vgl. Kapitel 6.2.2). Trotz des umfangreichen Untersuchungsprogramms konnten nicht alle natürlich vorhandenen Seetypen mit Referenzstellen abgedeckt werden. Hierzu zählen die karbonatreichen Seen der Mittelgebirge, von denen nur eine geringe Anzahl natürlicher Vertreter existiert. Ebenfalls von der Untersuchung ausgenommen waren Sondertypen wie dystrophe und stark salzbeeinflusste sowie künstliche Seen.

Weitere Defizite bestehen in der Datengrundlage der Seen des Tieflandes. Aufgrund der wenigen Referenzstellen dieser Region konnten nur zwei Typen unterschieden und bewertet werden. Eine weitere Unterteilung z. B. nach Gesichtspunkten der Verweilzeit erscheint zwar sinnvoll, konnte aber wegen fehlender Referenzstellen in stark durchflossenen Seen nicht in ein eigenes Bewer- tungsverfahren umgesetzt werden. Es besteht jedoch die Möglichkeit, dass diese Lücke im Daten- satz durch laufende Untersuchung zur Rekonstruktion historischer Referenzzustände geschlossen werden kann (vgl. KÖRNER 2003).

575 8.2 Diatomeen

Mit dem entwickelten Bewertungsverfahren wurde die Möglichkeit zur ökologischen Bewertung natürlicher Fließgewässer und Seen anhand ihrer Diatomeenflora gemäß den Vorgaben der EG- Wasserrahmenrichtlinie geschaffen. Das Verfahren ist grundsätzlich für alle Fließgewässertypen der Bundesrepublik Deutschland mit Einzugsgebietsgrößen über zehn Quadratkilometer und für Seen mit einer Größe über 50 Hektar anwendbar. Eine Erweiterung der vorgelegten diatomeenba- sierten Typologien ist problemlos möglich und im Falle bestimmter Typen – etwa den Weichwas- serseen der Mittelgebirge – bei erweitertem Kenntnisstand zu erwarten. Die Bewertungsverfahren basieren auf der von der EG-Wasserrahmenrichtlinie vorgegebenen Definition der Gewässerde- gradation als Abweichung der vorhandenen Gesellschaft von der typspezifischen Referenzzönose. Der Bewertung liegen die Artenzusammensetzung und Abundanzen zugrunde.

Diatomeen sind in allen aquatischen Lebensräumen über das ganze Jahr hinweg zu finden und pri- mär Indikatoren stofflicher Zustände. Eine Bewertung struktureller Degradation ist anhand der Gruppe nicht möglich. Infolge ihrer kurzen Reaktionszeiten integrieren sie über deutlich kürzere Zeiträume als Makrophyten. Dies bietet die Möglichkeit, bei entsprechender Fragestellung auch Veränderungen im Jahresverlauf aufzuzeigen, macht aber in diesem Fall eine mehrmalige Probe- nahme erforderlich. Aufgrund ihrer weiten geographischen Verbreitung – so ist die Diatomeenflo- ra Mitteleuropas als weitgehend homogen anzusehen – können Bewertungsverfahren auf der Ba- sis von Diatomeen über nationale Grenzen hinweg angewendet werden. Defizite ergeben sich aus der im Falle einiger Gewässertypen unzureichenden Datenlage. So kön- nen derzeit die silikatischen und organischen Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes aufgrund des Fehlens einer ausreichenden Zahl von Referenzgewässern nicht bewertet werden. Glei- ches gilt für die im sehr guten ökologischen Zustand eutrophen Seentypen Norddeutschlands, in denen die prinzipielle Eignung der Organismengruppe zu überprüfen bleibt. Gleichfalls nicht erfasst wurde die Diversität der Typen bei den Weichwasserseen. Ursächlich ist das Fehlen von Re- ferenzstellen in entsprechenden Seen, von denen nur wenige eine Größe von 50 Hektar über- schreiten. Nicht bewertbar auf der Grundlage des derzeitigen Kenntnisstandes sind zudem versauerte und versalzte bzw. natürlicherweise stark salzhaltige Seen.

8.3 Phytobenthos ohne Diatomeen

Mit der hier vorgestellten Arbeit ist für Fließgewässer in Deutschland zum ersten Mal die große Gruppe des Phytobenthos ohne Diatomeen und Charales umfassend bearbeitet worden. Es wurde ein Verfahren entwickelt, mit dem auch über diese Gruppe eine Bewertung der Probestelle zum Zeitpunkt der Probenahme nach den Maßgaben der WRRL möglich ist. Damit wurde der grundlegenden Funktion der benthischen Algen im Ökosystem der Fließgewässer Rechnung getragen. Eine umfassende und robuste Bewertung der Fließgewässer kann nun unter Beachtung aller wichtigen Komponenten erfolgen. Bei der Entwicklung des Verfahrens wurden die Vorgaben der WRRL möglichst genau umgesetzt. Es erfolgt eine typspezifische Bewertung, ausgehend von der Zusammensetzung und der Abundanz der Arten an der Probestelle. Die verschiedenen Ökologischen Zustandsklassen werden abgegrenzt durch die Unterschiede im Vorkommen von 84 Taxa aus neun Klassen. Damit steht

576 ein großer Artenpool sowohl makroskopischer als auch mikroskopischer Taxa für eine Indikation zur Verfügung. Das hier vorgeschlagene Verfahren ist außerdem flexibel für zukünftige Ent- wicklungen, so können weitere Indikatorarten eingearbeitet werden.

Das hier erarbeitete Bewertungsverfahren gilt für Fließgewässer Deutschlands, die im Mittelge- birge oder im Norddeutschen Tiefland liegen. Für Probestellen in den Alpen und im Alpenvorland müssen erst weitere Untersuchungen erfolgen. Dabei stellen die Daten aus dem vorliegenden Projekt eine gute Grundlage dar, auf der aufgebaut werden kann.

Die Bewertung ist zur Zeit am sichersten für die silikatisch geprägten Regionen der Mittelgebirge und für organisch geprägte Fließgewässer im Norddeutschen Tiefland. Bei der Bewertung der Fließgewässergruppe „Karbonat“ sind die Unsicherheiten zur Zeit am größten. Die in dieser Un- tersuchung erfassten Probestellen zeichnen sich durch relativ hohe Nährstoffgehalte aus. Für eine Typabgrenzung mithilfe von Referenzgesellschaften werden aber Standorte mit möglichst geringen anthropogenen Beeinflussungen benötigt. Es sollten gezielte Nacherhebungen an möglichst unbeeinträchtigten Standorten erfolgen. Die Erstellung eines Leitbildes anhand von historischen Daten bzw. Literaturangaben ist auf Grund der problematischen Datenlage schwierig. Zusätzlich wäre ein Vergleich mit den Ergebnissen anderer EU-Länder möglich, die ähnliche Fließgewäs- sertypen in besseren Zuständen besitzen. Dazu müsste die Methodik und Erfassung des Phyto- benthos vergleichbar erfolgen.

Um eine Bewertung der Probestelle mithilfe des Phytobenthos ohne Diatomeen durchführen zu können, ist eine verlässliche Routine notwendig. Das hier vorgeschlagene Verfahren stellt einen ersten Entwurf dar. Dieser muss im weiteren geprüft werden auf seine Anwendbarkeit in der täg- lichen Praxis. Dies betrifft die Probenahmetechniken und die zur Verfügung stehende Literatur. Die Bestimmungsliteratur ist zur Zeit noch sehr unübersichtlich. In einigen Fällen müssen Taxo- nomie, ökologische Ansprüche und geographische Verbreitung der Taxa überprüft werden. Die Aussagen werden sicherer, wenn teilweise noch bestehende Unsicherheiten hinsichtlich der Indi- katorarten beseitigt werden könnten. Auch in Seen kann Phytobenthos bedeutende Biomassen entwickeln (z. B. im Norddeutschen Tief- land) und daher bewertungsrelevant sein. Wegen der fehlenden Grundlagen und der finanziellen Begrenzung konnte diese Gruppe im Ramen des vorliegenden Projekts nicht bearbeitet werden. Die Erarbeitung solcher Grundlagen in einem weiteren Projekt wäre erforderlich, um eine Bewertung von Seen mit dieser Gruppe zu ermöglichen.

577 9 Ausblick

Nach Abschluss des Projektes ist die Erprobung der vorgestellten Bewertungssysteme geplant. Sie soll anhand von externen Daten, die nicht zur Entwicklung der Bewertungsverfahren herangezogen wurden vorgenommen werden. Anhand der dann gewonnenen Erkenntnisse können Lücken im Verfahren geschlossen und die Genauigkeit der Bewertung gesteigert werden.

Für die Berechnung der einzelnen Module soll ein DV-Tool entwickelt werden, das die Ermitt- lung der Gewässertypen und die Berechnung der Indexwerte vereinfacht und beschleunigt.

9.1 Makrophyten

Weiterer Forschungsbedarf besteht aus derzeitiger Sicht vor allem in der Erhebung fehlender Da- ten zur Bewertung von bisher nicht abgedeckten Typen (Fließgewässer-Typen TNg, Mg und TR sowie für karbonatreiche Seen im Mittelgebirge). Darüber hinaus sollte die Möglichkeit geprüft werden, ein standardisiertes und für das Bewertungssystem angepasstes Bestimmungswerk für Makrophyten in Fließgewässern und Seen zu erarbeiten. Diese Notwendigkeit ergibt sich v. a. daraus, dass die wichtigste Bestimmungsliteratur für Makrophyten (CASPER & KRAUSCH 1980, 1981) derzeit nicht mehr im Handel erhältlich ist. Die im Rahmen des Projektes gesammelten In- formationen zu Autökologie bzw. Habitatbedingungen von Makrophyten in Fließgewässern und Seen könnten darüber hinaus in Form einer Datenbank für weitere Anwendungen zur Verfügung gestellt werden. Die dargestellten Bewertungssysteme für Makrophyten in Seen können derzeit nur zur Beurtei- lung von Probestellen, nicht jedoch zur Bewertung ganzer Seen herangezogen werden. Vor- rangige Aufgabe weiterer Forschungen muss daher die Umsetzung der Bewertungsverfahren für die Bewertung ganzer Seen sein, wobei die Frage nach der nötigen Anzahl von Probestellen sowie deren Auswahl am Gewässer beantwortet werden muss.

9.2 Diatomeen

Die im Rahmen des Projektes entwickelten Bewertungsverfahren anhand benthischer Diatomeen müssen im Rahmen zukünftiger Untersuchungen bzw. anhand vorhandener, nicht im Projekt er- hobener Daten erprobt und gegebenenfalls modifiziert werden. Weiterer Forschungsbedarf besteht insbesondere in der Untersuchung bislang aufgrund mangelnder Daten nicht bewertbarer Typen. Innerhalb dieser kommt den silikatisch und organisch geprägten Fließgewässern des Norddeut- schen Tieflandes aufgrund ihrer großen Zahl und flächenmäßigen Verbreitung die größte Bedeu- tung zu. Die entwickelten Verfahren erlauben die Bewertung von Stellen bzw. Abschnitten in Fließgewässern und Seen, wobei insbesondere im Falle der Seen die Frage nach der für die Ge- samtbewertung nötigen Zahl und der Auswahl der zu untersuchenden Abschnitte zu klären bleibt. Infolge der Komplexität der Verfahren ist weiterhin die Entwicklung einer Anwender-Software zu

578 empfehlen, die neben der Erfassung der Daten und der Berechnung nötiger Module eine Be- stimmungshilfe in Kombination mit einem autökologischen Teil enthält. Ferner ist auf der Basis der entwickelten Bewertungsverfahren die Möglichkeit zu prüfen, inwieweit vereinfachte Monitoring- Systeme mit reduzierten Artenspektren abgeleitet werden können.

9.3 Phytobenthos ohne Diatomeen

Das hier vorgestellte Bewertungsverfahren fußt auf den im Rahmen des Projektes durchgeführten Probenahmen. Für die Zukunft wäre es von großem Interesse, das Bewertungsverfahren an weiteren Probestellen anzuwenden, um die Gültigkeit der Aussagen zu überprüfen. Hierbei werden sicher weitere Arten gefunden werden, für die im Einzelfall zu prüfen sein wird, ob und wie sie sich in die vier aufgestellten Bewertungskategorien einordnen lassen. Eine Erweiterung des Artenbe- standes, mit dem eine Bewertung vorgenommen werden kann, würde die Anwendbarkeit des Ver- fahrens und die Aussagekraft der Bewertung erhöhen. Bereits aus diesem Grund sollten unbedingt weitere Probenahmen an unterschiedlichen Fließgewässern in den unterschiedlichen Regionen Deutschlands stattfinden. Zusätzliche Probenahmen sind insbesondere für die Fließgewässergrup- pe „Karbonat“ dringend erforderlich. Von Interesse wären auch eine Fortsetzung der Untersu- chungen in der Gruppe der organisch geprägten Fließgewässer. Hier ist der vorliegende Datenpool noch äußerst gering. Für die Bewertung von Probestellen in den Alpen und im Alpenvorland sollte die Anwendbarkeit der in Österreich entwickelten Verfahren sowie die Kompatibilität der Verfahren überprüft werden. Für einzelne Fließgewässer ist zu prüfen, inwieweit die Verwendung künstlicher Substrate angebracht ist. Zum einen könnten so erste Entwicklungsstadien mit ihren Wuchsformen gut beobachtet werden (z. B. bei Stigeoclonium), zum anderen könnten empfindliche Arten nachgewiesen werden, die später von robusteren Arten überwuchert werden.

Das hier vorgestellte Verfahren erfordert ein hohes Maß an Genauigkeit. Eine Reduktion der Ge- nauigkeit, z. B. auf weniger Arten, auf Gattungsniveau bzw. auf Wuchsformen, führt zwangsläu- fig zu einem Informationsverlust. Für eine überblicksweise Überwachung könnte dies vielleicht in Kauf genommen werden. Ein solches Verfahren existiert noch nicht, jedoch könnten die hier ermittelten Ergebnisse eine Grundlage für die Entwicklung darstellen. Dafür unabdingbar wären weitere Untersuchungen zum Vergleich der mit den unterschiedlichen Verfahren erreichbaren Er- gebnisse.

Da noch nicht ausreichend bekannt ist, wie schnell die hier ermittelten Indikatororganismen auf Veränderungen reagieren und wie lange diese Effekte andauern, besteht dringend weiterer For- schungsbedarf zu dieser Frage. Auch der Einfluss saisonaler Schwankungen auf die Bewertung muss genauer untersucht werden. Wegen fehlender Grundlagenkenntnisse und der finanziellen Begrenzung konnte das Phytobenthos ohne Diatomeen im Rahmen des vorliegenden Projektes in Seen nicht bearbeitet werden. Die Er- arbeitung solcher Grundlagen in einem weiteren Projekt wäre erforderlich, um eine Bewertung von Seen mit dieser Gruppe zu ermöglichen. Gerade in Seen des Norddeutschen Tieflandes kann diese Gruppe große Biomassen ausbilden und wäre daher für eine Indikation des Ökologischen Zustandes geeignet.

579 10 Voraussichtlicher Nutzen/Verwend- barkeit

Das entwickelte Verfahren stellt die Grundlage für die Ermittlung des ökologischen Zustandes bundesdeutscher Gewässer mit Makrophyten & Phytobenthos dar. Nach einer Erprobungsphase liegt damit erstmals ein effektives System zur Umsetzung der EG-Wasserrahmenrichtlinie vor. Das Verfahren ist bundesweit gültig und anwendbar.

580 11 Fortschritt auf dem Gebiet bei anderen Stellen

Das Projekt zur Erarbeitung eines Bewertungsverfahrens mit Makrophyten & Phytobenthos für die österreichischen Fließgewässer soll Ende 2003 fertiggestellt werden.

Die deutsche Arbeitsgruppe „Makrozoobenthos“ entwickelt ein Bewertungsverfahren für Fließ- gewässer. Die Projekte „Phytoplankton“ und „Makrozoobenthos“ in Seen sollen ein Bewertungsverfahren für die genannten Organismengruppen in Seen entwickeln.

581 12 Erfolgte oder geplante Veröffentli- chungen des FE-Ergebnisses

12.1 Poster

FOERSTER, J., GUTOWSKI A., KIRST, G.-O., SCHMEDTJE, U.: Benthic Freshwater Algae – In- dicators of the Ecological Status of Running Waters? – Poster auf dem 7th Int. Phycological Congress, Thessaloniki (Greece) 2001

SCHAUMBURG, J., KÖPF, B., SCHRANZ, C., HOFMANN, G., SCHNEIDER, S. (2002): Gewässer- typbezogene Trophieklassifizierung als Metric für ökologische Seenbewertungen zur Umset- zung der Wasserrahmenrichtlinie. – Poster auf der Jahres-Tagung der Deutschen Gesellschaft für Limnologie, Magdeburg 2000.

STELZER, D., MEILINGER, P., SCHNEIDER, S. (2000): Ökologische Bewertung mit Makro- phyten – Kartierungsmethoden für Fließgewässer und Seen. – Poster auf der Jahres-Tagung der Deutschen Gesellschaft für Limnologie, Magdeburg 2000. (Auszeichnung bei der Po- sterprämierung)

12.2 Vorträge

FOERSTER, J., GUTOWSKI, A., SCHAUMBURG, J.: Using benthic algae (except diatoms) to defi- ne different types of running water in Germany. – Vortrag auf dem 3rd Symposium for Euro- pean Freshwater Science, Edinburgh (U.K.) 2003

FOERSTER, J., GUTOWSKI, A.: Aufwuchsalgen (ohne Diatomeen) in norddeutschen Fließgewäs- sern: Erste Ergebnisse aus dem PHYLIB-Projekt. – Vortrag im Seminar „Ökologische Fließ- gewässerbewertung“, LUA Brandenburg, Landeslehrstätte Lebus 2002

GUTOWSKI, A., FOERSTER, J.: Bewertung von Fließgewässern mit Phytobenthos (ohne Diato- meen) zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie. – Vortrag auf der Jahrestagung der Deut- schen Gesellschaft für Limnologie, Braunschweig 2002

HOFMANN, G., SCHRANZ, C., KÖPF, B.: Bewertung von Fließgewässern und Seen mit Diato- meen zur Umsetzung der EG-Wasserrahmenrichtlinie. – Vortrag auf der Jahrestagung der Deutschen Gesellschaft für Limnologie, Braunschweig 2002

582 MEILINGER, P., STELZER, D.: Makrophytische Wasserpflanzen zur ökologischen Gewässerbe- wertung. Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie in Deutschland. – Vortrag am Institut für Hydrobiologie der TU Dresden, 2001

MEILINGER, P., SCHNEIDER, S., MELZER, A.: Makrophyten zur ökologischen Bewertung von Fließgewässern. Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL). – Vortrag auf der Jahrestagung der Deutschen Gesellschaft für Limnologie, Braunschweig 2002

SCHAUMBURG, J. , SCHMEDTJE, U.: Erarbeitung eines leitbildbezogenen Bewertungsverfahrens mit Makrophyten und Phytobenthos zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie. – Vortrag auf der Jahrestagung der Deutschen Gesellschaft für Limnologie, Braunschweig 2002

SCHAUMBURG, J.,SCHRANZ, C.: Leitbildbezogenes Bewertungsverfahren mit Makrophyten und Phytobenthos zur Umsetzung der WRRL. – Vortrag auf der Jahrestagung der Deutschen Ge- sellschaft für Limnologie, Köln 2003

SCHNEIDER, S., STELZER, D., MEILINGER, P.: Submerse Makrophyten zur ökologischen Be- wertung von Seen und Fließgewässern nach den Vorgaben der EU-WRRL. – Vortrag auf dem 9. Wissenschaftlichen Workshop „Ökosystem Boddengewässer – Anforderungen und Perspektiven aus der EU-WRRL“ im Institut für Ökologie der Ernst-Moritz-Arndt-Universität Greifswald. Kloster/Hiddensee 2002

STELZER, D., SCHNEIDER, S., MELZER, A.: Makrophyten zur ökologischen Bewertung von Seen. Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL). – Vortrag auf der Jahrestagung der Deutschen Gesellschaft für Limnologie, Braunschweig 2002

12.3 Bisherige Veröffentlichungen

FOERSTER, J., GUTOWSKI A., KIRST, G.-O., SCHMEDTJE, U. (2001): Benthic Freshwater Algae – Indicators of the Ecological Status of Running Waters? 7th Int. Phycological Congress, Thessaloniki (Greece) 2001. Phycologia 40 (4): 120–121

GUTOWSKI, A., FOERSTER, J. (2003): Bewertung von Fließgewässern mit Phytobenthos (ohne Diatomeen) zur Umsetzung der WRRL. – In: DEUTSCHE GESELLSCHAFT FÜR LIMNOLOGIE (DGL): Tagungsbericht 2002 (Braunschweig). Werder: 80–82

MEILINGER, P. (2003): Makrophyten als Bioindikatoren zur leitbildbezogenen Bewertung von Fließgewässern. Ein Beitrag zur Umsetzung der EG-Wasserrahmenrichtlinie. Dissertation am Department für Ökologie, Wissenschaftszentrum Weihenstephan der TU München, http://tumb1.biblio.tu-muenchen.de/publ/diss/ww/2003/meilinger.pdf

MEILINGER, P., SCHNEIDER, S. (2001): Ökologische Bewertung mit Makrophyten – Kartie- rungsmethoden für Fließgewässer. – In: DEUTSCHE GESELLSCHAFT FÜR LIMNOLOGIE (DGL). Tagungsbericht 2000 (Magdeburg), Tutzing 2001, 174–178

583 MEILINGER, P., SCHNEIDER, S., MELZER, A. (2003): Makrophyten zur Ökologischen Bewer- tung von Fließgewässern – Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie. – In: DEUTSCHE GESELLSCHAFT FÜR LIMNOLOGIE (DGL). Tagungsbericht 2002 (Braunschweig), Werder, 2003, 132–137

MEILINGER, P., STELZER, D., MELZER, A., SCHNEIDER, S. (2002): Makrophytische Wasser- pflanzen zur ökologischen Bewertung von Fließgewässern und Seen nach den Vorgaben der EU-Wasserrahmenrichtlinie. BODDEN 12: 93–105

PASSAUER, B., MEILINGER, P., MELZER, A., SCHNEIDER, S. (2002): Beeinflusst die Struktur- güte von Fließgewässern das Vorkommen von Makrophyten? Acta Hydrochimica et Hydro- biologica 30: 197–206

SCHAUMBURG, J., SCHMEDTJE, U. (2003): Erarbeitung eines leitbildbezogenen Bewertungsver- fahrens mit Makrophyten und Phytobenthos zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie. Gesamtkonzept des Vorhabens. – In: DEUTSCHE GESELLSCHAFT FÜR LIMNOLOGIE (DGL) (Hrsg.): Tagungsbericht 2002 (Braunschweig), Werder: 25–29

SCHAUMBURG, J., KÖPF, B., SCHRANZ, C., HOFMANN, G., SCHNEIDER, S. (2003): Gewässer- typbezogene Trophieklassifizierung als Metric für ökologische Seenbewertungen zur Umset- zung der Wasserrahmenrichtlinie. Vorschlag aus dem Projekt zur Entwicklung des bundesweiten Bewertungsverfahrens für die biologische Qualitätskomponente Makrophyten und Phytobenthos. – In: DEUTSCHE GESELLSCHAFT FÜR LIMNOLOGIE (DGL) (Hrsg.): Tagungs- bericht 2002 (Braunschweig), Werder: 44–46

STELZER, D. (2003): Makrophyten als Bioindikatoren zur leitbildbezogenen Seenbewertung. Ein Beitrag zur Umsetzung der EG-Wasserrahmenrichtlinie in Deutschland. Dissertation am De- partment für Ökologie, Wissenschaftszentrum Weihenstephan der TU München, http://tumb1.biblio.tu-muenchen.de/publ/diss/ww/2003/stelzer.pdf

STELZER, D., SCHNEIDER, S. (2001): Ökologische Bewertung mit Makrophyten – Kartierungs- methoden für Seen. – In: DEUTSCHE GESELLSCHAFT FÜR LIMNOLOGIE (DGL). Tagungsbe- richt 2000 (Magdeburg), Tutzing 2001, S. 91–95

STELZER, D., SCHNEIDER, S., MELZER, A. (2003): Makrophyten zur Ökologischen Bewertung von Seen – Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie. – In: DEUTSCHE GESELLSCHAFT FÜR LIMNOLOGIE (DGL): Tagungsbericht 2002 (Braunschweig). Werder: 35–39

12.4 Geplante Veröffentlichungen

MEILLINGER, P., SCHNEIDER, S., MELZER, A.: Implementation ot the EU Water Framework Directive in Germany: The Reference Index as a tool for the assessment of running waters by the use of aquatic macrophytes. i. V.

584 SCHAUMBURG, J., SCHMEDTJE, U. KÖPF, B., SCHRANZ, C., SCHNEIDER, S., MEILINGER, P. STELZER, D. HOFMANN, G., GUTOWSKI, A., FOERSTER, J.: Makrophyten und Phytobenthos in Flüssen und Seen. Leitbildbezogenes Bewertungsverfahren zur Umsetzung der EG-Wasser- rahmenrichtlinie. Bayerisches Landesamt für Wasserwirtschaft. Informationsbericht, i. V.

SCHAUMBURG, J., SCHRANZ, C., SCHMEDTJE, U., KÖPF, B., HOFMANN, G., STELZER, D., SCHNEIDER, S.: Ecological Classification of Macrophytes and Phytobenthos for Lakes in Germany according to the Water Framework Directive. Limnologica, i.V.

SCHAUMBURG, J., SCHRANZ, C., SCHMEDTJE, U., KÖPF, B., MEILINGER, P., SCHNEIDER, S, HOFMANN, G., GUTOWSKI, A., FOERSTER, J.: Ecological Classification of Macrophytes and Phytobenthos for Rivers in Germany according to the Water Framework Directive. Lim- nologica, i.V.

585 13 Wissenschaftlich-technische Ergebnis- se, erreichte Nebenergebnisse, wesentliche Erfahrungen

13.1 Erfindungen/Schutzrechtsanmeldungen und erteilte Schutzrechte

Dieses Kapitel entfällt.

13.2 Erfolgsaussichten nach Auftragsende

Die hier entwickelte und vorgestellte Methode soll von der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser geprüft, getestet und in deren Arbeitsanleitung zur Umsetzung der EG-Wasserrahmenrichtlinie aufgenommen werden.

Da dieses Verfahren unter den ersten ist, die entwickelt wurden, kann es anderen Mitgliedsstaaten der EU als Grundlage zur Erstellung ihrer eigenen Verfahren dienen.

13.3 Arbeiten die zu keiner Lösung geführt haben

Die Bewertung eines gesamten Wasserkörpers ist im Bereich der Seen noch nicht möglich. Für einige Gewässertypen, sowohl bei Fließgewässern als auch bei Seen, konnten aufgrund geringer Datenlage noch keine Bewertungsverfahren entwickelt werden. Der Ansatz, eine Beurteilung der Strukturgüte eines Gewässers mit Hilfe der Makrophyten und/oder des Phytobenthos zu ermögli- chen, führte zu keiner Lösung.

13.4 Präsentationsmöglichkeiten für Nutzer

Es ist geplant, das Verfahren durch ein EDV-Tool zu ergänzen, das evtl. auch im Internet verfüg- bar gemacht werden kann. Diese Maßnahme würde die Handhabung in der Routine beschleunigen und die Verfügbarkeit garantieren.

586 13.5 Einhaltung der Kosten- und Zeitplanung

Die Zeitplanung konnte unter Einbeziehung einer aus personellen Gründen benötigten Verlängerung eingehalten werden. Die Kostenplanung konnte für den ursprünglich geplanten Projektablauf ohne Verlängerung eingehalten werden. Die zusätzlich benötigten Personalkosten, die durch die Verlänge- rung der Laufzeit notwendig geworden waren, werden zum Teil durch Mittel des LAWA- Förderprogramms 2003/2004 getragen.

587 14 Quellenverzeichnis

ALLES, E. (1999): Fließgewässerversauerung im Schwarzwald. Ökologische Bewertung auf der Basis benthischer Diatomeen. Zentraler Fachdienst Wasser – Boden – Abfall – Altlasten bei der Landesanstalt für Umweltschutz Baden-Württemberg. Handbuch Wasser 2, 507 S.

AMBÜHL, H. (1960): Die Bedeutung der Strömung als ökologischer Faktor. Physikalische, biologische und physiologische Untersuchungen über Wesen und Wirkung der Strömung im Fliessgewässer. Schweizerische Zeitschrift für Hydrologie XXI/2(1959): 133–264

ANAGNOSTIDIS, K., KOMÁREK, J. (1988a): Modern approach to the classification system of cyanophytes 3 – Oscillatoriales. Arch. Hydrobiol.,Algological Studies 50–53: 327–472

ANAGNOSTIDIS, K., KOMÁREK, J. (1988b): Modern approach to the classification system of cyanophytes 5 – Stigonematales. Arch. Hydrobiol., Algological Studies 59: 1–73

ARENDT, K. (1981): Pflanzengesellschaften von Fließgewässern als Indikatoren der Gewässer- verschmutzung, dargestellt am Beispiel des Uecker- und Havelsystems. Limnologica 13/2: 485–500

ARENDT, K. (1982): Soziologisch-ökologische Charakteristik der Pflanzengesellschaften von Fließgewässern des Uecker- und Havelsystems. Limnologica 14/1: 115–152

ARTS, G.H.P., ROELOFS, J.G.M., DE LYON, M.J.H. (1990): Differential tolerances among soft- water macrophyte species to acidification. Canadian Journal of Botany 68/10: 2127–2134

ARZET, K. (1987): Diatomeen als pH-Indikatoren in subrezenten Sedimenten von Weichwasser- seen. Diss. Abt. Limnol. Innsbruck 24, 266 S.

BACKHAUS, D. (1967): Die Makrophytenbesiedlung der obersten Donau und ihrer Quellflüsse. Arch. Hydrobiol. Suppl. XXX/3: 306–320

BACKHAUS, D. (1968a): Ökologische Untersuchungen an den Aufwuchsalgen der oberen Donau und ihrer Quellflüsse. II. Die räumliche und zeitliche Verteilung der Algen. Archiv Hydro- biologie/Supplement XXXIV (Donauforschung III): 24–73

BACKHAUS, D. (1968b): Die Zonierung der Aufwuchsalgen in der obersten Donau und ihrer Quellflüsse. Limnologische Berichte der X. Jubiläumstagung Donauforschung, Bulgarien, Sofia, 10–20. Oktober 1966: 169–174

BACKHAUS, D. (1973): Fließgewässeralgen und ihre Verwendbarkeit als Bioindikatoren. Ver- handlungen der Gesellschaft für Ökologie: 149–168

588 BANNING, M. (1990): Der Rheo-Index – eine Möglichkeit zur Berechnung der Auswirkungen des Flußstaus auf die benthische Lebensgemeinschaft. Erweiterte Zusammenfassung der Jahres- tagung der DGL: 186–190

BARKO, J.W., JAMES, W.F. (1998): Effects of submerged aquatic macrophytes on nutrient dynamics, sedimentation, and resuspension. – In: JEPPESEN, E. SONDERGAARD, M., CHRISTOPHERSEN, C., CHRISTOFFERSEN, K. (Hrsg.): The Structuring Role of Submerged Macrophytes in Lakes. Springer, New York: 197–214

BARKO, J.W., SMART, R.M. (1981): Sediment-based nutrition of submersed macrophytes. Aquatic Botany 10: 339–352

BAUMANN, E. (1911): Die Vegetation des Untersees (Bodensee). Arch. Hydrobiol. Suppl. 1, 544 S.

BAYERISCHES LANDESAMT FÜR WASSERWIRTSCHAFT (1995): Kartier- und Bewertungs- verfahren Gewässerstruktur. Erläuterungsbericht, Kartier- und Bewertungsanleitung, 77 S.

BAYERISCHES STAATSMINISTERIUM FÜR LANDESENTWICKLUNG UND UMWELTFRAGEN (Hrsg., 1996): Flüsse und Seen in Bayern. Gewässergüte und Wasserbeschaffenheit 1995, München, 48 S. + Karten

BECKER, R., WIEGLEB, G., ZIESMER, B., SCHUMANN, G. (1992): BMFT-Forschungsvorhaben „Modellhafte Erarbeitung eines ökologisch begründeten Sanierungskonzeptes kleiner Fließ- gewässer am Beispiel der Hunte“. Wasser- und Ufervegetation im Huntegebiet, C. v. O.- Universität Oldenburg, Abschlussbericht

BEHRE, K. (1961): Die Algenbesiedlung der Unterweser unter Berücksichtigung ihrer Zuflüsse (ohne Kieselalgen). Veröffentlichungen des Institutes für Meeresforschung in Bremerhaven 7: 71–263

BEHRE, K. (1963): Die Algenbesiedlung einiger Häfen in Bremerhaven und ihre Beziehungen zur Verschmutzung dieser Gewässer. Veröffentlichungen des Institutes für Meeresforschung in Bremerhaven VIII: 192–249

BEHRE, K. (1966): Zur Algensoziologie des Süßwassers. Arch. Hydrobiol. 62(2): 125–164

BERG, M.S. VAN DEN, SCHEFFER, M., NES, E. VAN, COOPS, H. (1999): Dynamics and stability of Chara spec.and Potamogeton pectinatus in a shallow lake changing in eutrophication level. Hydrobiologia 408/409: 335–342

BERTSCH, K. (1959): Moosflora von Südwestdeutschland. 3. Auflage, Verlag Eugen Ulmer, Stutt- gart, 234 S.

BOEHMER, J. (2002): Die ökologische Gewässerbewertung nach der Wasserrahmenrichtlinie der EU im Spannungsfeld zwischen wissenschaftlichem Anspruch und praktischen Notwendig- keiten. – In: DEUTSCHE GESELLSCHAFT FÜR LIMNOLOGIE (DGL) (Hrsg.): Tagungsbericht 2001 (Kiel), Tutzing 2002: 34–39

589 BÖHMER, J., RAHMANN, H. (1992): Bioindikationsverfahren zur Gewässerversauerung. Veröf- fentlichungen Projekt „Angewandte Ökologie“ 3, 194 S.

BOURRELLY, P. (1968): Les Algues d’eau douce. Bd II: Les algues jaunes et brunes. Soc. N. Boubée, Paris, 517 S.

BOURRELLY, P. (1970): Les Algues d’eau douce. Bd. III: Les algues bleus et rouges. Les Eu- gléniens, Peridiniens et Cryptomonadines. Soc. N. Boubée, Paris, 606 S.

BOURRELLY, P. (1972): Les Algues d’eau douce. Bd. I : Les algues vertes. Soc. N. Boubée, Paris, 569 S.

BRAAK, C.J.F. TER (1996): Unimodal modals to relate species to environment. DLO Agricultural Mathematics Group, Wageningen, 263 S.

BRAND, F. (1896): Über die Vegetationsverhältnisse des Würmsees und seine Grundalgen. Bot. Centralblatt 1: 1–13

BRÄNDLE, R., POKORNY, J., KVET, J., CIZKOVA, H. (1996): Wetland plants as a subject of in- terdisciplinary research. – In: BRÄNDLE, R., CIZKOVA, H., POKORNY, J. (Hrsg.): Adaptation strategies in wetland plants: links between ecology and physiology. OPULUS Press, Uppsala.

BRAUKMANN, U. (2000): Hydrochemische und biologische Merkmale regionaler Bachtypen in Baden-Württemberg. – In: LANDESAMT FÜR UMWELTSCHUTZ BADEN-WÜRTTEMBERG (Hrsg.): Oberirdische Gewässer, Gewässerökologie. Karlsruhe, 501 S.

BRAUN-BLANQUET, J. (1964): Pflanzensoziologie. Springer-Verlag, Wien, New York, 865 S.

BRAUNE, W. (1975): Studien zur Algenbesiedlung der Saale im Raum Jena. II. Vergleich der jahreszeitlichen Besiedlungsdynamik ober- und unterhalb der Stadt. Limnologica 9: 443–480

BRIEM, E. (2003): Gewässerlandschaften der Bundesrepublik Deutschland. ATV-DVWK Arbeits- bericht, Hennef

BUDDE, H. (1927): Die Rot- und Braunalgen des Westfälischen Sauerlandes. Berichte der Deutschen Botanischen Gesellschaft XLV: 143–150

BUDDE, H. (1928): Die Algenflora des Sauerländischen Gebirgsbaches. Archiv für Hydrobiologie XIX: 433–520

BUDDE, H. (1935): Die Algenflora der Eder. Archiv für Hydrobiologie XXVIII: 240–253

BUDDE, H. (1942): Die Algenflora Westfalens und angrenzender Gebiete. Decheniana 101: 131–214

BÜHL, A., ZÖFEL, P. (2002): SPSS 11. Einführung in die moderne Datenanalyse unter Windows. Pearson Studium, 757 S.

BUNDESAMT FÜR KARTOGRAPHIE UND GEODÄSIE (Hrsg., 1998): Amtliche Topographische Karten auf CD-ROM – Bundesrepublik Deutschland, Maßstab 1: 200 000

590 BUNDESAMT FÜR NATURSCHUTZ (2003): Oligotrophe Stillgewässer des Flach- und Hügellandes mit Vegetation der Littorelletalia uniflora – NATURA 2000-Code: 3110. http://www.bfn.de/03/030301_typ3110.htm (17.02.2003)

BURCK, O. (1947): Die Laubmoose Mitteleuropas. – In: MERTENS, R. (Hrsg.): Abhandlungen der Senckenbergischen Naturforschenden Gesellschaft. Verlag Dr. Waldemar Kramer, Frankfurt am Main. (Abhandlung 477): 1–210

CARBIENER, R., ORTSCHEIT, A. (1987): Wasserpflanzengesellschaften als Hilfe zur Qualitäts- überwachung eines der größten Grundwasser-Vorkommens Europas (Oberrheinebene). – In: MIYAWAKI, A.U.A. (Hrsg.): Vegetation Ecology and Creation of New Environments. Tokyo (Tokai Univ. Press). (= Proceed. Intern. Sym.): 283–312

CARBIENER, R., TREMOLIERES, M., MERCIER, J.L., ORTSCHEIT, A. (1990): Aquatic macrophyte communities as bioindicators of eutrophication in calcareous oligosaprobe stream waters (Upper Rhine plain, Alsace). Vegetatio 86: 71–88

CARIGNAN, R. (1982): An empirical model to estimate the relative importance of roots in phosphorus uptake by aquatic macrophytes. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 39: 243–247

CARIGNAN, R., KALFF, J. (1980): Phosphorus sources for aquatic weeds: Water or sediments? Science 207: 987–989

CARPENTER, S.R., TITUS, J.E. (1984): Composition and special heterogeneity of submersed vegetation in a softwater lake in Wisconsin. Vegetatio 57: 153–165

CASPER, S.J., KRAUSCH, H.-D. (1980): Pteridophyta und Anthophyta. 1. Teil. – In: ETTL, H., GÄRTNER, G., HEYNIG, H. (Hrsg.): Süßwasserflora von Mitteleuropa, Bd. 23. Gustav Fischer Verlag, Stuttgart, New York, 403 S.

CASPER, S.J., KRAUSCH, H.-D. (1981): Pteridophyta und Anthophyta. 2. Teil. – In: ETTL, H., GÄRTNER, G., HEYNIG, H. (Hrsg.): Süßwasserflora von Mitteleuropa, Bd. 24. Gustav Fischer Verlag, Stuttgart, New York, 538 S.

CASTENHOLZ, R.W. (1960): Seasonal changes in the attached algal flora of freshwater and saline lakes in the Lower Grand Coulee, Washington. Limnol. Oceanogr. 5(1): 1–28

CEN – COMITÉ EUROPÉEN DE NORMALISATION (2003): Europäische Norm EN 13946. Wasser- beschaffenheit – Leitfaden zur Probenahme und Probenaufbereitung von benthischen Kie- selalgen in Fließgewässern. 17 S.

CHAMBERS, P.A., KALFF, J. (1985): Depth and biomass of aquatic macrophyte communities in relation to Secchi depth. Can J. Fish. Aqu. Sci. 42: 701–709

CHRISTENSEN, T.A. (1970): Seaweeds of the British Isles. Vol. 4 Tribophyceae (Xanthophyceae). British Museum (Natural History), 36 S.

591 COESEL, P.M. (1982): De Desmidiaceeen van Nederland, Bd. 1: Fam. Mesotaeniaceae, Gonato- zygaceae, Peniaceae. Stichting Uitgeverij Koninklijke Nederlandse Natuurhistorische Verening, Utrecht, 32 S.

COESEL, P.M. (1983): De Desmidiaceeen van Nederland, Bd. 2: Fam. Closteriaceae. Stichting Uitgeverij Koninklijke Nederlandse Natuurhistorische Verening, Utrecht, 49 S.

COESEL, P.M. (1985): De Desmidiaceeen van Nederland, Bd. 3: Fam. Desmidiaceae (1). Stichting Uitgeverij Koninklijke Nederlandse Natuurhistorische Verening, Utrecht, 70 S.

COESEL, P.M. (1991): De Desmidiaceeen van Nederland, Bd. 4: Fam. Desmidiaceae (2). Stichting Uitgeverij Koninklijke Nederlandse Natuurhistorische Verening, Utrecht, 88 S.

COESEL, P.M. (1994): De Desmidiaceeen van Nederland, Bd. 5: Fam. Desmidiaceae (3). Stichting Uitgeverij Koninklijke Nederlandse Natuurhistorische Verening, Utrecht, 52 S.

COESEL, P.M. (1997): De Desmidiaceeen van Nederland, Bd. 6: Fam. Desmidiaceae (4). Stichting Uitgeverij Koninklijke Nederlandse Natuurhistorische Verening, Utrecht, 93 S.

COMITÉ EUROPÉEN DE NORMALISATION: WASSERBESCHAFFENHEIT (2001): Richtlinie für die Untersuchung aquatischer Makrophyten in Fließgewässern. Entwurf prEN 14184, Brüssel, 12 S.

COMPÈRE, P. (1991): Rhodophytes. Flore practique des algues d’eau douce de Belgique, F. 3 – Jardin botanique national de Belgique, 55 S.

CORING, E. (1993): Zum Indikationswert benthischer Diatomeengesellschaften in basenarmen Fließgewässern. Verlag Shaker, Reihe Biologie, 165 S.

CORING, E. (1999): Säuregrad. Indikation mit Hilfe von Diatomeen. – In: TÜMPLING, W. VON, FRIEDRICH, G. (Hrsg.): Biologische Gewässeruntersuchung. Methoden der biologischen Gewässeruntersuchung 2: 298–305

CORING, E., SCHNEIDER, S., HAMM, A., HOFMANN, G. (1999): Durchgehendes Trophiesystem auf der Grundlage der Trophieindikation mit Kieselalgen. DVWK Materialien 6, 219 S.

CROASDALE, H., FLINT, E.A. (1986): Flora of New Zealand, Desmids, V. I. Government Printer, Wellington, New Zealand, 133 S.

CROASDALE, H., FLINT, E.A. (1988): Flora of New Zealand, Desmids, V. II. DSIR, Botany Di- vision, Christchurch, New Zealand, 147 S.

CROASDALE, H., FLINT, E.A., RACINE, M.M. (1994): Flora of New Zealand, Desmids, III. Manaaki Whenua Press, Lincoln, New Zealand, 218 S.

DAM, H. VAN, MERTENS, A., SINKELDAM, J. (1994): A coded checklist and ecological indicator values of freshwater diatoms from the Netherlands. Netherlands Journal of aquatic ecology 28(1): 117–133

592 DEMARET, F., CASTAGNE, E. (1964): Bryophytes. Volume II – Fascicule III. – In: ROBYNS, W. (Hrsg.): Flore Générale de Belgique, Brüssel

DEPPE, E., LATHROP, R. (1993): Recent changes in the aquatic macrophyte community of Lake Mendota. Transactions of the Wisconsin Academy of Science, Arts and Letters 81: 89–94

DILEWSKI, G., SCHARF, B. (1988): Verbreitung des Graskarpfens (Ctenopharyngodon Idella, Val.) und ökologische Auswirkungen in Rheinland-Pfalz. Natur und Landschaft 63/12: 507–510

DOLL, R. (1978): Drei bemerkenswerte Sen im südlichen Mecklenburg. Limnologica 11: 379–408

DOLL, R. (1983): Die Vegtation des Gr. Fürstenseer Sees im Kreis Neustrelitz. Gleditschia 10: 241–26

DOLL, R. (1989) : Die Pflanzengesellschaften der stehenden Gewässer im Norden der DDR. Teil 1. Die Gesellschaften des offenen Wassers (Characeen-Gesellschaften). Feddes Repertorium 100 (5–6): 281–324

DOLL, R. (1991): Die Pflanzengesellschaften der stehenden Gewässer in Mecklenburg-Vorpommern. Teil I.3. Potamogetonetea TX. et PRSG. 42: Laichkrautgesellschaften. Feddes Repertorium. 102 (3–4): 217–317

DOLL, R. (1992): Die Pflanzengesellschaften der stehenden Gewässer in Mecklenburg-Vorpommern. Teil I.4. Littorelletea BR.-BL. et TX. 43: Strandlings-Gesellschaften. Feddes Repertorium. 103 (7–8): 597–619

DONAT, A. (1926): Die Vegetation unserer Seen und die „biologischen Seetypen“. Ber. Dt. Bot. Ges. 44: 48–56

ECOSTAT -WATER FRAMEWORK DIRECTIVE COMMON IMPLEMENTATION STRATEGY WORKING GROUP 2 A ‚ECOLOGICAL STATUS‘ (2003): Overall Approach to the Classifi- cation of Ecological Status and Ecological Potential

EGLIN, I., ROECK, U., ROBACH, F., TRÉMOLIÈRES, M. (1997): Macrophyte biological methods used in the study of the exchange between the Rhine river and the groundwater. Wat. Res. 31/3: 503–514

EHLERT, T., POTTGIESSER, T. (2001): Leitbilder für die mittelgroßen bis großen Fließgewässer in Nordrhein-Westfalen. Flusstypen. Landesumweltamt Nordrhein-Westfalen, Merkblatt 34, Essen

ELLENBERG, H. (1996): Vegetation Mitteleuropas mit den Alpen. Eugen Ulmer, Stuttgart, 1096 S.

ELORANTA, P., KWANDRANS, J. (1996a): Freshwater Rhodophyta. Identification key for common taxa, particularly taxa found in Finland. Department of Limnology and Environmental Protection/Limnology, University of Helsinki

593 ELORANTA, P., KWANDRANS, J. (1996b): Testing the use of diatoms and macroalgae for the river monitoring in Finland. – In: WITTON, B.A., ROTT, E. (Hrsg.): Use of algae for monitoring rivers II. Proceedings of an International Symposium held at Vill near Innsbruck. E. Rott: 119–124

ENGEL, S., NICHOLS, S.A (1994): Restoring Rice Lake at Milltown, Wisconsin. Department of Natural Resources. Technical Bulletin 186, 43 S.

ENGELBERG, K. (1987): Die Diatomeen-Zönose in einem Mittelgebirgsbach und die Abgrenzung jahreszeitlicher Aspekte mit Hilfe der Dominanz-Identität. Arch. Hydrobiol. 110(2): 217–236

ENTWISLE, T.J., SONNEMAN, J.A., LEWIS, S.H. (1997): Freshwater Algae in Australia. Sainty and Associates Pty Ltd., 242 S.

ETTL, H. (1978): Xanthophyceae, 1. Teil. – In: ETTL, H., GERLOFF, J., HEYNIG, H. (Hrsg.): Süß- wasserflora von Mitteleuropa Bd. 3. Fischer, Stuttgart, 530 S.

ETTL, H. (1983): Chlorophyta 1, Phytomonadina. – In: ETTL, H., GERLOFF, J., HEYNING, H., MOLLENHAUER, D. (Hrsg.): Süßwasserflora von Mitteleuropa Bd. 9. Fischer, Stuttgart, 807 S.

ETTL, H., GÄRTNER, G. (1988): Chlorophyta II: Tetrasporales, Chroococcales, Gloeodendrales. – In: ETTL, H., GÄRTNER, G., HEYNIG, H., MOLLENHAUER, D. (Hrsg.): Süßwasserflora von Mitteleuropa Bd. 10. Fischer, Jena, 436 S.

EUROPÄISCHE UNION (2000): Richtlinie 2000/60/EG des Europäischen Parlamentes und des Rates vom 23. Oktober 2000 zur Schaffung eines Ordnungsrahmens für Maßnahmen der Gemeinschaft im Bereich der Wasserpolitik. Amtsblatt der Europäischen Union, L 327/1, 22.12.2000

FESEL, U. (1984): Die Präsenz von Diatomeen und Diatomeenassoziationen unter den eusaproben Verhältnissen des Abwassers. Umweltplanung und Umweltschutz, Schriftenreihe der Hessi- schen Landesanstalt für Umwelt, 194 S.

FJERDINGSTAD, E. (1965): Taxonomy and saprobiontic valency of benthic phytomicro-organisms. Int. Rev. Ges. Hydrobiol. 50: 475–604

FLÜGGE, R., KIES, L. (1980): Zur Verbreitung und Ökologie der Süßwasser-Rotalge Batracho- spermum sowie ihres Chantransia-Stadiums in der nördlichen Lüneburger Heide. Verhand- lungen des naturwissenschaftlichen Vereins Hamburg 23: 147–155

FOERSTER, J., GUTOWSKI, A., KIRST, G.-O., SCHMEDTJE, U. (2001): Benthic freshwater algae – indicators of the ecological status of running waters? Phycologia 40 (4): 120–121

FOREL, F.A. (1901–1904): Le Leman, monographie limnologique. Tome 3. F. Rouge, Cie., Lausanne

FÖRSTER, K. (1982): Conjugatophyceae, Zygnematales und Desmidiales (excl. Zygnemataceae). – In: HUBER-PESTALOZZI, G. (Hrsg.): Das Phytoplankton des Süßwassers. Die Binnengewässer Bd. XVI, 8. Teil, 1. Hälfte. Schweizerbart, Stuttgart, 543 S.

594 FOTT, B. (1968): Cryptophyceae, Chloromonadophyceae, Dinophyceae. – In: HUBER- PESTALOZZI, G. (Hrsg.): Das Phytoplankton des Süßwassers. Die Binnengewässer Bd. XVI, 3. Teil. Schweizerbart, Stuttgart, 322 S.

FOTT, B. (1972): Chlorophyceae (Grünalgen), Ordnung Tetrasporales. – In: HUBER-PESTALOZZI, G. (Hrsg.): Das Phytoplankton des Süßwassers. Die Binnengewässer Bd. XVI, 6. Teil. Schwei- zerbart, Stuttgart, 116 S.

FRAHM, J.-P., FREY, W. (1992): Moosflora. 3., überarbeitete Auflage, Verlag Eugen Ulmer, Stuttgart, 528 S.

FREY, W., FRAHM, J.-P., FISCHER, E., LOBIN, W. (1995): Die Moos- und Farnpflanzen Europas, 6. Aufl. – In: GAMS, H. (Begr.): Kleine Kryptogamenflora. Gustav Fischer Verlag, Stuttgart, Jena, New York, 426 S.

FRICKE, G., STEUBING, L. (1984): Die Verbreitung von Makrophyten und Mikrophyten in Hartwasser-Zuflüssen des Ederstausees. Archiv Hydrobiologie 101: 361–372

FRIEDRICH, G. (1966): Compsopogon hookeri MONTAGNE (Rhodophyceae, Bangioideae) neu für Deutschland. Nova Hedwigia 12: 399–403

FRIEDRICH, G. (1973): Ökologische Untersuchungen an einem thermisch anomalen Fließgewässer (Erft/Niederrhein). Schriftenreihe der Landesanstalt für Gewässerkunde und Gewässerschutz des Landes Nordrhein-Westfalen 33, 125 S.

FRIEDRICH, G. (1996): The use of algae for monitoring rivers in the proposed EU directive on the ecological quality of waters. – In: WITTON, B.A. (Hrsg.): Use of algae for monitoring rivers II. Proceedings of an International Symposium held at Vill near Innsbruck. E. Rott: 193–196

GAMS, H. (1925): Wasserpflanzen als Indikatoren. Fisch. Z. 28/43: 914–918

GEITLER, L. (1927): Über Vegetationsfärbungen in Bächen. Biologia Generalis 3: 791–814

GEITLER, L. (1932): Cyanophyceae von Europa. Rabenhorst’s Krytogamenflora von Deutschland, Österreich und der Schweiz. Akademische Verlagsgesellschaft, Leipzig, 1196 S.

GESSNER, F. (1955): Hydrobotanik I. Berlin, 517 S.

GISCAD (Hrsg., 1998a): GISCAD CD-Atlas 25 – Topographische Karte Bayern, Ausgabe Süd, Maßstab 1:25 000

GISCAD (Hrsg., 1998b): GISCAD CD-Atlas 25 – Topographische Karte Bayern, Ausgabe Nord, Maßstab 1:25 000

GÜNZL, H. (1983): Das Naturschutzgebiet Federsee – Geschichte und Ökologie des größten Moores Südwestdeutschlands. Führer Natur- und Landschaftsschutzgebiete Bad.-Württ. 7: 1–115

GÜNZL, H. (1993a): The growth and senescence of Poamogeton crispus in Lake Federsee after the opening of a sewage pipeline. Limnol. Aktuell 5: 33–39

595 GÜNZL, H. (1993b): Resting buds of Potamogeton as food for mute swan (Cygnus-Olor) at Lake Federsee (SW-Germany). Journal für Ornithologie 134/3: 345–347

HAMM, A. (Hrsg., 1991): Studie über Wirkungen und Qualitätsziele von Nährstoffen in Fließ- gewässern. Academia Verlag, St. Augustin, 830 S.

HARDING, J.P.C. (1981): Macrophytes as monitors of river quality in the southern N.W.W.A. area. Tech. Rept. N.W.W.A. (Rivers Division) TS-BS-81-2

HASLAM, S.M. (1987): River Plants of Western Europe. Macrophytic vegetation of watercourses of the European Economic Community. Cambridge University Press, 512 S.

HERING, D., SOMMERHÄUSER, M. (2003): Ökologische Bewertung von Tieflandgewässern. – In: SOMMERHÄUSER, M., SCHUHMACHER, H. (2003): Handbuch der Fließgewässer Nord- deutschlands. Ecomed, Landsberg: 247–260

HERR, W. (1984): Die Fließgewässervegetation im Einzugsgebiet von Treene und Sorge. Mitt. Arbeitsgem. Geobot. Schleswig-Holst. u. Hamburg 33: 77–117

HEUSS, K., KALTHOFF, H., KLÖS, H. (1972): Basisuntersuchung Schwalm. Limnologisch- wasserwirtschaftliche Untersuchungen an einem Flachlandfluß unter besonderer Berück- sichtigung der Wassergüte. Landesanstalt für Gewässerkunde und Gewässerschutz des Lan- des Nordrhein-Westfalen, 112 S.

HEYNIG, H. (2000): Beiträge zur Kenntnis des Süßen Sees bei Halle (Saale) und zu seinem Plankton 1957–1992. 1. Teil. Lauterbornia 38: 37–62

HILL, B.H., HERLIHY, A.T., KAUFMANN, P.R., STEVENSON, R.J., MCCORMICK, F.H., JOHNSON, C.B. (2000): Use of periphyton assemblage data as an index of biotic integrity. Journal of the North American Behtological Society 19: 50–67

HOEK, C. VAN DEN (1963): Revision of the European species of Cladophora. Leiden, reprint 1976 Koeltz Science Publishers Königstein, 248 S.

HOFMANN, G. (1989): Diatomeengesellschaften saurer Gewässer des Odenwaldes und ihre Ver- änderungen durch anthropogene Faktoren. Schriftenreihe der Hessischen Landesanstalt für Umwelt 80, 249 S.

HOFMANN, G. (1994): Aufwuchs-Diatomeen in Seen und ihre Eignung als Indikatoren der Tro- phie. Bibliotheca Diatomologica 30, 241 S.

HOFMANN, G. (1995): Untersuchung von benthischen Diatomeen zur trophischen Bewertung des Litorals von Chiemsee und Königssee im Fortgang der abwassertechnischen Sanierung. Unver- öff. Bericht im Auftrag des Bayer. Landesamtes f. Wasserwirtschaft, 45 S. und Anhang

596 HOFMANN, G. (1996): Untersuchung von benthischen Diatomeen zur trophischen Bewertung des Litorals vom Walchensee. Unveröff. Bericht im Auftrag des Bayer. Landesamtes f. Wasser- wirtschaft, 23 S. und Anhang

HOFMANN, G. (1997): Diatom communities in the Rivers Werra and Ulster (Germany) and their response to reduced salinity. Limnologica 27(1): 77–84

HOFMANN, G. (1999): Trophiebewertung von Seen anhand von Aufwuchsdiatomeen. – In: TÜMPLING, W. VON, FRIEDRICH, G. (Hrsg.): Biologische Gewässeruntersuchung 2: 319–333

HOFMANN, G. (1999): Untersuchung von benthischen Diatomeen zur trophischen Bewertung des Litorals des Starnberger Sees. Unveröff. Bericht im Auftrag des Bayer. Landesamtes f. Was- serwirtschaft, 30 S. und Anhang

HOFMANN, G. (2001): Untersuchung von benthischen Diatomeen zur trophischen Bewertung des Litorals des Ammersees. Unveröff. Bericht im Auftrag des Bayer. Landesamtes f. Wasser- wirtschaft, 35 S. und Anhang

HOFMANN, G. (in Vorb.): Taxonomisch-ökologische Auswertung historischer Diatomeenproben bayerischer Seen, im Auftrag des Bayer. Landesamtes f. Wasserwirtschaft

HOLMES, N.T.H. (1999): British river macrophytes – perceptions and uses in the 20th century. Aquatic Conservation. Marine and Freshwater Ecosystems 9: 535–539

HOLMES, N.T.H., NEWMAN, J.R., CHADD, S., ROUEN, K.J., SAINT, L., DAWSON, F.H. (1999): Mean Trophic Rank: A User’s Manual. R & D Technical Report E 38, Environment Agency, Bristol, 141 S.

HORN, K., PÄTZOLD, F. (1999): Aktuelle Bestandssituation und Gefährdung des Stachelsporigen Brachsenkrautes (Isoetes echinospora DURIEU) in Baden-Württemberg. Carolinea 57: 43–56

HORNUNG, H. (1959): Floristisch-ökologische Untersuchungen an der Echaz unter besonderer Berücksichtigung der Verunreinigung durch Abwässer. Archiv für Hydrobiologie 55: 52–126

HUBER-PESTALOZZI, G. (1955): Euglenophyceae. – In: HUBER-PESTALOZZI, G. (Hrsg.): Das Phytoplankton des Süßwassers. Die Binnengewässer Bd. XVI, 4. Teil. Schweizerbart, Stutt- gart, 606 S.

HUBER-PESTALOZZI, G. (1961): Chlorophyceae (Grünalgen), Ordnung: Volvocales. – In: HUBER-PESTALOZZI, G. (Hrsg.): Das Phytoplankton des Süßwassers. Die Binnengewässer Bd. XVI, 5. Teil. Schweizerbart, Stuttgart, 744 S.

HUSTEDT , F. (1953): Diatomeen aus dem Naturschutzgebiet Seeon. Arch. Hydrobiol. 47: 625–635

HUSTEDT, F. (1939): Systematische und ökologische Untersuchungen über die Diatomeen-Flora von Java, Bali und Sumatra nach dem Material der Deutschen limnologischen Sunda-Expedition. Die ökologischen Faktoren und ihr Einfluß auf die Diatomeenflora. Arch. Hydrobiol. Suppl. 16, 396 S.

597 HUSTEDT, F. (1954): Die Diatomeenflora der Eifelmaare. Arch. Hydrobiol. 48: 451–496

ILLIES, J. (1961): Versuch einer allgemeinen biozönotischen Gliederung der Fließgewässer. Int. Revue ges. Hydrobiol. 46/2: 205–213

ILLIES, J. (1978): Limnofauna Europaea. Eine Zusammenstellung aller die europäischen Binnen- gewässer bewohnenden mehrzelligen Tiere mit Angaben über ihre Verbreitung und Ökologie. Gustav Fischer Verlag, Stuttgart, 2. überarb. Aufl., 532 S.

IVERSEN, J. (1929): Studien über die pH- Verhältnisse dänischer Gewässer und ihren Einfluss auf die Hydrophyten-Vegetation. Bot. Tidskrift 40: 19–326.

JAAG, O. (1938): Die Kryptogamenflora des Rheinfalls und des Hochrheins von Stein bis Eglisau. Mitteilungen der Naturforschenden Gesellschaft Schaffhausen XIV, 158 S.

JENSEN, S. (1977): An objective method for sampling the macrophyte vegetation in lakes. Vegetatio 33(2/3): 107–118

JESCHKE, L. (1963): Die Wasser- und Sumpfvegetation im Naturschutzgebiet „Ostufer der Müritz“. Limnologica (Berlin) 1/5: 475–545

JOHN, D.M., WHITTON, B.A., BROOK, A.J. (Hrsg., 2002): The freshwater algal flora of the British Isles: An identification guide to freshwater and terrestial algae. Cambridge University Press, Cambridge, United Kingdom, 702 S.

JÖRGENSEN, E.G. (1957): Diatom periodicity and silicon assimilation. Dansk Bot. Arkiv 18: 1–54

JÜRGENSEN, C. (1935): Die Mainalgen bei Würzburg. Archiv Hydrobiologie 28: 361–414

KADLUBOWSKA, J.Z. (1984): Chlorophyta VIII, Zygnemales. – In: ETTL, H., GÄRTNER, G., HEYNIG, H., MOLLENHAUER, D. (Hrsg.): Süßwasserflora von Mitteleuropa Bd. 16. Fischer, Stuttgart, 532 S.

KANN, E. (1978): Systematik und Ökologie der Algen österreichischer Bergbäche. Arch. Hydro- biol./Suppl. 53: 405–643

KANN, E., KOMÁREK, J. (1970): Systematisch-ökologische Bemerkungen zu den Arten des Formenkreises Phormidium autumnale. Schweiz. Z. Hydrol. 32: 495–518

KARTTUNEN, K., TOIVONEN H. (1995): Ecology of aquatic bryophyte assemblages in 54 small Finnish lakes, and their changes in 30 years. Ann. Bot. Fennici 32: 75–90

KELLY, M.G. (1996): The Trophic Diatom Index. Bowburn Consultancy, R&D Technical Report E2: 1–148

598 KELLY, M.G., CAZAUBON, A., CORING, E., DELL’UOMO, A., ECTOR, L., GOLDSMITH, B., GUASCH, H., HÜRLIMANN, J., JARLMAN, A., KAWECKA, B., KWANDRANS, J., LAU- GASTE, R., LINDSTRÖM, E.-A., LEITAO, M., MARVAN, P., PADISÁK, J., PIPP, E., PRY- GIEL, J., ROTT, E., SABATER, S., DAM, H. VAN, VIZINET, J. (1998): Recommendations for the routine sampling of diatoms for water quality assessments in Europe. Journal of Applied Phycology 10: 215–224

KIELER INSTITUT FÜR LANDSCHAFTSÖKOLOGIE (2002): Dieksee-Studie: Gemeinsame Umset- zung von FFH-Richtlinie und Wasser-Rahmenrichtlinie am Beispiel des Dieksees im NATURA 2000-Gebiet DE 1828-301 „Suhrer See, Schöhsee, Dieksee und Umgebung“, Teil III: Ufer- und Unterwasservegetation des Dieksees. Unveröffentl. Bericht im Auftrag des LANU Schleswig-Holstein.

KLAPP, E., OPITZ VON BOBERFELD, W. (1990): Taschenbuch der Gräser. 12. überarb. Auflage, Verlag Paul Parey, Berlin, Hamburg, 282 S.

KNAPPE, J., GEISSLER, U., GUTOWSKI, A., FRIEDRICH, G. (1996): Rote Liste der Braunalgen (Fucophyceae, Phaeophyceae) und Rotalgen (Rhodophyceae) des Süßwassers in Deutschland. Schriftenreihe f. Vegetationskunde 28: 609–623

KÖCK, U.-V. (1981): Fließgewässer-Makrophyten als Bioindikatoren der Wasserqualität des Flieth-Bachs (Dübener Heide). Limnologica 13/2: 501–510

KÖCK, U.-V. (1985): Fließgewässerkryptogamen – Bioindikatoren der Wasserqualität. Wiss. Zeitschr. d. Univ. Halle 34/1: 95–104

KOHLER, A. (1975): Submerse Makrophyten und ihre Gesellschaften als Indikatoren der Gewäs- serbelastung. Beitr. naturk. Forsch. Südw. Dtl. 34: 149–159

KOHLER, A. (1978): Methoden der Kartierung von Flora und Vegetation von Süßwasserbiotopen. Landschaft + Stadt 10/2: 73–85

KOHLER, A. (1981): Die Vegetation bayerischer Fließgewässer und einige Aspekte ihrer Verän- derung. Tagungsbericht der Akademie für Naturschutz und Landschaftspflege (ANL), Lau- fen/Salzach 5/81: 6–18

KOHLER, A., BLUMENTHAL, C., ZELTNER, G.-H. (1994): Die Makrophyten-Vegetation des Fließgewässersystems der Moosach (Münchener Ebene). Ihre Entwicklung von 1970 bis 1992. Ber. Inst. Landschafts- Pflanzenökologie Univ. Hohenheim 3: 53–104

KOHLER, A., JANAUER, G.A. (1995): Zur Methodik der Untersuchungen von aquatischen Ma- krophyten in Fließgewässern. – In: STEINBERG, C.E.W., BERNHARDT, H., KLAPPER, H. (Hrsg.): Handbuch angewandte Limnologie. Ecomed-Verlag, S. 3–22

KOHLER, A., SIPOS, V., SONNTAG, E., PENKSZA, K., POZZI, D., VEIT, U., BJÖRK, S. (2000): Makrophyten-Verbreitung und Standortqualität im eutrophen Björka-Kävlinge-Fluss (Skåne, Südschweden). Limnologica 20: 281–298

599 KOHLER, A., TREMP, H., FRITZ, R., STROBEL, CH., STROHMEIER, S., CLAUß, D. (1997): Submerse Makrophyten der südbadischen Oberrheinauen –Verbreitung, Ökologie, Bio- indikation. Abschlußbericht des Forschungsvorhabens O.-Nr. U 22-95.04 im Auftrag des Ministeriums für Umwelt und Verkehr Baden-Württemberg, Stuttgart

KOHMANN, F., SCHMEDTJE, U. (1986): Diversität und Diversitäts-Indizes. Eine brauchbare Methode zur Quantifizierung der Auswirkungen von Abwasserbelastungen auf aquatische Fließwasser-Zönosen? Münchner Beiträge zur Abwasser-, Fischerei- und Flussbiologie, 40: 135–166

KOLKWITZ, R. (1950): Ökologie der Saprobien. Über die Beziehungen der Wasserorganismen zur Umwelt. Schr. Ver. Wasser-, Boden-, Lufthygiene 4: 1–64

KOLKWITZ, R., MARSSON, M. (1908): Ökologie der pflanzlichen Saprobien. Ber. Dtsch. Bot. Ges. 26a: 505–519

KOMÁREK, J. (1999): Übersicht der planktischen Blaualgen (Cyanobakterien) im Einzugsgebiet der Elbe. Internationele Kommission zum Schutz der Elbe (Hrsg.), Magdeburg

KOMÁREK, J., ANAGNOSTIDIS, K. (1986): Modern approach to the classification system of cyanophytes 2 – Chroococcales. Arch. Hydrobiol., Algological Studies 43: 157–226

KOMÁREK, J., ANAGNOSTIDIS, K. (1989): Modern approach to the classification system of cyanophytes 4 – Nostocales. Arch. Hydrobiol., Algological Studies 56: 247–345

KOMÁREK, J., ANAGNOSTIDIS, K. (1998): Cyanoprokaryota I. Chroococcales. – In: ETTL, H., GÄRTNER, G., HEYNIG, H., MOLLENHAUER, D. (Hrsg.) Süßwasserflora von Mitteleuropa Bd. 19. Fischer, Jena, 800 S.

KOMÁREK, J., FOTT, B. (1983): Chlorophyceae (Grünalgen), Ordnung: Chlorococcales. – In: HUBER-PESTALOZZI, G. (Hrsg.): Das Phytoplankton des Süßwassers. Die Binnengewässer Bd. XVI, 7. Teil, 1. Hälfte. Schweizerbart, Stuttgart, 1044 S.

KOMÁREK, J., KANN, E. (1973): Zur Taxonomie und Ökologie der Gattung Homoeothrix. Arch. Protistenkd. 115: 173–233

KOMÁREK, J., KOVÁCIK, L. (1987): Revision of several species of the genus Homoeothrix (Cyanophyta). Preslia 59: 229–242

KÖRNER, S. (2001): Development of submerged macrophytes in shallow Lake Müggelsee (Berlin, Germany) before and after its switch to the phytoplankton-dominated state. Arch. Hydrobiol. 152: 395–409

KÖRNER, S. (2002a): Loss of Submerged Macrophytes in Shallow Lakes in North-Eastern Ger- many. Internat. Rev. Hydrobiol. 87: 377–386

KÖRNER, S. (2002b): Submerse Makrophyten – wichtig für die Seentherapie in Deutschland? Wasser und Boden 54/9: 38–41

600 KÖRNER, S. (2003): Rekonstruktion der submersen Flora in Brandenburger Flachseen mithilfe makrofossiler Reste. – In: DEUTSCHE GESELLSCHAFT FÜR LIMNOLOGIE (DGL) (HRSG.): Tagungsbericht 2002 (Braunschweig), Werder: 68–73

KRAMMER, K. (2000): The genus Pinnularia. Diatoms of Europe 1, 703

KRAMMER, K. (2002): Cymbella. Diatoms of Europe 3, 584

KRAMMER, K., LANGE-BERTALOT, H. (1986–91): Süßwasserflora von Mitteleuropa, Baci- llariophyceae. 2/1: Naviculaceae, 876 S.; 2/2: Bacillariaceae, Epithemiaceae, Surirellaceae, 596 S.; 2/3: Centrales, Fragilariaceae, Eunotiaceae, 576 S.; 2/4: Achnanthaceae, 437 S.; Stuttgart, Fischer

KRAUSCH, H.-D. (1964): Die Pflanzengesellschaften des Stechlinsee-Gebietes, 1. Die Gesellschaften des offenen Wassers. Limnologica 2/2, Berlin: 145–203

KRAUSCH, H.-D. (1974): Stand und Möglichkeiten von Seetypisierung und Gewässerbeurteilung mit Hilfe von Makrophyten. Ber. Biol. Ges. DDR o.A.: 3–12

KRAUSCH, H.-D. (1996): Farbatlas Wasser- und Uferpflanzen. Verlag Eugen Ulmer, Stuttgart, 315 S.

KRAUSCH, H.-D., (1987): Anthropogene Vegetationsveränderungen an Gewässern der DDR. Hercynia N.F. 24: 306–310

KRAUSE, A. (1979): Zur Kenntnis des Wasserpflanzenbesatzes der westdeutschen Mittel- gebirgsflüsse Fulda, Ahr, Sieg und Saar. Decheniana 132: 15–28

KRAUSE, W. (1997): Charales (Charophyceae). – In: ETTL, H., GÄRTNER, G., HEYNIG, H., MOLLENHAUER, D. (Hrsg.): Süßwasserflora von Mitteleuropa, Bd. 18. Gustav Fischer Ver- lag, Jena, Stuttgart, Lübeck, Ulm, 202 S.

KRAUSS, M. (1992): Röhrichtrückgang an der Berliner Havel – Ursachen, Gegenmaßnahmen und Sanierungserfolg. Natur und Landschft 67: 287–292

KRISTIANSEN, J. (1986): Silica-scale bearing Chrysophytes as Environmental Indicators. Br. Phycol. J. 21: 425–436

KRISTIANSEN, J., PREISIG, H.R. (2001): Encyclopedia of chrysophyte genera, Bibliotheka Phy- cologia 110. J. Kramer, Stuttgart

KUMANO, S. (2002): Freshwater Red Algae of the World. Biopress, Bristol, 375 S.

KÜSTER, H. (1999): Geschichte der Landschaft in Mitteleuropa. Von der Eiszeit bis zur Gegen- wart. C.G. Beck´sche Verlagsbuchhandlung, München, 424 S.

LACHAVANNE, J.-B., JUNGE, R., PERFETTA, J. (1991): The consequences of water oligotrophication on macrophytic vegetation of Swiss lakes. Verh. Internat. Verein Limnol. 24/2

LACHAVANNE, J.-B., WATTENHOFER, R. (1975): Contribution à l étude des macrophytes du Leman. Comm. internat. pour la protection des eaux du Leman et du Rhone contre la pollution 1–147

601 LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER (1998): Beurteilung der Wasserbeschaffenheit von Fließgewässern in der Bundesrepublik Deutschland, Chemische Gewässergüteklassifikation, Kulturbuchverlag, Berlin

LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER (1999): Gewässerbewertung – stehende Gewässer. Vorläufige Richtlinie für eine Erstbewertung von natürlich entstandenen Seen nach trophischen Kriterien 1998. Länderarbeitsgemeinschaft Wasser, Kulturbuch Verlag, Berlin: 74 S.

LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER (2000): Gewässerstrukturgütekartierung in der Bun- desrepublik Deutschland, Verfahren für kleine und mittelgroße Fließgewässer, Empfehlung, 164 S.

LANDESANSTALT FÜR UMWELTSCHUTZ BADEN-WÜRTTEMBERG (Hrsg., 1992): Bewertung des Säurezustandes von Fließgewässern im Mittleren Schwarzwald anhand ihrer Fischfauna und Moosflora. (Ökologisches Wirkungskataster Baden-Württemberg, Sonderbericht 5), Karlsruhe, 283 S.

LANDWEHR, J. (1984): Nieuwe Atlas nederlandse Bladmossen. Thieme, Zutphen (NL), 568 S.

LANG, G. (1968): Vegetationsveränderungen am Bodenseeufer in den letzten hundert Jahren. Schr. Ver. Gesch. d. Bodensees 86: 295–319

LANGE-BERTALOT, H. (1978): Diatomeen-Differentialarten anstelle von Leitformen: ein geeigneteres Kriterium der Gewässerbelastung. Arch. Hydrobiol./Suppl. 51, Algological Studies 21: 393–427

LANGE-BERTALOT, H. (1993): 85 Neue Taxa. Bibliotheca Diatomologica 27, 454 S.

LANGE-BERTALOT, H. (1996): Rote Liste der Kieselalgen (Bacillariophyceae) Deutschlands. Schriftenreihe f. Vegetationskunde 28: 633–678

LANGE-BERTALOT, H. (2001): Navicula sensu stricto. 10 Genera Separated from Navicula sensu lato Frustulia. Diatoms of Europe 2, 526 S.

LANGE-BERTALOT, H., METZELTIN, D. (1996): Oligotrophie-Indikatoren. 800 Taxa reprä- sentativ für drei diverse Seen-Typen. Iconographia Diatomologica 2: 1–390

LANGE-BERTALOT, H., MOSER, G. (1994): Brachysira. Monographie der Gattung. Bibliotheca Diatomologica 29: 1–212

LENZENWEGER, R. (1996): Desmidiaceenflora von Österreich, Teil 1. – In: CRAMER, J. (Hrsg.): Bibliotheca Phycologica 101, Stuttgart, 162 S.

LENZENWEGER, R. (1997): Desmidiaceenflora von Österreich, Teil 2. – In: CRAMER, J. (Hrsg.): Bibliotheca Phycologica 102, Stuttgart, 216 S.

LENZENWEGER, R. (1999): Desmidiaceenflora von Österreich, Teil 3. – In: CRAMER, J. (Hrsg.): Bibliotheca Phycologica 104, Stuttgart, 218 S.

602 LENZENWEGER, R. (2003): Desmidiaceenflora von Österreich, Teil 4. – In: CRAMER, J. (Hrsg.): Bibliotheca Phycologica 110, Stuttgart, 90 S.

LEUKART, P. (1994): Erste Ergebnisse von der Untersuchung der Algenflora der Bieber, einem Bach im hessischen Spessart. Natur und Museum 124: 273–282

LEUKART, P. (1995): Studies on the macroalgal vegetation of a small soft-water stream in the Spessart mountains, Germany, with reference to algal distribution and seasonality. Algologi- cal Studies 79: 77–92

LEUKART, P., KNAPPE, J. (1995): Observations on Balbiania investiens (Rhodophyta) from two new locations in Germany and from laboratory culture. Nova Hedwigia 60: 527–532

LEUKART, P., MOLLENHAUER, D. (1997): Studies in algal drift in a small soft-water stream in the Spessart mountains, Germany. Nova Hedwigia 65: 431–442

LITTLEFIELD, L., FORSBERG, C. (1965): Absorption and translocation of phosphorus-32 by Chara globularis THUILL. Physiologia Plantarum 18: 291–296

LOKHORST, G.H. (1999): Taxonomic study of the genus Microspora Thuret (Chlorophyceae). An integrated field, culture and herbarium analysis. Arch. Hydrobiol., Algological Studies 93: 1–38

LOZÀN, J.L. (1992): Angewandte Statistik für Naturwissenschaftler. Schriftenreihe Pareys Stu- dientexte Nr. 74, Verlag Paul Parey, Berlin, Hamburg

MATHES, J., PLAMBECK, G., SCHAUMBURG, J. (2002): Das Typisierungssystem für stehende Gewässer in Deutschland mit Wasserflächen ab 0,5 km² zur Umsetzung der Wasserrahmen- richtlinie. – In: R. DENEKE, B. NIXDORF (Hrsg.): Implementierung der EU-WRRL in Deutsch- land: Ausgewählte Bewertungsmethoden und Defizite. Aktuelle Reihe 5/2002: 15–23

MATTERN, H. (1968): Über Massenauftreten der Grünalge Enteromorpha intestinalis in der Brettach bei Gerabronn. Veröffentlichungen der Landesstelle für Naturschutz und Land- schaftspflege Baden-Württemberg 36: 36–54

MAUCH, E., HAMM, A., HEUSS, K., SCHAUMBURG, J., SCHMEDTJE, U., SCHMIDT, W.D. (1995): Hinweise zur Kartierung der Trophie von Fließgewässern in Bayern. Anleitung der bayerischen Wasserwirtschaftsverwaltung, Stand 18.09.1995, München: 1–4

MAUCH, E., HAMM, A., HEUSS, K., SCHAUMBURG, J., SCHMEDTJE, U., SCHMIDT, W.D. (1998): Hinweise zur Kartierung der Trophie von Fließgewässern in Bayern. Bayerisches Landesamt für Wasserwirtschaft. Informationsberichte Heft 4/98, 501 S.

MEILINGER, P., SCHNEIDER, S. (2001): Ökologische Bewertung mit Makrophyten – Kartierungs- methoden für Fließgewässer. – In: DEUTSCHE GESELLSCHAFT FÜR LIMNOLOGIE (DGL) (Hrsg.): Tagungsbericht 2000 (Magdeburg), Tutzing, S. 174–178

603 MEILINGER, P., SCHNEIDER, S., MELZER, A. (2003): Makrophyten zur Ökologischen Bewer- tung von Fließgewässern – Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie. – In: DEUTSCHE GE- SELLSCHAFT FÜR LIMNOLOGIE (DGL) (Hrsg.): Tagungsbericht 2002 (Braunschweig), Werder: 132–137

MELZER, A. (1976): Makrophytische Wasserpflanzen als Indikatoren des Gewässerzustandes oberbayerischer Seen, dargestellt im Rahmen limnologischer Untersuchungen an den Oster- seen und den Eggstätt-Hemhofer Seen (Oberbayern). Dissert. Bot. 34, Vaduz, 195 S.

MELZER, A. (1981): Veränderungen der Makrophytenvegetation des Starnberger Sees und ihre indikatorische Bedeutung. Limnologica 13: 449–458

MELZER, A. (1987): Die Verbreitung makrophytischer Wasserpflanzen im Laacher See. Mitt. Pollichia 74: 157–173

MELZER, A. (1988): Der Makrophytenindex – Eine biologischen Methode zur Beurteilung der Nährstoffbelastung von Seen. Habilitationsschrift TU München, 249 S.

MELZER, A. (1992): Submersed macrophytes. – In: SCHARF, B.W., BJÖRK, S. (Hrsg.): Limnology of Eifel maar lakes. Ergebnisse der. Limnologie 38: 223–237

MELZER, A., GROSSER, S., POHL, W. (1996): Untersuchung des Schilfrückgangs an bayerischen Seen. Forschungsprojekt des Bayerischen Staatsministeriums für Landesentwicklung und Umweltfragen. Bayerisches Landesamt für Umweltschutz (LfU), Schriftenreihe Heft 141, München

MELZER, A., HARLACHER, R. (1985): Die Verbreitung Makrophytischer Wasserpflanzen in Fließgewässern des oberen Loisachtales. Bericht für das Hydrologische Jahr 1985, München

MELZER, A., HARLACHER, R., HELD, K., SIRCH, R., VOGT, E. (1986): Die Makrophyten- vegetation des Chiemsees. Informationsberichte des Bayerischen Landesamtes für Wasser- wirtschaft 4/86, 210 S.

MELZER, A., HELD, K., HARLACHER, R. (1985a): Die Makrophytenvegetation des Großen Arbersees – neueste Ergebnisse. Ber. Bay. Bot. Ges. 56: 217–222

MELZER, A., HELD, K., HARLACHER, R. (1985b): Die Makrophytenvegetation des Rachelsees im Bayerischen Wald. Ber. Bayer. Bot. Ges. 56: 223–226

MELZER, A., HÜNERFELD, G. (1990): Die Makrophytenvegetation des Tegern-, Schlier- und Rieg- sees. Informationsberichte des Bayerischen Landesamtes für Wasserwirtschaft 2/90, 174 S.

MELZER, A., MARKL, A., MARKL, J. (1981): Die submerse Makrophytenvegetation des König- sees in ihrer quantitativen Verbreitung. Ber. Bayer. Bot. Ges. 52: 99–107

604 MELZER, A., ROTHMEYER, E. (1983): Die Auswirkung der Versauerung der beiden Arberseen im Bayerischen Wald auf die Makrophytenvegetation. Ber. Bayer. Bot. Ges. 54: 9–18

MELZER, A., SCHNEIDER, S. (2001): Submerse Makrophyten als Indikatoren der Nährstoff- belastung in Seen. – In: STEINBERG, CALMANO, KLAPPER, WILKEN (Hrsg.): Handbuch An- gewandte Limnologie. Verlag Ecomed. Kap. VIII-1.2.1: 1–13

MIERWALD, U. (1990): Rote Liste der Farn- und Blütenpflanzen Schleswig-Holstein. Landesamt für Naturschutz und Landschaftspflege, Kiel, 64 S.

MOLLENHAUER, D., BÜDEL, B., MOLLENHAUER, R. (1994): Approaches to species delimitations in the genus Nostoc Vaucher 1803 ex Bornet et Flahault 1888. Arch. Hydrobiol., Algological Studies 75: 189–209

MÖLLER, B., PANKOW, H. (1973): Beitrag zur Algenflora der Elde (Mecklenburg). Wissen- schaftliche Zeitschrift der Universität Rostock Mathematisch-Naturwissenschaftliche Reihe 6/7: 741–748

MÖLLER, B., PANKOW, H. (1981): Algensoziologische und saprobiologische Untersuchungen an Vorflutern der Elbe. Limnologica 13(2): 291–350

MONSCHAU-DUDENHAUSEN, K. (1982): Wasserpflanzen als Belastungsindikatoren in Fließ- gewässern. Dargestellt am Beispiel der Schwarzwaldflüsse Nagold und Alb. Beih. Veröff. Naturschutz Landschaftspflege Bad. Württ. 28: 5–115

MROZINSKA, T. (1985): Oedogoniophyceae: Oedogoniales. – In: ETTL, H., GÄRTNER, G., HEYNIG, H., MOLLENHAUER, D. (Hrsg.): Süßwasserflora von Mitteleuropa Bd. 14. Fischer, Jena, 624 S.

MÜHLENHOFF, D., BÜDEL, B. (1995): Vergleich der Wassermoos- und Wasserflechtenvegetation zweier Bachtypen (Waldbäche/Wiesenbäche) im Spessart. Nova Hedwigia 61: 525–545

MÜLLER, K. (1957): Die Lebermoose. – In: RABENHORST, L. (Hrsg.): Kryptogamen-Flora von Deutschland, Österreich und der Schweiz. VI: Band, 2. Abteilung, 3. Auflage

NAUMANN, E. (1931): Limnologische Terminologie. – In: ABDERHALDEN, E. (Hrsg.): Handbuch der biologischen Arbeitsmethoden. Urban & Schwarzenberg, Berlin, Wien, 776 S.

NEBEL, M., PHILIPPI, G. (Hrsg., 2001): Die Moose Baden-Württembergs. Band 2. In Zusam- menarbeit mit der Landesanstalt für Umweltschutz Baden-Württemberg. Ulmer Stuttgart (Hohenheim), 529 S.

NECCHI, O., SHEATH, R.G., COLE K.M. (1993a): Systematics of freshwater Audouinella (Acro- chaetiaceae, Rhodophyta) in North America. 1. The reddish species. Arch. Hydrobiol., Algological Studies 70: 11–28

NECCHI, O., SHEATH, R.G., COLE K.M. (1993b): Systematics of freshwater Audouinella (Acro- chaetiaceae, Rhodophyta) in North America. 2. The bluish species. Arch. Hydrobiol., Algo- logical Studies 71: 13–21

605 NECCHI, O., ZUCCHI, M.R. (1993): Systematics and distribution of freshwater Audouinella (Ac- rochaetiaceae, Rhodophyta) in Brazil. Eur. J. Phycol. 30: 209–218

NEYER, H. (1999): Einfluss der Landnutzung auf den Phosphoraustrag aus Grünland. Zeitschrift für Kulturtechnik und Landentwicklung 40/2: 49–52

NÜCHEL, G. (1980): Zur Vegetation des Laacher Sees. Mitt. Pollichia 68/1: 156–165

NYHOLM, E. (1986): Illustrated flora of nordic mosses. Fasc. 1 Fissidentaceae – Seligeriaceae

NYHOLM, E. (1993): Illustrated flora of nordic mosses. Fasc. 3 Bryaceae – Rhodobryaceae – Mniaceae – Cinclidiaceae – Plagomniaceae. Nord. Bryol. Soc., Copenhagen und Lund

OBERDORFER, E. (1994): Pflanzensoziologische Exkursionsflora. 7. Auflage. Verlag Eugen Ul- mer, Stuttgart, 1050 S.

OBERDORFF, T., PONT, D., HUGUENY, B., CHESSEL, D. (2001): A probabilistic model charac- terizing fish assemblages of French rivers: a framework for environmental assessment. Fres- hwater Biology 46: 399–415

ODUM, E.P. (1983): Grundlagen der Ökologie. Band 1: Grundlagen, Georg Thieme Verlag, Stuttgart, New York, 476 S.

OSTENDORP, W. (1993): Schilf als Lebensraum. Landesanstalt für Umweltschutz Baden-Würt- temberg. Sonderdruck aus: Beih. Veröff. Naturschutz Landespflege Bad.-Württ. 68: 173–280

PALL, K., JANAUER G.A. (1995): Die Makrophytenvegetation von Flußstauen am Beispiel der Donau zwischen Fluß-km 2552,0 und 2511,8 in der Bundesrepublik Deutschland. Arch. Hy- drobiol. Suppl. 101 Large Rivers 9/2: 91–109

PASSAUER, B., MEILINGER, P., MELZER, A., SCHNEIDER, S. (2002): Beeinflusst die Struktur- güte von Fließgewässern das Vorkommen von Makrophyten? Acta Hydrochimica et Hydro- biologica 30: 187–206

PATON, J.A. (1999): The liverwort flora of the British Isles. Harley Books, Essex, 626 S.

PAUL, H., MÖNKEMEYER, W., SCHIFFNER, V. (1931): Bryophyta (Sphagnales – Bryales – Hepa- ticae). – In: PASCHER, A. (Hrsg.): Die Süsswasserflora Mitteleuropas. Bd. 22. Gustav Fischer Verlag, Jena, 252 S.

PEARSALL W.H. (1920): The aquatic vegetation of English lakes. J. Ecol. 8: 163–201

PFAFFENBERG, K., DIENEMANN, W. (1964): Das Dümmerbecken – Beiträge zur Geologie und Botanik. Veröffentlichungen des Niedersächsischen Instituts für Landeskunde und Landes- entwicklung an der Universität Göttingen. Reihe A: Forschungen zur Landes- und Volks- kunde. Band 78

PIETSCH, W. (1987): Zur Vegetation der Charetea-Gesellschaften der Mitteleuropäischen Tief- ebene. Studia Phytologica, o.A.

606 PIPP, E., ROTT, E. (1996): Recent developments in the use of benthic algae (excluding diatoms). – In: WITTON, B.A., ROTT, E. (Hrsg.): Use of algae for monitoring rivers II. Proceedings of an International Symposium held at Vill near Innsbruck. E. Rott: 160–165

POLTZ, J., SCHUSTER, H.-H. (2001): Wer hat heimlich das Steinhuder Meer saniert? – In: DEUTSCHE GESELLSCHAFT FÜR LIMNOLOGIE (DGL) (Hrsg.): Tagungsbericht 2000 (Magde- burg), Tutzing 2001: 560–566

POPOVSKY, J., PFIESTER, L.A. (1990): Dinophyceae. – In: ETTL, H., GÄRTNER, G., HEYNIG, H., MOLLENHAUER, D. (Hrsg.): Süßwasserflora von Mitteleuropa Bd. 6. Fischer, Jena, 272 S.

POTT, R. (1983): Die Vegetationsabfolgen unterschiedlicher Gewässertypen Nordwestdeutsch- lands und ihre Abhängigkeit vom Nährstoffgehalt des Wassers. Phytocoenologia 11/3: 407–430

POTT, R. (1984): Vegetation naturnaher Fließgewässer und deren Veränderungen nach techni- schen Ausbau- und Pflegemaßnahmen. Inf. Natursch. Landschaftspfl. 4: 81–108

POTT, R., REMY, D. (2000): Gewässer des Binnenlandes. Ökosysteme Mitteleuropas aus geo- botanischer Sicht. Ulmer, Stuttgart, 255 S.

PRINTZ, H. (1964): Die Chaetophoralen der Binnengewässer. Hydrobiologia 24, 376

RENBERG, I., HELLBERG, T. (1982): The pH-history of lakes in southwestern Sweden as calcu- lated from the subfossil diatom flora of the sediments. Ambio 11(1): 30–33

RENKONEN, O. (1938): Statistisch-ökologische Untersuchungen über die terrestrische Käferwelt der finnischen Bruchmoore. Ann. Zool. Soc. Zool. Bot. Fenn. Vanamo 6/1, 231. – Zitiert nach: ENGELBERG, K. (1987): Die Diatomeen-Zönose in einem Mittelgebirgsbach und die Abgrenzung jahreszeitlicher Aspekte mit Hilfe der Dominanz-Identität. Arch. Hydro- biol. 110(2): 217–236

RIETH, A. (1979): Ein Standort der epiphytischen Süßwasser-Rotalge Balbiania investiens (Lenormand) Sirodot 1876. Arch. Protistenkd. 121: 401–416

RIETH, A. (1980): Xanthophyceae, 2.Teil. – In: ETTL, H., GÄRTNER, G., HEYNIG, H. (Hrsg.): Süßwasserflora von Mitteleuropa Bd. 4. Fischer, Jena, 147 S.

RIIS, T., SAND-JENSEN, K., VESTERGAARD, O. (2000): Plant communities in lowland Danish streams: species composition and environmental factors. Aquatic Botany 66: 255–272

RINGLER, A., REHDING, G., BRÄU, M. (1994): Lebensraumtyp Bäche und Bachufer. – In: BAYERISCHES STAATSMINISTERIUM FÜR LANDESENTWICKLUNG UND UMWELTFRAGEN (STMLU), BAYERISCHE AKADEMIE FÜR NATURSCHUTZ UND LANDSCHAFTSPFLEGE (ANL, Hrsg): Landschaftspflegekonzept Bayern. Bd. II.19, München, 340 S.

ROBACH, F., THIÉBAUT, G., TRÉMOLIÈRES, M., MULLER, S. (1996): A reference system for continental running waters: plant communities as bioindicators of increasing eutrophication in alkaline and acidic waters in north-eastern France. Hydrobiologia 340: 67–76

607 ROLL, H. (1938): Die Pflanzengesellschaften ostholsteinischer Fließgewässer. Limnologisch- soziologische Studien. Arch. Hydrobiol. 34: 159–304

ROTHMALER, W. (1994a): Exkursionsflora von Deutschland. Bd. 3, Gefäßpflanzen: Atlasband. 9. durchges. und verb. Auflage, Gustav Fischer Verlag, Jena, Stuttgart, 753 S.

ROTHMALER, W. (1994b): Exkursionsflora von Deutschland. Bd. 4, Gefäßpflanzen: Kritischer Band. 8. Auflage, Gustav Fischer Verlag, Jena, Stuttgart, 811 S.

ROTT, E., BACKHAUS, D. (1995): Bestandsaufnahme und auswertende Beschreibung des Peri- phytons im Hochrhein 1995. Ergebnisbericht der Arbeitsgruppe Hydrobotanik, Institut für Botanik der Universität Innsbruck im Auftrag der Landesanstalt für Umweltschutz Baden- Württemberg.

ROTT, E., BINDER, N., DAM, H. VAN, ORTLER, K., PALL, K., PFISTER, P., PIPP, E. (1999): Indikationslisten für Aufwuchsalgen. Teil 2: Trophieindikation und autökologische Anmer- kungen. Bundesministerium für Land- und Forstwirtschaft, Wien, 248 S.

ROTT, E., HOFMANN, G., PALL, K., PFISTER, P., PIPP, E. (1997): Indikationslisten für Auf- wuchsalgen. Teil 1: Saprobielle Indikation. Bundesministerium für Land- und Forstwirtschaft, Wien, 73 S.

ROTT, E., PFISTER, P., DAM, H. VAN, PIPP, E., PALL, K., BINDER, N., ORTLER, K. (1999): In- dikationslisten für Aufwuchsalgen in österreichischen Fließgewässern, Teil 2: Trophie- indikation sowie geochemische Präferenz, taxonomische und toxikologische Anmerkungen. Bundesministerium für Land- und Forstwirtschaft, Wien, 248 S.

ROWECK , H. (1986): Zur Vegetation einiger Stillgewässer im Südschwarzwald. Arch. Hydrobiol. Suppl. 66/4: 455–494

ROWECK, H., SCHÜTZ, W. (1988): Zur Verbreitung seltener sowie systematisch kritischer Laich- kräuter (Potamogeton) in Baden-Württemberg. Veröff. Naturschutz Landespflege Bad.- Württ. 69: 431–524

RŮŽIČKA, J. (1977): Die Desmidiaceen Mitteleuropas, Bd. 1.1. Schweizerbart, Stuttgart. 292 S.

RŮŽIČKA, J. (1981): Die Desmidiaceen Mitteleuropas, Bd. 1.2. Schweizerbart, Stuttgart. 444 S.

SAND-JENSEN, K., JEPPESEN, E., NIELSEN, K., BIJL, L. VAN DER, HJERMIND, L., NIELSEN, L.W., IVERSEN, T.M. (1989): Growth of macrophytes and ecosystem consequences in a lowland Danish stream. Freshwater Biology 22/1: 15–32

SAND-JENSEN, K., RIIS, T., VESTERGAARD, O., LARSEN, S.E. (2000): Macrophyte decline in Danish lakes and streams over the past 100 years. Journal of ecology 88: 1030–1040

SCHACHTSCHABEL, P., BLUME, H.-P., BRÜMMER, G., HARTGE, K.-H., SCHWERTMANN, U., FISCHER, W.R., RENGER, M., STREBEL, O. (1992): Lehrbuch der Bodenkunde. Ferdinand Enke Verlag, Stuttgart, 491 S.

608 SCHARF, B.W., STABEL, H.-H. (1980): Physikalische und chemische Eigenschaften des Wassers der Eifelmaare. Mitt. Pollichia 68: 111–128

SCHAUMBURG, J. (1996): Seen in Bayern. Limnologische Entwicklung von 1980 bis 1994. Baye- risches Landesamt für Wasserwirtschaft. Informationsberichte Heft 1/96, 211 S.

SCHAUMBURG, J., HEHL, I., HUPFER, M., KÖPF, B., RAEDER, U., MELZER, A., SEELE, J., TRAUNSPURGER, W. (2001): Kleinseen in Bayern – Ökologische Bewertung von Frei- wasser, Sediment, Ufer und Einzugsgebiet. Informationsberichte Bayerisches Landesamt für Wasserwirtschaft 1/01, 281 S.

SCHEFFER, M. (1998): Ecology of Shallow Lakes. Chapman and Hall, London, 357 S.

SCHIEFELE, S., KOHMANN, F. (1993): Bioindikation der Trophie in Fließgewässern. Umwelt- forschungsplan des Bundesministers für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit, Was- serwirtschaft, Forschungsbericht Nr. 10201504, 211 S.

SCHMEDTJE, U., BAUER, A., GUTOWSKI, A., HOFMANN, G., LEUKART, P., MELZER, A., MOLLENHAUER, D., SCHNEIDER, S., TREMP, H. (1998): Trophiekartierung von aufwuchs- und makrophytendominierten Fließgewässern. Erarbeitung von Trophieindikationswerten für ausgewählte benthische Algen und Makrophyten. Bayerisches Landesamt für Wasserwirtschaft, Informationsberichte Heft 4/98, 501 S.

SCHMEDTJE, U., KÖPF, B., SCHNEIDER, S., MEILINGER, P., STELZER, D., HOFMANN, G., GUTOWSKI, A., MOLLENHAUER, D. (2001a): Leitbildbezogenes Bewertungsverfahren mit Makrophyten und Phytobenthos: Durchführung einer Literaturstudie und Erarbeitung eines Untersuchungsprogramms für die Entwicklung eines Bewertungsverfahrens nach den Vor- gaben der EU-Wasserrahmenrichtlinie. ATV-DVWK-Arbeitsbericht, GFA-Verlag, Hennef, 281 S.

SCHMEDTJE, U., LEHMANN, R., KIFINGER, B., ZAHN, H., HOFMANN, G., DAHINTEN, B., BAUER, A. (1999): Versauerung oberirdischer Gewässer in Bayern. Bayerisches Landesamt für Wasserwirtschaft. Informationsbericht Heft 4/99, 343 S.

609 SCHMEDTJE, U., SOMMERHÄUSER, M., BRAUKMANN, U., BRIEM, E., HAASE, P., HERING, D. (2001b): „Top-down“-Konzept einer biozönotisch begründeten Fließgewässertypologie Deutschlands. – In: DEUTSCHE GESELLSCHAFT FÜR LIMNOLOGIE (DGL) (HRSG.): Tagungs- bericht 2000 (Magdeburg), Tutzing 2001, 147–151

SCHMEIL, O. (1993): Flora von Deutschland und angrenzender Länder. 89. neu bearb. und erw. Auflage, Quelle & Meyer Verlag, Wiesbaden, 802 S.

SCHMIEDER, K. (1997): Littoral zone – GIS of Lake Constance: a useful tool in lake monitoring and autecological studies with submersed macrophytes. Aquatic Botany 58: 333–346

SCHMITZ, W. (1955): Physiographische Aspekte der limnologischen Fließgewässertypen. Arch. f. Hydrobiol. Suppl. 22(3/4): 510–523

SCHNEIDER, S. (2000): Entwicklung eines Makrophytenindex zur Trophieindikation in Fließ- gewässern. Dissertation an der TU München. Shaker-Verlag, 182 S.

SCHNEIDER, S., DINZINGER, L., MELZER, A. (2001): Trophieindikation in Fließgewässern – Erprobung des Trophieindex Makrophyten (TIM) im Fließgewässersystem der Sempt (Bay- ern). Limnologica 31: 147–163

SCHNEIDER, S., SCHRANZ, C., MELZER, A. (2000): Indicating the Trophic State of Runnig Wa- ters by Submersed Macrophytes and Epilithic Diatoms. Exemplary Implementation of a New Classification of Taxa into Trophic Classes. Limnologica 30: 1–8

SCHNELBÖGL, G. (1996): Monitoringprogramm für versauerte Gewässer durch Luftschadstoffe in der Bundesrepublik Deutschland im Rahmen der ECE. Anhänge I –V. Umweltforschungs- plan des Bundesministers für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit. Wasserwirtschaft Forschungsbericht Nr. 102 04 362

SCHOLZE, C., GOOS, F.-M., ZIMMERMANN, S., MELZER, A., BLECKMANN, F., SCHAUMBURG, J. (2003): Seelitorale in Bayern: Chiemsee. Makrophyten-Kartierungen 1985 und 1998. Baye- risches Landesamt für Wasserwirtschaft. Materialien Nr. 108. 81 S.

SCHÖNBORN, W. (1992): Fließgewässerbiologie. Gustav Fischer Verlag, Jena, Stuttgart, 504 S.

SCHÖNFELDER, I. (1997): Eine Phosphor-Diatomeen-Relation für alkalische Seen und Flüsse Brandenburgs und ihre Anwendung für die paläolimnologische Analyse von Auensedimenten der unteren Havel. Dissertationes Botanicae 283, 148 S.

SCHÖNFELDER, I., GELBRECHT, J., SCHÖNFELDER, J., STEINBERG, C.E.W. (2002): Relation- ships between littoral diatoms and their chemical environment in Northeastern German lakes and rivers. J. Phycol. 38: 66–82

SCHROEDER, H. (1939): Die Algenflora der Mulde. Pflanzenforschung 21, 88 S.

SCHRÖTER, W., LAUTENSCHLÄGER, K.-H., BIBRACK, H. (1990): Taschenbuch der Chemie. VEB Fachbuchverlag, Leipzig, 676 S.

610 SCHUSTER, R.M. (1980): The Hepaticae and Anthocerotae of North America. East of the Hun- deredth Meridian. Vol. IV: Columbia University Press, New York

SCHWOERBEL, J. (1994): Methoden der Hydrobiologie. Gustav Fischer Verlag, Stuttgart, Jena, 368 S.

SCHWOERBEL, J. (1999): Einführung in die Limnologie. Gustav Fischer Verlag, Stuttgart, Jena, 465 S.

SEELE, J. (2000): Ökologische Bewertung voralpiner Kleinseen an Hand von Diatomeen, Ma- krophyten und der Nutzung ihrer Einzugsgebiete. Dissertation an der TU München. http://tumb1.biblio.tu-muenchen.de/publ/diss/

SHANNON, C.E., WEAVER, W. (1949): The mathematical theory of communication. Univ. Illi- nois Press, Urbana., 117 S.

SHEATH, R.G., VIS, M.L. (1995): Distribution and systematics of Batrachospermum (Batracho- spermales, Rhodophyta) in North America. 7 Section Hybrida. Phycologia 34: 431–438

SHEATH, R.G., WHITTICK, A., COLE K.M. (1994): Rhododraparnaldia oregonica, a new freshwater red algal genus and species intermediate between the Acrochaetiales and the Batracho- spermales. Phycologia 33: 1–7

SIMONS, J., LOKHORST, G.M., BEEM, A.P. VAN (1999): Bentische zoetwateralgen in Nederland. KNNV Uitgeverij, Utrecht, 280 S.

SMITH, A.J.E. (1992): The liverworts of Britain and Ireland. Cambridge University Press, Cam- bridge, New York, Port Chester, Melbourne, Sydney, 362 S.

SMITH, A.J.E. (1996): The moss flora of Britain and Ireland. Cambridge University Press, Cam- bridge, New York, Port Chester, Melbourne, Sydney, 706 S.

SOMMERHÄUSER, M., GARNIEL, A., POTTGIESSER, T. (2001): Leitbilder für die Fließgewässer in Schleswig-Holstein. – In: LANDESAMT FÜR NATUR UND UMWELT DES LANDES SCHLESWIG- HOLSTEIN (Hrsg.): Gewässerlandschaften und Bachtypen. Flintbek, 62 S.

SPENCE, H.H.N. (1967): Factors controlling the distribution of freshwater macropytes with parti- cular reference to the lochs of Scotland. J. Ecol. 55: 147–70

STANDER, J.M. (1970): Diversity and similarity of benthic fauna of Oregon. M.S. thesis Oregon State University, Corvallis: 1–72

STARMACH, K. (1966): Cyanophyta – sinice Glaucophyta – Glaukofity. – In: STARMACH, K. (Hrsg.): Flora słodkowodna Polski, T. 2. Polska Akademia Nauk, Warszawa, 807 S.

STARMACH, K. (1972): Chlorophyta III. – In: STARMACH, K. (Hrsg.): Flora słodkowodna Polski, T 10, Polska Akademia Nauk, Warszawa, 750 S.

STARMACH, K. (1977): Phaeophyta, Rhodophyta. – In: STARMACH, K. (Hrsg.): Flora słodkowodna Polski, T 14, Polska Akademia Nauk, Warszawa, 445 S.

611 STARMACH, K. (1985): Chrysophyceae und Haptophyceae. – In: ETTL, H., GÄRTNER, G., HEYNIG, H., MOLLENHAUER, D. (Hrsg.): Süßwasserflora von Mitteleuropa Bd. 1. Fischer, Jena, 515 S.

STELZER, D., SCHNEIDER, S. (2001): Ökologische Bewertung mit Makrophyten – Kartierungs- methoden für Seen. – In: DEUTSCHE GESELLSCHAFT FÜR LIMNOLOGIE (DGL) (Hrsg.): Tagungsbericht 2000 (Magdeburg), Tutzing 2001, 91–95

STELZER, D., SCHNEIDER, S., MELZER, A. (2003): Makrophyten zur Ökologischen Bewertung von Seen – Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie. – In: DEUTSCHE GESELLSCHAFT FÜR LIMNOLOGIE (DGL) (Hrsg.): Tagungsbericht 2002 (Braunschweig). Werder: 35–39

STEUBING, L., FRICKE, G., JEHN, J. (1983): Veränderung des Algenspektrums der Eder im Verlauf von vier Jahrzehnten. Archiv Hydrobiologie 96: 205–222

STEVENSON, R.J., BAHLS, L.L. (1999): Periphyton Protocols. Rapid Bioassesment Protocools for Use in Streams and Wadable Rivers: Periphyton, Benthic Macroinvertebrates, and Fish. http://www.epa.gov/owowwtr1/monitoring/rbp/cho1main.html

STOYAN, D., STOYAN, H., JANSEN, U. (1997): Umweltstatistik – Statistische Verarbeitung und Analyse von Umweltdaten. – In: BAHADIR, M., COLLINS, H.-J., HOCK,B. (Hrsg.): Teubner- Reihe Umwelt, Teubner Verlagsgesellschaft, Leipzig, 348 S.

SUCCOW, M., KOPP, D. (1985): Seen als Naturraumtypen. Petermanns Geogr. Mitt. 3: 161–170

SUCCOW, M., REINHOLD, A. (1978): Das Vegetationsgefüge eines jungpleistozänen Klarwasser- sees und seine Belastbarkeit – eine Studie mit Farbluftbildern. Limnologica (Berlin) 11/2: 355–377

TÄUSCHER, H., TÄUSCHER L. (1994): Hydrobotanische Untersuchungen an und in Gewässern von Berlin und Brandenburg. Verhandlungen des Botanischen Vereins Berlin Brandenburg 127: 171–175

TÄUSCHER, L. (1993): Algengesellschaften als Indikatoren der Gewässergüte der kleinen Berli- ner Fließgewässer Panke und Wuhle. Lauterbornia 14: 23–30

THIÉBAUT, G., GUEROLD, F., MULLER, S. (2002): Are trophic and diversity indices based on macrophyte communities pertinent tools to monitor water quality? Water Research 36/14: 3602–3610

THIENEMANN, A. (1921): Seetypen. Naturwissenschaften 9: 343–346

TIKKANEN, T., WILLÉN, T. (1992): Växtplanktonflora. Naturvårdsverket, Stockholm, 280 S.

TIMM, T., BOOM, A.V.D., EHLERT, TH., PODRARZA, P., SCHUHMACHER, H., SOMMERHÄUSER, M. (1999): Leitbilder für kleine und mittelgroße Fließgewässer in Nord- rhein-Westfalen. Gewässerlandschaften und Fließgewässertypen. Landesumweltamt Nord- rhein-Westfalen. Merkblatt 17, Essen, 88 S.

612 TOIVONEN, H, HUTTUNEN, P. (1995): Aquatic macrophytes and ecological gradients in 57 small lakes in southern Finland. Aquatic Botany 51: 197–221

TREMP, H. (1999): Sumberged Bryophytes in Runnig Waters, Ecological Characteristics and their Use in Biomonitoring. Environmental Science Forum 96: 233–242

TREMP, H. (2001): Standörtliche Differenzierung der Vorkommen von Elodea canadensis MICHX. und Elodea nuttallii (PLANCH.) ST. JOHN in Gewässern der badischen Oberrheinebene. Ber. Inst. Landschafts-Pflanzenökologie Univ. Hohenheim 10: 19–32

TREMP, H., KOHLER, A. (1993): Wassermoose als Versauerungsindikatoren. Praxisorientierte Bioindikationsverfahren mit Wassermoosen zur Überwachung des Säurezustandes von puf- ferschwachen Fließgewässern. – In: LANDESANSTALT FÜR UMWELTSCHUTZ BADEN-WÜRT- TEMBERG (Hrsg.): Veröffentlichungen Projekt „Angewandte Ökologie“, Band 6, Karlsruhe.

TREMP, H., KOHLER, A. (1995): The usefulness of macrophyte monitoring systems, exemplified on eutrophication and acidification of running waters. Acta bot. Gallica 142: 541–550

VIS, M.L., SHEATH, R.G., ENTWISLE, T.J. (1995): Morphometric analysis of Batrachospermum section Batrachospermum (Batrachospermales, Rhodophyta) type specimens. Eur. J. Phycol. 30: 35–55

VÖGE, M. (1995): Tauchuntersuchungen an der submersen Vegetation in 13 Seen Deutschlands unter besonderer Berücksichtigung der Isoetiden-Vegetation. Limnologica 22/1: 82–96

VOLLENWEIDER, R.A. (1979): Das Nährstoffbelastungskonzept als Grundlage für den externen Eingriff in den Eutrophierungsprozess stehender Gewässer. Z. Wasser-Abwasser-Forsch. 12(2): 46–56

WALLIN, M., WIEDERHOLM, T., JOHNSON, R.K. (2002): Guidance on establishing reference conditions and ecological status class boundaries for inland surface waters. Produced by CIS Working Group 2.3 – REFCOND. 5th and final draft, Stand 20.12.2002. 89 S.

WANKA, R. (1993): Die Wasserbeschaffenheit des Süßen Sees und seiner Zuflüsse. – In: STAATLICHES AMT FÜR UMWELTSCHUTZ HALLE (SAALE) (Hrsg.): Der Süsse See – Das blaue Auge des Mansfelder Landes. Veröffentlichungen Heft 2/93: 13–17

WASHINGTON, H.G. (1984): Diversity, biotic and similarity indices. A review with special rele- vance to aquatic ecosystems. Water Research 18: 653–694

WEBER-OLDECOP, D.W. (1974): Makrophytische Kryptogamen in der oberen Salmonidenregion der Harzbäche. Arch. Hydrobiol 74/1: 82–86

WEBER-OLDECOP, D.W. (1977a): Fließgewässertypologie in Niedersachsen auf floristisch- soziologischer Grundlage. Göttinger Floristische Rundbriefe 10/4: 73–79

WEBER-OLDECOP, D.W. (1977b): Elodea nuttallii (PLANCH.) ST. JOHN (Hydrocharitaceae), eine neue limnische Phanerogame der deutschen Flora. Arch. Hydrobiol. 79/3: 397–403

613 WEBER-OLDECOP, D.W. (1981): Eine Fließgewässer-Typologie. Limnologica 13/2: 419–426

WEGENER, K.-A. (1982): Wasserpflanzengesellschaften im Ryck, Riene- und Bachgraben und ihre hydrochemischen Umweltbedingungen. Limnologica 14/1: 89–105

WEHR, J.D., SHEATH, R.G. (2003): Freshwater algae of North America. Academic Press, Am- sterdam, 918 S.

WEHR, J.D., STEIN, J.R. (1985): Studies on the biography and ecology on the freshwater phaeo- phycean alga Heribaudiella fluviatile. J. Phycology 21: 81–93

WEHRLE, E. (1942): Algen in Gebirgsbächen am Südostrande des Schwarzwaldes. Ökologisch und floristische Untersuchungen im Wutach-Gauchach-Naturschutzgebiet. Beiträge zur na- turkundlichen Forschung im Oberrheingebiet VII: 128–286

WELCH, W.H. (1960): A Monograph of the Fontinalaceae. Martinius Nijhoff, Den Hag (NL), 357 S.

WEYER, K. VAN DE (1999): Makrophyten. – In: TUEMPLING, W. VON, FRIEDRICH, G. (Hrsg.): Biologische Gewässeruntersuchung. (Methoden der Biologischen Wasseruntersuchung 2). Gustav Fischer Verlag, Jena: 198–219

WEYER, K. VAN DE (2001): Klassifikation der aquatischen Makrophyten der Fließgewässer von Nordrhein-Westfalen gemäß den Vorgaben der EU-Wasserrahmenrichtlinie. Landesumwel- tamt Nordrhein-Westfalen, Merkblatt 30, Essen. 108 S.

WEYER, K. VAN DE, WAHRENBURG, P., WIEGLEB, G. (1990): Die Makrophytenvegetation im Einzugsgebiet der Rur. I. Die Fließgewässervegetation und ihre Bedeutung für Naturschutz und Landschaftspflege. Decheniana, 143: 141–159

WIEGLEB, G. (1979): Vorläufige Übersicht über die Pflanzengesellschaften der Niedersächsischen Fließgewässer. Niedersächsisches Landesverwaltungsamt – Naturschutz, Landschaftspflege, Vogelschutz. Schriftenreihe „Naturschutz und Landschaftspflege in Niedersachsen“, 10: 87–119

WIEGLEB, G. (1981): Struktur, Verbreitung und Bewertung von Makrophytengesellschaften nie- dersächsischer Fließgewässer. Limnologica 13/2: 427–448

WIEGLEB, G. (1988): Analysis of flora and vegetation in rivers: Concepts and applications. – In: SYMOENS, J.J. (Hrsg.): Vegetation of inland waters. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht (NL): 311–340

WIEGLEB, G. (1991): Die Lebens- und Wuchsformen der makrophytischen Wasserpflanzen und deren Beziehungen zur Ökologie, Verbreitung und Vergesellschaftung der Arten. Tuexenia 11, Göttingen: 135–147

WIEGLEB, G., ZANDER, B, WOHLFAHRT, U. (1992): Typisierung und Bewertung der Fließ- gewässervegetation der Bundesrepublik Deutschland. Abschlussbericht. Im Auftrag des Bundesministeriums für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit. Carl-von-Ossietzky- Universität Oldenburg, 344 S.

614 WILDI, O. (1986): Analyse vegetationskundlicher Daten. Theorie und Einsatz statistischer Metho- den. Veröffentlichungen des Geobotanischen Institutes der ETH, Stiftung Rübel, 90, 226 S.

WILLÉN, T. (1962): Studies on the Phytoplankton of some lakes connected with or recently iso- lated from the Baltic. Oikos 13: 169–199

WILS, C., SCHNEIDERS, A., BERVOETS, L., NAGLS, A., WEISS, L., VERHEYEN, R.F. (1994): Assessment of the Ecological Value of rivers in Flanders (Belgium). Wat. Sci. Tech. 30/10: 37–47

WÖRLEIN, F. (1992): Pflanzen für Garten, Stadt und Landschaft. Taschenkatalog, Wörlein Baum- schulen, Dießen.

WUNSAM, S. (1993): Diatomeen (Bacillariophyceae) als Bioindikatoren in Alpenseen. Dissertation Universität Wien, 147 S.

ZIEMANN, H. (1970): Zur Gültigkeit des Saprobiensystems in versalzten Gewässern. Limno- logica 7(2): 279–293

ZIEMANN, H. (1971): Die Wirkung des Salzgehaltes auf die Diatomeenflora als Grundlage für eine biologische Analyse und Klassifikation der Binnengewässer. Limnologica 8 (2): 505–525

ZIEMANN, H. (1982): Indikatoren für den Salzgehalt der Gewässer – Halobiensystem. Ausge- wählte Methoden der Gewässeruntersuchung 2. Jena, Fischer: 89–95, 108–114

ZIEMANN, H. (1999): Bestimmung des Halobienindex. – In: TÜMPLING, W. VON, FRIEDRICH, G. (Hrsg.): Biologische Gewässeruntersuchung. Methoden der Biologischen Gewässerunter- suchung 2: 310–313

615 Abbildungsverzeichnis

Abbildung 1 Kartierprotokoll für Fließgewässermakrophyten (Seite 1)...... 33 Abbildung 2 Kartierprotokoll für Fließgewässermakrophyten (Seite 2)...... 34 Abbildung 3 Erhebungsbogen zur Gewässerstrukturgütekartierung nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 2000), Seite 1 ...... 39 Abbildung 4 Erhebungsbogen zur Gewässerstrukturgütekartierung nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 2000), Seite 2 ...... 40 Abbildung 5 Dendrogramm der vorläufigen Referenzstellen ...... 46 Abbildung 6 Dendrogramm der endgültigen Referenzstellen...... 47 Abbildung 7 Ausgewählte Standortfaktoren der Typen im Vergleich...... 53 Abbildung 8 Mittlere Substratanteile in den Typen...... 54 Abbildung 9 Wuchsformenspektren der Typen ...... 54 Abbildung 10 Fließgewässer-Typ TN, CCA-Scatterplot (Probestellen)...... 59 Abbildung 11 Fließgewässer-Typ TN, CCA-Scatterplot (Arten) ...... 59 Abbildung 12 Zusammenhang zwischen Helophytentaxazahl und Strömungsdiversität ...... 60 Abbildung 13 Zusammenhang zwischen Helophytentaxazahl und prozentualem Uferverbau ...... 60 Abbildung 14 Zusammenhang zwischen Helophytentaxazahl und prozentualem Uferverbau ...... 60 Abbildung 15 Zusammenhang zwischen Helophytentaxazahl und prozentualem Uferverbau...... 60 Abbildung 16 Vegetationsökologische Tabelle zu Fließgewässer-Typ MRK ...... 63 Abbildung 17 Schematisierte Verteilung der Artengruppen auf die Probestellen innerhalb eines Typs ...... 64 Abbildung 18 Schema für die Einteilung der Indexwerte (Pflanzenmengen Submerse, Typ MRK)...... 69 Abbildung 19 Schema für die Einteilung der Indexwerte (Pflanzenmengen submerse Phanerogamen, Typ MRS) ...... 73 Abbildung 20 Schema für die Einteilung der Indexwerte (Pflanzenmengen Moose, Typ MRS) ...... 75 Abbildung 21 Schema für die Einteilung der Indexwerte (Pflanzenmengen Typ MP(G)) ...... 77 Abbildung 22 Schema für die Einteilung der Indexwerte (Pflanzenmengen Typ TN) ...... 84 Abbildung 23 Bearbeiter der Fließgewässerproben...... 86 Abbildung 24 Korrespondenzanalyse (CA) aller als in sehr gutem ökologischen Zustand befindlich voreingestuften Fließgewässerstellen ...... 91 Abbildung 25 Korrespondenzanalyse (DCA) aller als in sehr gutem und gutem ökologischen Zustand befindlich voreingestuften Fließgewässerstellen...... 92 Abbildung 26 Korrespondenzanalyse (CA) der als in sehr gutem und gutem Zustand befindlich voreingestuften Fließgewässerstellen der Alpen und des Alpenvorlandes ...... 93 Abbildung 27 Korrespondenzanalyse (CA) der als in sehr gutem und gutem Zustand befindlich voreingestuften Fließgewässerstellen der Mittelgebirge (1) ...... 94 Abbildung 28 Korrespondenzanalyse (CA) der als in sehr gutem und gutem Zustand befindlich voreingestuften Fließgewässerstellen der Mittelgebirge (2) ...... 95 Abbildung 29 Korrespondenzanalyse (DCA) der als in sehr gutem und gutem Zustand befindlich voreingestuften karbonatischen Fließgewässerstellen ...... 95 Abbildung 30 Korrespondenzanalyse (DCA) aller untersuchten Fließgewässer-Stellen mit farblicher Belegung der indizierten Trophie nach ROTT et al. (1999) ...... 125 Abbildung 31 Korrespondenzanalyse (DCA) aller untersuchten Fließgewässerstellen mit farblicher Belegung der indizierten Trophie nach CORING et al. (1999) ...... 125 Abbildung 32 Korrespondenzanalyse (DCA) aller untersuchten Fließgewässerstellen mit farblicher Belegung der indizierten Trophie nach KELLY (1996)...... 126

616 Abbildung 33 Korrespondenzanalyse (CA) der silikatischen Fließgewässerstellen der Mittelgebirge mit farblicher Belegung der indizierten Trophie nach ROTT et al. (1999) ...... 126 Abbildung 34 Korrespondenzanalyse (CA) der silikatischen Fließgewässerstellen der Mittelgebirge mit farblicher Belegung der indizierten Trophie nach CORING et al. (1999) ...... 127 Abbildung 35 Summenprozent von Navicula lanceolata und Navicula gregaria im Winter/Frühjahr in den Gesellschaften des Diatomeentyps 2...... 141 Abbildung 36 Summenprozent von Navicula lanceolata und Navicula gregaria im Winter/Frühjahr in den Gesellschaften des Diatomeentyps 4...... 141 Abbildung 37 Summenprozent von Navicula lanceolata und Navicula gregaria im Winter/Frühjahr in den Gesellschaften des Diatomeentyps 7a...... 142 Abbildung 38 Summenprozent von Navicula lanceolata und Navicula gregaria im Winter/Frühjahr in den Gesellschaften des Diatomeentyps 9...... 142 Abbildung 39 Feldprotokoll Phytobenthos, Seite 1...... 145 Abbildung 40 Feldprotokoll Phytobenthos, Seite 2...... 146 Abbildung 41 Anzahl der Taxa (A) und der Nennungen (B) der Algenklassen im Datensatz...... 154 Abbildung 42 Verteilung der Probestellen hinsichtlich der physikalisch-chemischen Faktoren. Die Werte beziehen sich auf die Mittelwerte aller Messwerte pro Probestelle...... 163 Abbildung 43 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Aphanocapsa fonticola in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 165 Abbildung 44 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Aphanocapsa rivularis in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 167 Abbildung 45 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Chamaesiphon incrustans in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 171 Abbildung 46 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Chamaesiphon polymorphus in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 173 Abbildung 47 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Homoeothrix crustacea in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 177 Abbildung 48 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Homoeothrix janthina in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 179 Abbildung 49 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Homoeothrix varians in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 181 Abbildung 50 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Hydrococcus cesatii in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 183 Abbildung 51 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Hydrococcus rivularis in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 185 Abbildung 52 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Oscillatoria limosa in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 189 Abbildung 53 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Phormidium autumnale in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 193 Abbildung 54 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Phormidium incrustatum in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 195

617 Abbildung 55 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Phormidium subfuscum in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 197 Abbildung 56 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Pleurocapsa minor in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 199 Abbildung 57 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Bangia atropurpurea in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 201 Abbildung 58 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Audouinella chalybaea in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 203 Abbildung 59 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Audouinella hermannii in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 205 Abbildung 60 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Audouinella pygmaea in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 207 Abbildung 61 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Batrachospermum gelatinosum in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 209 Abbildung 62 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Hildenbrandia rivularis in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 213 Abbildung 63 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Lemanea spec. in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 215 Abbildung 64 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Lemanea fluviatilis in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 217 Abbildung 65 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Tribonema viride in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 221 Abbildung 66 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Vaucheria spec. in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 223 Abbildung 67 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Vaucheria bursata in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 225 Abbildung 68 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Phaeodermatium rivulare in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 227 Abbildung 69 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Cladophora glomerata in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 229 Abbildung 70 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Rhizoclonium hieroglyphicum in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 231 Abbildung 71 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Ulothrix zonata in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 235 Abbildung 72 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Gongrosira debaryana in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 237 Abbildung 73 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Gongrosira incrustans in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 239

618 Abbildung 74 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Microspora amoena in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 241 Abbildung 75 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Microspora floccosa in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 243 Abbildung 76 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Oedogonium spec. in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 245 Abbildung 77 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Stigeoclonium spec. in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 247 Abbildung 78 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Closterium acerosum in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 249 Abbildung 79 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Closterium ehrenbergii in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 251 Abbildung 80 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Closterium littorale var. crassum in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 255 Abbildung 81 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Closterium moniliferum in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 257 Abbildung 82 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Closterium praelongum var. brevius in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 259 Abbildung 83 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Closterium rostratum in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 261 Abbildung 84 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Closterium strigosum in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 263 Abbildung 85 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Closterium sublaterale in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 265 Abbildung 86 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Closterium tumidulum in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 267 Abbildung 87 Prozentuale Häufigkeit des Vorkommens von Closterium tumidum in den Messwertklassen von pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 269 Abbildung 88 Korrespondenzanalyse der 111 Befunde der angenommenen Zustandsklasse 1 für das Phytobenthos ohne Diatomeen...... 275 Abbildung 89 Kanonische Korrespondenzanalyse nach manueller forward selection der relevanten Umweltparameter...... 277 Abbildung 90 Kanonische Korrespondenzanalyse der Befunde, wobei die Probestellen aufgrund der vorhandenen Daten zur Wasserchemie in drei Gruppen eingeteilt wurden (nähere Ausführungen im Text)...... 279 Abbildung 91 Kanonische Korrespondenzanalyse der Befunde aus der karbonatischen Fließgewässergruppe...... 281 Abbildung 92 Vergleich der an den Probestellen befindlichen Substrate in den verschiedenen Fließgewässergruppen...... 283 Abbildung 93 Whisker-boxplots-Darstellung der gemessenen Chemiewerte; Vergleich der Fließgewässergruppen (FG_GrN)...... 284 Abbildung 94 Whisker-boxplots-Darstellung der gemessenen Chemiewerte; Vergleich der Fließgewässergruppen (FG_GrN)...... 285

619 Abbildung 95 Korrespondenzanalyse der Befunde in der Gruppe „MG_Silikat“...... 290 Abbildung 96 Korrespondenzanalyse der Befunde in der Gruppe „MG_Silikat“...... 291 Abbildung 97 Korrespondenzanalyse der Befunde in der Fließgewässergruppe NT_Org, 2. + 3. Achse...... 298 Abbildung 98 Vergleich der Zuordnung der Befunde zu den Ökologischen Zustandsklassen aufgrund des errechneten Bewertungsindexes...... 312 Abbildung 99 Falten einer Mooskapsel ...... 359 Abbildung 100 Kartierprotokoll Makrophyten in Fließgewässern (Seite 1)...... 361 Abbildung 101 Kartierprotokoll Makrophyten in Fließgewässern (Seite 2)...... 362 Abbildung 102 Kartierungsbogen für die Gewässerstrukturgüte nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 2000), Seite 1...... 363 Abbildung 103 Kartierungsbogen für die Gewässerstrukturgüte nach LAWA (LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER 2000), Seite 2...... 364 Abbildung 104 Vereinfachtes Feldprotokoll für die Probenahme des Phytobenthos ...... 370 Abbildung 105 Das Typisierungssystem für die Seen und Talsperren Deutschlands mit Wasserflächen ab 50 ha (MATHES et al. 2002) ...... 437 Abbildung 106 Datenbogen zur Makrophytenerfassung von Seen...... 441 Abbildung 107 Datenbogen zur Uferbeschreibung von Seen...... 443 Abbildung 108 Datenbogen zur Litoralbeschreibung von Seen...... 444 Abbildung 109 Schema zur Trennung von Wasserkörpern innerhalb eines Sees nach REFCOND (WALLIN et al. 2002) ...... 449 Abbildung 110 Korrespondenzanalyse (MVSP) basierend auf Artenzusammensetzung und Abundanzen der streng ausgewählten Referenzstellen. Abgebildet werden Achse 1, 2 und 3...... 450 Abbildung 111 Das Typisierungssystem für die Seen und Talsperren Deutschlands mit Wasserflächen ab 50 ha (MATHES et al. 2002)...... 458 Abbildung 112 Seen-Typ AK, CCA-Scatterplot (Probestellen) ...... 461 Abbildung 113 Seen-Typ AK, CCA-Scatterplot (Arten)...... 461 Abbildung 114 Zusammenhang zwischen Gesamtquantität der Helophyten und Nymphaeiden und der Gesamtbelastung (alle gemessenen Faktoren) ...... 462 Abbildung 115 Zusammenhang zwischen Gesamtquantität der Helophyten und Nymphaeiden und der Gesamtbelastung ...... 462 Abbildung 116 Zusammenhang zwischen Gesamtquantität innerhalb der ersten Tiefenstufe und der Gesamtbelastung (alle gemessenen Faktoren) ...... 462 Abbildung 117 Zusammenhang zwischen Gesamtquantität innerhalb der ersten Tiefenstufe und der Gesamtbelastung ...... 462 Abbildung 118 Schematisierte Verteilung der Artengruppen auf die Probestellen innerhalb eines Typs ...... 465 Abbildung 119 Schema für die Einteilung der Indexwerte (Submerse, Typ AK(s)). Schraffierte Stellen lassen keine gesicherte Indexberechnung zu und müssen auf mögliche Makrophytenverödung (= Zustand 5) geprüft werden...... 470 Abbildung 120 Schema für die Einteilung der Indexwerte (Submerse, Typ MTS). Schraffierte Stellen lassen keine gesicherte Indexberechnung zu und müssen auf mögliche Makrophytenverödung (= Zustand 5) geprüft werden...... 472 Abbildung 121 Schema für die Einteilung der Indexwerte (Submerse, TKg). Schraffierte Stellen lassen keine gesicherte Indexberechnung zu und müssen auf mögliche Makrophytenverödung (= Zustand 5) geprüft werden...... 475 Abbildung 122 Schema für die Einteilung der Indexwerte (Submerse, Typ TKp). Schraffierte Stellen lassen keine gesicherte Indexberechnung zu und müssen auf mögliche Makrophytenverödung (= Zustand 4/5) geprüft werden...... 479 Abbildung 123 Bearbeiter der Seenproben...... 481 Abbildung 124 Beprobte Substrate in Seen ...... 481 Abbildung 125 Korrespondenzanalyse (CA) aller als in sehr gutem ökologischen Zustand befindlich voreingestuften Litoralstellen ...... 486 620 Abbildung 126 Korrespondenzanalyse (DCA) aller als in sehr gutem ökologischen Zustand befindlich voreingestuften Litoralstellen ...... 486 Abbildung 127 Korrespondenzanalyse (DCA) aller als in sehr gutem ökologischen Zustand befindlich voreingestuften Litoralstellen auf der Basis von Gattungen...... 487 Abbildung 128 Korrespondenzanalyse (DCA) der als in sehr gutem und gutem ökologischen Zustand befindlich voreingestuften Litoralstellen des Norddeutschen Tieflandes...... 487 Abbildung 129 Korrespondenzanalyse (DCA) aller untersuchten Litoralstellen mit farblicher Belegung der indizierten Trophie...... 495 Abbildung 130 Korrespondenzanalyse (CA) der Litoralstellen in Seen der Alpen- und Voralpen mit farblicher Belegung der indizierten Trophie ...... 496 Abbildung 131 Korrespondenzanalyse (DCA) der Litoralstellen in Seen des Norddeutschen Tieflandes mit farblicher Belegung der indizierten Trophie...... 497 Abbildung 132 Summenprozent von langschaligen Arten der Gattung Fragilaria in den geschichteten Alpen- und Voralpenseen (Diatomeentyp 1, Geomorphologische Typen 3 und 4 nach MATHES et al. 2002)...... 514 Abbildung 133 Summenprozent von langschaligen Arten der Gattung Fragilaria in den geschichteten Seen des Norddeutschen Tieflandes (Diatomeentyp 3, Geomorphologische Typen 10 und 13 nach MATHES et al. 2002) ...... 514 Abbildung 134 Kartierprotokoll für Makrophyten in Seen ...... 537 Abbildung 135 Kartierprotokoll zur Uferbeschreibung von Seen (Seite 1) ...... 539 Abbildung 136 Kartierprotokoll zur Uferbeschreibung von Seen (Seite 2) ...... 540 Abbildung 137 Kartierprotokoll zur Litoralbeschreibung von Seen (Seite 1)...... 541 Abbildung 138 Kartierprotokoll zur Litoralbeschreibung von Seen (Seite 2)...... 542

621 Tabellenverzeichnis

Tabelle 1 Probestellen in Fließgewässern (Deutschland) mit Angabe der jeweils untersuchten Organismengruppen...... 22 Tabelle 2 Probestellen in Fließgewässern (Österreich) mit Angabe der jeweils untersuchten Organismengruppen...... 28 Tabelle 3 Grundlage für die Erarbeitung der wichtigsten biozönotisch relevanten Fließgewässertypen im Sinne der Wasserrahmenrichtlinie ...... 30 Tabelle 4 Beschattungsskala nach WÖRLEIN (1992) ...... 32 Tabelle 5 Fließgeschwindigkeitsskala nach BAYERISCHES LANDESAMT FÜR WASSERWIRTSCHAFT (1995)...... 32 Tabelle 6 Pflanzenmengenskala nach KOHLER (1978) ...... 36 Tabelle 7 Vitalität, veränd. nach BRAUN-BLANQUET (1964)...... 36 Tabelle 8 Soziabilität, veränd. nach BRAUN-BLANQUET (1964)...... 37 Tabelle 9 Zusammensetzung des Gesamtdatensatzes (Fließgewässer)...... 37 Tabelle 10 vereinfachte Wuchsformenskala (verändert nach WIEGLEB 1991)...... 38 Tabelle 11 Richtwerte für die Überprüfung der Referenzstellen (Fließgewässer)...... 44 Tabelle 12 Makrophyten-Typologie für Fließgewässer: Bestimmungsschlüssel zur Einordnung der Probestellen...... 49 Tabelle 13 Makrophyten-Typologie für Fließgewässer...... 50 Tabelle 14 Vergleich der Typologien ...... 56 Tabelle 15 Artengruppen Typ MRK...... 67 Tabelle 16 Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen (Typ MRK) ...... 68 Tabelle 17 Moos-Artengruppen (Typ MRS) ...... 71 Tabelle 18 Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen (Typ MRS, Moose)...... 72 Tabelle 19 Artengruppen submerse Phanerogamen (Typ MRS) ...... 72 Tabelle 20 Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen (Typ MRS, Phanerogamen) ...... 74 Tabelle 21 Artengruppen Submerse (Typ MP incl. MPG) ...... 76 Tabelle 22 Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen (Typ MP) ...... 79 Tabelle 23 Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen (Typ MPG)...... 79 Tabelle 24 Artengruppen Submerse (Typ TN) ...... 82 Tabelle 25 Zuordnung der Indexwerte zu den ökologischen Zustandklassen (Typ TN) ...... 83 Tabelle 26 Struktur des Fließgewässer-Datensatzes...... 85 Tabelle 27 Untersuchungszeiträume in Fließgewässern ...... 86 Tabelle 28 Indizierte geringste Trophie in den biozönotischen Fließgewässertypen basierend auf den jeweils zehn geringsten Indexwerten ...... 96 Tabelle 29 Im Datensatz enthaltene Referenzarten der Fließgewässer der Kalkalpen (Diatomeentyp 1a und 1b) ...... 97 Tabelle 30 Im Datensatz enthaltene Referenzarten der karbonatischen Fließgewässer des Alpenvorlandes mit EZG unter 1 000 km2 (Diatomeentyp 2a) und der Fließgewässer des Alpenvorlandes mit EZG über 1 000 km2 (Diatomeentyp 2b)...... 99 Tabelle 31 Im Datensatz enthaltene Referenzarten der silikatischen Fließgewässer des Alpenvorlandes mit EZG unter 1 000 km2 (Diatomeentyp 3) ...... 101 Tabelle 32 Im Datensatz enthaltene Referenzarten der Fließgewässer des Buntsandsteins und Grundgebirges mit EZG unter 100 km2 (Diatomeentyp 4) ...... 103

622 Tabelle 33 Im Datensatz enthaltene Referenzarten der Fließgewässer des Buntsandsteins und Grundgebirges mit EZG über 100 km2 und unter 1 000 km2 (Diatomeentyp 5) ...... 105 Tabelle 34 Im Datensatz enthaltene Referenzarten der Fließgewässer der Vulkangebiete mit EZG unter 100 km2 (Diatomeentyp 6) ...... 107 Tabelle 35 Im Datensatz enthaltene Referenzarten der karbonatischen Fließgewässer der Mittelgebirge mit EZG unter 1 000 km2 (Diatomeentyp 7a und 7b)...... 109 Tabelle 36 Im Datensatz enthaltene Referenzarten der Fließgewässer der Mittelgebirge mit EZG über 1 000 km2 (Diatomeentyp 8)...... 111 Tabelle 37 Im Datensatz enthaltene Referenzarten der karbonatischen Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes mit EZG unter 1 000 km2 (Diatomeentyp 9) ...... 113 Tabelle 38 Im Datensatz enthaltene Referenzarten der Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes mit EZG über 1 000 km2 (Diatomeentyp 10)...... 115 Tabelle 39 Abgleich der diatomeen-basierten Fließgewässertypologie mit der Typologie von SCHMEDTJE et al. (2001b, erweitert) (vergleiche auch Tabelle 3)...... 117 Tabelle 40 Allgemeine Referenzarten für silikatisch geprägte Fließgewässer und karbonatisch geprägte Fließgewässer ...... 119 Tabelle 41 Bewertungsmodul „Artenzusammensetzung und Abundanz“...... 122 Tabelle 42 Typspezifische Referenzarten in Fließgewässern...... 123 Tabelle 43 Bewertungsmodul „Trophie-Index und Saprobienindex“ ...... 128 Tabelle 44 Bewertungsmodul „Versauerung“...... 130 Tabelle 45 Anwendung des Moduls „Versauerung“ auf den Projekt-Datensatz ...... 130 Tabelle 46 Bewertungsmodul „Versalzung“ ...... 130 Tabelle 47 Anwendung des Moduls „Versalzung“ auf den Projekt-Datensatz ...... 131

Tabelle 48 Typbezogene Indexgrenzen für die Ermittlung des DIÖZFließgewässer...... 132 Tabelle 49 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 1a...... 133 Tabelle 50 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 1b ...... 133 Tabelle 51 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 2 ...... 134 Tabelle 52 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 3 ...... 135 Tabelle 53 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 4 ...... 135 Tabelle 54 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 5 ...... 136 Tabelle 55 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 6 ...... 137 Tabelle 56 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 7 ...... 137 Tabelle 57 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 8 ...... 138 Tabelle 58 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 9 ...... 139 Tabelle 59 Bewertung der Fließgewässer des Diatomeentyps 10 ...... 140 Tabelle 60 Schätzskala für die Fließgeschwindigkeit nach LFW (1995)...... 144 Tabelle 61 Schätzskala für die Beschattung nach WÖRLEIN (1992)...... 144 Tabelle 62 Schlüsselnummern für die beprobten Substrate...... 144 Tabelle 63 Geschätzte Häufigkeitsangaben...... 149 Tabelle 64 Vergleich der ursprünglichen und der transformierten Häufigkeitsangaben ...... 150 Tabelle 65 Umweltfaktoren, deren Einfluss auf die Verteilung der benthischen Algen getestet wurde. Bei den Chemiewerten wurde jeweils der Mittelwert pro Sommer- bzw. Winterhalbjahr verwendet, siehe Ausführungen im Text...... 153 Tabelle 66 Liste der gefundenen Arten mit bei statistischen Verfahren verwendeten Abkürzungen ...... 155 Tabelle 67 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Aphanocapsa fonticola- Vorkommen...... 165 Tabelle 68 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Aphanocapsa rivularis- Vorkommen...... 167

623 Tabelle 69 Verbreitung von Chamaesiphon spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 168 Tabelle 70 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Chamaesiphon incrustans- Vorkommen...... 171 Tabelle 71 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Chamaesiphon incrustans- Vorkommen...... 173 Tabelle 72 Verbreitung von Homoeothrix spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 175 Tabelle 73 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Homoeothrix crustacea- Vorkommen...... 177 Tabelle 74 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Homoeothrix janthina- Vorkommen...... 179 Tabelle 75 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Homoeothrix varians- Vorkommen...... 181 Tabelle 76 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Hydrococcus cesatii- Vorkommen...... 183 Tabelle 77 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Hydrococcus rivularis - Vorkommen...... 185 Tabelle 78 Verbreitung von Oscillatoria spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 187 Tabelle 79 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Oscillatoria limosa- Vorkommen...... 189 Tabelle 80 Verbreitung von Phormidium spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 191 Tabelle 81 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Phormidium autumnale- Vorkommen...... 193 Tabelle 82 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Phormidium incrustatum- Vorkommen...... 195 Tabelle 83 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Phormidium subfuscum- Vorkommen...... 197 Tabelle 84 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Pleurocapsa minor- Vorkommen...... 199 Tabelle 85 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Bangia atropurpurea- Vorkommen...... 201 Tabelle 86 Verbreitung von Audouinella spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 202 Tabelle 87 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Audouinella chalybaea- Vorkommen...... 203 Tabelle 88 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Audouinella hermannii- Vorkommen...... 205 Tabelle 89 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Audouinella pygmaea- Vorkommen...... 207 Tabelle 90 Verbreitung von Batrachospermum spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 208 Tabelle 91 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Batrachospermum gelatinosum-Vorkommen...... 209 Tabelle 92 Verbreitung von Chantransia-Stadien: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 211

624 Tabelle 93 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Hildenbrandia rivularis- Vorkommen...... 213 Tabelle 94 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Lemanea spec.-Vorkommen...... 215 Tabelle 95 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Lemanea fluviatilis- Vorkommen...... 217 Tabelle 96 Verbreitung von Tribonema spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 219 Tabelle 97 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Tribonema viride- Vorkommen...... 221 Tabelle 98 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Vaucheria spec.- Vorkommen...... 223 Tabelle 99 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Vaucheria bursata- Vorkommen...... 225 Tabelle 100 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Phaeodermatium rivulare- Vorkommen...... 227 Tabelle 101 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Cladophora glomerata- Vorkommen...... 229 Tabelle 102 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Rhizoclonium hieroglyphicum-Vorkommen...... 231 Tabelle 103 Verbreitung von Ulothrix spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 232 Tabelle 104 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Ulothrix zonata- Vorkommen...... 235 Tabelle 105 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Gongrosira debaryana- Vorkommen...... 237 Tabelle 106 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Gongrosira incrustans- Vorkommen...... 239 Tabelle 107 Verbreitung von Microspora spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 240 Tabelle 108 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Microspora amoena- Vorkommen...... 241 Tabelle 109 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Microspora floccosa- Vorkommen...... 243 Tabelle 110 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Oedogonium spec.- Vorkommen...... 245 Tabelle 111 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Stigeoclonium spec.- Vorkommen...... 247 Tabelle 112 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Closterium acerosum- Vorkommen...... 249 Tabelle 113 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Closterium ehrenbergii- Vorkommen...... 251 Tabelle 114 Verbreitung von Closterium leibleinii var. boergensenii: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 253 Tabelle 115 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Closterium littorale var. crassum-Vorkommen...... 255 Tabelle 116 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Closterium moniliferum- Vorkommen...... 257 Tabelle 117 Verbreitung von Closterium moniliferum var. concavum: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 258 Tabelle 118 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Closterium praelongum var. brevius-Vorkommen...... 259

625 Tabelle 119 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Closterium rostratum- Vorkommen...... 261 Tabelle 120 Verbreitung von Closterium strigosum var. elegans. Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 262 Tabelle 121 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Closterium strigosum- Vorkommen...... 263 Tabelle 122 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Closterium sublaterale- Vorkommen...... 265 Tabelle 123 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Closterium tumidulum- Vorkommen...... 267 Tabelle 124 Physikalisch-chemische Daten an Probestellen mit Closterium tumidum- Vorkommen...... 269 Tabelle 125 Verbreitung von Klebsormidium spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 270 Tabelle 126 Verbreitung von Mougeotia spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 272 Tabelle 127 Verbreitung von Spirogyra spec.: Extrem- und Mittelwerte für pH, Leitfähigkeit, Nitrat-N, Gesamtphosphor, Sauerstoff- und Chloridgehalt, Härte und BSB5...... 273 Tabelle 128 Korrespondenzanalyse der 111 Befunde der angenommenen Zustandsklasse 1 für das Phytobenthos ohne Diatomeen...... 275 Tabelle 129 Kanonische Korrespondenzanalyse nach manueller forward selection der relevanten Umweltparameter...... 277 Tabelle 130 Kanonische Korrespondenzanalyse der Befunde, wobei die Probestellen aufgrund der vorhandenen Daten zur Wasserchemie in drei Gruppen eingeteilt wurden (nähere Ausführungen im Text)...... 279 Tabelle 131 Kanonische Korrespondenzanalyse der Befunde aus der karbonatischen Fließgewässergruppe...... 281 Tabelle 132 Eigenschaften der Fließgewässer aus den unterschiedlichen Fließgewässergruppen ...... 286 Tabelle 133 Relevante Gruppen von Fließgewässertypen und ihre Entsprechung zu Fließgewässertypen aus Tabelle 3...... 286 Tabelle 134 Einteilung von Phytobenthos-Arten in vier Kategorien zur Bewertung einer Probestelle (Fließgewässer) ...... 287 Tabelle 135 Korrespondenzanalyse der Befunde in der Gruppe „MG_Silikat“...... 290 Tabelle 136 Korrespondenzanalyse der Befunde in der Gruppe „MG_Silikat“...... 291 Tabelle 137 Zuordnung der fünf Ökologischen Zustandsklassen zu Werten des Bewertungsindex in der Fließgewässergruppe „MG_Silikat“...... 292 Tabelle 138 Zuordnung der relevanten Taxa zu den Bewertungskategorien für die Fließgewässergruppe 3 („MG_Silikat“)...... 293 Tabelle 139 Bewertung der Befunde in der Fließgewässergruppe „MG_Silikat“...... 295 Tabelle 140 Korrespondenzanalyse der Befunde in der Fließgewässergruppe NT_Org, 2. + 3. Achse...... 298 Tabelle 141 Zuordnung der Arten zu den Bewertungskategorien für die Fließgewässergruppe 5 („NT_Org“)...... 299 Tabelle 142 Bewertung der Befunde in der Fließgewässergruppe „NT_Org“. Bew.Index = Bewertungsindex, ÖZK = Ökologische Zustandsklasse...... 300 Tabelle 143 Zuordnung der fünf Ökologischen Zustandsklassen zu Werten des Bewertungsindex in der Fließgewässergruppe „NT_Org“...... 300 Tabelle 144 Zuordnung der Arten zu den Bewertungskategorien für die Fließgewässergruppe 4 („Karbonat“) ...... 302

626 Tabelle 145 Zuordnung der fünf Ökologischen Zustandsklassen zu Werten des Bewertungsindex in der Fließgewässergruppe „Karbonat“...... 303 Tabelle 146 Bewertung der Befunde in der Fließgewässergruppe „Karbonat“...... 304 Tabelle 147 Verteilung der eingestuften Taxa über die Klassen ...... 308 Tabelle 148 Anteile der Befunde, deren Bewertung als gesichert gelten kann („Bew. sicher“) sowie der Befunde, bei denen nicht ausreichend Taxa gefunden worden waren („Bew. unsicher (1)“) und der Befunde, deren Einstufung kritisch hinterfragt werden muss („Bew. Unsicher (2)“)...... 310 Tabelle 149 Prozentualer Anteil der Befunde, die bei einer wiederholten Beprobung gleich bzw. unterschiedlich bewertet wurden ...... 311 Tabelle 150 Gegenüberstellung der biozönotischen Fließgewässertypologie auf Grundlagen der Ergebnisse des Projektes Makrophyten & Phytobenthos und den Fließgewässertypologien von SCHMEDTJE et al. (2001b) Stand März 2000 (incl. Erweiterungen) sowie von SOMMERHÄUSER & POTTGIESSER, Stand 15.12.2003 mit Änderungen aus dem vorliegenden Projekt...... 315 Tabelle 151 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Fließgewässer der Ökoregion Alpen ...... 318 Tabelle 152 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Fließgewässer der Ökoregion Alpen ...... 318 Tabelle 153 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Fließgewässer der Ökoregion Alpen ...... 319 Tabelle 154 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Karbonatisch geprägte Fließgewässer des Alpenvorlandes...... 320 Tabelle 155 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Silikatisch geprägte Fließgewässer des Alpenvorlandes...... 320 Tabelle 156 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Karbonatisch geprägte Fließgewässer des Alpenvorlandes...... 321 Tabelle 157 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Silikatisch geprägte Fließgewässer des Alpenvorlandes...... 321 Tabelle 158 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Karbonatisch oder silikatisch geprägte Fließgewässer des Alpenvorlandes...... 322 Tabelle 159 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen, kleine silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges...... 324 Tabelle 160 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Große silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges...... 324 Tabelle 161 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Silikatisch geprägte Fließgewässer der Vulkangebiete, Mittelgebirge...... 324 Tabelle 162 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen, karbonatisch geprägte kleine Fließgewässer der Mittelgebirge...... 325 Tabelle 163 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Karbonatisch geprägte große Fließgewässer der Mittelgebirge...... 325 Tabelle 164 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Kleine silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges...... 326 Tabelle 165 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Große silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges...... 326 Tabelle 166 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Silikatisch geprägte Fließgewässer der Vulkangebiete, Mittelgebirge ...... 326 Tabelle 167 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Karbonatisch geprägte kleine Fließgewässer der Mittelgebirge...... 327

627 Tabelle 168 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Karbonatisch geprägte große Fließgewässer der Mittelgebirge...... 327 Tabelle 169 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Makrophyten: Silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges...... 328 Tabelle 170 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Makrophyten: Silikatisch geprägte Fließgewässer der Vulkangebiete, Mittelgebirge...... 328 Tabelle 171 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Karbonatisch geprägte kleine und große Fließgewässer der Mittelgebirge ...... 328 Tabelle 172 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges...... 329 Tabelle 173 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Karbonatisch geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge...... 329 Tabelle 174 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Fließgewässer der Mittelgebirge...... 330 Tabelle 175 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten: Fließgewässer der Mittelgebirge ...... 331 Tabelle 176 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten: Silikatisch geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge...... 332 Tabelle 177 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten: Karbonatisch geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge...... 332 Tabelle 178 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Karbonatisch geprägte Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes ...... 333 Tabelle 179 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Karbonatisch geprägte Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes ...... 334 Tabelle 180 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Makrophyten: Karbonatisch geprägte Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes ...... 335 Tabelle 181 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Karbonatisch geprägte und silikatisch geprägte Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes...... 336 Tabelle 182 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Mittelgroße Niederunsfließgewässer des Norddeutschen Tieflandes ...... 336 Tabelle 183 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten: Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes...... 337 Tabelle 184 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten: Karbonatisch geprägte Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes ...... 337 Tabelle 185 Bewertungsmodul „Versalzung Diatomeen“. Halobienindexwerte, die zur Abstufung der Ökologischen Zustandsklasse führen...... 340

628 Tabelle 186 Bewertungsmodul „Versauerung Diatomeen“. Summenhäufigkeiten von Versauerungszeigern, die zur Abstufung der Ökologischen Zustandsklasse führen ...... 340 Tabelle 187 Ökologische Zustandsklassen der im Projekt beprobten Fließgewäser...... 341 Tabelle 188 Häufigkeitsschätzungen...... 369 Tabelle 189 Beschreibung der fünf Gruppen von Fließgewässertypen, die für das restliche Phytobenthos relevant sind...... 371 Tabelle 190 Bestimmungsschlüssel zur Typfindung in der Ökoregion Alpen...... 373 Tabelle 191 Bestimmungsschlüssel zur Typfindung im Alpenvorland...... 374 Tabelle 192 Bestimmungsschlüssel zur Typfindung im Mittelgebirge ...... 375 Tabelle 193 Bestimmungsschlüssel zur Typfindung in der Ökoregion Norddeutsches Tiefland...... 376 Tabelle 194 Zuordnung der Arten zu den Artengruppen...... 377 Tabelle 195 Allgemeine Referenzarten für silikatisch geprägte Fließgewässer und karbonatisch geprägte Fließgewässer ...... 385 Tabelle 196 Typspezifische Referenzarten in Fließgewässern...... 388 Tabelle 197 Artspezifische Kenngrößen zur Berechnung des Trophie-Index und des Saprobienindex nach ROTT et al. (1997, 1999) ...... 389 Tabelle 198 Bewertungsmodul „Versauerung“...... 401 Tabelle 199 Bewertungsmodul „Versalzung“ ...... 402 Tabelle 200 Einstufung der relevanten Taxa des Phytobenthos in die vier Bewertungskategorien, abhängig von der Fließgewässergruppe der Probestelle ...... 403 Tabelle 201 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Fließgewässer der Ökoregion Alpen ...... 407 Tabelle 202 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Fließgewässer der Ökoregion Alpen ...... 407 Tabelle 203 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Fließgewässer der Ökoregion Alpen ...... 408 Tabelle 204 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Karbonatisch geprägte Fließgewässer des Alpenvorlandes...... 409 Tabelle 205 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Silikatisch geprägte Fließgewässer des Alpenvorlandes...... 409 Tabelle 206 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Karbonatisch geprägte Fließgewässer des Alpenvorlandes...... 410 Tabelle 207 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Silikatisch geprägte Fließgewässer des Alpenvorlandes...... 410 Tabelle 208 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Karbonatisch oder silikatisch geprägte Fließgewässer des Alpenvorlandes...... 411 Tabelle 209 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Kleine silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges...... 413 Tabelle 210 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Große silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges...... 413 Tabelle 211 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Silikatisch geprägte Fließgewässer der Vulkangebiete, Mittelgebirge...... 413 Tabelle 212 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Karbonatisch geprägte kleine Fließgewässer der Mittelgebirge...... 414 Tabelle 213 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Karbonatisch geprägte große Fließgewässer der Mittelgebirge...... 414 Tabelle 214 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Kleine silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges...... 415

629 Tabelle 215 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Große silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges...... 415 Tabelle 216 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Silikatisch geprägte Fließgewässer der Vulkangebiete, Mittelgebirge...... 415 Tabelle 217 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Karbonatisch geprägte kleine Fließgewässer der Mittelgebirge ...... 416 Tabelle 218 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Karbonatisch geprägte große Fließgewässer der Mittelgebirge...... 416 Tabelle 219 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Makrophyten: Silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges...... 417 Tabelle 220 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Makrophyten: Silikatisch geprägte Fließgewässer der Vulkangebiete, Mittelgebirge ...... 417 Tabelle 221 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Karbonatisch geprägte kleine und große Fließgewässer der Mittelgebirge ...... 417 Tabelle 222 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Silikatisch geprägte Fließgewässer des Mittelgebirges...... 418 Tabelle 223 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Karbonatisch geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge...... 418 Tabelle 224 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Fließgewässer der Mittelgebirge...... 419 Tabelle 225 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten: Fließgewässer der Mittelgebirge ...... 419 Tabelle 226 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten: Silikatisch geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge...... 420 Tabelle 227 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten: Karbonatisch geprägte Fließgewässer der Mittelgebirge...... 420 Tabelle 228 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Karbonatisch geprägte Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes...... 421 Tabelle 229 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Karbonatisch geprägte Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes ...... 422 Tabelle 230 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Makrophyten: Karbonatisch geprägte Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes ...... 422 Tabelle 231 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Karbonatisch geprägte und silikatisch geprägte Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes...... 423 Tabelle 232 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen: Mittelgroße Niederungsfließgewässer des Norddeutschen Tieflandes...... 423

630 Tabelle 233 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten: Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes...... 424 Tabelle 234 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Phytobenthos ohne Diatomeen und zugleich ungesichertem Modul Makrophyten: Karbonatisch geprägte Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes...... 424 Tabelle 235 Bewertungsmodul „Versalzung Diatomeen“. Halobienindexwerte, die zur Abstufung der Ökologischen Zustandsklasse führen...... 427 Tabelle 236 Bewertungsmodul „Versauerung Diatomeen“. Summenhäufigkeiten von Versauerungszeigern, die zur Abstufung der Ökologischen Zustandsklasse führen ...... 427 Tabelle 237 Überblick über den benötigten Zeitaufwand zur Bewertung der Komponente Makrophyten & Phytobenthos nach WRRL pro Probestelle und Beprobung ...... 428 Tabelle 238 Untersuchte Probestellen in Seen mit Angabe der jeweils untersuchten Organismengruppen...... 430 Tabelle 239 Vor- und Nachteile von Rechen und Bodengreifer...... 440 Tabelle 240 Pflanzenmengenskala nach KOHLER (1978)...... 440 Tabelle 241 Beschattungsskala nach WÖRLEIN (1992) ...... 442 Tabelle 242 Zusammensetzung des Gesamtdatensatzes (Seen) ...... 445 Tabelle 243 Makrophyten-Typologie für Seen...... 451 Tabelle 244 Makrophyten-Typologie für Seen: Bestimmungsschlüssel zur Einordnung der Probestellen ...... 452 Tabelle 245 Abgleich der Makrophyten-Typologie mit der der Typologie nach LAWA (MATHES et al. 2002)...... 457 Tabelle 246 Artengruppen Submerse (Typ AK(s)) ...... 468 Tabelle 247 Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen (Typ AK(s))...... 469 Tabelle 248 Artengruppen Submerse (Typ MTS)...... 471 Tabelle 249 Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen (Typ MTS)...... 472 Tabelle 250 Artengruppen Submerse (Typ TKg)...... 473 Tabelle 251 Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen (Typ TKg)...... 474 Tabelle 252 Zuordnung der Indexwerte zu den Ökologischen Zustandsklassen (Typ TKp)...... 476 Tabelle 253 Artengruppen Submerse (Typ TKp)...... 477 Tabelle 254 Struktur des Seen-Datensatzes...... 480 Tabelle 255 Untersuchungszeiträume in Seen...... 481 Tabelle 256 Im Projekt-Datensatz enthaltene Referenzarten der Alpen- und Alpenvorlandseen im sehr guten ökologischen Zustand (Diatomeentyp 1) ...... 488 Tabelle 257 Indizierte geringste Trophie in den biozönotischen Seentypen basierend auf den jeweils zehn geringsten Indexwerten...... 489 Tabelle 258 Im Projekt-Datensatz enthaltene Referenzarten der kalkarmen Mittelgebirgsseen im sehr guten ökologischen Zustand (Diatomeentyp 2) ...... 490 Tabelle 259 Im Projekt-Datensatz enthaltene Referenzarten der geschichteten Seen des Norddeutschen Tieflandes (Diatomeentyp 3)...... 491 Tabelle 260 Im Projekt-Datensatz enthaltene Referenzarten der ungeschichteten Seen des Norddeutschen Tieflandes mit relativ großem Einzugsgebiet (VQ > 1,5) und einer Wasserverweilzeit von über 30 Tagen (Diatomeentyp 4)...... 492 Tabelle 261 Abgleich der Diatomeentypologie mit der Seentypologie nach MATHES et al. (2002) ...... 493 Tabelle 262 Zuordnung des Trophie-Indexes zu den Ökologischen Zustandsklassen ...... 497 Tabelle 263 Klassenbreiten des Referenzartenquotienten (RAQ) in den biozönotischen Seentypen ...... 500 Tabelle 264 Artengruppe A...... 500 Tabelle 265 Artengruppe B ...... 504

631 Tabelle 266 Arten mit unsicherer Zuordnung innerhalb der Gruppen A und B ...... 507 Tabelle 267 Artengruppe C...... 507 Tabelle 268 Artengruppe D ...... 508

Tabelle 269 Typbezogene Indexgrenzen für die Ermittlung des DIÖZSeen ...... 509 Tabelle 270 Bewertung der Litoralstellen des Diatomeentyps 1 ...... 510 Tabelle 271 Bewertung der Litoralstellen des Diatomeentyps 2 ...... 511 Tabelle 272 Bewertung der Litoralstellen des Diatomeentyps 3 ...... 511 Tabelle 273 Bewertung der Litoralstellen des Diatomeentyps 4 ...... 512 Tabelle 274 Gegenüberstellung der biozönotischen Seentypologie auf Grundlagen der Ergebnisse des Projektes Makrophyten & Phytobenthos und der Seentypologie von MATHES et al.(2002) ...... 516 Tabelle 275 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Seen der Region Alpen und Alpenvorland ...... 518 Tabelle 276 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Seen der Region Alpen und Alpenvorland ...... 518 Tabelle 277 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Seen der Region Alpen und Alpenvorland ...... 518 Tabelle 278 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Silikatisch geprägte Seen des Mittelgebirges ...... 519 Tabelle 279 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Makrophyten: Silikatisch geprägte Seen des Mittelgebirges...... 519 Tabelle 280 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Diatomeen: Silikatisch geprägte Seen des Mittelgebirges ...... 520 Tabelle 281 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Geschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes...... 521 Tabelle 282 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Ungeschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes mit großem Einzugsgebiet und einer Verweildauer von über 30 Tagen...... 521 Tabelle 283 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Geschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes ...... 522 Tabelle 284 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Ungeschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes mit großem Einzugsgebiet und einer Verweildauer von über 30 Tagen ...... 522 Tabelle 285 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Geschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes ...... 523 Tabelle 286 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Ungeschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes ...... 523 Tabelle 287 Ökologische Zustandsklassen der im Projekt beprobten Seestellen...... 525 Tabelle 288 Pflanzenmengenskala nach KOHLER (1978) ...... 536 Tabelle 289 Beschattungsskala nach WÖRLEIN (1992) ...... 538 Tabelle 290 Gegenüberstellung der biozönotischen Seentypologie auf Grundlagen der Ergebnisse des Projektes Makrophyten & Phytobenthos und der Seentypologie von MATHES et al.(2002) ...... 545 Tabelle 291 Zuordnung der Taxa zu den Artengruppen ...... 547 Tabelle 292 Trophische Kenngrößen nach HOFMANN (1999) ...... 551 Tabelle 293 Artengruppe A ...... 560 Tabelle 294 Artengruppe B...... 561 Tabelle 295 Artengruppe AB...... 562 Tabelle 296 Artengruppe C...... 562 632 Tabelle 297 Artengruppe D...... 563 Tabelle 298 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Seen der Region Alpen und Alpenvorland...... 565 Tabelle 299 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Seen der Region Alpen und Alpenvorland...... 565 Tabelle 300 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Seen der Region Alpen und Alpenvorland...... 565 Tabelle 301 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Silikatisch geprägte Seen des Mittelgebirges...... 566 Tabelle 302 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Makrophyten: Silikatisch geprägte Seen des Mittelgebirges...... 566 Tabelle 303 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesicherten Modul Diatomeen: Silikatisch geprägte Seen des Mittelgebirges ...... 566 Tabelle 304 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Geschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes ...... 567 Tabelle 305 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen: Ungeschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes mit großem Einzugsgebiet und einer Verweildauer von über 30 Tagen ...... 567 Tabelle 306 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Geschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes...... 568 Tabelle 307 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Makrophyten: Ungeschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes mit großem Einzugsgebiet und einer Verweildauer von über 30 Tagen...... 568 Tabelle 308 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen; Geschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes...... 569 Tabelle 309 Indexgrenzen für die Einteilung der Ökologischen Zustandsklassen bei ungesichertem Modul Diatomeen: Ungeschichtete Seen des Norddeutschen Tieflandes...... 569 Tabelle 310 Überblick über den benötigten Zeitaufwand zur Bewertung der Komponente Makrophyten & Phytobenthos nach WRRL pro Probestelle und Beprobung ...... 572

633 Gleichungsverzeichnis

Gleichung 1 Berechnung des Trophie-Index Makrophyten (TIM) nach SCHNEIDER (2000)...... 42 Gleichung 2 Gleichung zur Berechnung des Referenzindex, Quantifizierung der Degradation in einer Makrophytenbiozönose...... 64 Gleichung 3 Berechnung des Referenzindex im Makrophytentyp MRK...... 66 Gleichung 4 Berechnung des Referenzindex im Makrophytentyp MRS...... 71 Gleichung 5 Berechnung des Diversitäts-Index nach SHANNON & WEAVER (1949)...... 80 Gleichung 6 Berechnung der Evenness...... 81 Gleichung 7 Umrechnung des Moduls „Abundanzsumme Referenzarten“ auf eine Skala von 0 bis 1...... 131 Gleichung 8 Umrechnung des Moduls „Trophie-Index“ auf eine Skala von 0 bis 1...... 132 Gleichung 9 Umrechnung des Moduls „Saprobieindex“ auf eine Skala von 0 bis 1...... 132 Gleichung 10 Berechnung des Bewertungsindex (BI) ...... 288

Gleichung 11 Gleichung zur Umrechnung des Moduls RIFG (ReferenzindexFließgewässer Makrophyten) auf eine Skala von 0 bis 1...... 316 Gleichung 12 Gleichung zur Umrechnung des Moduls BI (Bewertungsindex Phytobenthos ohne Diatomeen) auf eine Skala von 0 bis 1...... 316

Gleichung 13 Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen Zustandes eines Fließgewässern bei drei gesicherten Modulen...... 316

Gleichung 14 Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen Zustandes eines Fließgewässern bei gesicherten Modulen Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen...... 316

Gleichung 15 Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen Zustandes eines Fließgewässern bei gesicherten Modulen Makrophyten und Diatomeen...... 316

Gleichung 16 Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen Zustandes eines Fließgewässern bei gesicherten Modulen Makrophyten und Phytobenthos ohne Diatomeen...... 316 Gleichung 17 Berechnung des Referenzindex...... 381 Gleichung 18 Berechnung des Referenzindex für den Moosaspekt des Typs MRS...... 382 Gleichung 19 Berechnung des Diversitätsindex...... 383 Gleichung 20 Berechnung der Evenness...... 383 Gleichung 21 Berechnung des Trophie-Index nach ROTT et al. (1999) ...... 384 Gleichung 22 Berechnung des Saprobienindex nach ROTT et al. (1997) ...... 384 Gleichung 23 Umrechnung der Referenzartensumme...... 400 Gleichung 24 Umrechnung des berechneten Trophie-Index ...... 401 Gleichung 25 Umrechnung des berechneten Saprobienindex ...... 401

Gleichung 26 Berechnung des DIFG für die Diatomeentypen 1–9...... 401

Gleichung 27 Berechnung des DIFG für den Diatomeentyp 10...... 401 Gleichung 28 Berechnung des Bewertungsindex...... 402

Gleichung 29 Gleichung zur Umrechnung des Moduls RIFG (ReferenzindexFließgewässer Makrophyten) auf eine Skala von 0 bis 1...... 406 Gleichung 30 Gleichung zur Umrechnung des Moduls BI (Bewertungsindex Phytobenthos ohne Diatomeen) auf eine Skala von 0 bis 1...... 406

Gleichung 31 Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen Zustandes eines Fließgewässers bei drei gesicherten Modulen...... 406

634 Gleichung 32 Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen Zustandes eines Fließgewässers bei gesicherten Modulen Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen...... 406

Gleichung 33 Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen Zustandes eines Fließgewässers bei gesicherten Modulen Makrophyten und Diatomeen...... 406

Gleichung 34 Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen Zustandes eines Fließgewässers bei gesicherten Modulen Makrophyten und Phytobenthos ohne Diatomeen...... 406 Gleichung 35 Berechnung der Makrophytenindex MI nach MELZER (1988) ...... 447 Gleichung 36 Berechnung des Referenzindex ...... 466 Gleichung 37 Berechnung des Referenzindex ...... 467 Gleichung 38 Berechnung des „Rote-Liste-Index“ RLI ...... 483 Gleichung 39 Berechnung des Referenzartenquotienten (RAQ) für den biozönotischen Typ 1 und 3...... 499 Gleichung 40 Berechnung des Referenzartenquotienten (RAQ) für den biozönotischen Typ 2...... 499 Gleichung 41 Berechnung des Referenzartenquotienten (RAQ) für den biozönotischen Typ 4...... 499

Gleichung 42 Umrechnung des Moduls Trophie-Index nach HOFMANN 1994 MTI auf eine Skala von 0 bis 1...... 509

Gleichung 43 Umrechnung des Moduls Referenzartenquotient MRAQ auf eine Skala von 0 bis 1...... 509

Gleichung 44 Gleichung zur Umrechnung des Moduls RIFG (ReferenzindexSeen Makrophyten) auf eine Skala von 0 bis 1...... 517

Gleichung 45 Berechnung des Indexwertes M&PSeen zur Ermittlung des ökologischen Zustandes eines Fließgewässern bei zwei gesicherten Modulen...... 517 Gleichung 46 Berechnung des Referenzindex ...... 546 Gleichung 47 Trophie-Index nach HOFMANN (1999) ...... 550 Gleichung 48 Berechnung des Referenzartenquotienten (RAQ) für den biozönotischen Typ 1 und 3...... 559 Gleichung 49 Berechnung des Referenzartenquotienten (RAQ) für den biozönotischen Typ 2...... 559 Gleichung 50 Berechnung des Referenzartenquotienten (RAQ) für den biozönotischen Typ 4...... 559 Gleichung 51 Umrechnung des berechneten Trophiewertes...... 559 Gleichung 52 Umrechnung des typspezifisch berechneten Referenzartenquotienten...... 559

Gleichung 53 Berechnung des DISeen ...... 559

Gleichung 54 Umrechnung des Moduls RISeen (ReferenzindexSeen Makrophyten) auf eine Skala von 0 bis 1...... 564

Gleichung 55 Berechnung des Indexwertes M&PSeen zur Ermittlung des ökologischen Zustandes eines Sees bei zwei gesicherten Modulen...... 564

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