Abschlussbericht - Fliessgewaesserbewertung.de

Zuwendungsempfänger:
Universität Duisburg-Essen
Vorhabensbezeichnung:
Abschlussbericht
LAWA-Projekt-Nr.: O 21.03
Abschließende Arbeiten zur Integration der Fließgewässer Nord- und Nordostdeutschlands
in das bundesweite Typen- und Bewertungssystem
Laufzeit des Vorhabens: 01.11.2003 – 31.10.2005
Berichtszeitraum: 01.11.2003 – 31.10.2005
Bearbeiter
Carolin Meier, Dr. Armin Lorenz, Peter Rolauffs, Dr. Daniel Hering
Universität Duisburg-Essen, Fachbereich Biologie und Geografie, Abteilung Hydrobiologie,
45117 Essen
In Kooperation mit
Dr. Jochen Schaumburg, Christine Schranz, Bayerisches Landesamt für Umwelt, München
Dr. Jürgen Böhmer, Bioforum GmbH, Kirchheim/Teck
Tanja Pottgiesser, umweltbüro essen, Essen
Dr. Peter Haase, Forschungsinstitut Senckenberg, Biebergemünd
Essen, Oktober 2005

Inhaltsverzeichnis
1. Einleitung ............................................................................................................1
2. Vorläuferprojekte und assoziierte Forschungsvorhaben................................3
2.1 Bereich Fließgewässertypologie .......................................................................... 3
2.2 Bereich Makrozoobenthos .................................................................................... 4
2.3 Bereich Makrophyten und Phytobenthos............................................................ 6
3. Typologie der nord- und nordostdeutschen Fließgewässer...........................7
3.1 „Bottom-up“-Überprüfung der deutschen Fließgewässertypologie ................. 7
3.1.1 Anlass und Fragestellung..................................................................................... 7
3.1.2 Datengrundlage.................................................................................................... 7
3.1.3 Methoden ............................................................................................................. 9
3.1.4 Ergebnisse ......................................................................................................... 10
3.1.5 Diskussion.......................................................................................................... 10
3.2 Überarbeitung der Fließgewässertypenkarte.................................................... 19
3.3 Überarbeitung der Steckbriefe ........................................................................... 21
3.3.1 Überarbeitung der biozönotischen Beschreibungen .......................................... 22
3.3.2 Ergänzung der Steckbriefe um gewässertypspezifische Artenlisten.................. 24
4. Weiterentwicklung und Überarbeitung des Bewertungssystems mit dem
Makrozoobenthos....................................................................................................28
4.1 Weiterentwicklung / Überarbeitung Modul „Allgemeine Degradation“ .......... 28
4.1.1 Datengrundlage.................................................................................................. 28
4.1.2 Vorgehen bei den Berechnungen ...................................................................... 31
4.1.3 Die Bewertung der Fließgewässer Nord- und Nordostdeutschlands ................. 39
4.2 Überarbeitung des Moduls „Saprobie“.............................................................. 40
4.3 Umsetzung der Ergebnisse in die Bewertungssoftware.................................. 42
5. Überprüfung und Ergänzung der Referenzzönosen (Makrozoobenthos) ....43
6. Fließgewässerbewertung mit Makrophyten / Phytobenthos.........................49
6.1 Einleitung.............................................................................................................. 49
6.2 Untersuchungsgewässer und Datengrundlage ................................................ 49
6.3 Methoden .............................................................................................................. 51
6.3.1 Probenahme....................................................................................................... 51
6.3.2 Präparation und mikroskopische Analyse .......................................................... 52
6.3.3 Überarbeitung der biozönotischen Gewässertypologie...................................... 53
6.4 Ergebnisse und Diskussion................................................................................ 54
6.4.1 Überarbeitung der Typologie.............................................................................. 54
6.4.2 Überarbeitung des Bewertungsverfahrens......................................................... 77
6.5 Bewertung der Probestellen ............................................................................. 102

6.6 Defizite ................................................................................................................ 104
6.7 Zusammenfassung und Ausblick..................................................................... 106
7. Literatur ...........................................................................................................109
Anhang

Tabellenverzeichnis
Tabelle 1: Hydromorphologische Parameter (basierend auf der Verfahrens-
beschreibung in LAWA 2001)......................................................................................... 30
Tabelle 2: Metric-Gruppenliste............................................................................................... 32
Tabelle 3: Übersicht über die Metrics, die am besten mit den Landnutzungsparametern
korrelieren....................................................................................................................... 35
Tabelle 4: Übersicht über die Metrics, die am besten mit den Strukturparametern
der „Vor-Ort-Kartierung“ (Verfahrensbeschreibung der LAWA) korrelieren ................... 36
Tabelle 5: Kandidatenmetrics für das Modul „Allgemeine Degradation“................................ 37
Tabelle 6: Core Metrics Gewässertyp 11 (Organisch geprägte Bäche) ................................ 39
Tabelle 7: Core Metrics Gewässertyp 12 (Organisch geprägte Flüsse) ................................ 39
Tabelle 8: Core Metrics Gewässertyp 19 (Kleine Niederungsfließgewässer in Fluss- und
Stromtälern).................................................................................................................... 40
Tabelle 9: Core Metrics Gewässertyp 21 (Seeausflussgeprägte Fließgewässer) ................. 40
Tabelle 10: Core Metrics Gewässertyp 23 (Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste
Ostseezuflüsse).............................................................................................................. 40
Tabelle 11: Saprobielle Kenngrößen ausgewählter Gewässertypen – Grund-
zustand (Gz) und Klassengrenzen der Abweichungsstufen........................................... 42
Tabelle 12: Stetigkeiten und Dominanzen der Leitarten in den einzelnen Gewässertypen... 45
Tabelle 13: Die zehn Taxa mit der höchsten Bedeutung in den Gewässertypen, geordnet
nach Typ und Bedeutung. .............................................................................................. 47
Tabelle 14: Untersuchte Probestellen. BL: Bundesland. ....................................................... 50
Tabelle 15: Makrophyten-Typologie für Fließgewässer im Norddeutschen Tiefland............. 55
Tabelle 16: Bestimmungsschlüssel zur Typfindung in der Ökoregion Norddeutsches
Tiefland........................................................................................................................... 57
Tabelle 17: Gegenüberstellung der LAWA-Typologie (Sommerhäuser & Pott-
giesser 2004) und der biozönotischen Diatomeentypologie........................................... 61
Tabelle 18: Indizierte geringste Trophie in den biozönotischen Fließgewässertypen,
basierend auf den jeweils zehn geringsten Indexwerten................................................ 61
Tabelle 19: Phytobenthos-Typologie für Fließgewässer........................................................ 64
Tabelle 20: Bestimmungsschlüssel zur Phytobenthos-Typfindung in der Ökoregion
Norddeutsches Tiefland. LAWA-Typ nach Sommerhäuser & Pottgiesser (2004) .......... 76
Tabelle 21: Liste der Indikatoren ........................................................................................... 78
Tabelle 22: Zuordnung der Indexwerte zu den Zustandsklassen - Typ TNk ......................... 83
Tabelle 23: Zuordnung der Indexwerte zu den Zustandsklassen - Typ TN ........................... 84
Tabelle 24: Zuordnung der Indexwerte zu den Zustandsklassen - Typ TNg ......................... 84
Tabelle 25: Zuordnung der Indexwerte zu den Zustandsklassen - Typ TR ........................... 84
Tabelle 26: Allgemeine Referenzarten. ................................................................................. 85

Tabelle 27: Typspezifische Referenzarten. ........................................................................... 92
Tabelle 28: Indexbereiche für das Bewertungsmodul „Trophie-Index und
Saprobienindex“ ............................................................................................................. 94
Tabelle 29: Bewertungsmodul „Versalzung“.......................................................................... 96
Tabelle 30: Typbezogene Indexgrenzen für die Ermittlung des DIÖZFließgewässer ........... 97
Tabelle 31: Einteilung von Phytobenthos-Taxa in die vier Bewertungskategorien nach
Schaumburg et al. (2004a) ............................................................................................. 97
Tabelle 32: Zuordnung der fünf ökologischen Zustandsklassen zu Werten des
Bewertungsindex............................................................................................................ 98
Tabelle 33: Liste der Indikatoren im Teilmodul Phytobenthos ohne Diatomeen.................... 99
Tabelle 34: Bewertung der im Norddeutschen Tiefland untersuchten Probestellen
nach dem überarbeiteten Verfahren Makrophyten & Phytobenthos............................. 103

Abbildungsverzeichnis
Abbildung 1: NMS-Ordinationsdiagramm zu 153 Frühjahrsaufsammlungen mit
insgesamt 162 Taxa. Stress: 18,6. Als Overlay wurde die Einzugsgebietsgröße
der Probestellen verwendet............................................................................................ 11
Abbildung 2: NMS-Ordinationsdiagramm zu 153 Frühjahrsaufsammlungen mit
insgesamt 162 Taxa. Stress: 18,6. Als Overlay wurde das dominierende Substrat
der Probestellen verwendet............................................................................................ 12
Abbildung 3: NMS-Ordinationsdiagramm zu 153 Frühjahrsaufsammlungen mit
insgesamt 162 Taxa. Stress: 18,6. Als Overlay wurde die a priori-Typzuordnung
gemäß der Angabe in den Datenlieferungen der Bundesländer verwendet................... 12
Abbildung 4: NMS-Ordinationsdiagramm zu 128 Sommeraufsammlungen mit
insgesamt 182 Taxa. Stress: 22,3. Als Overlay wurde die Einzugsgebietsgröße
der Probestellen verwendet............................................................................................ 14
Abbildung 5: NMS-Ordinationsdiagramm zu 128 Sommeraufsammlungen mit
insgesamt 182 Taxa. Stress: 22,3. Als Overlay wurde das dominierende Substrat
der Probestellen verwendet............................................................................................ 14
Abbildung 6: NMS-Ordinationsdiagramm zu 128 Frühjahrsaufsammlungen mit
insgesamt 182 Taxa. Stress: 22,3. Als Overlay wurde die a priori-Typzuordnung
gemäß der Angabe in den Datenlieferungen der Bundesländer verwendet................... 15
Abbildung 7: NMS-Ordinationsdiagramm zu 128 Frühjahrsaufsammlungen mit
insgesamt 182 Taxa. Stress: 22,3. Als Overlay wurde die Klassifizierung gemäß
der Clusteranalyse verwendet........................................................................................ 16
Abbildung 8: Ausschnitt aus der für das Norddeutsche Tiefland überarbeiteten
„Karte der biozönotisch bedeutsamen Fließgewässertypen Deutschlands“
(Stand Juli 2005) auf der Grundlage des DLM 1000 W für die Bundesländer
Niedersachsen und Bremen, Schleswig-Holstein und Hamburg, Mecklenburg-
Vorpommern, Sachsen-Anhalt sowie Brandenburg und Berlin. ..................................... 20
Abbildung 9: Übersicht über die „Karte der biozönotisch bedeutsamen
Fließgewässertypen Deutschlands - Überarbeitung des Norddeutschen Tieflandes“
(Stand Juli 2005). ........................................................................................................... 21
Abbildung 10: Dendrogramm der Stellen des Norddeutschen Tieflandes (Die
Fließgewässertypen nach Sommerhäuser & Pottgiesser (2004) sind in Klammern
hinter den Probestellennummern angegeben) ............................................................... 54
Abbildung 11: Abundanzen der Algenklassen für silikatisch (a) und karbonatisch (b)
geprägte Sand- und Kiesbäche im Norddeutschen Tiefland .......................................... 63
Abbildung 12: Abundanzen der Algenklassen in karbonatisch geprägten
Fließgewässern im Norddeutschen Tiefland .................................................................. 67
Abbildung 13: Abundanzen der Algenklassen in den organisch (dystroph) oder
silikatisch geprägten Fließgewässertypen im Norddeutschen Tiefland.......................... 69
Abbildung 14: Abundanzen der Algenklassen in den Seeausflüssen (Typ 21) ..................... 71
Abbildung 15: Abundanzen der Algenklassen in den Marschengewässern (Typ 22)............ 73

Abbildung 16: Abundanzen der Algenklassen in den Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflussten
Ostseezuflüssen (Typ 23) ........................................................................ 75
Abbildung 17: Dahle bei Dahen ( Probestelle 10100, Sachsen)............................................ 82

Gleichungsverzeichnis
Gleichung 1: Umrechnung der Referenzartensumme ........................................................... 96
Gleichung 2: Umrechnung des Trophie-Index (Diatomeentypen 1 bis 12)............................ 96
Gleichung 3: Umrechnung des Saprobienindex (Diatomeentyp 13)...................................... 96
Gleichung 4: Berechnung des DIFG für die Diatomeentypen 1 bis 12 .................................. 96
Gleichung 5: Berechnung des DIFG für den Diatomeentyp 13 ............................................. 97
Gleichung 6: Gleichung zur Umrechnung des Moduls RIFG (Referenzindex
Fließgewässer Makrophyten) auf eine Skala von 0 bis 1. ............................................ 101
Gleichung 7: Gleichung zur Umrechnung des Moduls BI (Bewertungsindex
Phytobenthos ohne Diatomeen) auf eine Skala von 0 bis 1......................................... 101
Gleichung 8: Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen
Zustandes eines Fließgewässers bei drei gesicherten Modulen.................................. 102
Gleichung 9: Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen
Zustandes eines Fließgewässers bei gesicherten Modulen Diatomeen und
Phytobenthos ohne Diatomeen. ................................................................................... 102
Gleichung 10: Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen
Zustandes eines Fließgewässers bei gesicherten Modulen Makrophyten und
Diatomeen. ................................................................................................................... 102
Gleichung 11: Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen
Zustandes eines Fließgewässers bei gesicherten Modulen Makrophyten und
Phytobenthos ohne Diatomeen. ................................................................................... 102

1. Einleitung
Zur Umsetzung der EG-Wasserrahmenlinie (EG-WRRL) in Deutschland werden gewässertypspezifische
Bewertungsverfahren benötigt. In einem ersten Schritt wurde hierzu eine
Fließgewässertypologie entwickelt, die mittlerweile mehrfach verbessert und verfeinert
wurde. Für die meisten Fließgewässertypen wurden zudem Bewertungsverfahren für die
biologischen Qualitätskomponenten „Makrozoobenthos“ sowie „Makrophyten und
Phytobenthos“ hergeleitet. Diese Arbeiten fanden im Rahmen verschiedener vom
Umweltbundesamt (UBA), der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) und dem
Bundesministerium für Bildung und Forschung (BMBF) geförderter Projekte statt.
Die Bewertungsverfahren weisen jedoch noch gewisse Lücken auf, die darin begründet sind,
dass für einzelne Gewässertypen während der Laufzeiten der o.a. Projekte noch nicht
genügend Daten vorlagen, um sie bei der Verfahrensentwicklung zu berücksichtigen oder
einzelne Gewässertypen erst im Laufe des dynamischen Entwicklungsprozesses der
Fließgewässertypologie abgegrenzt wurden. Für einige andere Gewässertypen beruhte der
Entwicklungsprozess auf einem sehr geringen Datensatz – in diesen Fällen sind die
Bewertungsverfahren nach den Erfahrungen in der Praxis noch verbesserungsfähig. Diese
Lücken und der angesprochene Korrekturbedarf betreffen vor allem verschiedene
Gewässertypen des Nord- und Nordostdeutschen Tieflandes, insbesondere jedoch die Fließgewässertypen
21: Seeausflussgeprägte Fließgewässer, 22: Marschengewässer und 23:
Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse und damit Typen, die fast
ausschließlich in Nord- und Nordostdeutschland vertreten sind.
Mittlerweile hat sich die Datengrundlage erheblich verbessert. Für die Qualitätskomponente
„Makrozoobenthos“ wurden im Laufe der Jahre 2003 und 2004 von den nord- und
nordostdeutschen Bundesländern umfangreichere Daten erhoben. Zudem können Daten aus
einem parallel laufenden Projekt der LAWA („Bundesweiter Praxistest“) verwendet werden.
Mit Hilfe dieser Daten kann die Entwicklung von Bewertungsverfahren für die Gewässer des
Nord- und Nordostdeutschen Tieflandes nun weitgehend abgeschlossen werden.
Für die Qualitätskomponente „Makrophyten und Phytobenthos“ waren weitere Erhebungen
notwendig, um ein deutschlandweit anwendbares Verfahren für die Praxis zu entwickeln. Mit
Hilfe dieser neuen Daten sowie weiterer Daten aus den Ländern, kann die Entwicklung der
Bewertungsverfahren, unter Einbeziehung aller Fließgewässertypen, bis Oktober 2005
abgeschlossen werden.
Aus gewässertypologischer Sicht besteht für das Norddeutsche Tiefland Anpassungsbedarf
hinsichtlich der Fließgewässertypenkarte und der zugehörigen Steckbriefe. Durch die
qualitativ hochwertigen, neu erhobenen Daten zum Makrozoobenthos kann nunmehr die
ursprünglich „top down“ erstellte Typologie mit Hilfe von Daten zur Makrozoobenthosbesiedlung
„bottom up“ überprüft werden, weit fundierter, als es in den bisherigen Projekten
möglich war. Eine Überarbeitung der Steckbriefe erfolgt unter anderem durch die Erarbeitung
von typspezifischen Referenzzönosen für das Makrozoobenthos sowie für die Makrophyten
und das Phytobenthos.
1

Ziel dieses Forschungsvorhabens ist es, die hier beschriebenen Lücken zu schließen und die
Fließgewässer Nord- und Nordostdeutschlands vollständig in das bundesweite Typen und
Bewertungssystem zu integrieren.
Der vorliegende Abschlussbericht stellt den Verlauf und die Ergebnisse des Projektes
zusammenfassend dar.
2

2. Vorläuferprojekte und assoziierte Forschungsvorhaben
Die im folgenden beschriebenen Forschungsvorhaben aus den Bereichen „Fließgewässertypologie“,
„Makrozoobenthos“ sowie „Makrophyten und Phytobenthos“ stellen die Grundlage
für eine deutschlandweite Fließgewässerbewertung nach den Vorgaben der EG-WRRL dar.
Gleichzeitig sind sie die Basis für die Arbeitsschritte, die im Rahmen des hier beschriebenen
Vorhabens durchzuführen sind, um die bestehenden Lücken in der Fließgewässerbewertung
zu schließen.
2.1 Bereich Fließgewässertypologie
Abschließende Arbeiten zur Fließgewässertypisierung entsprechend den Anforderungen
der EU-WRRL – Teil I und Teil II (Auftraggeber: Länderarbeitsgemeinschaft
Wasser; Bearbeiter: umweltbüro essen; Abschluss: Oktober 2002 (Teil I), März 2004 (Teil II)
Für die Umsetzung der EG-WRRL werden als Vorraussetzung für Gewässerbewertung und
Gewässerbewirtschaftung Typologien und Referenzbedingungen für Fließgewässer benötigt.
Dadurch ergab sich auch die Notwendigkeit einer bundesweit einheitlichen und eindeutigen
Zuordnung der Gewässer zu biozönotisch relevanten Fließgewässertypen.
Im Rahmen des von der LAWA geförderten Projektes „Abschließende Arbeiten zur
Fließgewässertypisierung entsprechend den Anforderungen der WRRL“ ist durch das
umweltbüro essen allen wasserrahmenrichtlinienrelevanten Fließgewässern des DLM 1000 –
Objektbereich Wasser (ATKIS ®, DLM 1000; Copyright © Bundesamt für Kartographie und
Geodäsie, 2003) der jeweilige Fließgewässertyp linienhaft zugewiesen worden. Auf der
„Karte der biozönotisch bedeutsamen Fließgewässertypen Deutschlands“ (Stand Dezember
2003) sind die 24 Fließgewässertypen sowie Subtypen kartographisch dargestellt
(Pottgiesser et al. 2004).
Die Fließgewässertypen Deutschlands und ihre Beschreibung in Steckbriefen
Parallel zur Erarbeitung der „Karte der biozönotisch bedeutsamen Fließgewässertypen
Deutschlands“ sind die deutschen Fließgewässertypen einheitlich beschrieben, überarbeitet
und aktualisiert worden (Pottgiesser & Sommerhäuser 2004).
Vor Einführung der WRRL existierten im Gebiet der Bundesrepublik Deutschland bereits
mehrere regionale Fließgewässertypologien. Eine das gesamte Gebiet Deutschlands und
alle vorkommenden Fließgewässergrößenklassen im Sinne der EG-WRRL behandelnde
Typologie existierte nicht. Von Schmedtje et al. (2001) ist im „top down“-Verfahren ein erster
flächendeckender und einheitlicher Typologieentwurf entwickelt worden, der als
Arbeitsgrundlage von der LAWA und verschiedenen Forschungsvorhaben verwendet wurde.
Dieser erste umfassende Typologieentwurf wurde in enger Abstimmung mit den Ländern
weiterentwickelt. Parallel zur Bearbeitung verschiedener biozönotischer Forschungsprojekte,
3

aber v. a. der „Typenkarte Deutschlands“ sind in einem iterativer Prozess die 20
Fließgewässertypen Schmedtjes et al. (2001) z. T. zusammengefasst und in Einzelfällen
durch neue Typen ergänzt worden. Für ausgewählte Typen sind zudem längszönotisch
begründete Subtypen ausgewiesen worden.
Derzeit werden in Deutschland insgesamt 24 Fließgewässertypen unterschieden: vier für die
Ökoregion der Alpen und des Alpenvorlandes, acht für das Mittelgebirge, acht für das
Norddeutsche Tiefland sowie vier Fließgewässertypen, die als „Ökoregion unabhängige“
Typen in verschiedenen Ökoregionen verbreitet sind.
Die Beschreibung der deutschen Fließgewässertypen in Form von Steckbriefen dient als
Typ-Veranschaulichung und allgemeine Verständigungsgrundlage (Pottgiesser &
Sommerhäuser 2004). Die Steckbriefe enthalten neben der morphologischen Beschreibung
der Gewässertypen z. B. zu Sohlsubstrat, Laufform und Windungsgrad, Talform und Gefälle
auch physiko-chemische Leitwerte sowie Kurzcharakteristika der Hydrologie. Eine Auswahl
typspezifischer Arten sowie die Beschreibung funktionaler Gruppen der
Qualitätskomponenten Makrozoobenthos, Makrophyten und Phytobenthos sowie Fische sind
in der biozönotischen Charakterisierung der Gewässertypen zusammengestellt.
Für die „Karte der biozönotisch bedeutsamen Fließgewässertypen Deutschlands“ dienen die
Steckbriefe als ausführliche Legende.
2.2 Bereich Makrozoobenthos
„Leitbildorientierte biologische Fließgewässerbewertung zur Charakterisierung des
Sauerstoffhaushalts“ (Auftraggeber: Umweltbundesamt; Bearbeitung: Universität Essen;
Abschluss 30.06.2002)
Ziel des Projektes war, das deutsche Saprobiensystem auf die Erfordernisse der EG-WRRL
hin zu adaptieren. Die Entwicklungsschritte im Rahmen des Projektes basierten auf der
neuen Fassung des Saprobiensystems, die von dem zuständigen DIN-Ausschuss erstellt
wurde (Norm-Entwurf DIN38410-1, Ausgabe: 2003-06). Diese neue Fassung enthält unter
anderem eine erheblich erweiterte Liste von Indikatorarten (612 Taxa anstelle von 148 Taxa
in der früheren Version).
Im Rahmen dieses Projektes wurde eine gewässertypspezifische Anpassung des Saprobiensystems
entwickelt. Für 19 der 24 Gewässertypen, die eine Basis für die Umsetzung der EG-
WRRL in Deutschland darstellen, wurden „saprobielle Leitbilder“ definiert. Damit soll der
Tatsache Rechnung getragen werden, dass ein Saprobienindex von 2,0 einen sauberen
Tieflandfluss, aber einen stark belasteten Alpenfluss indizieren kann.
Basierend auf den gewässertypspezifischen „saprobiellen Leitbildern“ wurden für jeden
Gewässertyp fünf „saprobielle Qualitätsstufen“ entsprechend den Vorgaben der WRRL
definiert.
4

„Weiterentwicklung und Anpassung des nationalen Bewertungssystems für
Makrozoobenthos an neue internationale Vorgaben“ (Auftraggeber: Umweltbundesamt;
Bearbeitung: Universität Duisburg-Essen, Landesanstalt für Umweltschutz Baden-
Württemberg, Universität Hohenheim, Forschungsinstitut Senckenberg, Bundesanstalt für
Gewässerkunde; Abschluss Phase I: 31.03.2004, Abschluss Phase II: 31.12.2004,
Abschluss Phase III: 31.01.2006)
Das Forschungsvorhaben lässt sich in zwei Arbeitsschwerpunkte unterteilen, die teilweise
aufeinander aufbauen:
A. Entwicklung eines Bewertungssystems für den Großteil der deutschen Fließgewässertypen
auf der Grundlage des Makrozoobenthos und Umsetzung dieses Verfahrens in eine
Bewertungssoftware.
Das Ergebnis ist ein modular aufgebautes, gewässertypspezifisches Verfahren, das die
Auswirkungen verschiedener Stressoren soweit möglich differenziert. Das Verfahren
integriert durch seinen modularen Aufbau den Einfluss verschiedener Stressoren in die
Bewertung der ökologischen Qualität eines Fließgewässers. Aus der Artenliste eines zu
bewertenden Gewässers werden Informationen zu den Stressoren „Organische
Verschmutzung“ 1 , „Versauerung/Säurezustand“ sowie „Allgemeine Degradation“ extrahiert
und leitbildbezogen bewertet. Die Ergebnisse werden durch eine Bewertungssoftware
(„AQEM-Software“) anwendbar gemacht, die auf einer Software-Plattform basiert, die in dem
EU-Projekt AQEM (AQEM consortium 2002) entwickelt wurde.
B. Implementierung der neuen Verfahren zur Fließgewässerbewertung mit Hilfe der dafür
notwendigen Materialien (Web-Präsentation zur Fließgewässerbewertung (http://www.fliessgewaesserbewertung.de),
methodisches Handbuch, Schulungsmaterialien, Einarbeitung von
Änderungswünschen in das Bewertungssystem, die Software und das Handbuch). Im
Rahmen der Einführung der neuen Verfahren werden neben dem Bewertungssystem für die
deutschen Fließgewässertypen der aktuelle Stand der Fließgewässertypologie sowie neue
Methoden zur Entnahme und Bearbeitung von Makrozoobenthosproben vorgestellt.
„Bundesweite Anwendung und Erprobung der neu entwickelten Verfahren zur
Fließgewässerbewertung mit dem Makrozoobenthos gemäß EU-WRRL (Bundesweiter
Praxistest)“ (Auftraggeber: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser; Bearbeitung: Forschungsinstitut
Senckenberg, Universität Duisburg-Essen, Universität Hohenheim, Bioforum GmbH;
Abschluss: 31.12.2004)
Ziel des „Bundesweiten Praxistests“ ist die Erprobung und Weiterentwicklung des Anfang
2004 vorgelegten Verfahrensvorschlags für eine standardisierte Erfassung und Auswertung
von Makrozoobenthosproben sowie des EDV-Programms zur Bewertung der deutschen
1 Die Bewertung erfolgt gemäß den Ergebnissen des Projektes „Leitbildorientierte biologische
Fließgewässerbewertung zur Charakterisierung des Sauerstoffhaushalts“.
5

Fließgewässertypen („AQEM-Software“). Hierzu werden sämtliche Fließgewässertypen,
verteilt auf Probestellen in allen 16 Bundesländern, beprobt, um praktische Erfahrungen mit
der Methode zu erzielen und das Verfahren ggf. besser auf die Erfordernisse der Praxis
anzupassen.
Der Praxistest lässt sich in die Teilbereiche „Probenahme“ (im Gelände), „Probensortierung“
(im Labor), „Bestimmung der Organismen“ (im Labor) und „Auswertung per EDV“ unterteilen.
Die praktischen Erfahrungen zu den Teilbereichen werden dokumentiert und ausgewertet.
2.3 Bereich Makrophyten und Phytobenthos
Zur Umsetzung der EG-WRRL im Bereich Makrophyten und Phytobenthos wurden und
werden, neben dem hier beschriebenen Vorhaben zur Integration der nord- und
nordostdeutschen Gewässer, seit 1999 verschiedene aufeinander aufbauende Projekte
durch das Bayerische Landesamt für Wasserwirtschaft durchgeführt:
• „Leitbildbezogenes Bewertungsverfahren für Makrophyten und Phytobenthos“
Literaturstudie über vorhandene Verfahren und bundesweite Daten zur
Qualitätskomponente Makrophyten und Phytobenthos in Fließgewässern und Seen
(Schmedtje et al. 2001)
• „Ermittlung gewässertypspezifischer Leitzönosen für Makrophyten und Phytobenthos“
Entwurf eines bundesweiten Untersuchungsprogrammes für Makrophyten und
Phytobenthos auf der Basis des o.a. Projektes und den ersten
Gewässertypologieansätzen (Schmedtje et al. 2000, Mathes et al. 2002)
• „Erarbeitung eines ökologischen Bewertungsverfahrens für Fließgewässer und Seen im
Teilbereich Makrophyten und Phytobenthos zur Umsetzung der WRRL“
Erarbeitung des bundesweiten Bewertungsverfahrens für Fließgewässer und Seen
(Schaumburg et al. 2004a, b, c, d, e)
• „Bundesweiter Praxistest Makrophyten und Phytobenthos in Fließgewässern“
Test des Verfahrens in Fließgewässern unter Einbindung von Länderdaten, Schulung der
Länder, Entwicklung eines DV-Tools zur einfachen Handhabung des Verfahrens (bis
2005)
• „Bundesweiter Praxistest Makrophyten und Phytobenthos in Seen“
Test des Verfahrens in Seen unter Einbindung von Länderdaten, Schulung der Länder,
Entwicklung eines DV-Tools zur einfachen Handhabung des Verfahrens (bis 2005)
• geplant für 2005:
„Modifizierter Praxistest Makrophyten und Phytobenthos in Fließgewässern“
Test des Verfahrens in den entsprechenden Typen, Auswertung zusätzlicher
Bundesländerdaten, Anpassung des DV-tools.
6

3. Typologie der nord- und nordostdeutschen Fließgewässer
Die im Folgenden zu Grunde gelegten Typzuweisungen entsprechen der von den
Bundesländern weitergeführten „Karte der biozönotisch bedeutsamen Fließgewässertypen
Deutschlands“. Für einzelne Gewässer bzw. Gewässertypen kann eine Änderung des
Gewässertyps noch notwendig sein, da hierzu noch Arbeiten in den Ländern durchgeführt
werden.
3.1 „Bottom-up“-Überprüfung der deutschen Fließgewässertypologie
(Validation Tiefland, Gewässertypen 11 – 23)
3.1.1 Anlass und Fragestellung
Die deutsche Fließgewässertypologie basiert auf dem „top down“-Entwurf von Schmedtje et
al. (2001), der von Pottgiesser & Sommerhäuser (2004) weitergeführt wurde. Danach
werden die Gewässertypen in erster Linie anhand von Umweltvariablen, z. B. Höhenlage,
Gewässergröße oder Sohlsubstrat, abgegrenzt. Von Haase et al. (2004) wurden die
Gewässertypen erstmals „bottom up“, mit Hilfe von Daten zur Makrozoobenthos-Besiedlung,
überprüft. Hierbei bestätigte sich im Wesentlichen das Bild der „top down“ Typen, jedoch
zeigten sich im Detail einige Unterschiede; insbesondere konnten einzelne Typen im Tiefland
anhand ihrer Biozönose nicht eindeutig unterschieden werden. Von Haase et al. (2004)
wurde die Hypothese aufgestellt, dass dies teilweise in der zu geringen Datengrundlage
begründet war: für manche „top down“ abgegrenzten Gewässertypen gab es kaum Daten zu
Gewässern in einem vom Menschen weitgehend unbeeinflussten Zustand. In der
Zwischenzeit hat sich die Datenlage wesentlich verbessert; daher wird die „bottom up“-
Überprüfung nachfolgend unter Berücksichtigung neuer Daten, die in den Jahren 2003 und
2004 von den Bundesländern erhoben wurden und weiterer Daten des „Bundesweiten
Praxistest“ wiederholt.
3.1.2 Datengrundlage
3.1.2.1 Datengrundlage von Haase et al. (2004)
Eine ähnliche Aufgabenstellung bestand bereits im Rahmen eines vorangegangenen LAWA-
Projektes (Haase et al. 2004). Die damals verwendete Datenbasis für das Tiefland
(insgesamt 131 Makrozoobenthosaufsammlungen aus naturnahen Gewässern mit insgesamt
143 Taxa) wurde für die unten geschilderte Auswertung unverändert übernommen. Die
Datensätze entstammen der Datenbank „ASSESS“, die von der Universität Hohenheim im
Rahmen des LAWA-Projektes O 2.02 aufgebaut wurde (Rawer-Jost et al. 2004).
7

3.1.2.2 Neue Daten
Der bestehenden Datenbasis wurden folgende neue Datensätze hinzugefügt:
• 194 Aufsammlungen von 57 Probenahmestellen verschiedener Gewässertypen aus
regionalen Projekten in Mecklenburg-Vorpommern der Jahre 2003 und 2004 (Daten
bereitgestellt von Dr. Marina Carstens, LUNG-MV).
• 21 Aufsammlungen von sechs Probenahmestellen an Seeausflüssen (Typ 21) in
Schleswig-Holstein (Daten bereitgestellt von Dr. Matthias Brunke, LANU-SH).
• 137 Aufsammlungen von 25 Probenahmestellen aus niedersächsischen
Marschengewässern (LAWA-Typ 22). Die Daten entstammen dem niedersächsischen
BOG-Archiv (Archiv „Biologie der Oberflächengewässer“) des NLÖ (Daten bereitgestellt
von Frau Eva Bellack, NLÖ Niedersachsen).
Die ausgewählten Daten des BOG-Archivs repräsentieren die naturnächsten
Probenahmestellen in tideoffenen Marschengewässern Niedersachsens. Eine
umfassende Beschreibung des Vorgehens zur Ermittlung der Probenahmestellen ist im
Endbericht zum Marschenprojekt „Ökologische Bewertung von Marschengewässern
entsprechend den Vorgaben der EU-Wasserrahmenrichtlinie (EU-WRRL)“ des NLÖ
enthalten (NLÖ 2003). Im Wesentlichen wurden Probenahmestellen dann ausgewählt,
wenn sie im begleitenden Feldprotokoll als mindestens „bedingt naturnah“ und nicht als
„ausgebaut“ oder „begradigt“ kartiert wurden. Ferner durften sie kein „ausgebautes Profil“
besitzen und auch nicht als „Entwässerungsgraben“ oder „Kanal“ deklariert sein. Die
Daten wurden zusätzlich durch die unten genannten Kriterien gefiltert und somit für die
Analysen reduziert.
• 100 Aufsammlungen von 88 Probenahmestellen des „Bundesweiten Praxistests“ im
Norddeutschen Tiefland des Jahres 2004.
Die neuen Datensätze wurden vor Beginn der Analyse einem Filterprozess unterzogen, um
vergleichbare Daten von möglichst naturnahen Gewässern zu erhalten.
Die Probenahmestellen der herausgefilterten Taxalisten besitzen eine mindestens „gute“
Strukturgüte, einen möglichst geringen Anteil intensiv genutzter Flächen im Einzugsgebiet
sowie einen leitbildbezogenen Saprobienindex von mindestens „gut“ 2 (nach der revidierten
Form der DIN 38 410 Teil 2) – sie repräsentieren daher vom Menschen nur gering
veränderte Gewässer. Zudem enthält jede Taxaliste mindestens fünf Taxa, wobei ein Taxon
an mindestens zwei Probenahmestellen vorkommen muss. Mit diesem Vorgehen wurden
offensichtlich beeinträchtigte Probenahmen a priori ausgeschlossen.
Alle verwendeten Taxalisten wurden taxonomisch bereinigt; Unterschiede in den
Bestimmungsergebnissen, die wahrscheinlich aufgrund von unterschiedlichen
2
Mit Ausnahme der Gewässertypen 22 und 23 für die gemäß DIN 38 410 das Verfahren zur Bestimmung des
Saprobienindexes nicht anwendbar ist (vgl. Kapitel 4.2)
8

Bestimmungskenntnissen bzw. Bestimmungsniveaus bestanden, wurden durch dieses
Procedere weitgehend ausgeräumt.
Als zusätzliches Filterkriterium wurde die Einstufung der Bearbeiter vor Ort herangezogen:
lediglich Gewässerabschnitte, die von den Bearbeitern mit mindestens „gut“ eingestuft
wurden, gingen in die Analyse mit ein.
3.1.2.3 Datengrundlage für die Analyse
Die nach dem Filterprozess verbleibenden Datensätze von naturnahen Gewässern wurden
nach dem Zeitpunkt der Probenahme in „Frühjahr“ und „Sommer“ gruppiert. Probenahmen
aus dem Mai, in dem ein großer Teil der Proben genommen worden war, wurden in beiden
Teildatensätzen verwendet. Nur so konnte eine ausreichende Repräsentanz aller „top-down“
Typen in beiden Teildatensätzen gewährleistet werden. Insgesamt ergaben sich:
• 153 Datensätze aus dem Frühjahr (Monate Februar bis Mai) mit 162 Taxa
• 128 Datensätze aus dem Sommer (Mai bis August) mit 182 Taxa.
Um Redundanz und eine einseitige Gruppenbildung in den Datensätzen zu vermeiden,
wurde nur je eine Probe pro Gewässerabschnitt in die Analyse aufgenommen. Lagen
mehrere Proben eines Abschnittes vor, wurden die Taxalisten miteinander verschnitten.
3.1.2.4 Umweltvariablen
Für jeden Gewässerabschnitt wurden folgende Parameter erhoben:
• Einzugsgebietsgröße
• Dominierender Substrattyp
• Gewässertyp nach der LAWA-Typologie (Pottgiesser & Sommerhäuser 2004)
Diese Umweltvariablen wurden benötigt, um die ausschließlich mit biozönotischen Daten
durchgeführten multivariaten Analysen besser interpretieren zu können.
3.1.3 Methoden
3.1.3.1 Datenvorbereitung
Die taxonomische Bereinigung erfolgte für die neu hinzugekommenen Daten nach den
gleichen Prinzipien, die auch für den von Haase et al. (2004) verwendeten Datensatz
angewandt wurden (vgl. Kapitel 3.1.2.1). Das Procedere der taxonomischen Bereinigung
wird in AQEM consortium (2002) (Kapitel 10) beschrieben.
Die Analysen erfolgten auf dem Niveau „Anwesenheit/Abwesenheit eines Taxon“. Auf die
Verwendung von Abundanzangaben wurde verzichtet, da die einzelnen Taxalisten auf unterschiedlichen
Besammlungs- und Sortiertechniken beruhen. Folgende taxonomische Gruppen
gingen in die Analyse mit ein: Gastropoda (Schnecken), Bivalvia (Muscheln), Crustacea
(Krebstiere), Ephemeroptera (Eintagsfliegen), Odonata (Libellen), Plecoptera (Steinfliegen),
9

Coleoptera (Käfer) und Trichoptera (Köcherfliegen). Krebstiere wurden in den
vorangegangenen Analysen nicht verwendet; sie wurden hier erstmals mit einbezogen, da
sie vor allem im LAWA-Typ 22 (Marschengewässer) eine wichtige Rolle spielen, während
dort die meisten limnischen Insektengruppen (z. B. Ephemeroptera, Plecoptera, Trichoptera)
natürlicherweise nur begrenzt vorkommen oder gänzlich fehlen.
3.1.3.2 Berechnungen
Die multivariate Analyse der Daten erfolgte mit dem Ordinationsverfahrens NMS (Non-metric
Multidimensional Scaling). Vorteil dieses Verfahrens ist, dass es keine linearen Beziehungen
voraussetzt und keine Normalverteilung der Daten notwendig ist. Als Ergebnis erhält man ein
Ordinationsdiagramm, bei dem in Bezug auf ihre Artenzusammensetzung ähnliche
Datensätze nahe beieinander liegen und unähnliche weiter voneinander entfernt (Clarke
1993). Die Berechnungen wurden mit dem Programm PCOrd 4.2 durchgeführt.
Eine NMS stellt die Ähnlichkeit von Gewässerabschnitten ausschließlich anhand der
Taxalisten dar. Das resultierende Ordinationsdiagramm spiegelt somit unvoreingenommen
die Ähnlichkeit der Biozönosen wider; jeder Punkt repräsentiert eine Probenahme und somit
eine Taxaliste. Für die Interpretation der Diagramme ist es in einem zweiten Schritt jedoch
hilfreich, die einzelnen Punkte mit Zusatzinformationen zu hinterlegen; dies wird mit
sogenannten „Overlays“ erreicht, die einer zweiten Tabelle mit Umweltvariablen der
Gewässerabschnitte entstammen. Das kann z. B. die Größenklasse der jeweiligen Gewässer
sein, das vorherrschende Substrat, der „top-down“ Gewässertyp der Probestelle, die
Jahreszeit der Besammlung oder auch biozönotische Informationen, z. B. das Vorkommen
einer bestimmten Art. Die „Overlays“ unterstützen die Interpretation des
Ordinationsdiagramms und liefern wichtige Hinweise darüber, welche Faktoren die
Zusammensetzung der Biozönose bestimmen und somit für die Typologie relevant sind.
Mit der oben geschilderten Datengrundlage wurden zudem Clusteranalysen durchgeführt,
mit Hilfe derer jede Probenahme einer Clustergruppe zugeordnet wurde. Die Zuordnung zur
Clustergruppe wurde dann wiederum als Overlay genutzt, um biozönotisch begründete
Gruppen im Ordinationsdiagramm darzustellen. Die Clusteranalysen wurden auf Grundlage
des Sörensen-Ähnlichkeitsindex berechnet, als Verknüpfungsmaß wurde ‚flexible beta’ mit
‚-0,25’ verwendet. Dies entspricht dem ‚linkage’ nach der Methode von Ward, die allerdings
für das gewählte Ähnlichkeitsmaß nicht direkt verwendet werden kann.
3.1.4 Ergebnisse
In den Abbildungen 1-3 ist jeweils das Ergebnis einer NMS mit den Frühjahrsdaten
dargestellt. Die relative Position der Punkte zueinander entspricht sich in den drei
Abbildungen und ergibt sich, wie oben geschildert, jeweils aus der Artenzusammensetzung
der Probestellen. Die Punkte wurden im Nachhinein jeweils nach der Einzugsgebietsgröße
der Gewässerabschnitte, dem vorherrschenden Substrat bzw. dem „top-down“-Gewässertyp
eingefärbt. Entsprechend wird in den Abbildungen 4-7 mit den Sommerdaten verfahren.
10

Gewässertypologie anhand der Frühjahrsdaten
Das Ordinationsdiagramm, in dem die Gewässerabschnitte nach den Größenklassen der
Einzugsgebiete eingefärbt sind (Abbildung 1), zeigt eine deutliche Größenabfolge in der
linken Hälfte des Diagramms und eine heterogene Zuordnung im rechten unteren Bereich.
Probestellen mit Einzugsgebietsgrößen kleiner 100 km 2 befinden sich im oberen linken
Abschnitt und darunter finden sich Einzugsgebietsgrößen zwischen 100 und 1000 km² sowie
zwischen 1000 und 10000 km 2 . In der linken Hälfte des Diagramms zeigt sich also eine klare
Abfolge von kleinen zu großen Gewässern entlang der 2. Achse.
Abbildung 1: NMS-Ordinationsdiagramm zu 153 Frühjahrsaufsammlungen mit insgesamt
162 Taxa. Stress: 18,6. Als Overlay wurde die Einzugsgebietsgröße der Probestellen
verwendet.
Verwendet man das vorherrschende Sohlsubstrat als Overlay (Abbildung 2) so zeigt sich ein
heterogenes Bild. Im rechten oberen Bereich befinden sich vorwiegend Gewässer mit hauptsächlich
organischem Substrat. In der linken Hälfte des Diagramms dominieren Probestellen
mit mineralischem Substrat, wobei sich keine klare Trennung von kiesigen und sandigen
Gewässern ergibt. Der untere rechte Bereich lässt wiederum keine Gruppenbildung
erkennen.
11

Abbildung 2: NMS-Ordinationsdiagramm zu 153 Frühjahrsaufsammlungen mit insgesamt
162 Taxa. Stress: 18,6. Als Overlay wurde das dominierende Substrat der Probestellen
verwendet.
Abbildung 3: NMS-Ordinationsdiagramm zu 153 Frühjahrsaufsammlungen mit insgesamt
162 Taxa. Stress: 18,6. Als Overlay wurde die a priori-Typzuordnung gemäß der Angabe in
den Datenlieferungen der Bundesländer verwendet.
Wird die aktuelle Typzuordnung als Overlay verwendet (Abbildung 3), so bestätigen sich im
Wesentlichen die Ergebnisse von Abbildung 1 und Abbildung 2, wobei sich manche
Gewässertypen nicht deutlich abtrennen lassen. Die organischen Bäche (Typ 11) lassen sich
als eingeständige Gruppe mit geringen Überlappungen zu umgebenden Typen im rechten
oberen Bereich des Ordinationsdiagramms erkennen. Die Typen 14 (sandgeprägte Bäche),
12

16 (kiesgeprägte Bäche) und 18 (Löss-Lehmbäche) sind durchmischt, trennen sich aber von
dem Typ 15 (sandgeprägte Flüsse) ab. Überlappungen zeigen sich auch im Übergangsbereich
der Bäche (Typen 14/16) zu den Flüssen (Typen 15/17); dies ist aber auf die strikte
Grenzziehung zwischen den Typen auf Grundlage der Einzugsgebietsgröße zurückzuführen.
Die Typen 19 (Niederungsgewässer) und 15 (sandgeprägte Flüsse) lassen sich anhand der
verwendeten Datenbasis nicht trennen. Zu den Typen 12, 17 und 18 liegen weiterhin nicht
genügend Datensätze vor, um die Ergebnisse zu diesen Typen eindeutig zu interpretieren.
Die biozönotische Ähnlichkeit des Typs 18 (Löss-Lehmbäche) zu den kleinen sandgeprägten
Fließgewässern (Typ 14) sowie die Ähnlichkeit der Typen 12 (organische Flüsse) und 17
(kiesgeprägte Flüsse) zu den sandgeprägten Flüssen (Typ 15) ist offensichtlich.
Im Hinblick auf die Typen 21 bis 23 zeigt sich ein etwas anderes Bild. Ein großer Teil der als
Typ 21 bis 23 klassifizierten Proben befindet sich im unteren rechten Abbildungsbereich und
trennt sich gut von den übrigen Gewässertypen ab. Ein Einfluss der Einzugsgebietsgröße
bzw. des dominierenden Substrats der Probestellen auf die Zoozönose ist nicht zu erkennen
(rechter unterer Bereich in Abbildung 1 und Abbildung 2). Prägende Faktoren für die
Zusammensetzung der Biozönose können somit anhand der erhobenen Umweltvariablen
nicht ausgemacht werden. Der Salzgradient ist insbesondere in den Marschengewässern
(Typ 22) die alles entscheidende Größe und prägt daher vermutlich auch in dieser Analyse
die Ergebnisse. Bezüglich der Marschengewässer lassen sich in Abbildung 3 zwei Gruppen
unterscheiden: am unteren Rand des Diagramms finden sich Probestellen der Weser mit
einem sehr hohen Salzgehalt und einer daran angepassten Fauna (z.B. Ecnomus tenellus,
Gammarus tigrinus, Corophium curvispinum); im mittleren unteren Bereich finden sich
dagegen Proben aus den niedersächsischen Marschen, Flüsse mit limnischen Verhältnissen,
die überwiegend unidirektional fließen aber aufgrund des Tideeinflusses im Leda-Jümme-
System zumindest zeitweise rückstaubeeinflusst sind (vgl. NLÖ 2003). Sie sind im
Gegensatz zu der Unteren Weser nicht durch Brackwasser geprägt. Etwas oberhalb der
Punkte, von denen die Probestellen der Unteren Weser repräsentiert werden, finden sich im
Diagramm Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse (Typ 23, z.B. Peene,
Recknitz), wobei auch hier ein geringer Brackwassereinfluss deutlich wird. Typ 23 bildet eine
homogene Einheit im unteren rechten Abbildungsbereich. Nur eine als seeausflussgeprägtes
Gewässer klassifizierte Probe findet sich in diesem Cluster, wodurch die biozönotische
Ähnlichkeit lenitischer Seeausflüsse zu rückgestauten Tieflandgewässern verdeutlicht wird.
Proben des Typs 21 (Seeausflussgeprägte Fließgewässer) lassen sich im Frühjahr nicht
deutlich von den anderen Typen abtrennen: Es kommt sowohl zu Überlappungen mit den
Typen 14, 15 und 16 als auch zu Überlappungen mit den Typen 22 und 23.
Gewässertypologie anhand der Sommerdaten
Das Einzugsgebiet der einzelnen Probestellen hat auch bei der Analyse der Sommerdaten
einen erheblichen Einfluss auf die Zusammensetzung der Biozönosen (Abbildung 4). In der
unteren Hälfte des Diagramms zeigt sich von rechts nach links die Abfolge von kleinen
Gewässern (< 100 km² EZG) über mittelgroße (100 – 1000 km² EZG) zu großen Flüssen und
Strömen (> 1000 bzw. 10000 km² EZG). Die obere Hälfte spiegelt keine Größenklassifikation
wieder und lässt wie bereits in der Frühjahrsanalyse auf Proben der Typen 21-23 schließen.
13

Abbildung 4: NMS-Ordinationsdiagramm zu 128 Sommeraufsammlungen mit insgesamt
182 Taxa. Stress: 22,3. Als Overlay wurde die Einzugsgebietsgröße der Probestellen
verwendet.
Abbildung 5: NMS-Ordinationsdiagramm zu 128 Sommeraufsammlungen mit insgesamt
182 Taxa. Stress: 22,3. Als Overlay wurde das dominierende Substrat der Probestellen
verwendet
Verwendet man den „dominierenden Substratyp“ als Overlay, so zeigt sich in der unteren
Hälfte der Abbildung 5 eine Durchmischung von sand- und kiesgeprägten Gewässern und in
der oberen Hälfte ein Wechsel zwischen sandgeprägten und organischen Gewässern sowie
von Proben, bei denen die Zuordnung nicht bekannt war. Letztere stellen Proben des Typs
23 dar, bei denen ein organischer Untergrund wahrscheinlich ist.
14

Abbildung 6: NMS-Ordinationsdiagramm zu 128 Frühjahrsaufsammlungen mit insgesamt
182 Taxa. Stress: 22,3. Als Overlay wurde die a priori-Typzuordnung gemäß der Angabe in
den Datenlieferungen der Bundesländer verwendet.
Die Verwendung der „top-down“ Typen als Overlay (Abbildung 6) zeigt das erwartete Bild:
Gewässer der Typen 21 bis 23 (obere Hälfte des Diagramms) trennen sich deutlich von
Gewässern der Typen 11 bis 20 (untere Hälfte des Diagramms). Auch bei dieser Analyse
lassen sich sowohl die Bachtypen 14 (sandig) und 16 (kiesig) wie auch die Flusstypen 15
(sandig) und 17 (kiesig) biozönotisch nicht von einander trennen. Die Typen 11 (organische
Bäche), 18 (Löss-Lehmbäche) und 19 (Niederungsgewässer) sind mit jeweils nur einer oder
zwei Proben in Analyse eingegangen, so dass keine Aussage getroffen werden kann.
Proben, die als Typ 12 (organische Flüsse) eingestuft wurden, verteilen sich über das
gesamte Diagramm, so dass sich in diesem Datensatz keine eigenständige Fauna zeigt. Im
Gegensatz dazu kann für die zwei Proben des Typs 20 im linken unteren Bereich von einem
eigenständigen Typ ausgegangen werden; dies wird auch durch die Clusteranalyse (siehe
unten) bestätigt.
Deutlich abgetrennt von den beschriebenen Typen finden sich in der oberen Hälfte des
Diagramms Proben der Typen 21 bis 23. In Parallelität zu den Frühjahrsproben trennt sich
der Typ 22 (Marschengewässer) in zwei Gruppen auf. In der rechten oberen Hälfte
gruppieren sich die Flüsse mit den limnischen Verhältnissen, die aufgrund des
Tideeinflusses zumindest zeitweise rückstaubeeinflusst sind (vgl. NLÖ 2003) und in der
linken äußeren Ecke gruppieren sich die brackwasserbeeinflussten Stellen der Weser. Die
verschiedenen Gruppen der Ostseezuflussgewässer (Typ 23) werden bei der
Clustergruppenanalyse genauer besprochen. Sie schließen aber eine relativ homogene
Gruppe von Typ 21-Gewässern (Seeausflüsse) ein (mittlerer Bereich in Abbildung 6).
15

Abbildung 7: NMS-Ordinationsdiagramm zu 128 Frühjahrsaufsammlungen mit insgesamt
182 Taxa. Stress: 22,3. Als Overlay wurde die Klassifizierung gemäß der Clusteranalyse
verwendet.
Aufgrund der Unsicherheiten bezüglich der a priori Typzuweisungen wurde ergänzend eine
Clusteranalyse mit demselben Taxadatensatz durchgeführt. Als Ergebnis der
Clusteranalysen wurden die Taxalisten insgesamt acht 3 Clustergruppen zugewiesen, wobei
die Gruppenzugehörigkeit der einzelnen Probenahmen als Overlay für das NMS-
Ordinationsdiagramm verwendet wurde (Abbildung 7).
Clustergruppe 1 repräsentiert die (homogene) Gruppe von kleinen mineralischen Gewässern
der Typen 14 und 16 sowie zweier Proben der Typen 11 und 18.
Clustergruppe 2 umfasst die limnischen nur rückgestauten Marschengewässer, drei Proben
von rückgestauten Ostseezuflüssen und ein a priori als organischen Bach eingestuftes
Gewässer (Tangrimbach). Die biozönotische Ähnlichkeit der Fauna spiegelt somit die
abiotischen Verhältnisse (geringe Fließgeschwindigkeit) als auch den hauptsächlich
organischen Bestandteil des Substrates wieder.
In Clustergruppe 3 werden die meisten mittelgroßen mineralischen Tieflandflüsse (Typ 15
und 17) eingeordnet, sowie zwei als Typ 19 voreingestufte Gewässer.
Clustergruppe 4 beinhaltet Proben der Ostseezuflüsse Barthe, Harkenbäk und Peene sowie
Proben der Stepenitz, des Teppnitzbaches und des Tönnisbaches, welche als Seeausflüsse
voreingestuft wurden. Zusätzlich gehört mit der Löcknitz ein organischer Fluss dieser Gruppe
an.
3 Eine Aufspaltung auf mehr Clustergruppen lieferte keine zusätzlichen Hinweise, so dass hier aus
Gründen der Übersichtlichkeit die Darstellung von acht Clustergruppen gewählt wurde.
16

Die Clustergruppe 5 besteht aus sehr großen sandigen Tieflandflüssen (z.B. Hunte, Ems),
welche eine etwas andere Fauna zeigen als die Proben der Clustergruppe 3.
Clustergruppe 6 ist die logische Fortsetzung von Clustergruppe 3 und 4. Sie umfasst die
beiden Proben der Elbe als Repräsentant der Ströme des Tieflandes.
Clustergruppe 7 beinhaltet ausschließlich Seeausflussgeprägte Fließgewässer (Typ 21).
Diese werden nur durch Proben aus Schleswig-Holstein repräsentiert (Schwentine, Hagener
Au, Alte Schwentine, Schirnauer Au).
.Clustergruppe 8 schließlich umfasst die brackwassergeprägten Marschenproben im
Mündungsbereich der Weser. Hier herrschen aufgrund des Tideeinflusses bidirektionale
Fließbedingungen vor. Dazu kommt eine Probe des Mündungsbereiches der Barthe in die
Ostsee, womit auch hier der Salzgehalt als prägender Faktor für die Biozönose angesehen
werden kann.
3.1.5 Diskussion
Aus den Ergebnissen der multivariaten Analysen lassen sich folgende Aussagen für die
Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes ableiten:
• Organische Bäche (Typ 11) haben eine eigenständige Zoozönose und trennen sich
hinreichend von anderen Fließgewässertypen des Tieflandes ab.
• Organisch geprägte Flüsse (Typ 12) sind in naturnahem Zustand in Deutschland nahezu
nicht mehr vorhanden und die wenigen vorhandenen Stellen zeigen keine eigenständige
Fauna gegenüber mineralischen Flüssen des Tieflandes bzw. rückstaubeeinflussten
Gewässern. Vermutlich bildeten organische Flüsse ehemals einen eigenständigen Typ,
dessen erstes Degradationsstadium naturnahen Sandflüssen weitgehend entspricht.
• Kies- und sandgeprägte Bäche (Typ 14 und 16) zeigen in naturnahem Zustand eine
starke Übereinstimmung in der Fauna. Gröbere Aufssitz- bzw. Beweidungssubstrate
werden in den sandgeprägten Gewässern von Totholz und in den kiesgeprägten
Gewässern zusätzlich von Kies gebildet und stellen substituierende Habitate dar. Einzige
biozönotische Untergruppe könnten die sehr gefällereichen kiesgeprägten Bäche der
Moränenzüge sein.
• Sand- und lehmgeprägte sowie kiesgeprägte Flüsse (Typ 15 und 17) stellen eine
homogene Einheit dar, die analog zu Typ 14 und 16 biozönotisch schwer zu trennen ist.
Auch hier zeigt sich im Naturzustand der prägende aber auswechselbare Einfluss des
Totholzes auf der einen Seite und des Kieses auf der anderen. Als Struktur- und
Strömungsbildner haben sie entscheidenden Einfluss auf die Fauna. Wie auch bei den
Typen 14 und 16 ist jedoch nicht auszuschließen, dass sie unterschiedlich auf
Degradation reagieren.
• Löss-lehmgeprägte Tieflandbäche (Typ 18) stellen einen LAWA-Typ mit einer sehr
geringen Präsenz im Datensatz dar, die sich auch nicht biozönotisch von den Typen 14
und 16 unterscheidet. Sie sollten daher, wie derzeit praktiziert, mit der auch für Typ 14
angewandten Methode bewertet werden.
17

• Auch die kleinen Niederungsfließgewässer in Fluss- und Stromtälern (Typ 19) sind mit
sehr wenigen Proben im Datensatz enthalten. Diese streuen stark in den
Ordinationsdiagrammen und können somit auch nicht als biozönotisch eigenständiger Typ
bezeichnet werden. Sie sind den mineralischen Tieflandflüssen vergleichbar und sollten
mit ähnlichen Methoden bewertet werden.
• Die sandgeprägten Ströme (Typ 20) sind nur im Sommerdatensatz enthalten. Ihre
faunistische Eigenständigkeit ist aber deutlich zu erkennen.
• Die seeausflussgeprägten Fließgewässer (Typ 21) zeigen eine heterogene Verteilung im
Datensatz. Einige Probestellen können als eigenständige Biozönosen bezeichnet werden
(siehe Abbildung 7), andere gruppieren sich bei den mineralischen Flüssen oder Bächen
oder deuten eine Zwitterstellung zwischen den Marschengewässern und den
rückstaubeeinflussten Gewässern an.
• Die Marschengewässer (Typ 22) trennen sich auf Grundlage ihrer Biozönose in beiden
Jahreszeiten hinreichend deutlich von den übrigen betrachteten Tieflandproben der
LAWA-Typen 11 - 20 ab. Dabei zeigen die Marschengewässer eine sehr heterogene
Verteilung im Ordinationsdiagramm; sie lassen sich sowohl auf Grundlage der Frühjahrsals
auch der Sommerdaten in weitere Gruppen unterteilen, wobei es Überschneidungen
mit dem LAWA-Typen 21 und 23 gibt. Diese Gruppen repräsentieren entweder
unterschiedliche Einzugsgebiete (Weser oder Ems) oder aber Unterschiede im
Tideneinfluss und dadurch bedingt im Fließverhalten (unidirektional oder bidirektional)
sowie im Salzgehalt (limnisch oder brackig). Die Ergebnisse wurden bereits im Rahmen
eines „Marschenprojekts Niedersachsen“ (NLÖ 2003) ausführlich dargestellt, dem die
gleichen Daten zu den Marschengewässern zugrunde lagen, wie der aktuellen
Untersuchung.
• Die Marschengewässer zeichneten sich ferner durch eine im Vergleich zu allen übrigen
Gruppen sehr niedrige Taxazahl aus (< 16, oft < 6). Dieser Umstand dürfte - neben den
ihnen eigenen Arten (z. B. Balanus improvisus, Crangon crangon oder Gammarus
zaddachi) dafür verantwortlich sein, dass sie sich so deutlich von allen anderen Typen
abtrennen, trotz der Heterogenität innerhalb der Proben dieses Typs. Somit ist für
Abtrennung der Marschengewässer ihre generelle Taxaarmut ausschlaggebend.
Aufgrund der wechselnden Salzgehalte in Verbindung mit dem Tideeinfluss und dadurch
bedingten veränderten Strömungsbedingungen im diurnalen Rhythmus gelten die
tideoffenen Marschengewässer als natürlicherweise artenarm.
• Die Rückstaubeeinflussten Ostseezuflüsse stellen einen eigenständigen
Fließgewässertyp dar, dessen Charakteristika und Unterschiede zu den
Marschengewässern im Datensatz nicht abschließend deutlich werden. Die
hauptsächliche organische Sohle dieser Gewässer könnte einen Erklärungsansatz
darstellen.
18

3.2 Überarbeitung der „Karte der biozönotisch bedeutsamen Fließgewässer-
typen Deutschlands“ im Bereich des Nord- und Nordostdeutschen
Tieflandes
In der im Auftrag der LAWA erstellten „Karte der biozönotisch bedeutsamen Fließgewässertypen
Deutschlands“ (Stand: Dezember 2003) ist allen Fließgewässern des
wasserrahmenrichtlinienrelevanten Gewässernetz des DLM 1000 W (Objektbereich Wasser)
ein entsprechender Fließgewässertyp linienhaft zugewiesen worden (Pottgiesser et al.
2004).
Dieser Stand der Typenkarte ist von einzelnen Bundesländern im Zuge ihrer Arbeiten zur
Umsetzung der EG-WRRL zwischenzeitlich überarbeitet und korrigiert worden: Neben
Änderungen der Typeinstufungen umfassen diese Überarbeitungen auch Änderungen des
Gewässernetzes oder der Gewässergeometrien.
Für die Überarbeitung der Typenkarte im Bereich des Nord- und Nordostdeutschen
Tieflandes ist von den Bundesländern Schleswig-Holstein, Niedersachsen und Bremen,
Hamburg, Mecklenburg-Vorpommern sowie Brandenburg und Berlin der aktuelle Stand der
Typenkarten abgefragt und zur Verwendung im Rahmen dieses Projektes zur Verfügung
gestellt worden (November 2004).
Die geänderten Ländertypenkarten wurden in die einheitliche Projektion des DLM 1000 W
überführt und zusammengeführt (Abbildung 8). Für Sachsen-Anhalt sowie für die übrigen
Bundesländer ist die Typenkarten Deutschlands (Stand Dezember 2003) zu Grunde gelegt
worden.
Durch Änderungen der Gewässernetze bzw. Veränderungen der Geometrien für einzelne
Bundesländer ist es nicht möglich gewesen diese in das der „Karte der biozönotisch
bedeutsamen Fließgewässertypen Deutschlands“ (Stand Dez.2003) zu Grunde gelegte
Gewässernetz des DLM 1000 W einzufügen. Für die rein kartographische Darstellung wurde
durch Überlagerung der Original- Typenkarte mit den aktuellen Ländertypenkarten eine für
die Länder des Nord- und Nordostdeutschlands überarbeitete Deutschlandkarte erzeugt
(Abbildung 9). Die „Karte der biozönotisch bedeutsamen Fließgewässertypen Deutschlands -
Überarbeitung des Norddeutschen Tieflandes“ (Stand Juli 2005) im Maßstab 1 : 1.000.000
findet sich im Anhang.
19

Karte der biozönotisch bedeutsamen
Fließgewässertypen Deutschlands
- Ausschnitt -
Überarbeitung des Norddeutschen Tieflandes
Stand Juli 2005
Abbildung 8: Ausschnitt aus der für das Norddeutsche Tiefland überarbeiteten „Karte der biozönotisch bedeutsamen Fließgewässertypen
Deutschlands“ (Stand Juli 2005) auf der Grundlage des DLM 1000 W für die Bundesländer Niedersachsen und Bremen, Schleswig-Holstein und
Hamburg, Mecklenburg-Vorpommern, Sachsen-Anhalt sowie Brandenburg und Berlin.
20

Abbildung 9: Übersicht über die „Karte der biozönotisch bedeutsamen Fließgewässertypen
Deutschlands - Überarbeitung des Norddeutschen Tieflandes“ (Stand Juli 2005).
3.3 Überarbeitung der Steckbriefe der deutschen Fließgewässertypen (Tiefland)
Grundlage der Überarbeitung der Steckbriefe der deutschen Fließgewässertypen des
Norddeutschen Tieflandes ist die im Wasserblick (www.wasserblick.net) eingestellte Version mit
Stand Februar 2004.
Für die in der Ökoregion 14: Zentrales Tiefland vorkommenden sechs Bach- und Flusstypen
(Typ 14, 15, 16, 17, 22 und 23) sowie die vier „Ökoregion unabhängigen Typen“ (Typ 11, 12, 19
und 21) sind auf Grund neuer Ergebnisse aus diesem sowie weiteren Forschungsprojekten die
in den Steckbriefen vorhandenen biozönotischen Beschreibungen der Makrozoobenthos-
Lebensgemeinschaft, der Fisch-Besiedlung sowie der Makrophyten- und Phytobenthos-
Gemeinschaft überarbeitet worden. Für die Typen 22: Marschengewässer und 23: Rückstaubzw.
brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse können keine Charakterisierungen der
Makrophyten und -Phytobenthos-Vegetation erstellt bzw. ergänzt werden, da die Gesellschaften
stark vom Salzgehalt abhängen und im Rahmen dieses Projektes nur limnische bis sehr
schwach brackige Gewässer untersucht worden sind.
Taxalisten typischer Beispielgewässer für die Qualitätskomponenten Makrozoobenthos sowie
Makrophyten und Phytobenthos wurden für alle Steckbriefe ergänzt.
Um Verwechselungen mit den bereits publizierten Steckbriefen zu vermeiden, werden die im
Rahmen diese Projektes überarbeiteten Steckbriefe mit dem Titel „Überarbeitung der
21

Steckbriefe der deutschen Fließgewässertypen im Rahmen des NNO-Projektes (Pottgiesser &
Sommerhäuser 2004, verändert)“ geführt.
3.3.1 Überarbeitung der biozönotischen Beschreibungen (Charakterisierung der
Lebensgemeinschaften)
Die bislang vorliegende textliche Beschreibung der Biozönosen sowie die Nennung
ausgewählter, typspezifischer Arten, erhebt nicht den Anspruch eine vollständige Checkliste
aller vorkommenden Arten zu sein. Es handelt sich auch nicht um die Auflistung von Leitarten
oder Charakterarten, sondern um gewässertypische Arten, die dem Anwender mit
entsprechender Artenkenntnis ein Bild vom jeweiligen Gewässertyp vermitteln sollen. Von daher
sind die genannten Arten nicht zwangsläufig häufige oder stetige Arten. Die ausgewählten Arten
sollen auf Grund ihrer autökologischen Ansprüche die Lebensbedingungen des Gewässertyps
besonders gut widerspiegeln.
Die Überarbeitung der biozönotischen Beschreibungen (Charakterisierung der Makrozoobenthos-Besiedlung,
Charakterisierung der Makrophyten und Phytobenthos-Besiedlung sowie
Charakterisierung der Fischfauna) der Steckbriefe der Fließgewässertypen des Tieflandes
erfolgte für die jeweiligen Qualitätskomponenten auf Grundlage folgender Daten:
Makrozoobenthos
Im Rahmen dieses Projektes sind auf Grundlage aktueller Referenz- bzw. „best of“-Gewässer
für die Fließgewässertypen des Tieflandes die Referenzzönosen der Qualitätskomponente
Makrozoobenthos überprüft und ergänzt worden. Die für die einzelnen Gewässertypen
ermittelten stetigen und dominanten bzw. bedeutenden Taxa sind in Tabelle 12 und Tabelle 13
des vorliegenden Berichtes zusammengestellt.
Für die Überarbeitung der Beschreibung „Auswahl typspezifischer Arten“ sind nur Taxa auf
Artniveau berücksichtigt worden. Diese Arten sind mit biozönotischen Referenzbedingungen
regionaler Fließgewässertypologien abgestimmt (z. B. Mehl & Thiele 1998; LUA 1999, 2001)
sowie die Angaben zur Autökologie überprüft worden (z. B. Schmedtje & Colling 1996). Die
textliche Charakterisierung der Qualitätskomponente Makrozoobenthos ist um diese
ausgewählten, gewässertypspezifischen Arten ergänzt worden.
Für einzelne Gewässertypen sind darüber hinaus noch weitere folgende Quellen in die
Überarbeitung der „Charakterisierung der Makrozoobenthos-Besiedlung“ eingegangen:
Für Typ 21 Seeausflussgeprägte Fließgewässer sind zusätzlich ausgewählte „Charakteristische
Makrozoobenthosarten untersuchter Seeausflüsse“ nach Biele & Freudenberg (2004)
entsprechend des oben beschriebenen Vorgehens ergänzt worden. Die Beschreibung der
Makrozoobenthos-Besiedlung für die Marschengewässer Typ 22 ist vom „Marschengewässerprojekt“
(Kiel et al. 2004) zur Verfügung gestellt worden. Die Auswahl typspezifischer Arten für
22

den Steckbrief des Typs 23 Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse ist
weitgehend der Beschreibung der „Charakterartenvergesellschaftung brackwasserbeeinflusster
Unterläufe“ von Krieg et al. (2004) entnommen worden.
Makrophyten und Phytobenthos
Die Beschreibung „Auswahl typspezifischer Arten“ basiert bei den Makrophyten und dem
Phytobenthos ohne Diatomeen auf den typspezifischen Referenzarten (Artengruppe A) nach
Schaumburg et al. (2004a). Die Einstufungen der Arten in die typspezifischen Artengruppen A, B
und C wurden u. a. im Rahmen der vorliegenden Arbeit überarbeitet (vgl. Kapitel 6.4.2.1).
Die biozönotische Beschreibung der Diatomeen basiert auf den allgemeinen und typspezifischen
Referenzarten. Die Ergänzungen der Liste der „allgemeinen Referenzarten“ (Schaumburg et al.
2004a) wurden auf der Basis von autökologischen Literaturangaben und eigenen Einschätzungen
vorgenommen. Das Verzeichnis umfasst neben den im Gesamtdatensatz nachgewiesenen
Taxa auch solche Arten, die bei sehr gutem ökologischem Zustand zu erwarten sind
(vgl. Kapitel 6.4.2.2).
Fische
Fischfaunistische Referenzbedingungen für die kleinen Tiefland-Fließgewässer Brandenburgs,
Mecklenburg-Vorpommerns, Niedersachsens, Schleswig-Holsteins und Sachsen-Anhalts sind
im Rahmen des LAWA-Projektes „Die Fischfauna der kleinen Fließgewässer Nord- und
Nordostdeutschlands - Leitbildentwicklung und typgerechte Anpassung des Bewertungsschemas
nach WRRL“ (Schaarschmidt et al. 2005) vor allem auf der Grundlage aktueller Daten
von referenznahen Gewässern („best of“-Gewässern) erarbeitet worden. Weitere für die
Referenzerstellung relevante Informationen (z. B. historische Angaben) sind ebenfalls dokumentiert
bzw. aufbereitet worden.
Die in diesem Fisch-Projekt zu Grunde gelegten Definitionen von Leitarten oder typspezifischen
Arten weichen von der Definition typspezifischer Arten in den steckbrieflichen Beschreibungen
der Gewässertypen (Pottgiesser & Sommerhäuser 2004) bzw. der Beschreibung fischfaunistischer
Referenzbedingungen anderer Bundesländern ab (z. B. NZO-GmbH 2003), folgen
jedoch, ebenso wie die ökologische Charakterisierung der Arten, dem Vorschlag für ein
bundesweites Bewertungsschema für die Bewertung des ökologischen Zustandes von Fließgewässern
anhand der Qualitätskomponente Fisch (Dußling et al. 2004).
23

Definitionen nach:
Die Fischfauna der kleinen Fließgewässer Nord- und Nordostdeutschlands - Leitbildentwicklung und
typgerechte Anpassung des Bewertungsschemas nach WRRL (Schaarschmidt et al. 2005):
Verwendung der Definition nach Dußling et al. (2004):
Leitarten: relative Häufigkeit an den Referenzstellen („best of“) >5 %
Typspezifischen Arten: relative Häufigkeit an den Referenzstellen („best of“) >1 %
Begleitarten: relative Häufigkeit an den Referenzstellen („best of“)

unten angeführter Kriterien. Für einige Gewässertypen sind auf Grund unzureichender
Datenlage auch von diesen Kriterien abweichende Beispiele ausgewählt worden, sofern die
Besiedlung dennoch typisch und charakteristisch für den jeweiligen Gewässertyp ist.
Für jeden Gewässertyp sind mindestens zwei Beispielgewässer aus verschiedenen Regionen
oder Bundesländern ausgewählt worden, um die Spanne des Typs in der individuellen
Gewässerausprägung zu verdeutlichen.
Kriterien für die Auswahl von Beispielgewässern für die Qualitätskomponente Makrozoobenthos:
• möglichst „naturnahe“ Gewässer bzw. Probestellen, d. h. die morphologische Voreinstufung
der Gewässer durch Experten vor Ort ist Klasse 2 oder besser
• möglichst „naturnahe“ Gewässer bzw. Probestellen, d. h. die Bewertung an Hand der
Qualitätskomponente Makrozoobenthos ist Klasse 2 oder besser
• die Makrozoobenthos-Besiedlung ist charakteristisch und repräsentativ für den jeweiligen
Gewässertyp
• die ausgewählten Gewässer kommen aus unterschiedlichen Regionen oder Bundesländern,
zur Berücksichtigung zoogeographischer Restriktion
• die Probenahme erfolgt nach dem Multi-Habitat-Sampling nach AQEM (2004)
• der Probenahme-Termin fällt in den zur typspezifischen Fließgewässerbewertung
vorgeschlagenen Probenahmezeitraum (www.fließgewaesserbewertung.de)
• aktuell erhobene Proben (z. B. aus dem Praxistest 2004)
• Verfügbarkeit der Daten (bei Fremddaten).
Kriterien für die Auswahl von Beispielgewässern für die Qualitätskomponente Makrophyten und
Phytobenthos:
• die Makrophyten- und Phytobenthosbiozönosen der ausgewählten Gewässer bzw.
Probestellen sind sehr nah an der jeweiligen gewässertypspezifischen Referenz
• die Probestellen können eindeutig einem Typ zugeordnet werden (die Probestellen liegen
nicht an Grenzen verschiedener Gewässertypen)
• die Probenahme erfolgt nach dem Verfahren nach PHYLIB (Schaumburg et al. 2004)
• aktuell erhobene Proben (z. B. aus dem Praxistest 2004)
• Erhebung der Daten durch möglichst erfahrene Bearbeiter
• Verfügbarkeit der Daten.
25

3.3.2.2 Erläuterung der Parameter für die ergänzten Artenlisten typischer Bespielgewässer
Die Stammdaten enthalten den Namen des Beispielgewässers mit Angabe der genauen
Probestelle (Probestellen-Code) sowie eines Symbols für die jeweilige Qualitätskomponente:
Qualitätskomponente Makrozoobenthos
Qualitätskomponente Makrophyten und Phytobenthos.
Die Lage der Probestelle ist in einer Übersichtskarte mit den Grenzen der Bundesländer
dargestellt. Zur näheren geografischen Einordnung ist die Ökoregion nach Illies (1979)
angegeben, das Bundesland, das Gewässersystem/Flussgebiet sowie die Gauß-Krüger-
Koordinaten. Angaben zum Naturraum, in der die Probestelle liegt bzw. deren geologische
Zuordnung, erfolgten über die Gewässerlandschaften nach Briem (2003).
Für die Qualitätskomponente Makrophyten und Phytobenthos sind die Makrophyten-,
Diatomeen- und Phytobenthos-Typen nach PHYLIB (Schaumburg et al. 2004) angegeben.
Einen Eindruck der Gewässermorphologie sowie der Ufer- und Umfeldstrukturen vermittelt das
Übersichtsfoto der Probestelle.
Die Kenndaten der Probestelle nach System A der EG-WRRL umfassen Angaben zur
Höhenlage [m], zur Einzugsgebietsgröße [km²] sowie der Geologie (silikatisch, karbonatisch
oder organisch).
Die differenzierte abiotische Beschreibung der Probestellen erfolgt über die für die
Qualitätskomponenten Makrozoobenthos sowie Makropyhten und Phytobenthos biozönotisch
relevanten Parameter Sohlsubstrat, Fließgeschwindigkeit [cm/sec], Gewässertiefe [m] und
Beschattungsgrad [%].
Zur Charakterisierung der Wasserbeschaffenheit werden die Trübung des Gewässers sowie
die Elektrische Leitfähigkeit [µS/cm], der pH-Wert und die Wassertemperatur [°C] als
physiko-chmische Kenndaten der Probestelle angegeben.
Die Angabe, ob es sich um ein permanentes oder temporäres, z. B. sommertrockenes
Gewässer handelt, wird in dem Parameter Wasserführung erfasst.
Unter Datenherkunft werden die Bearbeiter bzw. die Institutionen genannt, die die Artenlisten
sowie weitere abiotische Daten zur Verfügung gestellt haben.
26

Zur besseren Einschätzung der Taxalisten hinsichtlich „Vollständigkeit“ der Taxalisten,
Abundanz von Taxa, Repräsentativität oder Vergleichbarkeit werden der Probenahme-Termin
sowie die Probenahme-Methode angegeben. Bei der Qualitätskomponente Makrozoobenthos
handelt es sich in der Regel um das Multi-Habitat-Sampling nach AQEM (2004), bei der
Qualitätskomponente Makrophyten und Phytobenthos erfolgten Kartierung, Probenahme und
Bestimmung nach PHYLIB (Schaumburg et al. 2004).
Die Abundanz wird für die Qualitätskomponente Makrozoobenthos als Individuen/m² angeben.
Für die Qualitätskomponente Makrophyten und Phytobenthos unterscheiden sich die
Abundanzangaben je nach Teilkomponente: Die Abundanz für die Makrophyten wird in
Häufigkeitsklassen nach Kohler (1987) angeben, für Phytobenthos (Diatomeae) die relative
Häufigkeit in [%] und für das Phytobenthos ohne Diatomeae ebenfalls die Häufigkeitsklassen
nach Kohler (1987), verändert nach Schaumburg et al. (2004).
27

4. Weiterentwicklung und Überarbeitung des Bewertungssystems mit
dem Makrozoobenthos
Mit Abschluss der vom Umweltbundesamt geförderten Projekte zur Revision des
Saprobiensystems (Rolauffs et al. 2003) und zur Entwicklung eines Bewertungsverfahrens für
Fließgewässer auf der Grundlage des Makrozoobenthos (Meier et al. 2004) lag für den Großteil
der deutschen Fließgewässertypen ein modular aufgebautes Verfahren vor, das die
Auswirkungen verschiedener Stressoren auf das Makrozoobenthos soweit möglich differenziert.
Für manche Gewässertypen (z. B. Typ 14 Sandgeprägte Tieflandbäche) wurde das Verfahren
anhand umfangreicher Daten hergeleitet, während es in anderen Fällen (z. B. Typen 11 und 12,
organische Gewässer) mit sehr wenigen Datensätzen entwickelt wurde und daher eher den
Charakter einer Hypothese besaß. Zudem fehlte bislang ein Bewertungssystem für die neu abgegrenzten
Fließgewässertypen 21 Seeausflussgeprägte Fließgewässer, 22 Marschengewässer
und 23 Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse.
Bei den anschließend beschriebenen Arbeitsschritten wurden daher folgende Ziele verfolgt:
• Überarbeitung des Moduls „Allgemeine Degradation“ für die Fließgewässertypen 11, 12 und
19 unter Einbeziehung neuer Datensätze aus dem Nord- und Nordostdeutschen Tiefland;
• Erarbeitung einer multimetrischen Bewertungsformel für die Typen 21 und 23; der Typ 22
(Marschengewässer) wird hier zunächst nicht berücksichtigt, da die Ergebnisse des Projektes
„Ökologische Bewertung von Marschengewässern entsprechend den Vorgaben der EU-
WRRL – Teil II & Teil III“ (Auftraggeber: Niedersächsisches Landesamt für Ökologie,
Auftragnehmer: Hochschule Vechta, Prof. Dr. Ellen Kiel) abgewartet werden;
• Überarbeitung der saprobiellen Referenzbedingungen sowie Klassengrenzen für die Typen
11, 12, 19 und 21.
Detailierte Angaben zur typspezifischen Anpassung des Saprobiensystems sowie zur Konzeption
des deutschen Bewertungssystems mit dem Makrozoobenthos können den (vorläufigen)
Abschlussberichten der beiden Forschungsvorhaben entnommen werden (Rolauffs et al. 2003,
Meier et al. 2004). Die folgenden Ausführungen beschränken sich auf die im Rahmen dieses
Projektes durchgeführten ergänzenden Arbeitsschritte für die oben genannten Typen.
4.1 Weiterentwicklung und Überarbeitung des Moduls „Allgemeine Degradation“
4.1.1 Datengrundlage
Aufbau und Struktur der Datenbank
Die Datensammlung baut auf den Projekten früherer Jahre auf, die vor allem von LAWA und
UBA im Rahmen der Entwicklung des Makrozoobenthosverfahrens gefördert wurden. Sie wurde
28

durch Bereitstellung weiterer Daten der Bundesländer, insbesondere Mecklenburg-Vorpommern,
erweitert.
Alle Daten wurden in die zentrale Benthos-Datenbank „ASSESS“ des Projektverbundes
integriert, die im Microsoft-Access-Format konzipiert ist. Die verknüpften Tabellen sind
hierarchisch in die Ebenen „Gewässer“, „Standort“, „Probenahme“ und „Arten“ gegliedert.
Weitere verknüpfte Tabellen enthalten die chemischen und strukturellen Begleitdaten, sowie die
gefilterten Artenlisten und Auswertungen.
Insgesamt wurden aus ASSESS für die vorliegende Studie 1394 Probenahmen aus 515
Gewässerabschnitten des Tieflandes analysiert.
Ermittlung einheitlicher abiotischer Begleitdaten sowie Auswahl geeigneter Nutzungsund
Strukturparameter
Analog zum Vorgehen in dem oben beschriebenen UBA-Projekt zur Fließgewässerbewertung
(Meier et al. 2004) wurden auch für die neu verfügbaren faunistischen Datensätze abiotische
Begleitdaten ermittelt, um die Auswirkungen einer möglichen Degradation unvoreingenommen
messen zu können. Als Quellen dienten Daten zur Gewässerstrukturgüte aus Mecklenburg-
Vorpommern (Fließgewässerstrukturgütekarte Mecklenburg-Vorpommern) sowie Daten zur
Bodennutzung im Einzugsgebiet („Daten zur Bodenbedeckung für die BRD“, Statistisches
Bundesamt 1997).
Im Rahmen des o. a. UBA-Projektes wurden aus der Vielzahl an Einzelparametern zur Nutzung
und Gewässerstrukturgüte diejenigen identifiziert, die innerhalb des verwendeten Datensatzes
einen Gradienten aufweisen. Hierzu wurde das Ordinationsverfahren NMS („Non-metric
Multidimensional Scaling“) verwendet. Nur wenn ein Datensatz möglichst das gesamte
Spektrum der hydromorphologischen Ausprägung, von naturnah bis stark degradiert, abdeckt,
können die Auswirkungen der Degradation auf die Wirbellosenfauna von dem Datensatz
abgebildet werden. Zudem muss zwischen dem Parameter und der Makrozoobenthoszönose
ein zumindest theoretisch begründbarer Zusammenhang bestehen; dies diente als weiteres
Auswahlkriterium.
Für die Berechnungen im Rahmen des hier beschriebenen Vorhabens wurden die so ermittelten
Parameter übernommen und mit Hilfe von „Box-Whisker-Plots“ überprüft, ob die Parameter auch
in dem hier verwendeten, erweiterten Datensatz eine ausreichende Spannweite besitzen.
29

Folgende Nutzungs- und Strukturparameter wurden für die Berechnungen ausgewählt:
Nutzung:
• Städtisch geprägte Flächen
• Ackerflächen/Dauerkulturen
• Grünland
• Wälder
Zusätzlich zu den vier Einzelvariablen wurde für die späteren Analysen ein Nutzungsindex wie
folgt berechnet:
NI = 4x Anteil „Städtisch geprägte Flächen“ + 2x Anteil „Ackerflächen“ + Anteil „Grünland“
Je höher der Wert des Nutzungsindex, desto stärker der Einfluss der städtisch und landwirtschaftlich
geprägten Flächen auf die Probestelle.
Gewässerstrukturgüte:
Für die „neuen“ Gewässertypen 21 und 23 lagen keine Analysen zur Eignung bestimmter
Strukturparameter vor; hier wurden die Parameter nach ihrer Relevanz für die morphologische
Charakterisierung der beiden Typen ausgewählt (Tabelle 1).
Tabelle 1: Hydromorphologische Parameter (basierend auf der Verfahrensbeschreibung in
LAWA 2001)
Gewässertyp-Nummer
11,
19
12 21 23
Laufform x x x x
Längsbänke x x
Besondere Laufstrukturen (z. B. Laufweitung/-gabelung/-verengung,
Sturzbaum, Treibholzansammlung)
x x x
Rückstau
Querbänke
x
Querbauwerke x
Strömungsdiversität x x
Profiltyp x x x x
Breitenvarianz
Sohlenverbau: Steinschüttung
x x
Substratdiversität x x x
Besondere Sohlstrukturen (z. B. Schnellen, Stillwasserpools,
Totholz)
x x x
Ufergehölze x x
Besondere Uferstrukturen (z. B. Prallbaum, Holzansammlung)
x x x
Makrophyten x
30

Ähnlich wie im Fall der Nutzungsvariablen wurden auch die hydromorphologischen Parameter
der „Vor-Ort“-Kartierung zu einem Strukturindex verrechnet. Analog zur Verfahrensbeschreibung
der LAWA (2001) erhielt jede Ausprägung eines für eine bestimmte Typengruppe identifizierten
bzw. ausgewählten Parameters einen Wert zwischen 1 (natürlicher Zustand) und 7 (völlig überformter
Zustand) zugeordnet. Für Parameter, die gemäß der Verfahrensbeschreibung einer
Parameter-Gruppe (z. B. Laufentwicklung) zugeordnet sind, wurde jeweils der Mittelwert
berechnet. Die so errechneten Mittelwerte wurden abschließend zum (typgruppenspezifischen)
Strukturindex verrechnet. Dieser Strukturindex wurde gemäß der Einteilung der EG-WRRL wie
folgt in fünf Klassen überführt:

Für die Auswahl der Metrics wurden folgende Kriterien zu Grunde gelegt:
• Der Metric ist bereits im deutschen Bewertungssystem enthalten und hat sich für einen
Gewässertyp aus dem Tiefland oder einen Ökoregion unabhängigen Typ als geeignet
erwiesen
• Der Metric ist potenziell für die Bewertung von Tiefland- oder Ökoregion unabhängigen
Gewässern geeignet
• Der Metric wurde nicht ausdrücklich zur Indikation der organischen Verschmutzung entwickelt
• Der Metric errechnet sich nicht auf der Grundlage von Taxagruppen, die nur in sehr wenigen
Probenahmen vertreten sind.
Für jede Taxaliste ergab sich so eine Liste mit bis zu 39 Metric-Ergebnissen (Tabelle 2).
Tabelle 2: Metric-Gruppenliste
Ind. = mit Individuenzahlen berechnet; HK = mit Häufigkeitsklassen berechnet. Metric-Typen: Z = Zusammensetzung
und Abundanz, T = Toleranz, V = Vielfalt und Diversität, F = funktionale Gruppen; HK = Häufigkeitsklassen
Metric-Name Metric-Typ Referenz
Diversitätsindizes
Diversität (Margalef Index) V Margalef (1984)
Diversität (Shannon-Wiener-Index) V Shannon & Weaver (1949)
(Längs-)Zonierung
Epirhithral [%] (Ind.) F
Metarhithral [%] (Ind.) F
Hyporhithral [%] (Ind.) F
Epipotamal [%] (Ind.) F
Metapotamal [%] (Ind.) F
Litoral [%](Ind.) F
Moog et al. (1995); Schmedtje
& Colling (1996); Hering et al.
(2004)
Potamon-Typie-Index (Ind.) T Schöll & Haybach (2001)
Strömungspräferenzen
rheophil [%] (Ind.) F
rheophil [%] (HK) F
Anteil Strömungsindifferente [%] (Ind.)
Mikrohabitatpräferenzen
F
Pelal [%] (Ind.) F
Psammal [%](Ind.) F
Akal [%] (Ind.) F
Phytal [%]
Ernährungstypen
F
Weidegänger und Abkratzer [%] (Ind.) F
Zerkleinerer [%] (Ind.) F
Sammler [%] (Ind.) F
Aktive Filtrierer [%] (Ind.) F
Passive Filtrierer [%] (Ind.) F
Verhältnis aktiver zu passiver Filtrierern [%] (Ind.)
Deutscher Fauna-Index
F
Fauna-Index organische Bäche Typ 11 T
Fauna-Index Tieflandbäche Typ 14 T
Fauna-Index Tieflandflüsse Typ 15
Relativer Anteil taxonomischer Gruppen
T
Gastropoda [%] (Ind.) Z
Plecoptera [%] (Ind.) Z
Schmedtje & Colling (1996);
Hering et al. (2004)
Schmedtje & Colling (1996);
Hering et al. (2004)
Moog et al. (1995); Schmedtje
& Colling (1996); Hering et al.
(2004)
Lorenz et al. (2004a)
32

Metric-Name Metric-Typ Referenz
Trichoptera [%] (Ind.) Z
Coleoptera [%] (Ind.) Z
EPT-Taxa [%] (Ind.) Z
EPT [%] (HK) Z
Taxazahl
# Ephemeroptera V
# Plecoptera V
# Trichoptera V
# Coleoptera V
# EPT-Taxa V
# EPTCBO V
Sonstige
Anteil Xenosaprobe [%] (HK) T
Anteil Oligosaprobe [%] (Ind.) T
Korrelationsanalysen und die Identifikation der Kandidatenmetrics
Zelinka & Marvan (1961);
Moog et al. (1995)
Die Auswahl der Kandidatenmetrics, also der Metrics, die sich für die Bewertung eines Gewässertyps
gut eignen, erfolgte nach einem klar definierten Verfahren und ist somit nachvollziehbar
und nachrechenbar. Getrennt für jeden Gewässertyp wurden folgende Schritte vorgenommen:
• Berechnung der in der Gruppenliste aufgeführten Metrics für jede Artenliste des Gewässertyps
(vgl. „Metricberechnung“).
• Durchführung von Korrelationsanalysen zwischen den Nutzungsparametern, dem Nutzungsindex
sowie den Strukturparametern und dem Strukturindex als unabhängige Variable und
den Metric-Ergebnissen als abhängige Variable (Spearman-Rangkorrelation; durchgeführt mit
dem Programm STATISTICA, Version 6). Jeder der Parameter wurde einzeln mit dem
Ergebnis jedes Metrics korreliert, jeweils für alle Probestellen des Gewässertyps, für die die
entsprechenden Nutzungs- und Strukturdaten vorliegen.
• Probenahmen aus folgenden Jahreszeiten liegen den Berechnungen zu Grund:
- Typen 11, 12 und 19: Frühjahrs- und Sommerdaten (Monate Februar bis August)
- Typ 21: Datensätze aus allen Jahreszeiten
- Typ 23: Sommerdaten (Monate Mai bis August)
• Jede Analyse wurde dokumentiert, indem die Filterkriterien für die Datensätze festgehalten
wurden und die Probenummern aller Artenlisten, die in die Analyse eingingen.
• Aus dieser Vielzahl an Einzelergebnissen wurde eine Übersicht erstellt, die für jede Metric-
Gruppe („Zusammensetzung und Abundanz“, „Vielfalt und Diversität“, „Toleranz“, „Funktionale
Gruppen“) die Metrics enthält, die je Gewässertyp am besten mit den Nutzungsvariablen
korrelieren. Mit Hilfe derselben Arbeitsschritte wurden auch die Korrelationskoeffizienten der
hydromorphologischen Parameter weiterbearbeitet. Die Ergebnisse dieser ersten Auswertung
sind in Tabelle 3 und Tabelle 4 zusammengefasst.
33

• Von den fünf Fließgewässertypen, für die die Korrelationsanalysen durchgeführt worden sind,
wurden die Typen 11, 12 und 19 zu einer Typengruppe zusammengefasst. Die Typen 21 und
23 wurden separat betrachtet.
• Die Ergebnisse der einzelnen Korrelationsanalysen innerhalb dieser Typengruppe bildeten
die Grundlage für die Auswahl der Kandidatenmetrics.
Von den Metrics wurden jeweils die ausgewählt, die (1) die höchsten Korrelationen mit einem
Struktur- bzw. Nutzungsparametern bei der Mehrzahl der Typen einer Typengruppe zeigten,
die (2) eine signifikante Korrelation mit Struktur- bzw. Nutzungsparametern zeigten und die
(3) bei der graphischen Analyse des Korrelationsdiagrammes eine deutlich steigende oder
fallende Tendenz mit der Degradation erkennen ließen.
• Die Kandidatenmetrics umfassen, wenn möglich, mindestens je einen Metric einer der vier
Hauptgruppen („Zusammensetzung und Abundanz“, „Vielfalt und Diversität“, „Toleranz“,
„funktionale Gruppen“). Die Ergebnisse dieses letzten Auswahlschrittes gibt Tabelle 5 wieder.
34

Tabelle 3: Übersicht über die Metrics, die am besten mit den Landnutzungsparametern
korrelieren (Spearman Rangkorrelationskoeffizienten)
r = Spearman-Rangkorrelationskoeffizient, Pa = Landnutzungsparameter, A = Ackerflächen/Dauerkulturen (arable
land), F = Wälder (forest), P = Weide (pasture), U = Siedlungsflächen (urban areas), I = Nutzungsindex, Ind. = mit
Individuenzahlen berechnet, HK = mit Häufigkeitsklassen berechnet
Typ 11
Metric-Typ/Metric r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa
Zusammensetzung
Gastropoda [%] (Ind.)
Trichoptera [%] (Ind.) -0,38 U -0,47 I
Coleoptera [%] (Ind.)
EPT-Taxa [%] (Ind.) 0,41 F -0,41 U -0,54 I 0,65 P
EPT [%] (HK) 0,40 F -0,42 P 0,38 F -0,48 I 0,56 P
Vielfalt/Diversität
# Ephemeroptera -0,38 A
# Plecoptera
# Trichoptera -0,51 P -0,53 U -0,46 I
# Coleoptera
# EPT-Taxa -0,41 P -0,53 I 0,45 P
# EPTCBO -0,50 U -0,47 I 0,43 P
Margalef Index
Shannon-Wiener-Index -0,55 U 0,50 P
Toleranz
Potamon-Typie-Index (Ind.)
Fauna-Index organische Bäche Typ 11
Fauna-Index Tieflandbäche Typ 14 -0,36 I -0,55 P 0,36 F
Fauna-Index Tieflandflüsse Typ 15 0,38 F 0,46 F
Anteil Oligosaprobe [%] (Ind.) -0,31 I
Anteil Xenosaprobe [%] (HK)
Funktionen
Epirhithral [%] (Ind.) -0,51 I 0,42 F
Metarhithral [%] (Ind.) 0,44 F -0,53 P
Hyporhithral [%] (Ind.) 0,42 F
Epipotamal [%] (Ind.)
Metapotamal [%] (Ind.) 0,43 I
Litoral [%] (Ind.) 0,51 I
rheophil [%] (Ind.) -0,36 I
rheophil [%] (HK)
Anteil Strömungsindifferente [%] (Ind.)
Pelal [%] (Ind.) 0,51 I
Psammal [%] (Ind.)
Akal [%] (Ind.)
Phytal [%] (Ind.) 0,45 P
POM [%] (Ind.) -0,37 U
Weidegänger und Abkratzer [%] (Ind.)
Zerkleinerer [%] (Ind.) -0,43 U -0,52 P -0,35 U
Sammler [%] (Ind.)
Aktive Filtrierer [%] (Ind.) 0,36 P 0,52 U
Passive Filtrierer [%] (Ind.) -0,39 P -0,48 P
Verhältnis aktiver zu passiver Filtrierer [%] (Ind.)
Typ 12
Typ 19
Typ 21
Typ 23
35

Tabelle 4: Übersicht über die Metrics, die am besten mit den Strukturparametern der „Vor-Ort-
Kartierung“ (Verfahrensbeschreibung der LAWA) korrelieren (Spearman
Rangkorrelationskoeffizienten)
r = Spearman-Rangkorrelationskoeffizient, Pa = Strukturparameter, P = Profiltyp, T = Tiefenvarianz, Lf = Laufform, LB
= Längsbänke, kU = keine Ufergehölze, BU = Besondere Uferstrukturen, Ma_k = keine Makrophyten, St =
Substratdiversität, LB = Längsbänle, Sd = Strömungsdiversität, Bv = Breitenvarianz, Ind. = mit Individuenzahlen
berechnet, HK = mit Häufigkeitsklassen berechnet
Metric-Typ/Metric r Pa R Pa r Pa r Pa
Zusammensetzung
Gastropoda [%] (Ind.) 0,60 P 0,54 T -0,61 Lf
Trichoptera [%] (Ind.) -0,58 LB -0,60 LB
Coleoptera [%] (Ind.)
EPT-Taxa [%] (Ind.) -0,44 kU -0,63 BU -0,68 Lf
EPT [%] (HK) -0,53 BU -0,69 BU -0,51 T -0,51 Lf
Vielfalt/Diversität
# Ephemeroptera -0,73 P -0,65 T
# Plecoptera
# Trichoptera 0,58 MA_k -0,56 Lf -0,54 St
# Coleoptera
# EPT-Taxa -0,55 kU -0,68 BU 0,66 St
# EPTCBO 0,65 St
Margalef Index -0,64 kU 0,80 T 0,65 St
Shannon-Wiener-Index 0,53 T
Toleranz
Potamon-Typie-Index (Ind.)
Fauna-Index organische Bäche Typ 11 -0,59 kU
Fauna-Index Tieflandbäche Typ 14 -0,80 kU -0,71 LB
Fauna-Index Tieflandflüsse Typ 15 -0,68 kU -0,62 LB
Anteil Oligosaprobe [%] (Ind.) -0,60 kU -0,42 Lf -0,61 Sd -0,77 Sd
Anteil Xenosaprobe [%] (HK) -0,73 kU -0,72 Sd
Funktionen
Epirhithral [%] (Ind.)
Metarhithral [%] (Ind.) -0,63 kU -0,61 Sd
Hyporhithral [%] (Ind.) -0,67 kU -0,70 Lf -0,60 Sd
Epipotamal [%] (Ind.) -0,59 P 0,65 LB
Metapotamal [%] (Ind.) 0,66 kU 0,62 T 0,58 Bv
Litoral [%] (Ind.) 0,73 LB
rheophil [%] (Ind.) -0,61 BU
rheophil [%] (HK) -0,58 T
Anteil Strömungsindifferente [%] (Ind.) 0,65 St
Pelal [%] (Ind.) -0,79 Lf
Psammal [%] (Ind.)
Akal [%] (Ind.)
Phytal [%] (Ind.) 0,62 P
POM [%] (Ind.)
Weidegänger und Abkratzer [%] (Ind.)
Zerkleinerer [%] (Ind.) -0,58 LB -0,71 LB 0,59 Sd
Sammler [%] (Ind.)
Aktive Filtrierer [%] (Ind.) 0,72 Sd
Passive Filtrierer [%] (Ind.)
Verhältnis aktiver zu passiver Filtrierer [%] (Ind.)
Typ 11
Typ 12
Typ 21
Typ 23
36

Tabelle 5: Kandidatenmetrics für das Modul „Allgemeine Degradation“
Ind. = mit Individuenzahlen berechnet, HK = mit Häufigkeitsklassen berechnet
Organisch geprägte
Bäche
Organisch geprägte
Flüsse
Niederungsfließgewässer
Seeausflussgeprägte
Fließgewässer
Gewässertypen 11 12 19 21 23
Abundanz-Metrics
EPT-Taxa [%] (HK)
EPT-Taxa [%] (Ind.)
Diversitäts-Metrics
# Trichoptera
Toleranz-Metrics
Fauna-Index Tieflandbäche Typ 14
Fauna-Index Tieflandflüsse Typ 15
Anteil Oligosaprobe [%] (Ind.)
Anteil Xenosaprobe [%] (HK)
Funktionale Metrics
Epirhithral [%] (Ind.)
Hyporhithral [%] (Ind.)
Epipotamal [%] (Ind.)
Metapotamal [%] (Ind.)
rheophil [%] (HK)
Pelal [%] (Ind.)
Zerkleinerer [%] (Ind.)
Rückstau- bzw.
Brackwasserbeeinflusste
Ostseezuflüsse
Standardisierung der Klassengrenzen und Auswahl der Core Metrics
Bei der Verrechnung verschiedener Metrics ergibt sich das Problem, dass fast jeder Metric
unterschiedlich skaliert ist; um diese verschiedenen Skalierungen vergleichbar zu machen,
wurden alle Werte auf einen Maßstab von 0 (niedrigster Wert) bis 1 (höchster Wert) bezogen.
Der Wert „1“ wird im Folgenden als „Oberer Ankerpunkt“, der Wert „0“ als „Unterer Ankerpunkt“
bezeichnet.
Der Obere und Untere Ankerpunkt wurden für jeden der Kandidatenmetrics und jeden
Gewässertyp separat ermittelt. Dazu wurde folgendes Verfahren angewandt:
• Aus den Werten des Kandidatenmetrics für alle Probestellen des Gewässertyps wurde das
90%-Perzentil (= Oberer Ankerpunkt) und das 5%-Perzentil (= Unterer Ankerpunkt) ermittelt.
Dieses Verfahren liefert immer dann plausible Ergebnisse, wenn der Datenbestand sowohl
referenznahe Abschnitte als auch stark degradierte Abschnitte enthält und sich die Daten
37

gleichmäßig über das Kontinuum der Degradation verteilen. Dies war bei den Probestellen
der fünf bearbeiteten Gewässertypen weitgehend der Fall.
• Die so gewonnenen Werte wurden abschließend aus der Kenntnis des Gewässertyps heraus
korrigiert bzw. auf- oder abgerundet, um möglichst runde Zahlen zu erhalten.
Die Ergebnisse des Verfahrens und die resultierenden Ankerpunkte sind für jeden Gewässertyp
im Anhang III aufgeführt.
Unter Anwendung dieser Ankerpunkte kann, wiederum gewässertypspezifisch, jeder Metric-Wert
in einen Wert von 0-1 umgewandelt werden. Dazu wird die folgende Formel verwendet:
Metricergebnis
− unterer Ankerpunkt
Wert =
oberer Ankerpunkt
− unterer Ankerpunkt
Verschiedene Metrics werden somit vergleichbar gemacht. Werte >1 werden „=1“ gesetzt, Werte

Die alternativen Multimetrischen Indizes wurden nun mit dem Strukturindex und dem
Nutzungsindex korreliert. Der Multimetrische Index mit den höchsten Korrelationskoeffizienten
wurde als Bewertungssystem ausgewählt, sofern er auch für ähnliche Gewässertypen sinnvolle
Ergebnisse lieferte. Die Ergebnisse dieses Alternativen-Tests sind in Anhang IV aufgeführt.
Sowohl für die einzelnen Metrics als auch für die Multimetrischen Indizes wurden abschließend,
analog zur Bewertung der anderen deutschen Gewässertypen, die Grenzen der Ökologischen
Zustandsklassen festgelegt. Die Klassengrenzen lauten:
sehr guter Zustand: > 0,8
guter Zustand: > 0,6 - 0,8
mäßiger Zustand: > 0,4 - 0,6
unbefriedigender Zustand: > 0,2 - 0,4
schlechter Zustand:

Tabelle 8: Core Metrics Gewässertyp 19 (Kleine Niederungsfließgewässer in Fluss- und
Stromtälern)
Metric-Typ Metric-Name
Oberer
Ankerpunkt
Unterer
Ankerpunkt
Toleranz Anteil Oligosaprobe [%] (HK) ≥ 20,00 % 0,00 %
Zusammensetzung,
Abundanz
EPT [%] (HK) ≥ 60,00 % 0,00 %
Vielfalt, Diversität Trichoptera-Arten ≥ 7 0
Funktionen Epirhithralbesiedler [%] ≥ 12,00 % 0,00 %
Funktionen Zerkleinerer [%] ≥ 30,00 % 0,00 %
Tabelle 9: Core Metrics Gewässertyp 21 (Seeausflussgeprägte Fließgewässer)
Metric-Typ Metric-Name
Oberer
Ankerpunkt
Unterer
Ankerpunkt
Toleranz Anteil Oligosaprobe [%] (HK) ≥ 20,00 % ≤ 8,00 %
Toleranz Fauna-Index Tieflandflüsse ≥ 0,50 ≤ -1,40
Zusammensetzung,
Abundanz
EPT [%] (HK) ≥ 45,00 % 0,00 %
Vielfalt, Diversität Trichoptera-Arten ≥ 9 0
Funktionen Metapotamalbesiedler [%] ≤ 5,00 % ≥ 22,00 %
Funktionen Anteil Rheophile [%] (HK) ≥ 40,00 % 0,00 %
Tabelle 10: Core Metrics Gewässertyp 23 (Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste
Ostseezuflüsse)
Metric-Typ Metric-Name
Oberer
Ankerpunkt
Unterer
Ankerpunkt
Toleranz Anteil Oligosaprobe [%] (HK) ≥ 15,00 % 0,00 %
Zusammensetzung,
Abundanz
EPT [%] (HK) ≥ 15,00 % 0,00 %
Funktionen Epipotamalbesiedler [%] ≤ 10,00 % ≥ 21,00 %
Funktionen Metapotamalbesiedler [%] ≤ 10,00 % ≥ 25,00 %
Funktionen Pelalbesiedler [%] ≥ 25,00 % 0,00 %
4.2 Überarbeitung des Moduls „Saprobie“
Die Bestimmung der saprobiellen Belastung ist nach wie vor ein bedeutsames Instrument bei
der Bewertung des ökologischen Zustands von Fließgewässern und wird auch in Zukunft als ein
Modul integraler Bestandteil in der Gewässerbewertung bleiben.
Im Forschungsvorhaben des Umweltbundesamtes „Leitbildorientierte biologische Fließgewässerbewertung
zur Charakterisierung des Sauerstoffhaushaltes“ (Rolauffs et al. 2003) wurden
für die meisten der bis zum Jahr 2003 ausgewiesen Fließgewässertypen (gemäß der damaligen
vorläufigen Typologie) saprobielle Referenzbedingungen definiert, inklusive daraus abgeleiteter
Klassengrenzen.
40

Aufgrund einer mittlerweile weiterentwickelten Typologie fehlen aktuell für einige Gewässertypen
entsprechende Angaben; in manchen Fällen wurden diese aufgrund der Ähnlichkeiten zu bereits
bearbeiteten Gewässertypen ohne ausreichende Datenbasis „per Hand“ zugewiesen. Dies
betrifft im Tiefland die Typen 12, 19 und 21; zudem lagen im genannten UBA-Projekt kaum
Daten zu nord- und nordostdeutschen Gewässern des Typs 11 vor. Für die Gewässertypen 22
und 23 ist gemäß DIN 38 410 das Verfahren zur Bestimmung des Saprobienindexes nicht
anwendbar (Zitat aus einer vorläufigen Version des Gelbdrucks: „Das Verfahren ist auf ständig
oder zeitweise fließende oberirdische Gewässer aller Größenklassen in allen geografischen
Regionen Deutschlands anwendbar. Es ist nicht geeignet für Küsten- und Übergangsgewässer
bzw. ständig oder zeitweise brackwasserbeeinflusste Gewässer.“).
Auf der Grundlage der nun gegenüber dem Jahr 2003 wesentlich umfangreicheren Datenlage,
wurden mit dem Verfahren, das auch bereits von Rolauffs et al. (2003) angewandt wurde, für
obige Gewässertypen modifizierte saprobielle Grundzustände und Klassengrenzen der Abweichungsstufen
ermittelt.
Das Verfahren soll zur Verdeutlichung des Prinzips im Folgenden skizzenhaft erläutert werden,
eine ausführliche Darstellung wird in Rolauffs et al. (2003) beschrieben:
Die Auswertungen erfolgen typspezifisch, Grundlage des Verfahrens sind die nach der
revidierten DIN 38 410 ermittelten Saprobienindizes. Aus den niedrigsten 10 % dieser Werte
wird der saprobielle Grundzustand nach folgender Vorschrift ermittelt: Mittelwert abzüglich
zweifacher Standardabweichung. Die Klassengrenzen ergeben sich aus prozentualen Abweichungen
vom jeweiligen Grundzustand, die Abweichungen ergeben sich aus Tabelle 11 und
folgen dem im Projektbericht beschriebenen Szenario II.
Aufgrund erster Ergebnisse aus der praktischen Anwendung baten einige Ländervertreter um
eine Überprüfung des bestehenden Bewertungssystems bzw. der darin enthaltenen
Klassengrenzen, da in manchen Fällen die sich ergebenden saprobiellen Qualitätsklassen nicht
plausibel erschienen. Vor diesem Hintergrund wird das Vorgehen zur Herleitung von
Grundzuständen und Klassengrenzen, wie es im Endbericht des UBA-Projektes beschrieben ist,
in Kürze einer erneuten kritischen Betrachtung unterzogen, um daraus Möglichkeiten
abzuschätzen, das Prozedere im Hinblick auf objektivere Bewertungsergebnisse zu verändern.
Erste Überlegungen tendieren dazu, die Grenzwerte für die meisten der Typen anzuheben, die
Bewertung demnach „weniger streng“ vorzunehmen.
Da eine abschließende Stellungnahme des LAWA-Unterausschusses, bei welchen
Gewässertypen ein entsprechender Änderungsbedarf besteht und welches methodische Vorgehen
bezüglich einer Korrektur von saprobiellen Grundzustände oder Klassengrenzen präferiert
wird erst Anfang Dezember 2004 zu erwarten ist, können die nachfolgend aufgeführten Angaben
nur vorläufig sein und müssen als Vorschlag angesehen werden. Unter Umständen können die
41

Werte auch im Hinblick auf ein einheitliches Verfahren bzgl. aller Gewässertypen, zu Ende des
Jahres 2004 noch einmal leicht verändert werden. 4
Tabelle 11: Saprobielle Kenngrößen ausgewählter Gewässertypen – Grundzustand (Gz) und
Klassengrenzen der Abweichungsstufen.
saprob. Güteklasse sehr gut gut mäßig unbefriedigend schlecht
Abweichung von Gz max. 5% max. 25% max. 50% max. 75% max. 100%
Typnummer Gz
Typ 11 1,55 < 1,55 - 1,70 > 1,70 - 2,20 > 2,20 - 2,80 > 2,80 - 3,40 > 3,40 - 4,00
Typ 12 1,75 < 1,75 - 1,90 > 1,90 - 2,30 > 2,30 - 2,90 > 2,90 - 3,45 > 3,45 - 4,00
Typ 19 1,55 < 1,55 - 1,70 > 1,70 - 2,20 > 2,20 - 2,80 > 2,80 - 3,40 > 3,40 - 4,00
Typ 21 1,85 < 1,85 - 2,00 > 2,00 - 2,40 > 2,40 - 2,95 > 2,95 - 3,45 > 3,45 - 4,00
4.3 Umsetzung der Ergebnisse in die Bewertungssoftware
Die im Rahmen dieses Vorhabens erarbeiteten Neuerungen zu den Modulen „Allgemeine
Degradation“ und „Saprobie“ werden in die beiden zur Verfügung stehenden Softwareprodukte,
die Datenbank ASSESS und die AQEM-Software („AQEM European stream assessment
program“), integriert.
Für die AQEM-Software ist geplant, diese Neuerungen gemeinsam mit den Änderungen zu
integrieren, die sich aufgrund der Ergebnisse des „Bundesweiten Praxistests“ (vgl. Kapitel 2.2)
sowie der Praxistests der Länder ergeben. Diese Änderungen betreffen insbesondere
Gewässertypen aus dem Alpen- und Voralpenraum sowie dem Mittelgebirge.
4 Die saprobiellen Grundzustände und Klassengrenzen wurden zwischenzeitlich überarbeitet und mit dem
LAWA-Unterausschuss abgestimmt (Stand Oktober 2005). Die saprobiellen Kenngrößen für alle Typen
werden dem im April 2006 vorliegenden Abschlussbericht des UBA-Projektes zu entnehmen sein.
42

5. Überprüfung und Ergänzung der Referenzzönosen (Makrozoo-
benthos)
Zur Ermittlung der Charakteristika der Makrozoobenthoszönosen der einzelnen Typen wurden
zunächst die „Leitarten“ entsprechend der Vorgehensweise von Haase et al. (2004) ermittelt.
Die Probenahmen der als unbelastet bis gering belastet eingestuften Gewässer (Belastungsklassen
„sehr gut“ und „gut“) wurden als Basis herangezogen, soweit sie mindestens 15 Taxa
und mindestens 150 Individuen umfassten. Hierbei wurden alle Gewässertypen berücksichtigt,
auch die Mittelgebirgs- und Alpentypen, wenn auch hier nur die Ergebnisse fürs Tiefland aufgezeigt
werden.
Aufgrund der Heterogenität der Daten und um eine weitestgehende Bestimmungssicherheit zu
gewährleisten, sowie auch aus Kompatibilitätsgründen mit der operationellen Taxaliste, wurden
alle weitergehen bestimmten Taxa auf das Niveau der operationellen Taxaliste zusammengeführt.
Die Leitarten mussten folgende Kriterien erfüllen:
• Vorkommen eines Taxons in mindestens drei Probenahmen eines Typs
• Stetigkeit ≥ 0,1
• Die Art muss in dem Typ mindestens doppelt so stetig sein wie in jedem anderen Typ.
In einem zweiten Schritt wurden die resultierenden Leitarten-Listen um solche Taxa bereinigt,
bei denen es sich offenkundig um eine Ausweisung aufgrund unzureichender Datenbasis
handelte. So wurden z. B. auch Taxa nicht als Leitarten aufgenommen, welche auf Einzelfunden
in ein oder zwei Proben basierten.
Wie bereits von Haase et al. (2004) angemerkt, reflektieren die resultierenden Leitarten-Listen in
gewissem Maße den aktuellen Datenbestand und sind daher nicht als endgültig anzusehen.
Insbesondere wird es bei einer zukünftigen Verbesserung der Datenbasis möglich sein, weitere
Leitarten für einzelne Gewässertypen zu definieren.
Dies zeigte auch schon der Vergleich der neuen Leitartenlisten in der Tabelle 12 mit den
Ergebnissen von Haase et al (2004). Etwa ein Drittel aller „Leitarten“ blieben bei der erweiterten
Datenbasis erhalten. Diese sind in Tabelle 12 mit Fettdruck ausgewiesen. Die anderen zwei
Drittel erfüllten die Kriterien nicht mehr. Stattdessen erfüllten neue Taxa die Leitartenkriterien.
Meist wurden insgesamt 1-5 Taxa als „Leitarten“ für jeden Typ gefunden. Für Typ 14 gab es kein
Taxon, welches die Kriterien erfüllte.
43

Für Typ 20 sind zu wenig Daten vorhanden (zwei Artenlisten), um Leitarten abzuleiten.
Allerdings gibt es eine Reihe von Taxa, welche in beiden Artenlisten, und sonst in keinem
Referenzgewässer der anderen Typen aufzufinden war. Diese wurden daher ebenfalls in die
Liste aufgenommen. Auch für Typ 12 ist die Datenbasis noch zu klein. Die gelisteten Taxa
können daher nur Anhaltspunkte für eventuelle Leitarten sein.
Neu sind die Angaben für die Gewässertypen 21 bis 23, die bisher nicht bearbeitet werden
konnten.
Tabelle 12 gibt die folgenden Angaben wieder:
• Stetigkeit: Anteil der Proben, in denen ein Taxon vorkommt.
• Mittlere Dominanz: Dominanz (Anteil an allen Individuen), mit der ein Taxon durchschnittlich
vertreten ist.
44

Tabelle 12: Stetigkeiten und Dominanzen der Leitarten in den einzelnen Gewässertypen.
Tabelle sortiert nach den Gewässertypen. Für die Typen 12 und 20 ist die Datenbasis noch zu
klein, um abgesicherte Aussagen zu treffen. Die gelisteten Taxa für diese Typen können daher
nur Anhaltspunkte für eventuelle Leitarten sein.
Taxon
Typ
Nr.
Zahl d.
Artenlisten
Stetigkeit
Dominanz
Cordulegaster boltonii 11 30 0,27 0,001
Pilaria sp. 11 30 0,10 0,000
Anisus sp. 12 4 0,25 0,000
Ephemera vulgata 12 4 0,25 0,000
Gyraulus albus 12 4 0,50 0,006
Osmylus fulvicephalus 12 4 0,25 0,000
Anacaena globulus Ad. 15g 28 0,14 0,000
Atrichops crassipes 15 67 0,10 0,001
Deronectes sp. Lv. 15 67 0,15 0,004
Isoptena serricornis 15 67 0,19 0,002
Paraleptophlebia cincta 15 67 0,19 0,003
Brachycercus harrisella 15g 28 0,39 0,004
Brychius elevatus Ad. 15g 28 0,11 0,000
Ceraclea annulicornis 15g 28 0,46 0,013
Heptagenia flava 15g 28 0,86 0,024
Ithytrichia lamellaris 15g 28 0,54 0,027
Ophiogomphus cecilia 15g 28 0,14 0,008
Pisidium supinum 15g 28 0,46 0,004
Sisyra sp. 15g 28 0,18 0,001
Agapetus fuscipes 16 62 0,24 0,033
Capnia sp. 16 62 0,13 0,008
Electrogena ujhelyii 16 62 0,11 0,007
Lithax obscurus 16 62 0,18 0,006
Veliidae Gen. sp. 16 62 0,45 0,011
Chimarra marginata 17 9 0,22 0,006
Leptophlebia marginata 17 9 0,33 0,001
Tinodes unicolor 18 7 0,29 0,022
Platambus maculatus
Lv.
19 15 0,20 0,007
Theromyzon tessulatum 19 15 0,13 0,001
Ceraclea dissimilis 20 2 1,00 0,001
Dugesia tigrina 20 2 1,00 0,001
Hemerodromia sp. 20 2 1,00 0,002
Heptagenia sp. 20 2 1,00 0,029
Hydropsyche
contubernalis
20 2 1,00 0,004
Oecetis notata 20 2 1,00 0,001
Sphaerium sp. 20 2 1,00 0,001
Taxon
Typ
Nr.
Zahl d.
Artenlisten
Stetigkeit
45
Dominanz
Anabolia furcata 21 42 0,29 0,009
Anodonta anatina 21 42 0,45 0,007
Corduliidae/Libellulidae
Gen. sp.
21 42 0,05 0,000
Hemiclepsis marginata 21 42 0,12 0,001
Molanna angustata 21 42 0,36 0,007
Unio tumidus tumidus 21 42 0,26 0,004
Valvata piscinalis
piscinalis
21 42 0,14 0,001
Aeshna sp. 23 22 0,14 0,000
Anodonta cygnea 23 22 0,27 0,000
Bithynia sp. 23 22 0,41 0,009
Corophium curvispinum 23 22 0,27 0,066
Nematoda Gen. sp. 23 22 0,50 0,019
Ironoquia dubia 23 22 0,18 0,000
Musculium lacustre 23 22 0,23 0,002
Planorbarius corneus 23 22 0,32 0,002
Valvata sp. 23 22 0,55 0,012
Viviparus viviparus 23 22 0,41 0,001
Chaoboridae Gen. sp. 22.2 9 0,33 0,003
Culicidae Gen. sp. 22.2 9 0,44 0,027
Gammarus zaddachi 22.2 9 0,44 0,050
Haliplus lineatocollis Ad. 22.2 9 0,22 0,006
Heteroptera Gen. sp. 22.2 9 0,78 0,044
Hygrotus sp. Ad. 22.2 9 0,33 0,007
Hyphydrus ovatus Ad. 22.2 9 0,11 0,005
Hydrachnidia Gen. sp. 22.2 9 0,44 0,014
Physella sp. 22.2 9 0,22 0,013
Proasellus meridianus 22.2 9 0,33 0,032
Stictotarsus
duodecimpustulatus Ad.
22.2 9 0,22 0,008

Um die Makrozoobenthoszönosen besser zu charakterisieren, wurden weitere Eigenschaften
berechnet: Die „Spezifität“ und die „Bedeutung“ (Tabelle 13).
Die Spezifität ist dabei die Stetigkeit im jeweiligen Typ geteilt durch die Anzahl der Typen, in
denen das Taxon im Referenzzustand vorgefunden wurde: Dieser Wert ist umso höher, je steter
ein Taxon in einem Typ vorkommt und je seltener in anderen Typen. Der Maximalwert kann 1
erreichen (100% Stetigkeit im betrachteten Typ und nur dort vorkommend). Ein Wert von 0,1
ergibt beispielsweise sich aus einer Stetigkeit von 0,2 (= 20 %) und einem Vorkommen in zwei
Gewässertypen.
Als „Bedeutung“ wurde die Kombination der Spezifität und der Dominanz gerechnet, indem
diese Werte multipliziert wurden. Die „Bedeutung“ eines Taxons in einem Gewässertyp wird
dann umso höher, je höher die Spezifität und die Dominanz des Taxons sind. Es erhalten
demnach die Taxa die höchsten Werte, die gleichzeitig spezifisch und dominant in einem
Gewässertyp sind. Somit erscheinen viele der oben angeführten „Leitarten“ als auch ökologisch
wichtige Taxa, die wegen Ihren Dominanz für das Nahrungsnetz bedeutsam sind, in der Liste
der zehn Taxa mit der höchsten „Bedeutung“ in den Gewässertypen (Tabelle 13).
46

Tabelle 13: Die zehn Taxa mit der höchsten Bedeutung in den Gewässertypen, geordnet nach
Typ und Bedeutung.
bestimmbares Taxon
Typ Nr
Probenzahl
Gammarus pulex 11 30 0,0066 0,83 0,119 0,06
Lumbriculus variegatus 11 30 0,0047 0,40 0,023 0,20
Tanypodinae Gen. sp. 11 30 0,0032 0,60 0,065 0,05
Tanytarsini Gen. sp. 11 30 0,0032 0,60 0,111 0,03
Pisidium sp. 11 30 0,0025 0,60 0,047 0,05
Elodes sp. Lv. 11 30 0,0022 0,30 0,015 0,15
Chironomidae Gen. sp. 11 30 0,0019 0,67 0,051 0,04
Naididae/Tubificidae
Gen. sp.
11 30 0,0018 0,63 0,040 0,05
Chironomini Gen. sp. 11 30 0,0014 0,40 0,054 0,03
Nemoura sp. 11 30 0,0012 0,53 0,025 0,05
Bedeutung
Stetigkeit
Dominanz
Spezifität
Gammarus roeselii 12 4 0,0239 1,00 0,167 0,14
Chironomini Gen. sp. 12 4 0,0062 0,75 0,123 0,05
Simulium sp. 12 4 0,0044 0,50 0,148 0,03
Tanytarsini Gen. sp. 12 4 0,0035 0,75 0,099 0,04
Tanypodinae Gen. sp. 12 4 0,0035 0,75 0,056 0,06
Chironomidae Gen. sp. 12 4 0,0026 1,00 0,047 0,06
Gammarus pulex 12 4 0,0020 0,50 0,060 0,03
Plectrocnemia sp. 12 4 0,0019 0,50 0,011 0,17
Heptagenia sulphurea 12 4 0,0015 0,50 0,027 0,06
Gyraulus albus 12 4 0,0014 0,50 0,006 0,25
Gammarus pulex 14 41 0,0130 0,98 0,200 0,07
Physa fontinalis 14 41 0,0033 0,22 0,015 0,22
Chaetopterygini/ Stenophylacini
Gen. sp.
14 41 0,0020 0,44 0,037 0,05
Chaetopteryx villosa 14 41 0,0018 0,29 0,030 0,06
Nemoura sp. 14 41 0,0013 0,54 0,026 0,05
Chironomidae Gen. sp. 14 41 0,0013 0,71 0,032 0,04
Ephemera danica 14 41 0,0012 0,54 0,029 0,04
Lype sp. 14 41 0,0010 0,34 0,003 0,34
Ptychoptera sp. 14 41 0,0010 0,29 0,013 0,07
Gammarus pulex 15 67 0,0076 0,93 0,124 0,06
Heptagenia sulphurea 15 67 0,0032 0,76 0,038 0,08
Polycentropus irroratus 15 67 0,0021 0,37 0,006 0,37
Lasiocephala basalis 15 67 0,0020 0,48 0,030 0,07
Brachycentrus
subnubilus
15 67 0,0020 0,36 0,017 0,12
Hydropsyche sp. 15 67 0,0020 0,76 0,037 0,05
Baetis rhodani 15 67 0,0019 0,64 0,052 0,04
Paraleptophlebia
submarginata
15 67 0,0018 0,51 0,018 0,10
Ephemera danica 15 67 0,0016 0,78 0,027 0,06
Baetis vernus 15 67 0,0016 0,49 0,041 0,04
Ithytrichia lamellaris 15g 28 0,0144 0,54 0,027 0,54
Brachycentrus
subnubilus
15g 28 0,0124 0,64 0,058 0,21
Heptagenia flava 15g 28 0,0103 0,86 0,024 0,43
Orectochilus villosus
Ad.
15g 28 0,0064 0,57 0,011 0,57
Ceraclea annulicornis 15g 28 0,0062 0,46 0,013 0,46
Hydropsyche sp. 15g 28 0,0050 1,00 0,070 0,07
bestimmbares Taxon
Typ Nr
Probenzahl
Bedeutung
Stetigkeit
Dominanz
47
Spezifität
Heptagenia sulphurea 15g 28 0,0035 0,79 0,040 0,09
Caenis sp. 15g 28 0,0033 0,43 0,008 0,43
Baetis fuscatus 15g 28 0,0024 0,50 0,019 0,13
Corixidae Gen. sp. 15g 28 0,0024 0,61 0,016 0,15
Gammarus pulex 16 62 0,0144 0,95 0,228 0,06
Agapetus fuscipes 16 62 0,0081 0,24 0,033 0,24
Veliidae Gen. sp. 16 62 0,0051 0,45 0,011 0,45
Elodes sp. Lv. 16 62 0,0051 0,60 0,017 0,30
Chaetopteryx villosa 16 62 0,0027 0,47 0,029 0,09
Silo pallipes 16 62 0,0026 0,29 0,009 0,29
Rhyacophila fasciata 16 62 0,0025 0,26 0,010 0,26
Dugesia gonocephala 16 62 0,0021 0,56 0,038 0,06
Chironomidae Gen. sp. 16 62 0,0016 0,68 0,044 0,04
Nemoura sp. 16 62 0,0016 0,50 0,036 0,05
Chironomidae Gen. sp. 17 9 0,0081 0,89 0,164 0,05
Gammarus pulex 17 9 0,0067 0,89 0,113 0,06
Corixidae Gen. sp. 17 9 0,0050 0,67 0,030 0,17
Pisidium sp. 17 9 0,0018 0,78 0,026 0,07
Heptagenia sulphurea 17 9 0,0016 0,78 0,019 0,09
Anabolia nervosa 17 9 0,0016 0,44 0,018 0,09
Chimarra marginata 17 9 0,0013 0,22 0,006 0,22
Baetis vernus 17 9 0,0013 0,44 0,038 0,03
Halesus sp. 17 9 0,0012 0,33 0,022 0,06
Lype sp. 17 9 0,0011 0,33 0,003 0,33
Lumbriculidae Gen. sp. 18 7 0,0108 0,57 0,019 0,57
Gammarus pulex 18 7 0,0087 1,00 0,131 0,07
Prodiamesa olivacea 18 7 0,0080 0,71 0,067 0,12
Tinodes unicolor 18 7 0,0063 0,29 0,022 0,29
Limnephilidae Gen. sp. 18 7 0,0053 0,57 0,055 0,10
Tanytarsini Gen. sp. 18 7 0,0041 0,71 0,120 0,03
Echinogammarus
berilloni
18 7 0,0036 0,14 0,025 0,14
Chaetopterygini/Stenop
hylacini Gen. sp.
18 7 0,0026 0,57 0,037 0,07
Glossiphonia
complanata
18 7 0,0019 0,57 0,010 0,19
Naididae/Tubificidae
Gen.sp.
18 7 0,0017 0,86 0,027 0,06
Paraleptophlebia
submarginata
19 15 0,0053 0,67 0,040 0,13
Baetis rhodani 19 15 0,0036 0,73 0,088 0,04
Anabolia nervosa 19 15 0,0035 0,27 0,066 0,05
Dendrocoelum lacteum 19 15 0,0028 0,20 0,043 0,07
Nemoura sp. 19 15 0,0019 0,47 0,045 0,04
Ephemera danica 19 15 0,0018 0,80 0,030 0,06
Beraeodes minuta 19 15 0,0018 0,27 0,014 0,13
Polycentropus
flavomaculatus
19 15 0,0017 0,47 0,025 0,07
Platambus maculatus
Lv.
19 15 0,0014 0,20 0,007 0,20
Serratella ignita 19 15 0,0013 0,47 0,036 0,04

estimmbares Taxon
Typ Nr
Probenzahl
Chironomidae Gen. sp. 20 2 0,0353 1,00 0,636 0,06
Heptagenia sp. 20 2 0,0295 1,00 0,029 1,00
Hydropsyche sp. 20 2 0,0166 1,00 0,233 0,07
Hydropsyche
contubernalis
20 2 0,0042 1,00 0,004 1,00
Hemerodromia sp. 20 2 0,0021 1,00 0,002 1,00
Asellus aquaticus 20 2 0,0021 1,00 0,027 0,08
Psychomyia pusilla 20 2 0,0019 1,00 0,006 0,33
Ancylus fluviatilis 20 2 0,0015 1,00 0,020 0,08
Sphaerium sp. 20 2 0,0011 1,00 0,001 1,00
Ceraclea dissimilis 20 2 0,0011 1,00 0,001 1,00
Dreissena polymorpha 21 42 0,0166 0,76 0,065 0,25
Hydropsyche
angustipennis
21 42 0,0106 0,48 0,022 0,48
Potamopyrgus
antipodarum
21 42 0,0104 0,64 0,048 0,21
Caenis horaria 21 42 0,0085 0,48 0,018 0,48
Athripsodes cinereus 21 42 0,0076 0,43 0,018 0,43
Neureclipsis
bimaculata
21 42 0,0056 0,40 0,028 0,20
Bithynia tentaculata 21 42 0,0054 0,81 0,047 0,12
Sphaerium corneum 21 42 0,0041 0,86 0,028 0,14
Chironomini Gen. sp. 21 42 0,0034 0,67 0,076 0,04
Anodonta anatina 21 42 0,0032 0,45 0,007 0,45
Molanna angustata 21 42 0,0027 0,36 0,007 0,36
Corixidae Gen. sp. 22.2 9 0,0380 1,00 0,152 0,25
Gammarus zaddachi 22.2 9 0,0223 0,44 0,050 0,44
Heteroptera Gen. sp. 22.2 9 0,0173 0,78 0,044 0,39
Culicidae Gen. sp. 22.2 9 0,0118 0,44 0,027 0,44
Proasellus meridianus 22.2 9 0,0107 0,33 0,032 0,33
Stylaria lacustris 22.2 9 0,0099 0,56 0,018 0,56
Haliplus sp. Lv. 22.2 9 0,0074 0,44 0,033 0,22
Radix balthica 22.2 9 0,0053 0,56 0,019 0,28
Proasellus coxalis 22.2 9 0,0049 0,33 0,015 0,33
Laccophilus hyalinus
Ad.
22.2 9 0,0045 0,33 0,014 0,33
Corophium
curvispinum
23 22 0,0180 0,27 0,066 0,27
Valvata sp. 23 22 0,0065 0,55 0,012 0,55
Naididae/Tubificidae
Gen. sp.
23 22 0,0063 0,77 0,114 0,06
Chironomini Gen. sp. 23 22 0,0044 0,59 0,111 0,04
Gammarus roeselii 23 22 0,0042 0,27 0,108 0,04
Asellus aquaticus 23 22 0,0042 0,77 0,070 0,06
Turbellaria Gen. sp. 23 22 0,0039 0,41 0,010 0,41
Bithynia sp. 23 22 0,0036 0,41 0,009 0,41
Pontogammarus
robustoides
23 22 0,0032 0,18 0,018 0,18
Gammarus tigrinus 23 22 0,0029 0,14 0,021 0,14
Bedeutung
Stetigkeit
Dominanz
Spezifität
48

6. Fließgewässerbewertung auf Grundlage der Makrophyten und
des Phytobenthos
6.1 Einleitung
Im Auftrag des BMBF und der LAWA wurde am Bayerischen Landesamt für Wasserwirtschaft
das deutsche Bewertungsverfahren für die Qualitätskomponente Makrophyten &
Phytobenthos nach den Bedingungen und Vorgaben der EG-WRRL entwickelt. Im Januar
2004 wurde dieses in einer ersten Version vorgelegt (Schaumburg et al. 2004a).
Die Arbeiten im Rahmen des LAWA-Projektes „Abschließende Arbeiten zur Integration der
Fließgewässer Nordostdeutschlands in das bundesweite Typen- und Bewertungssystem“
dienen der Ergänzung des im Januar 2004 fertiggestellten Bewertungsverfahrens. Dazu
gehören die Überprüfung und Kalibrierung der bisherigen Ergebnisse einerseits und der
Entwicklung von Bewertungskonzepten für bislang nicht bewertbare Gewässertypen
Norddeutschlands andererseits. Auch sollte geprüft werden, ob die neu beschriebenen
Fließgewässertypen 22 und 23 in das Bewertungsverfahren aufgenommen werden können.
Zeitgleich mit dem vorliegenden Projekt wurde ein „Bundesweiter Test: Bewertungsverfahren
für Makrophyten und Phytobenthos in Fließgewässern zur Umsetzung der EU-WRRL“ zur
bundesweiten Überarbeitung des oben genannten Verfahrens durchgeführt. Die Daten aus
beiden Projekten gingen gemeinsam in die Auswertungen ein und werden in dem Bericht
zum bundesweiten Test gemeinsam dargestellt. Über weitergehende Informationen zu dem
bundesweit gültigen Verfahren sowie Auswertungen des Gesamtdatensatzes wird dort
ausführlich berichtet. Die Anwendung des Verfahrens wird ebenfalls im Zusammenhang mit
dem bundesweiten System in einer aktualisierten Handlungsanweisung erläutert, die ab
Mitte November 2005 im Internet verfügbar sein wird (Schaumburg et al. 2005b in Vorb.).
6.2 Untersuchungsgewässer und Datengrundlage
Im Rahmen des Projektes konnten an 36 Fließgewässerabschnitten Makrophytendaten
erhoben und Diatomeen beprobt werden. Für das Phytobenthos ohne Diatomeen konnten
aus Kapazitätsgründen lediglich neun Stellen untersucht werden. In den beiden erwähnten
Projekten konnten gemeinsam 84 Gewässerstellen im Norddeutschen Tiefland beprobt
werden.
Die Stellenauswahl erfolgte für beide genannten Projekte auf Grund der von den Ländervertretern
gemeldeten Gewässern und wurde so weit möglich mit den Bearbeitern des Projektes
zur Überarbeitung des Bewertungsverfahrens Makrozoobenthos abgeglichen. Die
Untersuchungsstellen des Norddeutschen Tieflandes sind in Tabelle 14 dargestellt.
49

Tabelle 14: Untersuchte Probestellen. BL: Bundesland.
PrStNr Gewässername Probestelle BL Typ_BL
10010 Stöbber 1 km nördlich Bahnlinie Berlin-Müncheberg BB 11
10011 Sernitz 2 km östlich Greiffenberg BB 11
10012 Pölzer Fließ etwas oberhalb bei Brücke BB 11
10013 Löcknitz östl. Berlin 3 km unterhalb Kienbaum BB 12
10014 Finow 2 km unterhalb Biesenthal BB 12
10015 Alter Rhin bei Friesack bei Friesacker Zootzen BB 12
10016 Dahle 3 bis 1km vor der Mündung in die Elbe BB 19
10017 Havel zwischen Bahnitz und Premnitz BB 20
10053 Elbe Cumlosen BB 20
10021 Welse Abfluss Wolletzsee bis Einmündung Dievenitz BB 21
10020 Schlaube Abfluss Wirchensee bis Kieselwitzer Mühle BB 21
10018 Schwärze Abfluss Schwärzesee BB 21
10019 Küstrinchenbach Abfluss Großer Küstrinsee BB 21
10052 Tegeler Fließ BE 11
10124 Recknitz Bad Sülze MV 12
10125 Lindebach oh Teich Hinterste Mühle MV 12
10126 Sude Forstamt Radelübbe MV 12
10068 Tollense b. Mühlenhagen, Kessin MV 12
10083 Swinow b. Gribow MV 14
10066 Maibach b. Stubbendorf MV 14
10065 Hopfenbach b. Pinnowhof MV 14
10064 Kleiner Hellbach b. Panzow MV 14
10081 Goldbach oh. der B96 MV 14,16
10067 Schaale b. Kogel MV 15
10069 Havel b. Granzin MV 21
10070 Peene uh. Kummerower See (eutroph 1) MV 21
10071 Ostpeene unterhalb Rittermannshäger See (polytroph) MV 21
10078 Recknitz bei Carlewitz MV 23
10077 Peene bei Gützkow MV 23
10076 Uecker bei Ueckermünde MV 23
10075 Barthe b. Barth-Tannenheim MV 23
10074 Barthe oberhalb Planitz MV 23
10073 Harkenbäk uh. Deipsee MV 23
10072 Trebel im Mündungsbereich bei Wotenick MV 23
10080 Stepenitz nahe Dassow bei STE2 MV 23
10082 Peezer Bach b. Peez MV 23
10079 Stepenitz oh. Einmündung Maurine MV 23
10026 Grove Wehdel NI 11
10025 Marka Neumarkhausen Holzbrücke NI 11
10027 Schwinge Schwinge NI 11
10024 Mittelradde Ahmsen NI 11
10028 Schwinge Willaher Moor NI 11
10029 Südradde Lastrup NI 12
10030 Schwinge Ordenskamp NI 12
10031 Schwinge Oberhalb Stade /B73 NI 12
10032 Bornbach Stadensen NI 16
10033 Schmale Aue oh. Nindorf NI 16
10034 Ilmenau Rote Schleuse NI 17
10035 Bornau Probsthagen NI 18
10040 Elbe Bleckede NI 20
50

PrStNr Gewässername Probestelle BL Typ_BL
10084 Weser Dörverdev NI 20
10039 Aschwardener Flutgraben Nord-östlich Aschwarden NI 22
10036 Jade Hohenberge NI 22
10037 Jade Jader Vorwerk NI 22
10038 Harle Nenndorf NI 22
10044 Niers bei Wetschewell NW 11
10045 Mühlenbach Mühlenbach vor Mündung NW 11
10046 Niers bei Haus Diesdonk NW 12
10047 Niers Geldern-Pont NW 12
10048 Alpbach (L 81) vor Mdg. in den Bröggelbach NW 16
10049 Stockumer Bach (L 84) oh Brentrup NW 16
10050 Gehle Strbr. in Bierde NW 17
10051 Ahse A 3) uh Kläranlage Lohne NW 18
10113 Eider süd./westl.Achterwehr SH 21
10114 Salzau nord/östl.Fargau SH 21
10112 Schwentine nördl. Karpe SH 21
10115 Oberer Schierenseebach nord/östl. Wrohe SH 21
10119 Lecker Au w Leck SH 22
10116 Soholmer Au unterhalb Bargum SH 22
10118 Treene n Wohlde SH 22
10117 Treene unterhalb Hollingstedt SH 22
10100 Dahle oh. Dahlen SN 16
10099 Albrechtsbach Straßenbrücke Bautzen/Weißenberg SN 16
10101 Spree Lieske SN 17
10103 Ihle uh Hohenziatz ST 14
10104 Olbitzbach Schlangengrube ST 14
10105 Ohre uh Hanum ST 14
10106 Ehle Brücke Biederitz ST 15
10107 Ohre uh Wolmirstedt ST 15
10108 Sarre Wanzleben ST 18
10109 Tanger ST 19
10111 Elbe Wittenberg ST 20
10110 Elbe Sandau ST 20
6.3 Methoden
6.3.1 Probenahme
Die Probenahmen und Kartierungen erfolgte durch die gleichen Bearbeitern wie in der ersten
Projektphase nach den dort entwickelten Vorschriften (Schaumburg et al. 2004a). Dies
gewährleistete einen gleichbleibend qualitativ hochwertigen Datensatz.
Die Erhebung der Makrophyten- und Phytobenthosdaten erfolgte von Juni bis August 2004.
Die im Kartierbereich vorkommenden Makrophyten wurden durch Begehung entgegen der
Strömungsrichtung untersucht. Um die gesamte Breite der Fließgewässer in die Untersuchung
einzubeziehen, wurden die Gewässer im Zickzack unter zu Hilfenahme eines
Sichtkastens abgewatet. Bei großer Tiefe und/oder starker Trübung wurden die Pflanzen
mittels eines ausziehbaren Rechens kartiert. Tiefe, unzugängliche Fließgewässer wurden
51

vom Rand aus entlang einer Uferseite untersucht, indem so weit wie möglich hineingewatet
und der Gewässergrund sorgfältig abgerecht wurde.
Erfasst wurden alle submersen sowie unter der Mittelwasserlinie wurzelnden makrophytischen
Wasserpflanzen (Characeen, Wassermoose und Gefäßpflanzen). Die Häufigkeiten
der ermittelten Arten wurden anhand der fünfstufigen Skala nach Kohler (1978) abgeschätzt.
Nicht im Gelände bestimmbare Arten wurden entnommen, unter dem Stereomikroskop
nachbestimmt und gegebenenfalls herbarisiert bzw. fotographisch dokumentiert.
Für die Analyse der Kieselalgen wurden Proben des Diatomeenaufwuchses von Steinen
und von Sediment unterschiedlicher Beschaffenheit in einem Tiefenbereich von 30 bis 60 cm
entnommen. An einigen Stellen im Norddeutschen Tiefland konnte das Bodensubstrat
aufgrund von dichten Röhrichtbeständen nicht erreicht werden. In diesen Fällen wurde
pflanzliches Substrat verwendet und das Vorgehen im Protokoll entsprechend vermerkt.
Die Fixierung des Materials erfolgte vor Ort durch Formaldehyd in einer Endkonzentration
von 1–4 %.
Die Phytobenthosprobenahme erfolgte unter Anwendung des „multiple habitat sampling“-
Prinzips. Von allen am Standort vorkommenden Substraten wurden verschiedene Phytobenthosproben
(Unterproben) entnommen und die Deckungsgrade bzw. Abundanzen des
Bewuchses geschätzt. Die Angaben und einige grundlegende Informationen zur Probestelle
wurden in das Feldprotokoll eingetragen.
Die Proben konnten nicht sofort ausgewertet werden. Flüssigproben wurden noch am
Standort mit Lugol’scher Lösung fixiert. Die Steine wurden in einer Kühlbox zwischengelagert
und dann per Postsendung transportiert. Nach Ankunft im Labor wurden sie sofort in einem
Gefrierschank eingefroren und bis zur Analyse gelagert.
Die Begehung der Fließgewässer war in der Regel gut durchführbar. Probleme traten nur in
Einzelfällen durch Hochwasser oder extrem weiches Bodensubstrat auf.
6.3.2 Präparation und mikroskopische Analyse
Die Artbestimmung von Diatomeen erfolgt anhand ihres Silikatskeletts. Dazu muss das
Probenmaterial mit geeigneten Oxidationsprozessen gereinigt werden. Aus den entstandenen
Suspensionen wurden Dauerpräparate hergestellt (vgl. Schaumburg et al. 2005b in
Vorb.). Um repräsentative Verteilungen zu erhalten, wurden in den Streupräparaten jeweils
mindestens 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:
52

• Krammer (2000)
• Lange-Bertalot (1993)
• Lange-Bertalot (2001)
• Lange-Bertalot & Metzeltin (1996)
• Lange-Bertalot & Moser (1994)
Die fixierten Flüssigproben der Phytobenthosprobenahme konnten ohne weitere
Vorbehandlung mikroskopisch analysiert werden. Eingefrorenes Material wurde zunächst
aufgetaut und die Beläge unter einem Stereomikroskop (Vergrößerung 6,7- bis 40-fach)
untersucht. Teile der Beläge wurden mit einem Skalpell oder einer Bürste abgeschabt. Die
weitere Auswertung der Proben erfolgte mit einem Umkehrmikroskop der Firma Olympus (IX
70) bei 40- bis 1000-facher Vergrößerung. Dabei stand auch Interferenzkontrast zur
Verfügung. Insgesamt wurde das Material so genau wie möglich bestimmt und photographisch
dokumentiert, d. h. auch planktische Taxa wurden soweit möglich mit erfasst und
dokumentiert. Anschließend wurde das Material ebenfalls mit Lugol’scher Lösung nachfixiert.
Im Rahmen dieses Projektes konnten im Labor keine aufwändigen Rohkulturen angelegt
werden, sodass z. B. bei der Gattung Vaucheria keine Artbestimmung möglich war.
6.3.3 Überarbeitung der biozönotischen Gewässertypologie
Die von Schaumburg et al. (2004a) entwickelte Gewässertypologie wurde anhand des vollständigen
Datensatzes aus allen Teilprojekten und erweitert. Das Vorgehen zur
Typenfindung entsprach dem in Schaumburg et al (2004a) beschriebenen Vorgehen (siehe
auch Schaumburg et al. 2005a in Vorb.).
Die Umsetzung in die Diatomeentypologie wurde in enger Anlehnung an die Typologie nach
Sommerhäuser & Pottgiesser (2004) vorgenommen. Dabei ergaben sich insbesondere bei
den Typen des Norddeutschen Tieflandes erhebliche Probleme. Diese resultieren aus der
Tatsache, dass nach Pottgiesser & Sommerhäuser (2004) die Typen 14 und 16 sowie Typ
11 sowohl in silikatischer als auch in karbonatischer Ausprägung auftreten können. Da Diatomeen
in hohem Maße geochemische Präferenzen und Toleranzen aufweisen, konnte der
Typologie von Sommerhäuser & Pottgiesser (2004) im Falle der Bäche und kleinen Flüsse
des Norddeutschen Tieflandes nicht gefolgt werden. Die Typisierung der Stellen wurde
vielmehr anhand der Gesellschaftsstrukturen (Vorkommen bzw. Fehlen silikatischer bzw.
karbonatischer Referenzarten) sowie anhand von stellenweise vorhandener Daten zur
Gesamthärte und zum Säurebindungsvermögen vorgenommen.
Neben multivariaten Methoden (CA und DCA, CCA) fand die vergleichende Betrachtung der
Phytobenthosvegetation vor allem mit vegetationssoziologischen Kreuztabellen statt.
Benötigte chemische und physikalische Daten zu den Probestellen lagen leider nur lückenhaft
vor.
53

6.4 Ergebnisse und Diskussion
6.4.1 Überarbeitung der Typologie
6.4.1.1 Makrophyten
Zur Entwicklung der Typologie wurden die Art- und Abundanzdaten der Referenzstellen
mittels Cluster- und Korrespondenzanalysen auf die Bildung abgrenzbarer Gruppen
untersucht.
Die Clusteranalyse der Stellen aus Ökoregion 14 (Abbildung 10) bestätigt weitgehend die
Makrophyten-Typologie nach Schaumburg et al. (2004a). Allerdings ist hier die Abgrenzung
der rhithral von den potamal geprägten Fließgewässern nicht besonders scharf. Lediglich
zwei kleine Gruppen bestehen ausschließlich aus rhithral bzw. potamal geprägten Stellen.
Die übrigen Stellen zeigen nur die allgemeine Tendenz, sich nach Gewässergröße (bzw.
Wasserführung) zu gruppieren. Die Unterscheidung zwischen rhithral und potamal geprägten
Stellen kann in Zukunft möglicherweise anhand der Ausprägung des Talbodengefälles
erfolgen (vgl. Weyer 2004). Für die im vorliegenden Projekt untersuchten Fließgewässerabschnitte
lagen hierüber jedoch keine Daten vor.
rhithral
klein potamal/ rhithral
uneinheitlich: rhitral /
klein bis mittelgroß
potamal
groß, potamal
Abbildung 10: Dendrogramm der Stellen des Norddeutschen Tieflandes (Die
Fließgewässertypen nach Sommerhäuser & Pottgiesser (2004) sind in Klammern hinter den
Probestellennummern angegeben)
Obwohl aus den Clusteranalysen keine weitere Unterteilung der Gewässertypen hervorgeht,
wird eine Unterteilung der sehr variablen Gruppe der potamalen Fließgewässer der Norddeutschen
Tiefebene vorgenommen. Es ist davon auszugehen, dass analog zu den Seen mit
54

zunehmendem Einfluss des Einzugsgebietes die natürliche Trophie der Gewässer zunimmt
(vgl. Mathes et al. 2002). Die unterschiedliche Trophie im Referenzzustand muss bei der
Bewertung der Gewässer berücksichtigt werden. Da die Informationen über die
Einzugsgebietsgrößen nur in wenigen Fällen vorlagen, wurde die Unterscheidung in kleine
(TNk), mittlere (TN) und große (TNg) potamal geprägte Gewässer anhand der Wasserführung
vorgenommen, also Gewässerbreite und Tiefenklasse. Bei der Bewertung dieser Typen wird
berücksichtigt, dass die Trophie eines Fließgewässers mit zunehmender Lauflänge
natürlicherweise zunimmt. Mit ansteigender Größe werden die Fließgewässer deshalb
weniger streng bewertet.
Im Norddeutschen Tiefland werden nun vier biologische Fließgewässertypen unterschieden
(Tabelle 15). Die entscheidenden Faktoren sind Ökoregion, Geochemie, Strömungsverhalten
und Wasserführung. Die Zuordnung der Stellen erfolgt gemäß des erweiterten
Zuordnungsschlüssels (Tabelle 16). Das bestehende Typisierungsschema wurde auf der
Basis der untersuchten Referenzgewässer überarbeitet und konnte gegenüber der früheren
Version ergänzt werden. Trotzdem erhebt das vorgestellte System nach wie vor keinen
Anspruch auf Vollständigkeit. Alle dargestellten Typen können mit dem überarbeiteten
Verfahren bewertet werden (vgl. Kapitel 6.4.2.3).
Tabelle 15: Makrophyten-Typologie für Fließgewässer im Norddeutschen Tiefland
Abkürzung Typbezeichnung
TR rhithral geprägte Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes
TNk kleine Niederungsfließgewässer des Norddeutschen Tieflandes
TN mittelgroße Niederungsfließgewässer des Norddeutschen Tieflandes
TNg große Niederungsfließgewässer des Norddeutschen Tieflandes
Charakterisierung Fließgewässertypen
Im Folgenden werden die Typen natürlicher Fließgewässerstellen kurz charakterisiert, die mit
dem Teilmodul Makrophyten nach der Erweiterung des Bewertungsverfahrens zu bewerten
sind. Als Hilfe zur Überprüfung der Typzuordnung finden sich in Anhang V Steckbriefe der
Makrophytentypen.
TR – rhithral geprägte Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes
Die rhithral geprägten Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes (TR) sind meist nur ca.
zwei bis drei Meter breit und erreichen selten eine Breite von über zehn Meter. Ihre
Wasserführung ist gering, es werden meist nur Tiefen bis etwa 30 cm erreicht. Naturnahe
Stellen dieses Typs sind von Wald umgeben und deshalb mehr oder weniger stark
beschattet. Die Fließgeschwindigkeit ist höher als bei den potamal geprägten Fließgewässern
des Tieflandes (TN), und liegt in den Klassen III (langsam fließend, erkennbar
fließend, Wasserspiegel fast glatt) und IV (schnell fließend, Strömung mit mäßiger
Turbulenz) nach Bayerisches Landesamt für Wasserwirtschaft (1995). Das Strömungsbild ist
eher turbulent. Die Substrate bestehen überwiegend aus Sanden und/oder Kiesen. Die
55

Fließgewässer des Typs TR besitzen eine relativ geringe Wasserführung, welche die
Ausbildung von z. B. Großlaichkräutern nicht zulässt. Aufgrund dieser Standortbedingungen
werden Stellen des Typs TR in naturnahem Zustand meist von Moosen sowie von Berula
erecta (submers und emers), Ranunculus- und Callitriche-Arten besiedelt.
TNk – kleine Niederungsfließgewässer des Norddeutschen Tieflandes
Die kleinen Niederungsfließgewässer des Norddeutschen Tieflandes (TNk) sind etwa
zwischen drei und fünf Metern breit, weisen eine Tiefe von bis zu einem Meter auf und sind
wenig beschattet. Die Fließgeschwindigkeit ist geringer als bei den rhithral geprägten
Fließgewässern des Tieflandes, es werden die Klassen II (träge fließend) und III (langsam
fließend) nach BLfW 1995 erreicht. Durch dieses potamale Strömungsbild wird auch die Zusammensetzung
des Substrats geprägt. Es besteht v. a. aus Feinsedimenten wie Schlamm
und Sand. Die Habitatvoraussetzungen in Fließgewässern des Typs TNk eignen sich gut für
eine Besiedlung mit Makrophyten.
(Mittelgroße) Niederungsfließgewässer des Norddeutschen Tieflandes (TN)
Die mittelgroßen potamal geprägten 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. Die Fließgeschwindigkeit ist gering, es werden
die Klassen II (träge fließend, Strömung sehr schwach, aber erkennbar fließend) und III
(langsam fließend, erkennbar fließend, Wasserspiegel fast glatt) nach Bayerisches
Landesamt für Wasserwirtschaft 1995 erreicht. Durch dieses potamale Strömungsbild wird
auch die Zusammensetzung des Substrats geprägt. Es besteht v. a. aus Feinsedimenten wie
Schlamm und Sand. Die Habitatvoraussetzungen in Fließgewässern des Typs TN eignen
sich gut für eine Besiedlung mit Makrophyten, was sich in einem vielfältigen Wuchsformenspektrum
ausdrückt. Typische Wasserpflanzengesellschaften werden hier u a von
Großlaichkräutern gebildet (verändert nach Meilinger 2003).
TNg – große Niederungsfließgewässer des Norddeutschen Tieflandes
Die großen potamal geprägten Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes (TNg) weisen
eine Breite von mindestens 30 Metern auf. Im natürlichen Zustand ist das Gewässerprofil
breit und flach, häufig werden Furten ausgebildet. Charakteristisch sind großräumige Stromverlagerungen
mit Stromaufspaltungen sowie ein hoher Totholzanteil. Durch gewässerbauliche
Maßnahmen weisen diese Gewässer heute meist relativ große Tiefen auf, die nicht
mehr die ursprünglichen Besiedlungsmöglichkeiten für Makrophyten bieten, sondern deren
Vorkommen auf die Randbereiche beschränken. Aus diesem Grund ist eine Bewertung mit
Makrophyten in vielen Fällen nicht möglich.
Zuordnung der biozönotischen Makrophytentypen
Die Anwendung des Verfahrens bedingt die korrekte Zuordnung des beprobten Gewässers
zu den für die Organismengruppe Makrophyten & Phytobenthos ermittelten biozönotischen
Typen. Neben den Steckbriefen der Makrophytentypen (siehe Anhang V) kann Tabelle 16
zur Typermittlung Makrophyten herangezogen werden.
56

Tabelle 16: Bestimmungsschlüssel zur Typfindung in der Ökoregion Norddeutsches Tiefland.
Makrophyten
1a mittlere Breite > 30 m ..................................................................................................................................� Typ TNg
1b mittlere Breite < 30 m ..................................................................................................................................� 2
2a Fließgeschwindigkeit > III............................................................................................................................� Typ TR
2b Fließgeschwindigkeit ≤ III ...........................................................................................................................� 3
3a Fließgeschwindigkeit = III............................................................................................................................� 4
3b Fließgeschwindigkeit < III............................................................................................................................� 5
4a Tiefenklasse = 1 ..........................................................................................................................................� Typ TR
4b Tiefenklasse ≥ 2..........................................................................................................................................� 5
5a mittlere Breite ≥ 5 m....................................................................................................................................� TN
5b mittlere Breite < 5 m ....................................................................................................................................� 6
6a Tiefenklasse = lll..........................................................................................................................................� TN
6a Tiefenklasse = ll...........................................................................................................................................� TNk
6.4.1.2 Diatomeen
Die in Schaumburg et al. (2004a) entwickelte Gewässertypologie wurde anhand der neu
erhobenen Daten auf insgesamt fünf diatomeen-basierte Typen im Norddeutschen Tiefland
erweitert, drei der Typen sind zu bewerten. Einen Überblick gibt Tabelle 17.
Diatomeentyp D11 (silikatisch oder basenarme organisch geprägte Bäche und kleinen
Flüsse des Norddeutschen Tieflandes)
(Subtyp D11.1 entspricht der basenarmen Ausprägung des LAWA-Typs 11 des Norddeutschen Tieflandes und den
basenarmen Ausprägungen der LAWA-Typen 14 und 16.
Subtyp D11.2 entspricht der basenarmen Ausprägung des LAWA-Typs 12 des Norddeutschen Tieflandes mit einem EZG <
1000 km².)
Das Referenzarteninventar silikatisch und organisch geprägter norddeutscher Bäche ähnelt
in hohem Maße demjenigen der silikatischen Gewässer der Mittelgebirge (Diatomeentyp
D5). Unterschiede ergeben sich durch eine deutlich verminderte Taxazahl – insbesondere
innerhalb der Gattungen Eunotia und Achnanthes – und abweichende Häufigkeitsstrukturen.
Während in den Mittelgebirgsbächen Charakterarten mäßig bis stark saurer Gewässer artenund
individuenreich vertreten sind, waren diese im Norddeutschen Tiefland nur vereinzelt zu
beobachten. Es dominieren Achnanthes minutissima, Vertreter des Fragilaria capucina-
Sippenkomplexes sowie verschiedene kleinschalige Fragilarien (F. construens, F. pinnata).
Die Spanne der Trophie-Indizes reicht von 1,26 (oligotroph) bis 3,04 und liegt damit merklich
höher als in den silikatischen Bächen der Mittelgebirge (Tabelle 18). Einschränkend auf die
Vergleichbarkeit wirkt sich jedoch die geringe Zahl norddeutscher Stellen aus, die zudem von
den Ländervertretern nahezu ausschließlich als degradiert voreingestuft wurden.
Der Bewertung der silikatischen Mittelgebirgsbäche und der norddeutschen silikatisch oder
organisch geprägten Bäche sind die gleichen Spannen des Trophie-Index‘ zugrunde gelegt.
Fehler bei der mitunter problematischen Typzuordnung im Übergangsbereich der Mittelgebirge
zum Tiefland bleiben daher ohne Einfluss auf die Bewertung.
Inwieweit sich die organisch geprägte Variante des Diatomeentyps 11 auf Flüsse (Typ 12
nach Sommerhäuser & Pottgiesser 2004) ausdehnen lässt, kann aufgrund fehlender Daten
57

zur Gesamthärte bzw. Säurekapazität derzeit nicht fundiert beantwortet werden. Individuenarme,
aber artenreiche Nachweise dystropher Arten in der Schwinge und Südradde deuten
zunächst darauf hin, können aber auch als Ausdruck der im Norddeutschen Tiefland
vorherrschenden heterogenen, quartärgeologisch bedingten Verhältnisse gedeutet werden.
Gutowski & Foerster (2005) schließen in ihre Bewertung anhand des „Phytobenthos ohne
Diatomeen“ sowohl Bäche als auch Flüsse in den silikatisch oder basenarmen organisch
geprägten Typ mit ein. Ob die Einbeziehung der Flüsse als Subtyp D11.2 (Tabelle 17)
aufrecht zu erhalten ist, muss durch weitere Untersuchungen noch geklärt werden.
Weiterhin ist zu prüfen, ob auf der Grundlage abweichender Referenzarteninventare die
silikatisch geprägten von den organisch geprägten Gewässern zu trennen sind. Als Diffentialarten
kommen dystraphente Vertreter der Gattungen Eunotia, Pinnularia, Frustulia und
Neidium sowie bestimmte Fragilaria-Arten in Frage. Inwieweit reine Ausprägungen eines
silikatischen Typus überhaupt existieren und dadurch die Definition eigenständiger biozönotischer
Typen gerechtfertigt ist, bedarf jedoch – auf der Grundlage eines bekannten
Chemismus – der Untersuchung einer ausreichenden Zahl ungestörter oder nur schwach
degradierter Gewässerstellen.
Diatomeentyp D12 (Karbonatisch oder basenreiche organisch geprägte Bäche und kleinen
Flüsse des Norddeutschen Tieflandes)
(Subtyp D12.1 entspricht der basenreichen Ausprägung des LAWA-Typs 11 im Norddeutschen Tiefland, den LAWA-Typen 14
und 16 sowie den Gewässern des Typs 19 der Ökoregion Norddeutsches Tiefland.
Subtyp D12.2 entspricht Fließgewässern mit einem EZG < 1000 km² der LAWA-Typen 15 excl. Fließgewässer der
Lössregion, 17 und 12 (basenreiche Ausprägung im Norddeutschen Tiefland).)
Der Diatomeentyp 12 entspricht weitgehend dem Typ 9 nach Schaumburg et al. (2004a).
Unterschiede ergeben sich lediglich dadurch, dass die löss-lehmgeprägten Bäche (Typ 18
nach Sommerhäuser & Pottgiesser 2004) ausgegliedert wurden, die im Datensatz nur durch
fünf Stellen repräsentiert sind. Weiterhin wurden der Referenzartensatz der Typspezifischen
Arten überarbeitet und umfasst in der revidierten Version nun 30 Taxa. Die Klassengrenzen
des Trophie-Index‘ wurden dagegen unverändert übernommen.
Auch anhand des erweiterten Datensatzes sind spezifische Diatomeenzönosen der karbonatisch
und basenreichen organisch geprägten Bäche einerseits und kleinen Flüsse
andererseits nicht zu trennen. Die Gesellschaften werden dominiert von ubiquistischen,
bezüglich der Trophie weitgehend toleranten Arten, wobei Achnanthes minutissima,
Fragilaria brevistriata, F. construens-Sippen, F. pinnata und Amphora pediculus als stetesten
und individuenreichsten Formen die größte Bedeutung zu kommt.
Sieht man vom Issumer Fleuth ab, in dem mit einem Trophie-Index von 1,50 der mit Abstand
geringste Wert verzeichnet wurde, bewegen sich die niedrigsten Werte im Bereich der Meso-
Eutrophie und Eutrophie (siehe Tabelle 18). Auch bezüglich der indizierten Trophie sind
zwischen Bächen und kleinen Flüsse keine signifikanten Unterschiede nachzuweisen. So
wurde in den untersuchten Bächen ein minimaler Index von 2,04 (Ausnahme: Issumer
58

Fleuth), in den kleinen Flüssen ein Wert von 2,01 verzeichnet. Ob die hier ausgewiesenen,
hypothetischen Subtypen D12.1 und D12.2 aufrecht zu erhalten sind, ist daher im Rahmen
zukünftiger Untersuchungen zu klären – bleibt für die Bewertung aber derzeit ohne Belang.
Diatomeentyp D13 (Große Flüsse und Ströme des Norddeutschen Tieflandes)
(Subtyp D13.1 entspricht den LAWA-Typen 12 (basenreiche Ausprägung im Norddeutschen Tiefland), 15 (excl.
Fließgewässer der Lössregion), und 17 mit einem EZG > 1000 km².
Subtyp 13.2 entspricht dem LAWA-Typ 20.)
Die Bewertungskriterien nach Schaumburg et al. (2004a) wurden anhand des erweiterten
Datensatzes überprüft und nahezu unverändert übernommen. Modifizierungen ergeben sich
lediglich innerhalb der typspezifischen Referenzarten (Tabelle 27). Aufgrund der größeren
Artenzahl allgemeiner Referenzarten in den großen Flüssen wird zwischen den Subtypen
13.1 und 13.2 unterschieden. Bezüglich der trophischen und saprobiellen Situation waren
indes keine deutlichen Unterschiede nachzuweisen. So reicht die Spanne der zehn
geringsten Saprobienindizes in den großen Flüssen von 1,78 bis 2,20 (Median 1,93), in den
Strömen wurden Werte von 1,85 und 2,15 (Median 2,08) verzeichnet. Die Spannen der
geringsten Trophie-Indizes sind Tabelle 18 zu entnehmen.
Diatomeentyp D14 (Marschengewässer)
(Entspricht LAWA-Typ 22.)
Die Marschengewässer sind diatomeensoziologisch durch individuenreiche Vorkommen
mariner Arten scharf von den limnischen Typen abgegrenzt. Die betreffenden Arten wurden
nur in den Marschengewässern registriert und können als typspezifisch gelten. Zu nennen
sind insbesondere Cymatosira belgica, Delphineis minutissima sowie die aus dem Gebiet der
Unterweser bekannte Navicula ingenua (Krammer & Lange-Bertalot 1986). Typisch ist die
Vergesellschaftung mit Charakterarten silikatisch und organisch geprägter Gewässer aus
den Gattungen Achnanthes, Eunotia und Pinnularia. Ein weiteres Kennzeichen ist der
extreme Artenreichtum. So wurden in den Einzelproben bis zu 94 Taxa registriert. Mit 77
Taxa wurde der mit Abstand höchste Median der Taxazahlen aller biozönotischen Typen
verzeichnet.
Auf der Basis von nur acht vorliegenden Proben werden die Marschengewässer im
Diatomeentyp 14 aggregiert, wobei bei erweitertem Kenntnisstand – insbesondere in
Abhängigkeit vom Salzgehalt – eine Differenzierung mehrerer biozönotischer Typen zu
erwarten ist. Neben des Artenreichtums wirkt sich insbesondere die erst teilweise erfolgte
taxonomische Bearbeitung der marinen Floren erschwerend auf die Charakterisierung des
Typs aus (vergleiche Witkowski et al. 2000).
Aufgrund der geringen Datenmenge kann ein Bewertungssystem für Marschengewässer
nicht entwickelt werden. Jedoch sind in Niedersachsen im Jahr 2002 für die Bestandsaufnahme
der EG-WRRL und im Jahr 2004 im Rahmen eines Sonderprojektes umfangreiche
Erhebungen zur diatomologischen Charakterisierung von Marschengewässern durchgeführt
worden. Der niedersächsische Datensatz umfasst derzeit rund 80 Proben und soll im
59

Rahmen eines geplanten Projektes ausgewertet werden, das auf die Entwicklung eines
Bewertungssystems zielt (Thiele, NLWKN Betriebsstelle Aurich, mündliche Mitteilung).
Diatomeentyp D15 (Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse)
(Entspricht LAWA-Typ 23)
Der Typ ist durch die Dominanz limnischer Arten charakterisiert, wobei insbesondere
Achnanthes minutissima, Amphora pediculus, Cocconeis placentula, Nitzschia amphibia und
Rhoicosphenia abbreviata zu nennen sind. Stellenweise individuenreich wurden Fragilaria
construens f. venter, Navicula gregaria und Navicula minima verzeichnet.
Halophile und mesohalobe Diatomeen sind artenreich vertreten, wurden mit Ausnahme von
Nitzschia inconspicua allerdings nur mit individuenarmen Populationen registriert. Das Inventar
der Salzzeiger grenzt die Ostseezuflüsse biozönotisch deutlich von den Marschengewässern
ab. Während sich letztere durch eine starke Präsenz mariner Arten auszeichnen,
entsprechen die in den Ostseezuflüssen erfassten Taxa weitgehend denjenigen versalzter
Binnengewässer (z. B. Bacillaria paradoxa, Fragilaria fasciculata, Navicula salinarum,
Navicula recens, Navicula veneta) und sind nahezu ausschließlich den gegenüber osmotischen
Druckschwankungen toleranten Brackwasserdiatomeen zuzurechnen. Ein weiterer
Unterschied zu den Marschengewässern besteht im gänzlichen Fehlen silikatischer Arten,
was die karbonatische Natur der Ostseezuflüsse bestätigt.
Auf der Grundlage der elf vorliegenden Probe kann ein Bewertungssystem nicht entwickelt
werden. Es ist jedoch abzusehen, dass sich in den Ostseezuflüssen wie auch in den
Marschengewässern die Bewertungskomponenten der limnischen Typen infolge des überlagernden
Salzeinflusses nicht anwendbar sind, vielmehr die Bewertung stark modifiziert
werden muss.
Die Kompatibilität zwischen der biozönotischen Diatomeentypologie und der Fließgewässertypologie
nach Sommerhäuser & Pottgiesser (2004) ist in den meisten Fällen gegeben. Eine
Überprüfung der Typzuordnung, gerade bei Fließgewässern derjenigen Typen, die in
mehreren Ausprägungen auftreten können oder als ökoregion-unabhängig gelten, ist immer
nötig.
60

Tabelle 17: Gegenüberstellung der LAWA-Typologie (Sommerhäuser & Pottgiesser 2004)
und der biozönotischen Diatomeentypologie
11
14
16
LAWA-Typ Zusatzbedingungen Diatomeentyp
Ökoregion Norddeutsches Tiefland, basenarme Ausprägung
basenarme Ausprägung
basenarme Ausprägung
D 11.1
12 Ökoregion Norddeutsches Tiefland, basenarme Ausprägung, EZG < 1.000 km² D 11.2
11
14
16
19
15
17
12
15
17
12
Ökoregion Norddeutsches Tiefland, basenreiche Ausprägung
-
-
Ökoregion Norddeutsches Tiefland
EZG < 1.000 km², excl. Lössregion
EZG < 1.000 km²
EZG < 1.000 km², Ökoregion Norddeutsches Tiefland, basenreiche Ausprägung
EZG > 1.000 km², excl. Lössregion
EZG > 1.000 km²
EZG > 1.000 km², Ökoregion Norddeutsches Tiefland, basenreiche Ausprägung
20 - D 13.2
22 - D 14
23 - D 15
21 - Seeausläufe
Tabelle 18: Indizierte geringste Trophie in den biozönotischen Fließgewässertypen,
basierend auf den jeweils zehn geringsten Indexwerten
D-Typ = Diatomeentyp; 1 D-Typ = Diatomeentyp nach SCHAUMBURG et al. (2004a); 2 Gewässertyp nach Sommerhäuser &
Pottgiesser (2004); FG = Fließgewässer; EZG = Einzugsgebiet; * = pro parte;
D-Typ D-Typ 1 Typ 2 Geomorphologischer Typ Trophie-Index nach ROTT (1999)
D11.1/
D11.2
- 11, 12?, 14*,
16*
D12.1 9* 11*, 14, , 16,
19*
Silikatisch und basenarme organisch geprägte FG
mit EZG < 1.000 km 2
D 12.1
D 12.2
D 13.1
61
Min. Med. Max. n
1,26 2,46 2,64 17
Karbonatisch und basenreiche organisch geprägte FG mit < 100 km 2 1,50 2,37 2,49 65
D12.2 9* 15*, 17*, 12* Karbonatisch und basenreiche organisch geprägte FG mit EZG > 100 und <
1.000 km 2
2,01 2,55 2,64 55
D13.1 10 12*, 15*, 17* FG mit EZG > 1.000 und < 10.000 km 2 2,60 2,81 3,14 11
D13.2 10 20 FG mit EZG > 10.000 km 2 2,74 2,89 3,00 14
D14 - 22 Marschengewässer 1,90 2,91 3,12 8
D15 - 23 Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse 2,35 2,90 3,00 12
6.4.1.3 Phytobenthos ohne Diatomeen
Für die erste Version des Bewertungsverfahrens (Schaumburg et al. 2004a) wurden die für
die Algen relevanten Fließgewässertypen mit Hilfe multivariater statistischer Methoden
ermittelt. Die Überprüfung dieser Typen mit den gleichen statistischen Verfahren und dem
nun erweiterten Datensatz erwies sich als schwierig.
Die korrekte Typausprägung für die Phytobenthoszönose anhand der Typeinstufung der
Gewässer in die Typologie nach Sommerhäuser & Pottgiesser (2004) zu ermitteln, ist nicht
immer möglich. Hier werden in mehreren Typen jeweils zwei Varianten bzw. Ausprägungen
unterschieden, die für die Algen von größter Bedeutung sind. Jedoch bestätigten sich einige
Tendenzen aus Schaumburg et al. (2004a), die bei der anschließenden Auswertung Beachtung
fanden.

Die von Sommerhäuser & Pottgiesser (2004) in den Typ 23 gefassten Rückstau- bzw.
brackwasserbeeinflussten Ostseezuflüsse können als eigener Typ mit einer charakteristischen
Algenflora abgegrenzt werden. Die in Sommerhäuser & Pottgiesser (2004) neu
aufgestellten Typen Marschengewässer (Typ 22) und Seeausflüsse (Typ 21) waren dagegen
hinsichtlich der Algengemeinschaften nicht besonders auffällig.
Bei allen CA- und CCA–Analysen wurden aber immer nur geringe Erklärungswerte erreicht.
Die Eigenvalues der ersten beiden Achsen lagen meistens bei 0,2 bis 0,3. Diese geringen
Werte zeigen, dass die Unterschiede in den Algengesellschaften zwischen den LAWA-Typen
zwar statistisch signifikant, aber offensichtlich nicht wesentlich sind.
Die Auswertung der erhobenen Daten beider Projekte erfolgte zunächst nach der
Typenunterteilung von Sommerhäuser & Pottgiesser (2004). Bei dieser Typisierung ergeben
sich für die Bearbeitung der Phytobenthoszönosen Schwierigkeiten. Dies betrifft vor allem
zwei Fließgewässer-Typen (14 und 16), denen sowohl silikatisch (basenarme Ausprägung)
als auch karbonatisch (basenreiche Ausprägung) geprägte Fließgewässer zugeordnet
werden können. Der unterschiedliche Algenbewuchs in silikatischen und in karbonatischen
Gewässern im Norddeutschen Tiefland ist deutlich und zeigt sich auch in der Verteilung der
Abundanzen der Algenklassen (Abbildung 11).
Daher wurden im Rahmen des Projekts die beiden Ausprägungen getrennt voneinander
behandelt. Als Unterscheidungshilfe wurden Suffixe eingeführt. Die silikatisch geprägten
Fließgewässer wurden mit dem Suffix .s und die karbonatisch geprägten Fließgewässer mit
dem Suffix .k belegt. Eine eindeutige Zuordnung der Probestellen zu diesen Varianten war
allerdings nur möglich, wenn die entsprechenden Chemiewerte zur Verfügung standen. Da
dies nicht für alle Standorte gegeben war, mussten einige Probenahmen für die
Typbeschreibung außer Acht gelassen werden. Diese wurden nachträglich, über einen
Vergleich des Artvorkommens der benthischen Algen einer der beiden Varianten zusortiert;
diese Zuordnung muss allerdings kritisch hinterfragt und am besten mittels Chemiedaten
untermauert werden.
62

a.
Nostocophyceae Bangio-/Florideophyceae Tribophyceae
Charophyceae Chlorophyceae Ulvophyceae
Euglenophyceae Trebouxiophyceae
b.
Abbildung 11: Abundanzen der Algenklassen für silikatisch (a) und karbonatisch (b) geprägte
Sand- und Kiesbäche im Norddeutschen Tiefland
Bisher konnte diese Unterscheidung nicht erkannt werden, da alle Probestellen im Norddeutschen
Tiefland mit geringer Härte und Säurekapazität als organisch geprägt angesehen
und dem PB_Typ 5 zugeordnet wurden. Dieser Typ zeichnet sich durch ein charakteristisches
Algenvorkommen aus. Diese Zuordnung muss nun kritisch hinterfragt werden. Nach
der Fließgewässer-Typologie von Sommerhäuser & Pottgiesser (2004) können die organisch
geprägten Bäche und Flüsse, Typ 11 und Typ 12, in zwei Varianten auftreten: basenarm und
basenreich (Pottgiesser & Sommerhäuser 2004). Die basenreiche Ausprägung dieses
Fließgewässertyps weist eine hohe Härte auf. Damit entsprechen diese Fließgewässer nicht
mehr der ursprünglichen Definition des PB_Typs 5. Die Algengesellschaften in den
basenarmen und den basenreichen organisch geprägten Fließgewässern unterscheiden sich
grundlegend voneinander. Daher wurden auch in diesen Typen die beiden Ausprägungen
getrennt voneinander behandelt und zur besseren Unterscheidung mit Suffixen belegt. Dabei
erhielten die basenarmen organisch geprägten Fließgewässer das Suffix .a und die basenreichen
organisch geprägten Fließgewässer das Suffix .r.
Bei der Auswertung stellte sich heraus, dass sich die Algengesellschaften mehrerer LAWA-
Typen sehr ähnelten. Zudem sind die meisten benthischen Algen über mehrere Typen
hinweg verbreitet, sodass eine Differenzierung des Bewertungsverfahrens für jeden
einzelnen Typ nicht notwendig erschien. Entscheidend sind geochemische Einflüsse und die
Ökoregion. Für die Überarbeitung des Bewertungsverfahrens wurden daher vier Gruppen
unterschieden, die jeweils mehrere Typen gemäß der Fließgewässertypologie von Sommerhäuser
& Pottgiesser (2004) enthalten (Tabelle 19).
63

Tabelle 19: Phytobenthos-Typologie für Fließgewässer
Abkürzung Typbezeichnung
NT_karb karbonatisch geprägte oder basenreiche organisch geprägte Fließgewässer im Norddeutschen Tiefland
NT_sil/org silikatisch geprägte oder basenarme organisch geprägte Fließgewässer im Norddeutschen Tiefland
Charakterisierung der Phytobenthostypen
Karbonatisch geprägte oder basenreiche organisch geprägte Fließgewässer im
Norddeutschen Tiefland
(Entspricht den LAWA-Typen 11.r (basenreiche Ausprägung), 12.r (basenreiche Ausprägung), 14.k (karbonatische
Ausprägung), 15, 16.k (karbonatische Ausprägung), 17, 18, 19, 20.)
Die meisten karbonatisch geprägten oder basenreichen organisch geprägten Fließgewässer
im Norddeutschen Tiefland waren weniger als 20 m breit. Dabei enthielten die Typen 11.r,
12.r, 14.k, 16.k, 17 und 18 allesamt recht schmale Fließgewässer (bis zu 10 m breit). In den
Typen 15 und 19 waren bereits einige breitere Fließgewässer vertreten (bis 20 m). Auffallend
breite Fließgewässer (mit 15–188 m Breite) waren alle dem Typ 20 (Ströme des
Norddeutschen Tieflandes) zugeordnet.
In den karbonatisch geprägten und den basenreichen organisch geprägten Fließgewässern
im Norddeutschen Tiefland waren alle Tiefenklassen zu finden. Ausschließlich flache Fließgewässer
traten in den Typen 11.r und 18 auf, in den Typen 14.k und 15 waren auch noch
viele Fließgewässer unter 1 m tief, aber einige auch schon tiefer. Eher tiefere Fließgewässer
traten in den Typen 12.r, 15, 16.k und 19 auf, während in Typ 20 ausschließlich sehr tiefe
Fließgewässer (tiefer als 1 m) enthalten waren. Insgesamt waren überwiegend tiefere Fließgewässer
beprobt worden. Somit wiesen die karbonatisch geprägten und die basenreichen
organisch geprägten Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes im Durchschnitt eine
größere Tiefe auf als die karbonatisch geprägten Fließgewässer im Mittelgebirge.
Die Trübung war sehr unterschiedlich. Die Probestellen in den Typen 11.k und 18 waren
allesamt ungetrübt. Auch in den Typen 17 und 19 wies das Wasser an vielen Probestellen
keine Trübung auf. Die Probestellen in den Typen 12.k und 14.k hatten sehr unterschiedliche
Grade der Trübung, während die Probestellen in den Typen 15 und 20 alle deutlich getrübt
waren. Damit sind die karbonatisch geprägten Fließgewässer im Norddeutschen Tiefland
insgesamt stärker getrübt als die karbonatisch geprägten Fließgewässer im Mittelgebirge.
Der Gewässergrund war in 64 % aller Fälle sichtbar, jedoch vor allem bei Probestellen im
Typ 20 aufgrund der großen Tiefe oft nicht sichtbar. Die Probenahme erfolgte in 50 % der
Fälle über die gesamte Breite, wobei dies alle Probestellen der Typen 11.k, 16.k und 18
betraf. Auch in den Typen 14.k und 17 konnten noch viele Probestellen komplett beprobt
werden, während in den Typen 15 und 19 die Probenahme vorwiegend und im Typ 20
ausschließlich vom Rand her erfolgen konnte.
Die Beschattung der Probestellen war sehr unterschiedlich, in 70 % der Fälle war die
Probestelle unbeschattet oder wenig beschattet. Insbesondere die Probestellen in Typ 20
64

waren alle so gut wie unbeschattet. Die Fließgeschwindigkeit reichte von träge bis schnell,
war aber vorwiegend als träge oder langsam geschätzt worden. Damit weisen die
karbonatisch geprägten und die basenreichen organisch geprägten Fließgewässer im
Norddeutschen Tiefland eine auffallend niedrigere Fließgeschwindigkeit auf als die silikatisch
oder karbonatisch geprägten Fließgewässer im Mittelgebirge.
Im Norddeutschen Tiefland wurden oft etwas weniger Unterproben an den Probestellen
entnommen als an den Mittelgebirgsstellen. Insgesamt konnten mit bis zu 52 Taxa etwa
ebenso viele Taxa nachgewiesen werden wie in den Fließgewässern des karbonatisch
geprägten Mittelgebirges. Dabei wurden deutlich mehr Plankter als in den vorhergehenden
Typen gefunden. Sie sind in drei Viertel aller Befunde nachzuweisen und stellen häufig einen
beachtlichen Anteil des Arteninventars. Die Euglenophyceae waren insgesamt nicht
auffälliger als in den Fließgewässern des karbonatisch geprägten Mittelgebirges. Insgesamt
konnten in den karbonatisch geprägten und den basenreichen organisch geprägten
Fließgewässern des Norddeutschen Tieflandes 106 benthische Taxa nachgewiesen werden.
In einigen Typen des karbonatisch geprägten Norddeutschen Tieflandes stellen die Charound
Nostocophyceae wie in den vorangehend besprochenen Typen des Mittelgebirges mehr
als die Hälfte des Arteninventars. Dies betrifft die Sandgeprägten und Löss-lehmgeprägten
Bäche (Typen 14.k und 18) und die Kiesgeprägten Flüsse (Typ 17). In den Sand- und
lehmgeprägten Flüssen (Typ 15) stellen die Charophyceae mit mehr als einem Drittel aller an
den Standorten nachgewiesenen Taxa allein die dominante Klasse. Eine ähnliche Dominanz
der Charophyceae gilt für die Niederungsgewässer (Typ 19). Die Organisch geprägten
Bäche und Flüsse (Typ 11.r und 12.r) zeigen dagegen eine etwas stärkere Dominanz der
Nostocophyceae. Die Rotalgen fallen in den Kiesgeprägten Bächen (Typ 16.k) auf. Dort
stellen sie zusammen mit den Charo- und Nostocophyceae fast drei Viertel der Taxa. In den
Strömen (Typ 20) werden die Rotalgen durch Chlorophyceae ersetzt, die gemeinsam mit den
Charo- und Nostocophyceae mehr als drei Viertel aller Taxa der Standorte stellen. Die
übrigen Klassen tragen in unterschiedlichem Maße zum Arteninventar an den Standorten der
unterschiedlichen Typen bei. Euglenophyceae erreichen beachtliche Anteile an der Taxazahl
in den organisch geprägten Gewässern (Typ 11.r und 12.r), den Kiesgeprägten
Tieflandbächen (Typ 16.k), den Sand- und lehmgeprägten Tieflandflüssen (Typ 15) und den
Niederungsgewässern (Typ 19). Ulvophyceae tragen mit einem größeren Anteil in den
Kiesgeprägten Bächen (Typ 16.k) und den Sand- und lehmgeprägten Flüssen (Typ 15) zum
Arteninventar bei. Damit werden im Norddeutschen Tiefland auch am Arteninventar Unterschiede
zwischen den Typen deutlich.
Betrachtet man die Klassenanteile hinsichtlich der Abundanzen, lassen sich die Typen
zunächst nach dem Substrat unterscheiden. Kiesgeprägte Fließgewässer (Typen 16.k und
17) lassen sich deutlich durch eine Dominanz der Rotalgen abgrenzen (Abbildung 12).
Bei den restlichen Fließgewässertypen lassen sich zwei Gruppen unterscheiden.
Die eine Gruppe umfasst drei Fließgewässertypen, die sich durch eine starke Präsenz der
Ulvophyceae auszeichnen. Die Ulvophyceae dominieren in den Löss- und lehmgeprägten
65

Bächen (Typ 18). In den Sand- und lehmgeprägten Tieflandflüssen (Typ 15) bilden sie neben
den Charo- und Chlorophyceae die größte Gruppe. Auch in den Strömen (Typ 20) stellen die
Ulvophyceae gemeinsam mit Chloro- und Nostocophyceae mehr als dreiviertel der
Abundanzen. Diese Typen gleichen damit vielen karbonatisch geprägten
Fließgewässertypen im Mittelgebirge. Auffällig ist auch, dass sich die Ströme des
Mittelgebirges und des Norddeutschen Tieflandes stark ähneln.
Dagegen dominieren in den organisch geprägten Bächen und kleineren Flüssen (Typen 11.r
und 12.r) sowie den sandgeprägten Bächen (Typ 14.k) die Rotalgen gemeinsam mit Tribound
Nostocophyceae. Interessanterweise unterscheiden sich die organisch geprägten
Fließgewässer (Typen 11.r und 12.r) nicht auffällig von den sandigen, karbonatisch
geprägten Bächen. Dies steht im Gegensatz zu den Fließgewässern niedriger Härte.
Sehr vielfältig ist die Zusammensetzung der Algen in den Fließgewässern der Niederungen
(Typ 19). Charo-, Ulvo-, Bangio-/ Florideo-, Tribo- und Chlorophyceae sind zu gleichen
Teilen beteiligt. Damit unterscheiden sich die Niederungsgewässer im Norddeutschen
Tiefland etwas von den anderen karbonatisch geprägten Typen. Die Ulvophyceae stellen
aber immer noch einen erheblichen Anteil.
Somit sind im Norddeutschen Tiefland zwischen den einzelnen Typen sowohl hinsichtlich der
Anzahl der Taxa in den Klassen als auch Abundanzen der Klassen Unterschiede ersichtlich
(Abbildung 12). Es bleibt aber noch zu klären, inwieweit für eine Bewertung mit dem
Phytobenthos ohne Diatomeen und Charales eigene Typen abgegrenzt werden müssen.
Kein Taxon scheint in seinem Vorkommen auf einen bestimmten Typ festgelegt zu sein.
Erschwerend kommt hinzu, dass in der vorliegenden Untersuchung einige Typen nur mit
sehr wenigen Standorten erfasst wurden. Deswegen wurde ein einheitliches Bewertungsverfahren
für alle karbonatisch geprägten Fließgewässer im Norddeutschen Tiefland
entwickelt. Für eine Differenzierung sind weitere Untersuchungen notwendig.
66

Typ 11.r und Typ 12.r
Typ 14.k
Typ 16.k
Typ 18
Typ 15
Typ 20
Typ 17 Typ 19
Charophyceae Ulvophyceae Bangio-/Florideophyceae
Tribophyceae Chlorophyceae Nostocophyceae
Euglenophyceae Trebouxiophyceae
Abbildung 12: Abundanzen der Algenklassen in karbonatisch geprägten Fließgewässern im
Norddeutschen Tiefland
67

Silikatisch geprägte oder basenarme organisch geprägte Fließgewässer im Norddeutschen
Tiefland
(Entspricht den LAWA-Typen 11.a (basenarme Ausprägung) und 12.a (basenarme Ausprägung), 14.s (silikatische
Ausprägung) und 16.s (silikatische Ausprägung).)
Die untersuchten Probestellen waren mit 2–10 m Breite alle recht schmal, aber dennoch in
einigen Fällen auffallend tief. Vor allem bei den dystrophen Bächen wurde mehrfach eine
Tiefe von mehr als 1 m geschätzt. Bei den organisch geprägten Fließgewässern war der
Gewässergrund in weniger als der Hälfte der Fälle sichtbar und die Probenahme konnte in
50 % der Fälle nur vom Rand aus erfolgen. Dagegen waren die in den Typen 14.s und 16.s
aufgeführten Probestellen alle weniger als 1 m tief. Der Gewässergrund war sichtbar und die
Fließgewässer konnten komplett beprobt werden.
Die meisten Probestellen wiesen vorwiegend sandig-schlammiges Substrat auf, nur Typ 16
beinhaltete eine vorwiegend steinige Probestelle. Die Standorte waren meistens wenig oder
nur teilweise beschattet, lediglich eine Probestelle in Typ 16 war vollkommen schattig. Die
Fließgeschwindigkeit reichte von stehend bis reißend, war aber in den meisten Fällen als
langsam eingeschätzt worden.
Mit 1–8 Unterproben an jeder Stelle wurden in diesen Fließgewässertypen vergleichsweise
etwas weniger Unterproben als in den anderen Gruppen gesammelt. Dennoch ließen sich
darin mit 2–23 Taxa etwa ebenso viele Taxa pro Standort nachweisen wie an den
karbonatisch geprägten und an den basenreichen organisch geprägten Fließgewässern des
Norddeutschen Tieflandes. Planktisch lebende Algen fehlten auffallend oft in den
basenarmen organisch geprägten Fließgewässern (in 50 % der Befunde nicht nachweisbar),
waren aber in den beiden silikatisch geprägten Fließgewässern fast durchgängig vertreten.
Dort stellten sie 12–45 % des Arteninventars. Euglenen sind in keinem der Typen auffällig.
Hinsichtlich der Taxazahlen dominieren an diesen Standorten die Charophyceae deutlich. In
den kiesgeprägten Bächen (Typ 16.s) stellen sie sogar über die Hälfte aller Taxa. Nostocophyceae
bilden einen weiteren großen Anteil am Arteninventar in allen Typen.
Unterschiede gibt es erst bei den subdominanten Klassen. Während in den organisch
geprägten Bächen und Flüssen (Typen 11.a und 12.a) die Chlorophyceae gemeinsam mit
den Rotalgen ein weiteres Viertel der Taxa stellen, sind es in den silikatisch geprägten
Bächen Chlorophyceae bzw. Chloro- und Ulvophyceae gemeinsam (Typen 14.s und 16.s).
Alle anderen Klassen sind nur mit wenigen Taxa am Arteninventar beteiligt. Damit ist das
Auftreten von Rotalgen charakteristisch für die organisch geprägten Fließgewässer.
Dies wird auch aus den Abundanzen deutlich (Abbildung 13). Während an den
Fließgewässern geringerer Härte im Norddeutschen Tiefland Tribophyceae dominieren,
treten diese in den organisch geprägten Gewässern völlig zurück. Die Rotalgen sind nur an
den Standorten der organisch geprägten Gewässer zu finden. Die silikatisch geprägten
Gewässertypen unterscheiden sich in dem Auftreten von Ulvo- und Chlorophyceae.
Ulvophyceae waren nur in den sandigen Gewässern nachzuweisen, während die
Chlorophyceae in den kiesgeprägten Bächen auffällig sind.
68

Zwischen den organisch und den silikatisch geprägten Fließgewässern sind also deutliche
Unterschiede hinsichtlich des Algenvorkommens zu erkennen (Abbildung 13). Es ist deshalb
überlegenswert, ob nicht zwei getrennte Bewertungsverfahren aufgestellt werden müssten.
Jedoch ist im Augenblick die Datenlage für die silikatisch geprägten Fließgewässer mit nur
sechs Befunden extrem gering.
Das hier vorgeschlagene Bewertungsverfahren orientiert sich an den dystrophen Fließgewässern.
Die silikatisch geprägten Fließgewässer werden vorläufig mit einbezogen. Ihre
Bewertung kann man aber nur unter Vorbehalt betrachten.
Typ 11.a und Typ 12.a
Typ 16.s
Typ 14.s
Charophyceae Bangio-/Florideophyceae Chlorophyceae
Nostocophyceae
Euglenophyceae
Tribophyceae Ulvophyceae
Abbildung 13: Abundanzen der Algenklassen in den organisch (dystroph) oder silikatisch
geprägten Fließgewässertypen im Norddeutschen Tiefland
Seeausflüsse (LAWA-Typ 21)
Im Rahmen des Projekts wurden sieben Probestellen untersucht, die diesem Typ zugeordnet
waren. Sie liegen alle im Norddeutschen Tiefland. Weitere drei Probestellen, die bereits in
Schaumburg et al. (2004a) bearbeitet worden waren, wurden nun ebenfalls in diesen Typ
einsortiert. Davon befindet sich ein Standort im Norddeutschen Tiefland, die anderen zwei im
Alpenvorland. Die Mühlenau (2392) wurde von den Autoren dieser Studie selbstständig in
diesen Typ gestellt, da die Probestelle unmittelbar unterhalb des Selenter Sees lag. Von den
69

zuständigen Behörden waren die meisten Standorte vorab in den sehr guten oder guten
ökologischen Zustand geschätzt worden, lediglich eine der Voralpenstellen sollte nur einen
mäßigen ökologischen Zustand aufweisen.
Die Fließgewässer waren sehr unterschiedlich breit (2-30 m), aber fast alle zwischen 30 cm
und 1 m tief. Nur die Ostpeene (10071) war tiefer als 1 m. Daher wurde dieses
Fließgewässer nur vom Rand aus beprobt, während in allen anderen Fällen die Gewässer
komplett begangen und beprobt werden konnten. An sechs Standorten war das Wasser
ungetrübt, während an den restlichen fünf Stellen unterschiedlich starke Trübung festgestellt
wurde. Der Gewässergrund war jedoch auch bei getrübtem Wasser noch zu sehen. Die
Fließgeschwindigkeit war variabel und reichte von stehend bis schnell fließend. Auch die
Beschattung der Probestellen war sehr unterschiedlich. Im Vergleich zu den anderen
Fließgewässertypen waren hier aber mehr Standorte stärker beschattet. An fünf Standorten
wurde vorwiegend steiniges Substrat angetroffen, während an sechs Probestellen das Substrat
als vorwiegend sandig/schlammig eingestuft wurde.
An den Probestellen wurden jeweils 2-11 Unterbefunde entnommen. Darin konnten 3-44
Taxa nachgewiesen werden. Besonders viele Taxa wurden in der Welse (10021) und im
Küstrinchenbach (10019) gefunden. Durchschnittlich konnten an den hier untersuchten
Fließgewässern ebenso viele Taxa pro Probestelle nachgewiesen werden wie bei den
silikatisch geprägten Fließgewässern im Mittelgebirge. Im Gegensatz zu dieser Fließgewässergruppe
sind hier aber auffallend viele Plankter enthalten. Sie stellen 16–82 % des
Arteninventars. Dagegen sind die Euglenen hier nicht auffälliger als in den anderen Fließgewässertypen
im Norddeutschen Tiefland. Sie waren in der Hälfte der Befunde gar nicht
vertreten.
Betrachtet man die Klassenzugehörigkeit der gefundenen Taxa, so waren an den Seeausflüssen
auffallend viele Vertreter der Nostocophyceae zu finden. Sie machen nahezu die
Hälfte aller nachgewiesenen Taxa aus. Subdominant sind Charophyceae und Chlorophyceae.
Rotalgen und Euglenen tragen in geringerem Maße zur Artenvielfalt bei. Hinsichtlich
der Abundanzen ergibt sich nahezu dasselbe Bild (Abbildung 14), nur die Charophyceae und
Euglenophyceae treten aufgrund ihrer geringen Abundanzen zurück. Die eindeutige
Dominanz der Nostocophyceae unterscheidet die hier untersuchten Fließgewässer von allen
anderen bisher dargestellten Fließgewässertypen.
70

Typ 21
Charophyceae Bangio-/Florideophyceae Chlorophyceae
Nostocophyceae Tribophyceae Ulvophyceae
Euglenophyceae
Abbildung 14: Abundanzen der Algenklassen in den Seeausflüssen (Typ 21)
Einige Arten wurden in den bisherigen Untersuchungen nur an Fließgewässern dieses Typs
gefunden. Charakteristisch im Zusammenhang mit stehenden Gewässern ist das Vorkommen
von Gomphosphaeria aponina, die im Plankton oder zwischen anderen Algen in Seen
oder Sümpfen (Geitler 1932, Komárek & Anagnostidis 1998) zu finden ist. Merismopedia
punctata kommt planktisch oder metaphytisch in mesotrophen stehenden Gewässer vor
(Geitler 1932, Komárek & Anagnostidis 1998, John et al. 2002). Eine gewisse Bindung an
stehende Gewässer zeigt die alkalibionte Art Homoeothrix juliana (Geitler 1932, Rott et al.
1999). Ihr Vorkommen indiziert sehr geringe Trophiegrade. Auch die Grünalge Apiocystis
brauniana wächst epiphytisch auf Algen oder Wasserpflanzen in flachem Wasser mit
geringem Nährstoffgehalt (John et al. 2002). Cosmarium protractum ist häufig im Plankton
mesotropher Seen zu finden, in Fließgewässern wird sie seltener beobachtet (Förster 1982,
Coesel 1991).
Nicht unbedingt an diesen Fließgewässertyp gebunden, aber für eine Bewertung sicher
interessant ist die Blaualge Geitlerinema splendidum. Sie kommt auf organischen,
nährstoffreichen Sedimenten vor und zeigt stark verschmutzte Zustände an (Rott et al. 1997,
1999; Simons et al. 1999).
Wie Pottgiesser & Sommerhäuser (2004) bereits ausführten, sind die Wasserbeschaffenheit
und die physikochemischen Leitwerte der Fließgewässer in diesem Typ abhängig vom Stoffhaushalt
des vorgeschalteten Sees. Nach den vorliegenden Werten für die Säurekapazität
sind die hier untersuchten Fließgewässer alle als karbonatisch anzusehen. Jedoch lagen die
Werte für Wasserhärte in drei Fällen nur knapp über der in Schaumburg et al. (2004a) angegebenen
Grenze von 1,6 mmol/l. In der Schlaube waren die angegebenen Werte für die
Wasserhärte sogar noch geringer.
Aus diesen Gründen wurde versucht, die im Norddeutschen Tiefland liegenden Probestellen
nach dem oben vorgestellten Bewertungsverfahren für karbonatisch geprägte Fließgewässer
71

im Norddeutschen Tiefland zu bewerten. Dabei konnte die Mehrzahl der Befunde nicht
gesichert bewertet werden, da zu wenig indikative Taxa vorlagen.
Ein Bewertungsverfahren für diesen Fließgewässertyp kann zurzeit mit den bisher
erhobenen Daten nicht entwickelt werden. Dies hat verschiedene Gründe. Die Fließgewässer
sind stark beeinflusst von der Phytoplanktonentwicklung im vorgeschalteten See. Bei
der mikroskopischen Analyse waren viele abgestorbene Plankter sowie Dauerstadien zu
verzeichnen. Auch waren benthische und metaphytische Arten zu finden, deren Vorkommen
sicherlich durch den davor liegenden See geprägt ist. Jedoch muss durch weitere Untersuchungen
geklärt werden, ob die Seeausflüsse insgesamt als ein eigener Fließgewässertyp
für das Phytobenthos ohne Diatomeen und Charales angesehen werden können, oder ob
eine weitere Differenzierung (z. B. nach der geochemischen Prägung und der Wasserbeschaffenheit
des Sees) nötig ist. Da das Phytobenthos ohne Diatomeen und Charales in
stehenden Gewässern bisher noch gar nicht bearbeitet wurde, lassen sich zur Zeit keine
Aussagen zur Typisierung treffen.
Marschengewässer (LAWA-Typ 22)
Im vorliegenden Projekt wurden vier Probestellen, die zu diesem Typ gehören, beprobt.
Dabei wurde versehentlich in einem Fall („Aschwardener Flutgraben“) nicht der vorgegebene
Graben beprobt, sondern ein sehr nahe gelegener, anderer Graben. Da es sich dabei aber
vermutlich um ein sehr ähnliches Gewässer handelt, sind die dort gefundenen Arten hier mit
aufgeführt.
Die beiden Probestellen an der Jade wurden als limnisch eingestuft. Für die Soholmer Au
liegen keine Angaben zur Salinität vor. Das Auftreten von Enteromorpha pilifera an diesem
Standort spricht allerdings dafür, dass das Fließgewässer salzbeeinflusst ist. Chemiewerte
für Säurekapazität und Härte liegen nur für eine der Stellen vor (Jade/Hohenberge, 10036),
die niedrigen Werte dort sprechen dafür, dass das Fließgewässer silikatisch oder auch
organisch geprägt sein kann. Nach Briem (2003) kann keine der vier Probestellen eindeutig
dem silikatischen oder karbonatischen Typ zugeordnet werden.
Abgesehen von der an den hier untersuchten Probestellen meistens fehlenden Salzbeeinflussung
sind die Probestellen in diesem Typ den brackwasserbeeinflussten Ostseezuflüssen
(Typ 23) sehr ähnlich: Sie wiesen alle hauptsächlich sandig/schlammiges Substrat auf. Die
Probestellen waren 15-25 m breit und tiefer als 1 m (Ausnahme: das statt des Aschwardener
Flutgraben beprobte Gewässer war nur 6 m breit und weniger als 1 m tief). Aufgrund der
starken Trübung war der Gewässergrund nicht sichtbar und die Probenahme erfolgte nur
vom Rand aus. Die Probestellen zeichneten sich durch stehendes bis langsam fließendes
Wasser aus und waren unbeschattet.
Es wurden 5–8 Unterproben an jeder Probestelle gesammelt. Darin konnten 12–20
benthische Taxa nachgewiesen werden. Plankter waren an allen Stellen zu finden, sie
stellten 14-50 % des Artinventars. Auch Euglenen waren durchgängig vorhanden, sie stellten
14-19 % des Artinventars.
72

Die Charophyceae stellten mit etwas mehr als einem Drittel aller gefundenen Taxa die
größte Gruppe. Daran schließen sich die Eugleno-, Nostoco- und Chlorophyceae mit jeweils
gleich großen Anteilen an, die gemeinsam die Hälfte des Arteninventars ausmachen. Im
Vergleich zu den anderen Fließgewässertypen sind die Euglenen hier besonders auffällig.
Betrachtet man die Abundanzen, so dominieren Chloro- und Nostocophyceae, die gemeinsam
fast drei Viertel der Häufigkeiten ausmachen. Charo-, Ulvo- und Euglenophyceae
schließen sich mit etwas geringeren Anteilen an. Die in diesem Typ untersuchten Fließgewässer
unterscheiden sich von allen anderen Fließgewässertypen durch den hohen Anteil an
Chlorophyceae (Abbildung 15).
Für den Aufbau eines Bewertungsverfahrens für diesen Fließgewässertyp liegen im
Augenblick zu wenige Daten vor. Die Abgrenzung dieses Typs auch für das Phytobenthos
ohne Diatomeen und Charales ist theoretisch nachzuvollziehen. Erhöhte Salinität bewirkt
entscheidende Veränderungen in der Artenzusammensetzung und in der Abundanz der
Arten. Für die Marschengewässer ist ein ständiger Wechsel der Einflüsse (Salzgehalt, Nährstoffe,
Fließgeschwindigkeit und –richtung, Trübung, Schwebstoffe, etc.) kennzeichnend.
Wie sich diese ständig wechselnden Bedingungen auf die benthischen Algen auswirken, ist
nicht bekannt.
Typ 22
Charophyceae Bangio-/Florideophyceae Chlorophyceae
Nostocophyceae
Euglenophyceae
Tribophyceae Ulvophyceae
Abbildung 15: Abundanzen der Algenklassen in den Marschengewässern (Typ 22)
Bei den hier untersuchten Probestellen waren nur unspezifische, weit verbreitete Arten nachzuweisen.
Ein eigener, charakteristischer Algenbewuchs für die Marschengewässer kann mit
den hier vorliegenden Daten nicht festgestellt werden. Auch waren die hier gefundenen Taxa
fast ausschließlich nur mit geringer Häufigkeit vertreten. Lediglich Oedogonium sp. war an
einem Standort mit Häufigkeit 4 angegeben. Allerdings wurden auch keine Referenzgewässer
beprobt. Für die vier Fließgewässer war von den zuständigen Behörden vorab ein
guter bis mäßig guter ökologischer Zustand angegeben worden.
Eine Abgrenzung dieses Typs wird durch taxonomische Probleme zusätzlich erschwert. So
unterscheiden sich Homoeothrix varians und H. violaceae lediglich durch ihr Vorkommen im
73

limnischen bzw. brackigen bis marinen Bereich (Komárek & Kann 1973, Pankow 1990).
Daran wird deutlich, dass in diesen Übergangsbereichen erst noch einige grundsätzliche
Fragen zu Taxonomie und Verbreitung geklärt werden müssen.
Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse (Typ 23)
Fünf der im Projekt untersuchten Probestellen wurden diesem Typ zugerechnet. Zwei
weitere Befunde einer bereits in Schaumburg et al. (2004a) untersuchten Probestelle sind
nun ebenfalls in den Typ 23 eingestuft worden. Damit liegen sieben Befunde von sechs
Probestellen vor, die von den zuständigen Behörden vorab in die Zustandsklassen 1 bis 3
eingestuft worden waren.
Diese Probestellen wiesen dem Typ entsprechend hauptsächlich sandig/schlammiges Substrat
auf. Sie waren meist 15 bis 25 m breit und tiefer als 1 m. Bei normalem Wasserstand war
nur eine langsame Strömung festzustellen. Die Probestellen waren alle unbeschattet. Da das
Wasser an allen Stellen stark getrübt war, war der Gewässergrund nicht sichtbar. Deshalb
erfolgte die Probenahme stets nur vom Rand.
Es wurden jeweils 2–8 Unterproben entnommen. Darin konnten 3 bis 15 benthische Taxa
pro Probestelle nachgewiesen werden. Plankter waren fast durchgängig zu finden, sie
machten 7 bis 25 % des Arteninventars aus. Euglenophyceae wurden nur in einem Befund
nachgewiesen. Dort stellten sie allerdings 20 % des Arteninventars. Da die Euglenen eher
limnische Arten umfassen, ist ihr geringes Auftreten in diesem Typ nicht erstaunlich.
In diesem Typ wurden insgesamt 29 benthische Taxa nachgewiesen. Dabei mischen sich
hier Taxa, die ihren Verbreitungsschwerpunkt im Brackwasser oder im marinen Bereich
besitzen, mit solchen, die vorwiegend im limnischen Bereich vorkommen. So werden die
Taxa der Gattung Enteromorpha vor allem aus marinen und brackigen Habitaten angegeben,
können aber bis ins Süßwassergebiet vordringen (Printz 1964, Simons 1999, John et al.
2002). Taxa, die durchaus unter erhöhten Salzkonzentrationen vorkommen können, sind
z. B. Bangia atropurpurea und Vaucheria sp., aber auch die hier mit hohen Häufigkeiten
auftretenden Arten der Gattung Cladophora (van den Hoek 1976, Rieth 1980, Schmedtje et
al. 1998, Simons et al. 1999). Das Vorkommen von Arten der Gattung Stigeoclonium wird
eher aus dem Süßwasser beschrieben, allerdings führt Pankow (1990) für zwei Arten der
Gattung ein Vorkommen in der Ostsee auf. Dies gilt ebenso für die Gattung Oedogonium,
deren Taxa eher im Süßwasser anzutreffen sind, von der aber einige Arten aber auch im
brackigen bis marinen Bereich vorkommen können. Als Süßwasserart ist bisher Closterium
leibleinii var. boergensenii beschrieben (Růžička 1977, Coesel 1983, John et al. 2002). Alle
diese Taxa sind aber in ihrem Vorkommen nicht auf diesen Fließgewässertyp beschränkt.
Zwei Taxa der Nostocophyceae wurden nur in diesem Typ gefunden: Lyngbya lutea bewohnt
sowohl Süß- als auch Brackwasser, wobei sie eher niedrigere Salzkonzentrationen
bevorzugt (Geitler 1932, Pankow 1990, John et al. 2002). Homoeothrix violaceae ist eine
marine Art (Komárek & Kann 1973). Zu ihrem Vorkommen hinsichtlich der Trophie- und
74

Saprobiebedingungen werden in der Literatur keine Angaben gemacht. Allerdings bestehen
hier taxonomische Probleme bei der Abgrenzung gegenüber H. varians (s.o.).
Trotz des erhöhten Salzgehaltes und des nachweislichen Einflusses der nahe gelegenen
Ostsee auf die Algenbiozönose wurden nur erstaunlich wenig Vertreter der Rotalgen und
keine einzige Braunalge gefunden. Diese Klassen sind im marinen Bereich sehr auffällig.
Das Fehlen der entsprechenden Arten an den hier untersuchten Standorten ist wahrscheinlich
in erster Linie darauf zurückzuführen, dass die marinen Rot- und Braunalgen offensichtlich
steiniges Substrat bevorzugen, welches an den hier untersuchten Probestellen aber
nicht zur Verfügung stand. Der einzige Nachweis einer Rotalge (Bangia atropurpurea an der
Uecker) stammt von einer künstlich eingebrachten Betonwand zur Befestigung des Ufers.
Hinsichtlich der Verteilung der Taxa über die Klassen unterscheiden sich die Fließgewässer
in diesem Typ nicht von den meisten anderen Fließgewässertypen. Die Charo- und die
Nostocophyceae stellen gemeinsam mehr als die Hälfte des Arteninventars. Bezüglich der
Abundanzen kann keinerlei Dominanz einer Gruppe festgestellt werden. Ulvo-, Nostoco-,
Chloro-, Charo- und Tribophyceae sind zu gleichen Anteilen vertreten (Abbildung 16).
Eine Bewertung des ökologischen Zustandes dieser Probestellen über das Artvorkommen
des Phytobenthos excl. Diatomeen und Charales kann im Augenblick nicht erfolgen. Mit nur
sieben Befunden ist die zugrundeliegende Datenmenge zu gering.
Typ 23
Charophyceae Bangio-/Florideophyceae Chlorophyceae
Nostocophyceae
Euglenophyceae
Tribophyceae Ulvophyceae
Abbildung 16: Abundanzen der Algenklassen in den Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflussten
Ostseezuflüssen (Typ 23)
Zu den Taxa, die nachweislich in brackigem Wasser vorkommen, gehören Bangia atro-
purpurea, Chantransia, Phormidium corium, Tribonema viride. Sie zeigen zudem hinsichtlich
Trophie und Saprobie recht gute Zustände an.
Weniger typspezifisch sind Taxa, deren Verbreitungsschwerpunkt im Süßwasser liegt, die
aber mit einigen Arten auch im Brackwasser vorkommen. Es handelt sich um Mougeotia sp.
und Spirogyra sp., Closterium moniliferum und Cl. moniliferum var. concavum, Closterium
75

pseudolunula, Closterium leibleinii var. boergensenii. Die genannten Taxa zeigen tendenziell
bessere Zustände hinsichtlich der Trophie an.
Als typspezifisches Taxon ist eventuell auch Phormidium ambiguum anzusehen, das nachweislich
in salzigen Gewässern und bis in Ästuare vorkommt (Geitler 1932, John et al. 2002).
Diese Art bevorzugt allerdings eutrophe Bedingungen (Rott et al. 1999, Schmedtje et al.
1998) und erträgt mäßige saprobielle Verunreinigung (Rott et al. 1997).
Auch Enteromorpha pilifera und E. prolifera sind typspezifische Arten. Eine Bewertung dieser
Arten ist aber zurzeit nicht möglich, da zunächst grundlegende Diskussionen über das
Leitbild der Gewässer in diesem Typ geführt werden müssen. Dies wird deutlich an der
Diskussion um die Bewertung von Massenentwicklungen. Die Ausbildung großflächigen
Bewuchses von Enteromorphen oder auch durch Vaucheria sp. ist im brackigen Bereich weit
verbreitet. Inwieweit sie als Störzeiger zu werten sind, wie dies im limnischen Bereich der
Fall ist, muss in der Diskussion mit Experten für marine Algen und den Fachleuten für diesen
Landschaftstyp geklärt werden.
Die Kompatibilität zwischen der biozönotischen Phytobenthos-Typologie und der
Fließgewässertypologie nach Sommerhäuser & Pottgiesser (2004) ist in den meisten Fällen
gegeben. Eine Überprüfung der Typzuordnung, gerade bei Fließgewässern derjenigen
Typen, die in mehreren Ausprägungen auftreten können oder als Ökoregion unabhängig
gelten, ist immer nötig. Für die korrekte Zuordnung der Fließgewässerstellen zu den Phytobenthostypen
ist Tabelle 20 heranzuziehen.
Tabelle 20: Bestimmungsschlüssel zur Phytobenthos-Typfindung in der Ökoregion
Norddeutsches Tiefland. LAWA-Typ nach Sommerhäuser & Pottgiesser (2004)
Phytobenthos
LAWA-Typ 11 und Ökoregion Norddeutsches Tiefland, basenarme Ausprägung ................................................ NT_sil/org
LAWA-Typ 12 und Ökoregion Norddeutsches Tiefland, basenarme Ausprägung ................................................ NT_sil/org
LAWA-Typ 14 und basenarme Ausprägung .......................................................................................................... NT_sil/org
LAWA-Typ 16 und basenarme Ausprägung .......................................................................................................... NT_sil/org
LAWA-Typ 11 und Ökoregion Norddeutsches Tiefland, basenreiche Ausprägung ................................................ NT_karb
LAWA-Typ 12 und Ökoregion Norddeutsches Tiefland, basenreiche Ausprägung ................................................ NT_karb
LAWA-Typ 14 und basenreiche Ausprägung ........................................................................................................... NT_karb
LAWA-Typ 15 ............................................................................................................................................................. NT_karb
LAWA-Typ 16 und basenreiche Ausprägung ........................................................................................................... NT_karb
LAWA-Typ 17 ............................................................................................................................................................. NT_karb
LAWA-Typ 18 ............................................................................................................................................................. NT_karb
LAWA-Typ 19 ............................................................................................................................................................. NT_karb
LAWA-Typ 20 ............................................................................................................................................................. NT_karb
76

6.4.2 Überarbeitung des Bewertungsverfahrens
6.4.2.1 Makrophyten
Als Ergebnis des vorliegenden Projekts konnte das Verfahren für den Typ TN auf TNk und
TNg erweitert werden. Zur Bewertung des Typs TR wurde ein neues Bewertungsschema
entwickelt. Anhand der derzeitigen Datenlage kann auch nicht abschließend festgestellt
werden, ob salz- und huminstoffbeeinflusste Stellen nach einem eigenen Schema zu
bewerten sind. Bis diese Frage geklärt ist, können die betreffenden Stellen unter Vorbehalt
nach den vorliegenden Bewertungsverfahren beurteilt werden. Die Ergebnisse sind kritisch
zu überprüfen.
Überarbeitung der Artenlisten
Die Bewertung für das Teilmodul Makrophyten beruht auf der Zuordnung von Arten zu
Artengruppen, die typspezifische Referenzarten (Artengruppe A), indifferente Arten (Artengruppe
B) oder Störzeiger (Artengruppe C) enthalten. Mit Hilfe dieser Zuordnung und den
Abundanzen der Taxa kann der Referenzindex berechnet werden (Schaumburg et al.
2004a).
Die Einstufungen der Arten in die typspezifischen Artengruppen A, B und C wurden
überarbeitet. Die resultierenden Veränderungen beruhen zum einen auf den Erkenntnissen,
die aus der verbesserten Datenlage gewonnen wurden, zum anderen konnten nach einem
vom Bayerischen Landesamt für Wasserwirtschaft organisierten Expertenworkshop auch die
Erfahrungen anderer Spezialisten einfließen. Zur Überprüfung wurden außerdem die
Ergebnisse von Stuhr & Jödicke (2003), Thiele et al. (2004), Herr (2004), Weyer (2004)
Schütz et al. (2005) Siemsen et al. (2005) herangezogen.
Taxa, die bisher auf Gattungsniveau eingeordnet waren, wurden entweder auf Artniveau
eingestuft oder gestrichen. Ebenso entfernt wurden Moose des Spritzwasserbereichs, die
keine Wassermoose im engeren Sinne sind, sowie Arten, die keine eigene Unterwasserform
ausbilden und nur sehr selten submers vorkommen (z. B. Holcus lanatus) sowie Arten, die
vom Gewässerrand mit Ausläufern ins Gewässer hineinwachsen (z. B. Lysimachia
nummularia). Diese Pflanzen sind für eine Bewertung des Wasserkörpers wenig
aussagekräftig, weshalb eine „gesicherte“ Bewertung bei alleinigem Vorkommen dieser
Arten nicht sinnvoll wäre. Eine vollständige Liste der veränderten Arteinstufungen ist in
Tabelle 21 zu finden.
77

Tabelle 21: Liste der Indikatoren (gelb unterlegt sind neu aufgenommen Arten, grün
unterlegt, sind arten, die jetzt besser eingestuft werden, rot unterlegt sind Arten, die jetzt
schlechter eingestuft werden. Grau unterlegte Arten werden in dem jeweiligen Typ nicht
mehr bewertet
Taxon TN TR
Agrostis gigantea B B
Agrostis stolonifera B B
Amblystegium fluviatile A A
Amblystegium humile B B
Amblystegium serpens B B
Amblystegium tenax A A
Amblystegium varium B B
Aneura pinguis B B
Angelica sylvestris B B
Apium nodiflorum B B
Apium repens B B
Azolla filiculoides B B
Berula erecta A A
Brachythecium plumosum A A
Brachythecium rivulare A A
Bryum turbinatum B B
Butomus umbellatus B C
Calliergon cordifolium b B
Calliergon giganteum A A
Callitriche cophocarpa b b
Callitriche hamulata A A
Callitriche hermaphroditica b b
Callitriche obtusangula B B
Callitriche platycarpa A A
Callitriche stagnalis A A
Cardamine amara B B
Ceratophyllum demersum C C
Ceratophyllum submersum C C
Chara aspera A A
Chara contraria A A
Chara delicatula A A
Chara globularis A A
Chara hispida A A
Chara intermedia A A
Chara tomentosa A A
Chara vulgaris A A
Chiloscyphus pallescens A A
Chiloscyphus polyanthos A A
Cinclidotus danubicus A A
Cinclidotus fontinaloides A A
Conocephalum conicum B A
Cratoneuron filicinum A A
Dichodontium pellucidum A A
Drepanocladus aduncus A A
Drepanocladus sendtneri A A
Eleocharis acicularis A A
Elodea canadensis B C
Elodea nuttallii B C
Equisetum fluviatile A A
Fissidens adianthoides B B
Fissidens arnoldii A A
Fissidens crassipes A A
Fissidens gymnandrus B B
78

Taxon TN TR
Fissidens pusillus B B
Fissidens rivularis A A
Fissidens rufulus A A
Fontinalis antipyretica B B
Fontinalis hypnoides A A
Fontinalis squamosa A
Galium palustre B B
Glyceria fluitans B B
Glyceria maxima B B
Groenlandia densa A B
Hippuris vulgaris A
Hottonia palustris A
Hydrocharis morsus-ranae B B
Hydrocotyle vulgaris B B
Hygrohypnum duriusculum A
Hygrohypnum luridum A A
Hygrohypnum ochraceum A A
Isolepis fluitans A A
Juncus articulatus B B
Juncus bulbosus A A
Juncus subnodulosus ?
Lagarosiphon major C
Lemna gibba C C
Lemna minor B C
Lemna minutula B C
Lemna trisulca B C
Leptodictyum riparium B C
Leskea polycarpa B B
Lunularia cruciata b
Marchantia polymorpha B B
Marsupella emarginata A A
Marsupella emarginata var. aquatica A A
Mentha aquatica B B
Myosotis palustris B B
Myriophyllum alterniflorum A A
Myriophyllum spicatum B C
Myriophyllum verticillatum B
Nardia compressa A
Nasturtium microphyllum B B
Nasturtium officinale A B
Nitella flexilis A A
Nitella mucronata A A
Nitella opaca A A
Nitella tenuissima A A
Nitellopsis obtusa A A
Nuphar lutea B C
Nymphaea alba B C
Octodiceras fontanum B B
Palustriella commutata A A
Palustriella decipiens A
Pellia epiphylla A
Phalaris arundinacea B B
Plagiomnium undulatum B
Plagiothecium succulentum B B
Pohlia wahlenbergii B B
Polygonum amphibium B B
Polygonum hydropiper B B
79

Taxon TN TR
Potamogeton acutifolius A
Potamogeton alpinus A A
Potamogeton berchtoldii C C
Potamogeton coloratus A A
Potamogeton compressus B
Potamogeton crispus C C
Potamogeton filiformis A B
Potamogeton friesii C C
Potamogeton gramineus A B
Potamogeton helveticus A
Potamogeton lucens A C
Potamogeton lucens x natans C
Potamogeton lucens x perfoliatus C
Potamogeton natans B B
Potamogeton natans x nodosus B
Potamogeton nodosus B C
Potamogeton obtusifolius B B
Potamogeton pectinatus C C
Potamogeton perfoliatus A C
Potamogeton polygonifolius A B
Potamogeton praelongus A
Potamogeton pusillus C C
Potamogeton trichoides C C
Potamogeton x zizii A
Racomitrium aciculare A A
Ranunculus circinatus B C
Ranunculus flammula B B
Ranunculus fluitans B A
Ranunculus fluitans x trichophyllus B A
Ranunculus hederaceus A
Ranunculus peltatus B A
Ranunculus penicillatus B A
Ranunculus trichophyllus B
Rhynchostegium alopecurioides A A
Rhynchostegium riparioides B B
Riccardia chamaedryfolia A
Riccia fluitans A C
Riccia rhenana A C
Ricciocarpos natans C C
Sagittaria latifolia C
Sagittaria sagittifolia B C
Scapania undulata A A
Schistidium rivulare A A
Schoenoplectus lacustris B B
Scorpidium scorpioides A
Sparganium emersum B C
Sparganium erectum B C
Sparganium minimum A C
Sphagnum A A
Spirodela polyrhiza C C
Stratiotes aloides A ?
Thamnobryum alopecurum A
Tolypella glomerata
Trapa natans C C
Utricularia vulgaris A
Veronica anagallis-aquatica B B
Warnstorfia exannulata A
80

Taxon TN TR
Warnstorfia fluitans A A
Zannichellia palustris C C
Bewertung von Helophytendominanz
Nach Schaumburg et al. (2004a) werden die helophytisch wachsenden Arten an einer
Probestelle nicht für die Bewertung berücksichtigt. Insbesondere im Norddeutschen Tiefland
hat sich jedoch gezeigt, dass Dominanzbestände von Helophyten meist in stark ausgebauten,
grabenartigen Gewässerabschnitten (Gewässerstrukturgüte 5-7) auftreten (Weyer
2004). Um diese Degradation bewerten zu können, wird das zusätzliche Kriterium „Helophytendominanz“
eingeführt, das eine Abwertung der Stelle zu einem höchstens „mäßigen“
Zustand bewirkt. Dieses Kriterium gilt als erfüllt, wenn das Gewässerbett eines Abschnitts
durchgehend und dicht mit einer oder mehreren der folgenden emers vorkommenden
Arten bewachsen ist:
• Glyceria maxima
• Phalaris arundinacea
• Phragmites australis
• Sagittaria sagittifolia
• Sparganium emersum
• Sparganium erectum
• Urtica dioica
Liegt eine Helophytendominanz vor, ist dies schon ist im Gelände offensichtlich (Abbildung
17). Das Kartierprotokoll wurde daher um eine entsprechende Angabe ergänzt. Für die
Beurteilung von Altdaten, zu denen keine Fotos vorliegen, kann die Helophytendominanz
rechnerisch abgeschätzt werden. Bei flachen Fließgewässerabschnitten mit einer Breite von
bis zu fünf Metern muss die Gesamtquantität der aufgeführten emersen Arten mindestens
100 erreichen, wenn die Gesamtquantität aller submers vorkommenden Arten kleiner als 50
ist. Dieses Kriterium wird erfüllt, wenn beispielsweise eine der genannten emersen Arten mit
Häufigkeitsklasse fünf (massenhaft) und eine submerse Art mit Häufigkeitsklasse drei
(verbreitet) vorkommt.
81

Abbildung 17: Dahle bei Dahen ( Probestelle 10100, Sachsen)
Veränderung der Indexklassen und Zusatzkriterien
Für jeden biozönotischen Gewässertyp wurden wie in Meilinger (2003) beschrieben
Vegetationstabellen erstellt. Anhand der Abweichungen von der an den Referenzstellen
vorkommenden Artenzusammensetzung wurde das Ausmaß der Degradation bestimmt und
die Grenzen der Indexwerte für die Ökologischen Zustandsklassen abgeleitet. Auf Grundlage
der erweiterten Datenbasis wurde die Bewertung für die bereits bestehenden Typen
verbessert. Für die neuen Typen wurde jeweils ein Bewertungsschema entwickelt.
Zusatzkriterien, die bislang bei der Zuordnung der Indexwerte zu den Zustandsklassen
gesondert beachtet werden mussten, können nun direkt mit dem Referenzindex verrechnet
werden. Dieses Vorgehen erleichtert die Verrechnung des Teilmoduls Makrophyten mit den
Bewertungsergebnissen der Teilmodule Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen.
Um eine gesicherte Bewertung zu erhalten muss
• die Gesamtquantität aller an der Probestelle vorkommenden submersen Arten
mindestens 26 betragen und zugleich
• der Anteil der eingestuften Arten über 75 % liegen.
Für Stellen, welche die Mindest-Gesamtquantität nicht erreichen, muss überprüft werden, ob
es hierfür natürliche Ursachen gibt oder ob eine Makrophytenverödung z. B durch
Eutrophierung vorliegt. Im letzten Fall sind die entsprechenden Stellen mit der Ökologischen
Zustandsklasse fünf (ungesichert) zu bewerten.
82

Für die verschiedenen Gewässertypen erfolgt die Zuordnung der Indexwerte zu den
Zustandsklassen anhand der nachfolgenden Tabellen. Die Zusatzkriterien, die vor der
Zuteilung mit dem Referenzindex verrechnet werden müssen, sind ebenfalls angegeben.
Anpassung des Bewertungsschemas von Typ TN und Erweiterung um TNg und TNk
Die Artengruppen zur Berechnung des Referenzindex sowie die Zusatzkriterien sind für die
Typen TNk, TN und TNg jeweils gleich, unterschiedlich ist lediglich die Zuordnung zu den
Ökologischen Zustandsklassen (Tabelle 22, Tabelle 23 und Tabelle 24). Die Klassengrenzen
der ökologischen Zustandsstufen wurden strenger gefasst. Um dies auszugleichen, wurde
gegenüber der ursprünglichen Bewertung das Kriterium „% Sparganium emersum > 30“
gestrichen. Die Art wurde zudem von Artengruppe C in Artengruppe B umgestellt.
Sparganium emersum ist eine der typischen Arten potamaler Fließgewässer in Nordwestdeutschland
(Herr et al. 1989), die sowohl an Referenzstellen als auch an degradierten
Abschnitten vorkommt (LUA NRW 2001, 2003, Thiele et al. 2004). Ebenfalls gestrichen
wurde das Kriterium „% Potamogeton pectinatus > 30“. Die Art ist bereits als Störzeiger
(Artengruppe C) eingestuft und würde deshalb überbewertet. Veränderungen der Gesellschaftsstrukturen
durch Dominanzbestände einzelner Arten werden hingen stärker gewichtet
als bisher. Das Auftreten von weniger als fünf Taxa (statt bisher vier) führt zu einer
Reduzierung des Referenzindex. Das Kriterium der Evenness wurde beibehalten. Neu
aufgenommen wurden die Kriterien Helophytendominanz (siehe oben) sowie Dominanz
von Myriophyllum spicatum bzw. Ranunculus spp. Mit letzterem Kriterium können in
Fließgewässern des Tieflandes Veränderungen der Makrophytenvegetation nachgewiesen
werden, die von einer Erhöhung der Fließgeschwindigkeit infolge Ausbau verursacht wurden
(LUA NRW 2003). Durch die schnellere Strömung gehen die Nymphaeiden zugunsten von
Myriophylliden zurück, die an diese Bedingungen besser angepasst sind.
Bei der Untersuchung von Stellen großer potamaler Fließgewässer (TNg) ist zu beachten,
dass die Pflanzenmengenschätzung auf die potentiell besiedelbaren (Rand-)Bereiche des
Gewässers bezogen werden muss.
Tabelle 22: Zuordnung der Indexwerte zu den Zustandsklassen - Typ TNk
Referenzindex
Ökologische
Zustandsklasse
100 ... 25 1
< 25 ... 0 2
< 0 ... -50 3
< -50 4
Zusatzkriterium
• bei RI ≥ 0 und weniger als fünf submers vorkommenden Taxa verringert sich der
RI um 20
• bei RI ≥ 0 und einer Evenness < 0,75 verringert sich der RI um 30
• bei RI ≥ 0 und einer Gesamtquantität der Taxa Myriophyllum spicatum und
Ranunculus spp. > 60 % verringert sich der RI um 80
• bei RI ≥ 0 und Helophytendominanz verringert sich der RI um 80
• wird der RI durch die Anwendung mehrerer Kriterien < -100, wird er auf -100
gesetzt
83

Tabelle 23: Zuordnung der Indexwerte zu den Zustandsklassen - Typ TN
Referenzindex
Ökologische
Zustandsklasse
100 ... 15 1
< 15 ... -20 2
< -20 ... -60 3
< -60 4
Zusatzkriterium
• bei RI ≥ -20 und weniger als fünf submers vorkommenden Taxa verringert sich der RI um
20
• bei RI ≥ -20 und einer Evenness < 0,75 verringert sich der RI um 30
• bei RI ≥ -20 und einer Gesamtquantität der Taxa Myriophyllum spicatum und Ranunculus
spp. > 60 % verringert sich der RI um 80
• bei RI ≥ -20 und Helophytendominanz verringert sich der RI um 80
• wird der RI durch die Anwendung mehrerer Kriterien < -100, wird er auf -100 gesetzt
Tabelle 24: Zuordnung der Indexwerte zu den Zustandsklassen - Typ TNg
Referenzindex
Ökologische
Zustandsklasse
100 ... 0 1
< 0 ... -40 2
< -40 ... -70 3
< -70 4
Entwicklung der Bewertung für den Typ TR
Zusatzkriterium
• bei RI ≥ -40 und weniger als fünf submers vorkommenden Taxa verringert sich der RI um
20
• bei RI ≥ -40 und einer Evenness < 0,75 verringert sich der RI um 30
• bei RI ≥ -40 und einer Gesamtquantität der Taxa Myriophyllum spicatum und Ranunculus
spp. > 60 % verringert sich der RI um 80
• wird der RI durch die Anwendung mehrerer Kriterien < -100, wird er auf -100 gesetzt
Dem Leitbild der rhithral geprägten Fließgewässer des Tieflandes entsprechen kleine
Gewässer mit geringer Wasserführung und im Vergleich zu Typ TNk turbulentem
Strömungsbild (vgl. Tabelle 22 und Tabelle 23). Im naturnahen Zustand kommen daher
meist Moose, Berula erecta, Ranunculus- und Callitriche-Arten vor.
Sowohl in Artengruppe A als auch in Artengruppe B finden sich leitbildkonforme Arten.
Erstere überwiegen an Referenzstellen. Einige leitbildkonforme Arten des Typs TN wie
Sparganium emersum oder Nuphar lutea werden in diesem Typ als Störzeiger (Artengruppe
C) gewertet, da größere Vorkommen dieser Arten auf eine anthropogen bedingte
Verringerung der Fließgeschwindigkeit hinweisen. Wie bei den Typen TNk und TN wird die
Dominanz von Helophyten als Indikator für strukturelle Degradation gewertet.
Tabelle 25: Zuordnung der Indexwerte zu den Zustandsklassen - Typ TR
Referenzindex
Ökologische
Zustandsklasse
100 ... 50 1
< 50 ... 0 2
< 0 ... -60 3
< -60 4
Zusatzkriterium
• bei RI ≥ 0 und Helophytendominanz verringert sich der RI um 80
84

6.4.2.2 Diatomeen
Überarbeitung des Bewertungsmoduls „Artenzusammensetzung und Abundanz“
Die Bewertung erfolgt anhand der prozentualen Summenhäufigkeit der an der
Gewässerstelle präsenten Referenzarten, wobei zwischen Allgemeinen Referenzarten und
Typspezifischen Referenzarten unterschieden wird. Bei den Allgemeinen Referenzarten
handelt es sich überwiegend um oligotraphente und oligo-mesotraphente Diatomeen, es sind
aber auch bezüglich der trophischen Situation euryöke Arten enthalten. 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 verhält sich indifferent gegenüber dem Kalkgehalt und ist in beiden geochemischen
Gewässertypen zu finden.
Die Ergänzungen der Liste der „Allgemeinen Referenzarten“ (Schaumburg et al. 2004a)
wurden auf der Basis von autökologischen Literaturangaben und eigenen Einschätzungen
vorgenommen. Das Verzeichnis umfasst neben den im Gesamtdatensatz nachgewiesenen
Taxa auch solche Arten, die bei sehr gutem ökologischem Zustand zu erwarten sind (Tabelle
26).
Tabelle 26: Allgemeine Referenzarten
Sind keine Varietäten benannt, handelt es sich um die Nominalvarietät.
DV-Nr. Taxa Autor
6699 Achnanthes altaica (PORETZKY) CLEVE-EULER
6139 Achnanthes biasolettiana GRUNOW
16106 Achnanthes biasolettiana var. subatomus LANGE-BERTALOT
6835 Achnanthes bioretii GERMAIN
6246 Achnanthes calcar CLEVE
16108 Achnanthes carissima LANGE-BERTALOT
6700 Achnanthes chlidanos HOHN & HELLERMANN
16111 Achnanthes daonensis LANGE-BERTALOT
6701 Achnanthes daui FOGED
16113 Achnanthes delicatula ssp. hauckiana LANGE-BERTALOT
16114 Achnanthes didyma HUSTEDT
16116 Achnanthes distincta MESSIKOMMER
6249 Achnanthes exilis KUETZING
6250 Achnanthes flexella (KUETZING) BRUN
6251 Achnanthes flexella var. alpestris BRUN
6252 Achnanthes grischuna WUTHRICH
6253 Achnanthes helvetica (HUSTEDT) LANGE-BERTALOT
16118 Achnanthes impexiformis LANGE-BERTALOT
6255 Achnanthes joursacense HERIBAUD
6256 Achnanthes kranzii LANGE-BERTALOT
6257 Achnanthes kryophila PETERSEN
16119 Achnanthes kuelbsii LANGE-BERTALOT
16121 Achnanthes lacus-vulcani LANGE-BERTALOT & KRAMMER
6258 Achnanthes laevis OESTRUP
16122 Achnanthes laevis var. austriaca (HUSTEDT) LANGE-BERTALOT
6259 Achnanthes laevis var. quadratarea (OESTRUP) LANGE-BERTALOT
6262 Achnanthes lapidosa KRASSKE
6705 Achnanthes laterostrata HUSTEDT
6264 Achnanthes levanderi HUSTEDT
16683 Achnanthes linearioides LANGE-BERTALOT
6706 Achnanthes lutheri HUSTEDT
6265 Achnanthes marginulata GRUNOW
16529 Achnanthes microscopica (CHOLNOKY) LANGE-B. & KRAMMER
6014 Achnanthes minutissima KUETZING
6240 Achnanthes minutissima var. gracillima (MEISTER) LANGE-BERTALOT
6267 Achnanthes minutissima var. scotica (CARTER) LANGE-BERTALOT
85

DV-Nr. Taxa Autor
6709 Achnanthes nodosa CLEVE
6268 Achnanthes oblongella OESTRUP
6270 Achnanthes peragalli BRUN & HERIBAUD
6271 Achnanthes petersenii HUSTEDT
16140 Achnanthes pseudoswazi CARTER
6272 Achnanthes pusilla (GRUNOW) DE TONI
6711 Achnanthes rechtensis LECLERCQ
6273 Achnanthes rosenstockii LANGE-BERTALOT
16143 Achnanthes rossii HUSTEDT
6275 Achnanthes silvahercynia LANGE-BERTALOT
6276 Achnanthes subatomoides (HUSTEDT) LANGE-B. & ARCHIBALD
16146 Achnanthes subexigua HUSTEDT
6277 Achnanthes suchlandtii HUSTEDT
6279 Achnanthes trinodis (W.SMITH) GRUNOW
6713 Achnanthes ventralis (KRASSKE) LANGE-BERTALOT
6283 Amphora fogediana KRAMMER
6171 Amphora inariensis KRAMMER
6288 Amphora thumensis (A.MAYER) CLEVE-EULER
6289 Amphora veneta var. capitata HAWORTH
6172 Asterionella ralfsii W.SMITH
6291 Brachysira brebissonii ROSS
6292 Brachysira calcicola LANGE-BERTALOT
16165 Brachysira follis (EHRENBERG) ROSS
16166 Brachysira garrensis (LANGE-B. & KRAMMER) LANGE-B.
6293 Brachysira hofmanniae LANGE-BERTALOT
6294 Brachysira liliana LANGE-BERTALOT
6295 Brachysira neoexilis LANGE-BERTALOT
16167 Brachysira procera LANGE-BERTALOT & MOSER
6296 Brachysira serians (BREBISSON) ROUND & MANN
6297 Brachysira styriaca (GRUNOW) ROSS
6298 Brachysira vitrea (GRUNOW) ROSS
16168 Brachysira wygaschii LANGE-BERTALOT
6299 Brachysira zellensis (GRUNOW) ROUND & MANN
6300 Caloneis aerophila BOCK
6166 Caloneis alpestris (GRUNOW) CLEVE
16690 Caloneis bottnica CLEVE
6301 Caloneis latiuscula (KUETZING) CLEVE
6721 Caloneis lauta CARTER & BAILEY-WATTS
16169 Caloneis lepidula (GRUNOW) CLEVE
6174 Caloneis leptosoma (GRUNOW) KRAMMER
6302 Caloneis obtusa (W.SMITH) CLEVE
6304 Caloneis schumanniana (GRUNOW) CLEVE
6810 Caloneis tenuis (GREGORY) KRAMMER
6175 Caloneis undulata (GREGORY) KRAMMER
6058 Cymbella affinis KUETZING
6310 Cymbella alpina GRUNOW
6311 Cymbella amphicephala NAEGELI
6739 Cymbella amphicephala var. hercynica (SCHMIDT) CLEVE
6740 Cymbella amphioxys (KUETZING) CLEVE
6312 Cymbella ancyli CLEVE
6741 Cymbella angustata (W.SMITH) CLEVE
6313 Cymbella austriaca GRUNOW
16195 Cymbella austriaca var. erdobenyiana (PANTOCSEK) KRAMMER
6314 Cymbella brehmii HUSTEDT
6183 Cymbella cesatii (RABENHORST) GRUNOW
6979 Cymbella cymbiformis J.G.AGARDH
6315 Cymbella delicatula KUETZING
6316 Cymbella descripta (HUSTEDT) KRAMMER & LANGE-B.
6317 Cymbella elginensis KRAMMER
6318 Cymbella falaisensis (GRUNOW) KRAMMER & LANGE-B.
6319 Cymbella gaeumannii MEISTER
6320 Cymbella gracilis (EHRENBERG) KUETZING
6321 Cymbella hebridica (GRUNOW) CLEVE
6184 Cymbella helvetica KUETZING
6978 Cymbella hustedtii KRASSKE
6324 Cymbella hybrida GRUNOW
16581 Cymbella hybrida var. lanceolata KRAMMER
6325 Cymbella incerta (GRUNOW) CLEVE
86

DV-Nr. Taxa Autor
6327 Cymbella laevis NAEGELI
6328 Cymbella lapponica GRUNOW
6331 Cymbella mesiana CHOLNOKY
6895 Cymbella microcephala GRUNOW
6909 Cymbella minuta HILSE
16196 Cymbella naviculacea GRUNOW
6063 Cymbella naviculiformis AUERSWALD
6747 Cymbella norvegica GRUNOW
6332 Cymbella obscura KRASSKE
16197 Cymbella paucistriata CLEVE-EULER
6977 Cymbella perpusilla CLEVE-EULER
6333 Cymbella proxima REIMER
6749 Cymbella reinhardtii GRUNOW
6335 Cymbella rupicola GRUNOW
16199 Cymbella schimanskii KRAMMER
6337 Cymbella similis KRASSKE
6336 Cymbella simonsenii KRAMMER
6338 Cymbella stauroneiformis LAGERSTEDT
6150 Cymbella subaequalis GRUNOW
6067 Cymbella tumidula GRUNOW
6339 Cymbella tumidula var. lancettula KRAMMER
6340 Denticula kuetzingii GRUNOW
6068 Denticula tenuis KUETZING
6185 Diatoma anceps (EHRENBERG) KIRCHNER
6208 Diatoma ehrenbergii KUETZING
6167 Diatoma hyemalis (ROTH) HEIBERG
6949 Diatoma mesodon (EHRENBERG) KUETZING
16208 Diatomella balfouriana GREVILLE
16209 Didymosphenia geminata (LYNGBYE) M.SCHMIDT
6341 Diploneis alpina MEISTER
6807 Diploneis elliptica (KUETZING) CLEVE
6345 Diploneis modica HUSTEDT
6346 Diploneis oblongella (NAEGELI) CLEVE-EULER
6070 Diploneis ovalis (HILSE) CLEVE
6348 Diploneis parma CLEVE
6349 Diploneis petersenii HUSTEDT
6754 Entomoneis ornata (BAILEY) REIMER
6351 Epithemia goeppertiana HILSE
6352 Epithemia smithii CARRUTHERS
16666 Eunotia angusta (GRUNOW) BERG
6354 Eunotia arcubus NOERPEL & LANGE-BERTALOT
16221 Eunotia arculus (GRUNOW) LANGE-B. & NOERPEL
6886 Eunotia arcus EHRENBERG
6213 Eunotia bilunaris (EHRENBERG) MILLS
16222 Eunotia bilunaris var. linearis (OKUNO) LANGE-B. & NOERPEL
6355 Eunotia bilunaris var. mucophila LANGE-BERTALOT & NOERPEL
6761 Eunotia botuliformis WILD et al.
16223 Eunotia circumborealis LANGE-BERTALOT & NOERPEL
6356 Eunotia denticulata (BREBISSON) RABENHORST
6357 Eunotia diodon EHRENBERG
16224 Eunotia elegans OESTRUP
6975 Eunotia exigua (BREBISSON) RABENHORST
16225 Eunotia exigua var. undulata MAGDEBURG
6358 Eunotia faba EHRENBERG
6359 Eunotia fallax A.CLEVE
6360 Eunotia flexuosa (BREBISSON) KUETZING
6362 Eunotia glacialis MEISTER
6363 Eunotia hexaglyphis EHRENBERG
6364 Eunotia implicata NOERPEL et al.
6214 Eunotia incisa GREGORY
6365 Eunotia intermedia (KRASSKE) NOERPEL & LANGE-B.
16226 Eunotia islandica OESTRUP
16104 Eunotia jemtlandica (FONTELL) BERG
16228 Eunotia major (W.SMITH) RABENHORST
6367 Eunotia meisteri HUSTEDT
6368 Eunotia microcephala KRASSKE
6369 Eunotia minor (KUETZING) GRUNOW
6885 Eunotia monodon EHRENBERG
87

DV-Nr. Taxa Autor
6370 Eunotia muscicola var. tridentula NOERPEL & LANGE-BERTALOT
6371 Eunotia naegelii MIGULA
16695 Eunotia neofallax NOERPEL
6372 Eunotia nymanniana GRUNOW
6373 Eunotia paludosa GRUNOW
6884 Eunotia paludosa var. trinacria (KRASSKE) NOERPEL
6168 Eunotia pectinalis (DILLWYN) RABENHORST
6766 Eunotia pectinalis var. undulata (RALFS) RABENHORST
6851 Eunotia praerupta EHRENBERG
6374 Eunotia praerupta var. bigibba (KUETZING) GRUNOW
6768 Eunotia praerupta var. curta GRUNOW
6769 Eunotia praerupta var. inflata GRUNOW
16229 Eunotia pseudopectinalis HUSTEDT
6375 Eunotia rhomboidea HUSTEDT
16230 Eunotia rhynchocephala HUSTEDT
6376 Eunotia septentrionalis OESTRUP
6850 Eunotia serra EHRENBERG
6770 Eunotia serra var. diadema (EHRENBERG) PATRICK
6377 Eunotia serra var. tetraodon (EHRENBERG) NOERPEL
6378 Eunotia silvahercynia NOERPEL et al.
6379 Eunotia soleirolii (KUETZING) RABENHORST
6380 Eunotia steineckei PETERSEN
6381 Eunotia subarcuatoides ALLES et al.
6382 Eunotia sudetica O.MUELLER
6383 Eunotia tenella (GRUNOW) HUSTEDT
6771 Eunotia triodon EHRENBERG
16233 Fragilaria acidoclinata LANGE-BERTALOT & HOFMANN
6077 Fragilaria arcus (EHRENBERG) CLEVE
6908 Fragilaria capucina var. amphicephala (GRUNOW) LANGE-BERTALOT
6389 Fragilaria capucina var. austriaca (GRUNOW) LANGE-BERTALOT
6392 Fragilaria capucina var. gracilis (OESTRUP) HUSTEDT
6396 Fragilaria capucina var. rumpens (KUETZING) LANGE-BERTALOT
16234 Fragilaria constricta EHRENBERG
6399 Fragilaria delicatissima (W.SMITH) LANGE-BERTALOT
6401 Fragilaria exigua GRUNOW
6405 Fragilaria nanana LANGE-BERTALOT
6407 Fragilaria pseudoconstruens MARCINIAK
6409 Fragilaria tenera (W.SMITH) LANGE-BERTALOT
6169 Fragilaria virescens RALFS
6187 Frustulia rhomboides (EHRENBERG) DE TONI
6412 Frustulia rhomboides var. crassinervia (BREBISSON) ROSS
6413 Frustulia rhomboides var. saxonica (RABENHORST) DE TONI
6414 Frustulia rhomboides var. viridula (BREBISSON) CLEVE
6417 Gomphonema acutiusculum (O.MUELLER) CLEVE-EULER
16246 Gomphonema amoenum LANGE-BERTALOT
6819 Gomphonema angustum J.G.AGARDH
6419 Gomphonema auritum A.BRAUN
6420 Gomphonema bavaricum REICHARDT & LANGE-BERTALOT
6421 Gomphonema bohemicum REICHELT & FRICKE
6423 Gomphonema dichotomum KUETZING
6424 Gomphonema hebridense GREGORY
6425 Gomphonema helveticum BRUN
16661 Gomphonema lacus-vulcani REICHARDT & LANGE-BERTALOT
6426 Gomphonema lagerheimii A.CLEVE
6427 Gomphonema lateripunctatum REICHARDT & LANGE-BERTALOT
6429 Gomphonema occultum REICHARDT & LANGE-BERTALOT
6430 Gomphonema olivaceum v. minutissimum HUSTEDT
6431 Gomphonema olivaceum v. olivaceoides (HUSTEDT) LANGE-B. & REICHARDT
6433 Gomphonema parvulum var. exilissimum GRUNOW
16258 Gomphonema parvulum var. parvulius LANGE-BERTALOT & REICHARDT
6434 Gomphonema procerum REICHARDT & LANGE-BERTALOT
6435 Gomphonema productum (GRUNOW) LANGE-B. & REICHARDT
16586 Gomphonema rhombicum FRICKE
6440 Gomphonema subtile EHRENBERG
6441 Gomphonema tenue FRICKE
6999 Gomphonema ventricosum GREGORY
6442 Gomphonema vibrio EHRENBERG
6804 Mastogloia grevillei W.SMITH
88

DV-Nr. Taxa Autor
6445 Mastogloia smithii var. lacustris GRUNOW
6446 Meridion circulare var. constrictum (RALFS) VAN HEURCK
6448 Navicula absoluta HUSTEDT
16717 Navicula adversa KRASSKE
6809 Navicula angusta GRUNOW
16289 Navicula aquaedurae LANGE-BERTALOT
6460 Navicula brockmannii HUSTEDT
6461 Navicula bryophila PETERSEN
6464 Navicula catalanogermanica LANGE-BERTALOT & HOFMANN
16300 Navicula cataractarheni LANGE-BERTALOT
6969 Navicula cocconeiformis GREGORY
6468 Navicula concentrica CARTER
6472 Navicula dealpina LANGE-BERTALOT
16308 Navicula declivis HUSTEDT
6474 Navicula densilineolata (LANGE-B.) LANGE-BERTALOT
6475 Navicula detenta HUSTEDT
16000 Navicula digitulus HUSTEDT
6478 Navicula diluviana KRASSKE
16001 Navicula disjuncta HUSTEDT
6482 Navicula evanida HUSTEDT
6917 Navicula exilis KUETZING
6485 Navicula festiva KRASSKE
6489 Navicula gallica var. perpusilla (GRUNOW) LANGE-BERTALOT
6493 Navicula gotlandica GRUNOW
6496 Navicula heimansioides LANGE-BERTALOT
16324 Navicula hoefleri CHOLNOKY
6501 Navicula ignota var. acceptata (HUSTEDT) LANGE-BERTALOT
6502 Navicula ignota var. palustris (HUSTEDT) LUND
6505 Navicula jaagii MEISTER
6506 Navicula jaernefeltii HUSTEDT
6509 Navicula krasskei HUSTEDT
6882 Navicula laevissima KUETZING
16010 Navicula lapidosa KRASSKE
16334 Navicula laticeps HUSTEDT
16335 Navicula leistikowii LANGE-BERTALOT
6923 Navicula lenzii HUSTEDT
16011 Navicula leptostriata JOERGENSEN
16337 Navicula levanderii HUSTEDT
6511 Navicula lundii REICHARDT
16012 Navicula maceria SCHIMANSKI
16342 Navicula mediocostata REICHARDT
6513 Navicula mediocris KRASSKE
6515 Navicula minuscula GRUNOW
16349 Navicula notha WALLACE
6521 Navicula oligotraphenta LANGE-BERTALOT & HOFMANN
16356 Navicula porifera var. opportuna (HUSTEDT) LANGE-BERTALOT
6524 Navicula praeterita HUSTEDT
6527 Navicula pseudobryophila (HUSTEDT) HUSTEDT
6529 Navicula pseudoscutiformis HUSTEDT
16028 Navicula pseudosilicula HUSTEDT
6530 Navicula pseudotuscula HUSTEDT
6533 Navicula pusio CLEVE
6536 Navicula rotunda HUSTEDT
6538 Navicula schadei KRASSKE
6539 Navicula schmassmannii HUSTEDT
6926 Navicula schoenfeldii HUSTEDT
6543 Navicula soehrensis KRASSKE
16034 Navicula soehrensis var. hassiaca (KRASSKE) LANGE-BERTALOT
6544 Navicula soehrensis var. muscicola (PETERSEN) KRASSKE
16035 Navicula stankovicii HUSTEDT
6546 Navicula stroemii HUSTEDT
6547 Navicula subalpina REICHARDT
6549 Navicula submolesta HUSTEDT
6878 Navicula subtilissima CLEVE
6551 Navicula suchlandtii HUSTEDT
6554 Navicula tridentula KRASSKE
6989 Navicula tuscula (EHRENBERG) GRUNOW
6556 Navicula utermoehlii HUSTEDT
89

DV-Nr. Taxa Autor
16037 Navicula variostriata KRASSKE
16736 Navicula ventraloconfusa LANGE-BERTALOT
6560 Navicula vulpina KUETZING
6561 Navicula wildii LANGE-BERTALOT
6820 Neidium affine (EHRENBERG) PFITZER
6562 Neidium affine var. longiceps (GREGORY) CLEVE
6563 Neidium alpinum HUSTEDT
6564 Neidium ampliatum (EHRENBERG) KRAMMER
6566 Neidium bisulcatum (LAGERSTEDT) CLEVE
6567 Neidium carterii KRAMMER
16383 Neidium densestriatum (OESTRUP) KRAMMER
6568 Neidium hercynicum A.MAYER
6109 Neidium iridis (EHRENBERG) CLEVE
16386 Neidium ladogensis (CLEVE) FOGED
6110 Neidium productum (W.SMITH) CLEVE
6571 Neidium septentrionale CLEVE-EULER
6573 Nitzschia acidoclinata LANGE-BERTALOT
6575 Nitzschia alpina HUSTEDT
16100 Nitzschia alpinobacillum LANGE-BERTALOT
6577 Nitzschia bacilliformis HUSTEDT
16396 Nitzschia bryophila (HUSTEDT) HUSTEDT
16579 Nitzschia dissipata ssp. oligotraphenta LANGE-BERTALOT
6586 Nitzschia dissipata var. media (HANTZSCH) GRUNOW
6587 Nitzschia diversa HUSTEDT
6589 Nitzschia fibulafissa LANGE-BERTALOT
16749 Nitzschia garrensis HUSTEDT
6592 Nitzschia gessneri HUSTEDT
6593 Nitzschia gisela LANGE-BERTALOT
6931 Nitzschia hantzschiana RABENHORST
16051 Nitzschia homburgiensis LANGE-BERTALOT
6597 Nitzschia lacuum LANGE-BERTALOT
16433 Nitzschia paleaeformis HUSTEDT
6605 Nitzschia perminuta (GRUNOW) M.PERAGALLO
6607 Nitzschia radicula HUSTEDT
6608 Nitzschia regula HUSTEDT
16455 Nupela rhetica (WUETHRICH) LANGE-BERTALOT
16456 Nupela tenuicephala (HUSTEDT) LANGE-BERTALOT
6619 Peronia fibula (BREBISSON) ROSS
6620 Pinnularia acoricola HUSTEDT
6877 Pinnularia acuminata W.SMITH
6621 Pinnularia anglica KRAMMER
6622 Pinnularia angusta (CLEVE) KRAMMER
16543 Pinnularia bacilliformis KRAMMER
16461 Pinnularia balfouriana GRUNOW
6624 Pinnularia brandeliformis KRAMMER
6625 Pinnularia brandelii CLEVE
16463 Pinnularia brauniana (GRUNOW) MILLS
6881 Pinnularia braunii (GRUNOW) CLEVE
6627 Pinnularia brevicostata CLEVE
16062 Pinnularia cardinalis (EHRENBERG) W.SMITH
16544 Pinnularia carminata BARBER & CARTER
6629 Pinnularia cleveiformis KRAMMER
6632 Pinnularia divergens W.SMITH
16466 Pinnularia divergens var. decrescens (GRUNOW) KRAMMER
6633 Pinnularia divergentissima (GRUNOW) CLEVE
6845 Pinnularia episcopalis CLEVE
16063 Pinnularia esox EHRENBERG
16546 Pinnularia esoxiformis FUSEY
16547 Pinnularia esoxiformis var. eifeliana KRAMMER
6636 Pinnularia gentilis (DONKIN) CLEVE
6121 Pinnularia gibba EHRENBERG
6638 Pinnularia gibbiformis KRAMMER
16065 Pinnularia gigas EHRENBERG
6223 Pinnularia hemiptera (KUETZING) RABENHORST
6642 Pinnularia infirma KRAMMER
6643 Pinnularia intermedia (LAGERSTEDT) CLEVE
6844 Pinnularia interrupta W.SMITH
6853 Pinnularia lata (BREBISSON) RABENHORST
90

DV-Nr. Taxa Autor
6958 Pinnularia legumen EHRENBERG
6648 Pinnularia macilenta (EHRENBERG) EHRENBERG
6123 Pinnularia maior (KUETZING) RABENHORST
6124 Pinnularia mesolepta (EHRENBERG) W.SMITH
16475 Pinnularia mesolepta var. gibberula (HUSTEDT) KRAMMER
6125 Pinnularia microstauron (EHRENBERG) CLEVE
6651 Pinnularia neomajor KRAMMER
6111 Pinnularia nobilis (EHRENBERG) EHRENBERG
6652 Pinnularia nodosa (EHRENBERG) W.SMITH
6653 Pinnularia notabilis KRAMMER
6654 Pinnularia obscura KRASSKE
6655 Pinnularia oriunda KRAMMER
6656 Pinnularia parallela BRUN
16070 Pinnularia platycephala (EHRENBERG) CLEVE
6842 Pinnularia polyonca (BREBISSON) W.SMITH
6658 Pinnularia pseudogibba KRAMMER
16552 Pinnularia renata KRAMMER
6659 Pinnularia rupestris HANTZSCH
6660 Pinnularia schoenfelderi KRAMMER
16074 Pinnularia silvatica PETERSEN
16075 Pinnularia similiformis KRAMMER
6662 Pinnularia sinistra KRAMMER
6663 Pinnularia stomatophora (GRUNOW) CLEVE
16479 Pinnularia stomatophora var. triundulata (FONTELL) HUSTEDT
6664 Pinnularia streptoraphe CLEVE
16480 Pinnularia streptoraphe var. parva KRAMMER
6126 Pinnularia subcapitata GREGORY
16481 Pinnularia subcapitata var. elongata KRAMMER
6665 Pinnularia subcapitata var. hilseana (JANISCH) O.MUELLER
6667 Pinnularia subgibba KRAMMER
16482 Pinnularia subgibba var. hustedtii KRAMMER
16483 Pinnularia subgibba var. undulata KRAMMER
6670 Pinnularia subrupestris KRAMMER
16557 Pinnularia subrupestris var. parva KRAMMER
6671 Pinnularia suchlandtii HUSTEDT
6673 Pinnularia transversa (A.SCHMIDT) MAYER
6674 Pinnularia viridiformis KRAMMER
6128 Pinnularia viridis (NITZSCH) EHRENBERG
6676 Pinnularia woerthensis (MAYER) KRAMMER
6678 Rhopalodia gibba var. parallela (GRUNOW) H.ET M.PERAGALLO
16495 Rhopalodia rupestris (W.SMITH) KRAMMER
6129 Stauroneis anceps EHRENBERG
6680 Stauroneis anceps var. gracilis (EHRENBERG) BRUN
6681 Stauroneis kriegerii PATRICK
6840 Stauroneis nobilis SCHUMANN
6688 Stauroneis thermicola (PETERSEN) LUND
6689 Stauroneis undata HUSTEDT
16087 Stenopterobia curvula (W.SMITH) KRAMMER
6690 Stenopterobia delicatissima (LEWIS) BREBISSON
16503 Stenopterobia densestriata (HUSTEDT) KRAMMER
16507 Surirella barrowcliffia DONKIN
6691 Surirella bifrons EHRENBERG
6135 Surirella linearis W.SMITH
16091 Surirella linearis var. helvetica (BRUN) MEISTER
6694 Surirella roba LECLERCQ
6137 Surirella robusta EHRENBERG
6097 Surirella spiralis KUETZING
16092 Surirella tenera GREGORY
16518 Surirella turgida W.SMITH
16519 Tabellaria binalis (EHRENBERG) GRUNOW
6091 Tabellaria flocculosa (ROTH) KUETZING
16096 Tabellaria quadriseptata KNUDSON
6698 Tabellaria ventricosa KUETZING
16521 Tetracyclus emarginatus (EHRENBERG) W.SMITH
16522 Tetracyclus glans (EHRENBERG) MILLS
16097 Tetracyclus rupestris (BRAUN) GRUNOW
91

Die Liste der allgemeinen Referenzarten gibt 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 oligotraphente
Arten, die die Gesellschaften der Kalkalpen dominieren, nicht zu finden. Die Referenzartenlisten
stellen vielmehr in offener Form „Artenpoole“ für zukünftige Erweiterungen der
Referenzarteninventare der verschiedenen Diatomeentypen zur Verfügung, die bei erweitertem
Kenntnisstand im Zuge der Erhöhung der Zahl von Gewässern im sehr guten ökologischen
Zustand zu erwarten ist.
In Ergänzung zu den allgemeinen Referenzarten wurde zur Bewertung die Entwicklung von
typspezifischen Referenzartensätzen erforderlich. Diese enthalten nahezu ausschließlich
trophietolerante, 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 individuenreich auftreten, dass eine Bewertung im Rahmen des Moduls
„Artenzusammensetzung und Abundanz“ nur mit ihrer Berücksichtigung möglich wird.
Auf der Basis der Daten des Bundesweiten Tests 2004 und des vorliegenden Projektes
wurde die Liste der „Typspezifischen Referenzarten“ modifiziert und um die neu erarbeiteten
Diatomeentypen ergänzt (Tabelle 27).
Tabelle 27: Typspezifische Referenzarten
Sind keine Varietäten benannt, handelt es sich um die Nominalvarietät.
Diatomeentyp
DV-Nr. Taxon
11 12 13
6180 Achnanthes clevei x x
6855 Achnanthes conspicua x x
6703 Achnanthes kolbei x
6260 Achnanthes lanceolata ssp. frequentissima x
16127 Achnanthes lanceolata ssp. lanceolata x
6263 Achnanthes lauenburgiana x
6984 Achnanthes ploenensis x x
6983 Amphora pediculus x x
6306 Cocconeis neothumensis x x
6020 Cocconeis pediculus x
6726 Cocconeis placentula var. euglypta x x
6728 Cocconeis placentula var. lineata x x
6021 Cocconeis placentula var. placentula x x
6307 Cocconeis pseudothumensis x
6891 Cymbella caespitosa x
6059 Cymbella cistula x
6323 Cymbella helvetica var. compacta x
6334 Cymbella reichardtii x
6898 Cymbella silesiaca x
6065 Cymbella sinuata x x x
6006 Diatoma vulgaris x
6385 Fragilaria bicapitata x x
92

DV-Nr. Taxon
Diatomeentyp
11 12 13
6388 Fragilaria brevistriata x x
6390 Fragilaria capucina var. capucina x x x
16571 Fragilaria capucina distans-Sippen x x
6393 Fragilaria capucina var. mesolepta x x
6034 Fragilaria construens f. construens x x x
6397 Fragilaria construens f. binodis x x x
6828 Fragilaria construens f. venter x x x
6915 Fragilaria famelica x x
- Fragilaria sp. (KRAMMER & LANGE-BERTALOT, 1991,
3. Teil, Tafel 112: 10, 11)
x
6774 Fragilaria leptostauron var. dubia x x
6076 Fragilaria leptostauron var. leptostauron x x
6078 Fragilaria pinnata x x x
6079 Frustulia vulgaris x x
16594 Gomphonema grovei var. lingulatum x
6912 Gomphonema minutum x
6867 Gomphonema olivaceum x x
6158 Gomphonema parvulum (excl. f. saprophilum) x
6437 Gomphonema pumilum x x
6897 Gomphonema tergestinum x x
6910 Navicula capitatoradiata x
6889 Navicula cryptotenella x x
6473 Navicula decussis x
6507 Navicula joubaudii x
6221 Navicula reichardtiana x
6022 Navicula rhynchocephala x x x
6106 Navicula subhamulata x
6831 Navicula tripunctata x
6008 Nitzschia dissipata x
6025 Nitzschia fonticola x
6029 Nitzschia recta x
6224 Rhoicosphenia abbreviata x
Zusätzlich geht in bestimmten Fällen die Diversität der Gesellschaften in die Bewertung ein.
Während Massenvorkommen von Allgemeinen Referenzarten stellen in der Regel natürliche
Phänomene dar, frühe Sukzessionsstadien aber auch ausgereifte Gesellschaften alpiner
Gewässer können in allen Gewässertypen durch extreme Dominanzen einer Art (z. B.
Achnanthes minutissima, A. biasolettiana) gekennzeichnet sein. Massenvorkommen der
ubiqistischen typspezifischen Referenzarten deuten dagegen auf eine Störung der natürlichen
Verhältnisse hin. Als schwer zu handhabendes Kriterium erwies sich die in
Schaumburg et al. (2004a) deshalb vorgesehene Verwendung von Gewichtungen innerhalb
der typspezifischen Referenzarten. Die Verwendung von Gewichtungen trägt dem Rechnung,
wird aber der Tatsache nicht gerecht, dass die betroffenen Arten auch bei sehr gutem
Zustand mäßig individuenreich vertreten sein können. Die Gewichtungen werden daher
durch das Kriterium „Massenvorkommen“ ersetzt: Überschreitet der Anteil einer
typspezifischen Referenzart den Wert von 40 %, wird von der Summe aller in der Probe
vorhandenen Referenzarten der Wert 25 subtrahiert. Bei Massenvorkommen einer allgemei-
93

nen Referenzart wird hingegen eine zweite Probenahme zur Absicherung der Bewertung
angeraten.
Die Bewertung erfolgt anhand der prozentualen Summenhäufigkeiten der an der Gewässerstelle
präsenten allgemeinen und typspezifischen Referenzarten. 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 ökologischen Zustand zugeordnet.
Überarbeitung des Bewertungsmoduls „Trophie-Index und Saprobienindex“
Die entscheidende Bedeutung der Trophie für das Vorkommen und die Häufigkeiten von
Diatomeenarten ist vielfach belegt und hat zu der Entwicklung verschiedener Bewertungsverfahren
für Fließgewässer und Seen geführt (z. B. Coring et al. 1999, Hofmann 1994, Rott
et al. 1999). Zur Bewertung der biozönotischen Fließgewässertypen 1 bis 12 wird der
Trophie-Index von Rott et al. (1999) herangezogen (Schaumburg et al. 2005a in Vorb.).
In den großen Flüssen und Strömen des Norddeutschen Tieflandes, die bereits im
Grundzustand eine hohe Trophie aufweisen, sind die existierenden Verfahren der
Trophieindikation nicht mehr ausreichend leistungsfähig. Die 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 (Schaumburg et al. 2004a). Ein geeignetes Kriterium ist dagegen der
Saprobienindex von Rott et al. (1997), der im Vergleich zum Trophie-Index in den Bereichen
starker Nährstoffbelastung – 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 13 wird daher der Saprobienindex
herangezogen (Tabelle 28).Die typspezifischen Indexbereiche bzw. -grenzen wurden anhand
der im Projekt neu erhobenen Daten überprüft, gegebenfalls verändert und in den neuen
Typen definiert (Tabelle 28). Zur Vorgehensweise sei auf Schaumburg et al. (2004a) verwiesen.
Tabelle 28: Indexbereiche für das Bewertungsmodul „Trophie-Index und Saprobienindex“
Typ* = Diatomeentyp nach SCHAUMBURG et al. (2004a); 1 = sehr guter ökologischer Zustand, 2 = guter ökologischer
Zustand, 3 = mäßiger ökologischer Zustand, 4 = unbefriedigender ökologischer Zustand, 5 = schlechter ökologischer
Zustand; EZG = Einzugsgebiet; FG = Fließgewässer; pp = pro parte
Typ Typ* Geomorphologischer Typ Ökologischer Zustand
1 2 3 4 5
Trophie-Index nach ROTT et al. (1999)
11 - Silikatische FG mit EZG < 100 km2 < 1,8 1,9-2,6 2,7-3,1 3,2-3,3 > 3,4
12 9 pp Karbonatische FG mit EZG > 100 km2 und
< 1000 km2 < 2,2 2,3-2,6 2,7-3,1 3,2-3,3 > 3,4
Saprobienindex nach ROTT et al. (1997)
13 10 FG mit EZG > 1.000 km2 < 1,8 1,8-2,1 2,2-2,5 2,6-3,0 > 3,1
94

Überarbeitung des Bewertungsmoduls „Halobienindex“
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 Brackwassergemeinschaften 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 (Ziemann 1971, 1999).
Zur Berechnung des Halobienindex‘ wurde die Liste der Indikatoren nach Ziemann et al.
(1999) unter taxonomischen Aspekten aktualisiert und von 167 auf 312 Taxa erweitert.
Unterschieden werden hierbei salzmeidende (haloxene bzw. halophobe) und salzliebende
Taxa. Die Sammelgruppe der salzliebenden Taxa setzt sich aus halophilen, mesohaloben
und polyhaloben Formen zusammen, die gemeinsam und ungewichtet in die Berechnung
des Index‘ eingehen. Die Artenlisten finden sich in Schaumburg et al. (2005b, in Vorb.).
Halobienindizes um 0 kennzeichnen typische Süßgewässer, negative Indizes salzarme –
zumeist elektrolytarme und/oder saure – Gewässer. Werte zwischen +10 und +30 weisen auf
einen erhöhten Salzgehalt hin. Bei +30 beginnt der Bereich mäßiger Versalzung, bei +50 die
Zone starker Versalzung. Die Umsetzung in ein Bewertungsmodul folgt der Definition dieser
Bereiche nach Ziemann (1999) und ist Tabelle 29 zu entnehmen: Überschreitet der Halobienindex
einen Wert von 15 wird die ökologische Zustandsklasse um eine Qualitätsklasse
abgestuft. Diese Abstufung gilt nur bei alleiniger Betrachtung des Einzelmoduls
Diatomeenbewertung unabhängig von der Bewertung nach EG-WRRL. Für die Gesamtbewertung
nach EG-WRRL wird der Halobienindex lediglich als informative Größe
herangezogen.
In versalzten Gewässern sind häufig Massenvorkommen halophiler und/oder mesohalober
Arten anzutreffen. Erfolgt die Berechnung des Halobienindex auf der Grundlage prozentualer
Häufigkeiten hat dies zur Folge, dass individuenarme Vorkommen indikativer Arten unterbetont
werden. Die Berechnung des Halobienindex wird daher auf der Basis von Abundanzen
vorgenommen (Ziemann et al. 1999). Dazu müssen die aus der Zählung resultierenden
Prozentwerte in Abundanzwerte transformiert werden (siehe Schaumburg et al. 2005 in
Vorb., http://www.bayern.de/lfw/technik/gkd/lmn/fliessgewaesser_seen/pilot/welcome.htm).
Der Halobienindex wurde zur Charakterisierung salzbelasteter limnischer Fließgewässer
entwickelt und stellt in den Diatomeentypen 1 bis 13 einen geeigneten Bestandteil der
Bewertung dar. Bei Halobienindizes größer gleich 15 wird um eine Klasse abgestuft. In den
natürlich salzbeeinflussten biozönotischen Typen 14 und 15 hat der Halobienindex keine
Gültigkeit. In natürlich salzhaltigen, zum Beispiel durch Solequellen beeinflussten, Fließge-
95

wässern hat der Halobienindex ebenfalls keine Gültigkeit und entfällt als Bestandteil der
Bewertung.
Das Modul „Versalzung“ hat ausschließlich ergänzende Funktion bei der Bewertung
degradierter Gewässer mit mäßigem bis schlechtem Zustand und stellt im Vergleich ein
wenig differenzierendes Kriterium dar, da die Typspezifität unberücksichtigt bleibt.
Tabelle 29: Bewertungsmodul „Versalzung“
Halobienindex Abstufung um
> 15 und < 30 eine ökologische Zustandsklasse
Gesamtmodul Diatomeen
Die Gesamtbewertung des Teilmoduls Diatomeen erfolgt durch Verschneidung der Module
„Artenzusammensetzung und Abundanz“ und „Trophie-Index und Saprobienindex“ zum
DIÖZFließgewässer. Für diese Verschneidung werden die errechneten Werte der beiden
Komponenten (Gleichung 1, Gleichung 2, Gleichung 3) umgerechnet und die erhaltenen
Ergebnisse arithmetisch gemittelt (Gleichung 4, Gleichung 5). Dieses Mittel, der
DiatomeenindexFließgewässer (DIFG), kann nach Tabelle 30 einer ökologischen
Zustandsklasse, dem DIÖZFG zugeordnet werden. Bei Relevanz der Module „Versauerung“
und/oder „Versalzung“ erfolgt eine entsprechende Abstufung der ökologischen Zustandsklasse.
Wurde eine zweimalige Probenahme durchgeführt, wird der Bewertung der höhere
Diatomeenindex bzw. die schlechtere ökologische Zustandsklasse zugrunde gelegt.
Gleichung 1: Umrechnung der Referenzartensumme
M
ASR
=
n
∑
i=
1
tRAi
100
MASR :Modul Abundanzsumme Referenzarten
tRAi :Abundanz der typspezifischen Referenzart i
n :Gesamtzahl der in einer Probe vorhandenen typspezifischen Referenzarten
Gleichung 2: Umrechnung des Trophie-Index (Diatomeentypen 1 bis 12)
= 1− (( TI − 0,
3)
/ 3,
6)
M TI
MTI :Modul Trophieindex
TI :berechneter Trophie-Index
Gleichung 3: Umrechnung des Saprobienindex (Diatomeentyp 13)
= 1− (( SI −1)
/ 2,
8)
M SI
MSI :Modul Saprobienindex
SI :berechneter Saprobienindex
Gleichung 4: Berechnung des DIFG für die Diatomeentypen 1 bis 12
M + ASR M TI
MASR :Modul Abundanzsumme Referenzarten
DI = FG
TI :berechneter Trophie-Index
2
96

Gleichung 5: Berechnung des DIFG für den Diatomeentyp 13
DI
FG
=
M
ASR
+
2
M
SI
MASR :Modul Abundanzsumme Referenzarten
SI :berechneter Saprobienindex
Tabelle 30: Typbezogene Indexgrenzen für die Ermittlung des DIÖZFließgewässer
Diatomeentyp
1
Diatomeen-indizierter ökologischer Zustand
2 3 4 5
11 1 > 0,67 0,66 > 0,43 0,42 > 0,24 0,23 > 0,08 0,07 - 0
12 1 > 0,61 0,60 > 0,43 0,42 > 0,24 0,23 > 0,08 0,07 - 0
13 1 > 0,73 0,72 > 0,55 0,54 > 0,36 0,35 > 0,14 0,13 - 0
6.4.2.3 Phytobenthos ohne Diatomeen
Die Überprüfung der Typologie führte auch zur Überprüfung der Indikatorarten und von
deren Einstufung und die Taxagruppen, welche die Grundlage der Bewertung bilden (Tabelle
31). Die in Schaumburg et al. (2004a) erarbeiteten Einstufungen der Indikatorarten bezogen
sich vor allem auf das Vorkommen der Taxa hinsichtlich trophischer und saprobieller Zustände.
Nun wurden weitere Literaturangaben einbezogen. Dabei wurden Angaben zur
Vergesellschaftung der Indikatorarten und zum Vorkommen hinsichtlich der geochemischen
Ausprägung der Fließgewässer stärker beachtet.
Tabelle 31: Einteilung von Phytobenthos-Taxa in die vier Bewertungskategorien nach
Schaumburg et al. (2004a)
Kategorie Beschreibung
A sensible Arten, charakteristisch für bestimmte Fließgewässertypen
B weniger sensible Arten, Vorkommen nicht so eng begrenzt wie unter A
C Störzeiger (Eutrophierung bzw. einen mäßigen bis unbefriedigenden saprobiellen Zustand anzeigend)
D Störzeiger (sehr starke Eutrophierung, unbefriedigenden bis schlechten saprobiellen Zustand bzw. Schwermetallbelastung
anzeigend)
Karbonatisch geprägte oder basenreiche organisch geprägte Fließgewässer im
Norddeutschen Tiefland (NT_karb)
Wie oben bereits dargelegt, sind in Schaumburg et al. (2004a) die karbonatisch geprägten
Fließgewässer im Mittelgebirge und im Norddeutschen Tiefland zu einer Gruppe zusammengefasst
und einheitlich bewertet worden. Da nun die Ökoregionen differenziert betrachtet
werden, musste die dort erarbeitete Einstufung der indikativen Taxa überarbeitet werden.
Dabei ergaben sich wichtige Veränderungen.
Elf Taxa, die bisher als indikative Arten für karbonatisch geprägte Fließgewässer aufgeführt
werden, wurden jetzt aus der Indikationsliste herausgenommen. Dies betrifft Arten wie
Aphanocapsa fonticola und A. rivularis, Chamaesiphon polymorphus und Homoeothrix crustacea,
die gemäß den Literaturangaben ihren Verbreitungsschwerpunkt im Gebirge haben.
97

Einige andere Taxa werden weiterhin in der Indikationsliste für karbonatisch geprägte
Fließgewässer belassen, obwohl sie in den hier vorgestellten Untersuchungen im Norddeutschen
Tiefland nicht nachgewiesen werden konnten. Diese Taxa können dort aber
durchaus vorkommen. Wie auch in den anderen beiden Fließgewässergruppen werden bei
drei Taxa Häufigkeitsklassen für die Bewertung unterschieden. Insgesamt können nun 74
Taxa für die Bewertung des ökologischen Zustandes genutzt werden. Eine Auflistung der
indikativen Arten ist in Tabelle 33 angegeben.
Die Grenzwerte für die Zuordnung der ökologischen Zustandsklassen wurden in Tabelle 32
dargestellt.
Tabelle 32: Zuordnung der fünf ökologischen Zustandsklassen zu Werten des
Bewertungsindex
Indexwert ökologische Zustandsklassen
≥ 50 1
≥ 20 2
≥ -20 3
≥ - 50 4
< -50 5
Von den insgesamt vorliegenden 75 Befunden ließen sich mit der hier vorgestellten Methode
56 Befunde bewerten, in 19 Fällen waren keine ausreichende Anzahl indikativer Arten
gefunden worden, um eine gesicherte Bewertung zu erreichen. Damit ist etwa ein Viertel der
im Norddeutschen Tiefland erhobenen Befunde nicht zu bewerten.
Der Anteil der nicht bewertbaren Befunde ist bei den Sandgeprägten Tieflandbächen (Typ
14.k) besonders hoch. Das sandige Substrat ist offenbar für eine Besiedlung nicht geeignet.
Für die Abgrenzung einzelner Typen wären weitere Untersuchungen an karbonatisch
geprägten sowie an basenreichen organisch geprägten Fließgewässern im Norddeutschen
Tiefland wünschenswert. In den meisten Fällen konnte aber über das Phytobenthos ohne
Diatomeen und Charales eine Bewertung des ökologischen Zustandes sicher erfolgen.
Silikatisch geprägte oder basenarme organisch geprägte Fließgewässer im
Norddeutschen Tiefland (NT_sil/org)
Im bisherigen Verfahren waren bereits 35 Taxa als indikative Arten für die organisch
geprägten Fließgewässer im Norddeutschen Tiefland bestimmt worden. Deren Einstufung
musste nur in wenigen Fällen verändert werden. Durch die neuen Probenahmen können
weitere 11 Taxa für die Bewertung herangezogen werden. Wie auch in den anderen
Fließgewässertypen wurden mehrere Gattungen und die Sammelart Phormidium autumnale
aus der Indikationsliste herausgenommen. Somit stehen für eine Bewertung des
ökologischen Zustands bei organisch oder silikatisch geprägten Fließgewässern im
Norddeutschen Tiefland nun 41 Taxa zur Verfügung (Tabelle 33).
98

Die Grenzwerte für die Zuordnung der ökologischen Zustandsklassen wurden genauso
gesetzt wie für die Bewertung der silikatisch geprägten Fließgewässer im Mittelgebirge
bereits dargestellt.
Die Bewertung erfolgt anhand der neu gesetzten Klassengrenzen (Tabelle 32).
Von den 20 Befunden in dieser Fließgewässergruppe konnten 15 gesichert bewertet werden.
Der Anteil nicht sicher zu bewertender Befunde ist damit mit 25 % ebenso hoch wie bei den
karbonatisch geprägten oder den basenreichen organisch geprägten Fließgewässern im
Norddeutschen Tiefland. Dafür kann es verschiedene Erklärungen geben. Die Anzahl der
Indikatorarten ist in dieser Fließgewässergruppe noch recht gering. Ob dies an der geringen
Anzahl an untersuchten Probestellen liegt oder ob in diesen Fließgewässern wirklich nur so
wenige Arten vorkommen, muss durch weitere Untersuchungen geklärt werden.
In dieser Fließgewässergruppe wurden mehrere Typen zusammengefasst, die hinsichtlich
des Algenvorkommens nicht homogen sind. Die Bewertung für die silikatisch geprägten
Fließgewässer scheint zunächst möglich zu sein. In Anbetracht der Unterschiede ist jedoch
Vorsicht bei ihrer Interpretation angebracht. Weitere Untersuchungen an silikatisch geprägten
Fließgewässern im Norddeutschen Tiefland sind notwendig.
Tabelle 33: Liste der Indikatoren im Teilmodul Phytobenthos ohne Diatomeen
NT_karb = karbonatisch geprägte Fließgewässer im Norddeutschen Tiefland, NT_sil/org = silikatisch oder organisch
geprägte Fließgewässer im Norddeutschen Tiefland.
System Name NT_karb NT_sil/org
Nostocophyceae Aphanothece stagnina B C
Nostocophyceae Chamaesiphon confervicolus B
Nostocophyceae Chamaesiphon incrustans B B
Nostocophyceae Chamaesiphon subglobosus A
Nostocophyceae Chroococcopsis gigantea B
Nostocophyceae Homoeothrix janthina C A
Nostocophyceae Homoeothrix varians B B
Nostocophyceae Komvophoron constrictum C C
Nostocophyceae Leptolyngbya foveolarum D
Nostocophyceae Merismopedia glauca A
Nostocophyceae Microcoleus vaginatus C
Nostocophyceae Oscillatoria limosa C C
Nostocophyceae Oscillatoria princeps C
Nostocophyceae Phormidium ambiguum C
Nostocophyceae Phormidium corium A
Nostocophyceae Phormidium incrustatum A
Nostocophyceae Phormidium retzii C C
Nostocophyceae Phormidium subfuscum C
Nostocophyceae Pseudanabaena catenata D
Bangiophyceae Bangia atropurpurea B
Florideophyceae Audouinella A B
Florideophyceae Audouinella chalybaea A B
Florideophyceae Audouinella hermannii A B
Florideophyceae Audouinella pygmaea A B
Florideophyceae Batrachospermum B B
Florideophyceae Batrachospermum gelatinosum B
99

System Name NT_karb NT_sil/org
Florideophyceae Batrachospermum helminthosum A
Florideophyceae Chantransia - Stadien B B
Florideophyceae Hildenbrandia rivularis B
Florideophyceae Thorea sp. A
Fucophyceae Heribaudiella fluviatilis B
Euglenophyceae Lepocinclis texta B
Euglenophyceae Phacus acuminatus B
Euglenophyceae Phacus orbicularis B
Tribophyceae Tribonema viride C
Tribophyceae Vaucheria B C
Tribophyceae Vaucheria mit Häufigkeit 5 C
Chlorophyceae Gongrosira debaryana B
Chlorophyceae Gongrosira incrustans A
Chlorophyceae Microspora B B
Chlorophyceae Microspora amoena B B
Chlorophyceae Microspora floccosa B B
Chlorophyceae Microspora stagnorum B B
Chlorophyceae Microspora tumidulum B B
Chlorophyceae Microspora wittrockii B B
Chlorophyceae Oedogonium C B
Chlorophyceae Oedogonium mit Häufigkeit 5 C
Chlorophyceae Stigeoclonium D D
Chlorophyceae Stigeoclonium farctum D
Chlorophyceae Tetraspora gelatinosa A A
Trebouxiophyceae Microthamnion curvatum C
Trebouxiophyceae Microthamnion kuetzingianum C
Trebouxiophyceae Microthamnion strictissimum C
Ulvophyceae Cladophora glomerata B C
Ulvophyceae Cladophora glomerata mit Häufigkeit 5 C
Ulvophyceae Cladophora rivularis B C
Ulvophyceae Cladophora rivularis mit Häufigkeit 5 C
Ulvophyceae Enteromorpha C
Ulvophyceae Enteromorpha prolifera D
Ulvophyceae Rhizoclonium hieroglyphicum C C
Ulvophyceae Ulothrix tenerrima C
Ulvophyceae Ulothrix tenuissima B
Ulvophyceae Ulothrix zonata B
Charophyceae Closterium acerosum C C
Charophyceae Closterium eboracense B
Charophyceae Closterium ehrenbergii B C
Charophyceae Closterium incurvum B
Charophyceae Closterium kuetzingii B C
Charophyceae Closterium leibleinii var. boergensenii B C
Charophyceae Closterium littorale B
Charophyceae Closterium littorale var. crassum B
Charophyceae Closterium moniliferum B C
Charophyceae Closterium moniliferum var. concavum B
Charophyceae Closterium praelongum var. brevius B B
Charophyceae Closterium rostratum C A
Charophyceae Closterium strigosum B B
Charophyceae Closterium strigosum var. elegans B B
Charophyceae Closterium striolatum A
Charophyceae Closterium sublaterale B C
100

System Name NT_karb NT_sil/org
Charophyceae Closterium tumidulum B B
Charophyceae Cosmarium laeve C
Charophyceae Mougeotia B B
Charophyceae Pleurotaenium crenulatum A
Charophyceae Spirogyra B B
6.4.2.4 Gesamtbewertung von Fließgewässern mit Makrophyten & Phytobenthos
Die EG-WRRL sieht die gesamte Organismengruppe Makrophyten & Phytobenthos als
eine der vier biologischen Komponenten zur Bewertung des Gewässerzustandes. Daher
müssen die Bewertungsverfahren, die für die drei Teilkomponenten erarbeitet worden sind,
als Module oder auch Metrics für die Bewertung im Sinne der EG-WRRL betrachtet werden.
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 EG-WRRL und damit Zustandsklasse 1. „0“ dagegen
höchste Degradation des Gewässers, d. h. Zustandsklasse 5. Die Umrechnungen für die
Module „Makrophyten“ (Referenzindex, RI) und „Phytobenthos ohne Diatomeen“
(Bewertungsindex, BI) erfolgen nach Gleichung 6 und Gleichung 7. Das Ergebnis des
Moduls „Diatomeen“ (DiatomeenindexFließgewässer, DIFG) bewegt sich bereits auf dieser
Skala und muss deswegen nicht umgerechnet werden.
Gleichung 6: Gleichung zur Umrechnung des Moduls RIFG (Referenzindex Fließgewässer
Makrophyten) auf eine Skala von 0 bis 1.
M
MP
( RI FG + 100)
* 0,
5
=
100
MMP = Modul Makrophytenbewertung
RIFG = typbezogener berechneter ReferenzindexFließgewässer
Gleichung 7: Gleichung zur Umrechnung des Moduls BI (Bewertungsindex Phytobenthos
ohne Diatomeen) auf eine Skala von 0 bis 1.
M PB
( + 100)
* 0,
5
=
100
BI
MPB = Modul Phytobenthosbewertung
BI = typbezogener berechneter Bewertungsindex
Die Berechnung des Index’ aus den drei Komponenten erfolgt nach Gleichung 8. Sollten berechnete
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 9 verwendet, bei ungesichertem
Modul Phytobenthos ohne Diatomeen Gleichung 10. Sollte in Ausnahmefällen die Auswertung
des Moduls Diatomeen nicht gesichert möglich sein, kann Gleichung 11 verwendet
werden. Bei einer ungesicherten Bewertung zweier Module wird die Bewertung nach dem
101

einen gesicherten Modul vorgenommen. Allerdings ist dann das Endergebnis kritisch zu
überprüfen und nicht einer Bewertung aus zwei oder drei Modulen gleichzusetzen!
Gleichung 8: Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen
Zustandes eines Fließgewässers bei drei gesicherten Modulen.
M &P
FG
=
M
MP
+
M
3
D
+
M
PB
M&PFG = Makrophyten & Phytobenthos-Index für
Fließgewässer
MMP = Modul Makrophyten
MD = Modul Diatomeen
= Modul Phytobenthos ohne Diatomeen
Gleichung 9: Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen
Zustandes eines Fließgewässers bei gesicherten Modulen Diatomeen und Phytobenthos
ohne Diatomeen.
M &P
FG
=
M
D
+ M
2
PB
MPB
M&PFG = Makrophyten & Phytobenthos-Index für
Fließgewässer
MD = Modul Diatomeen
= Modul Phytobenthos ohne Diatomeen
Gleichung 10: Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen
Zustandes eines Fließgewässers bei gesicherten Modulen Makrophyten und Diatomeen.
M &P
FG
=
M
MP
+
2
M
D
MPB
M&PFG = Makrophyten & Phytobenthos-Index für
Fließgewässer
MMP = Modul Makrophyten
= Modul Diatomeen
Gleichung 11: Berechnung des Indexwertes M&PFG zur Ermittlung des ökologischen
Zustandes eines Fließgewässers bei gesicherten Modulen Makrophyten und Phytobenthos
ohne Diatomeen.
M &P
FG
=
M
MP
+ M
2
PB
MD
M&PFG = Makrophyten & Phytobenthos-Index für
Fließgewässer
MPB = Modul Phytobenthos ohne Diatomeen
= Modul Makrophyten
Das Bewertungsmodul Halobienindex wird bei der Betrachtung der Gesamtbiokomponente
als zusätzliche Information berechnet. Das Ergebnis hat allerdings keine Auswirkung auf die
ermittelte Ökologische Zustandsklasse.
6.5 Bewertung der Probestellen
Die im vorliegenden Projekt beprobten Fließgewässerstellen wurden anhand der
Bundestypenkarte den Fließgewässertypen nach LAWA zugeordnet. Bei der Bearbeitung
des Teilmoduls Phytobenthos traten bezüglich der Einordnung der Probestellen in die
biozönotische Typologie Unsicherheiten auf. Daher wurden nach der Prüfung struktureller,
morphologischer und chemischer Daten manche Fließgewässerstellen in andere, nicht dem
MMP
102

LAWA-Typ entsprechende biozönotische Typen gestellt und nach dem entsprechenden
System bewertet.
Bei der Bearbeitung des Teilmoduls Diatomeen traten aufgrund der Gesellschaftsstrukturen
Zweifel bei der Typzuordnung auf. Jedoch wurden die betreffenden Gewässerstellen nach
den Zuordnungen der Bundestypenkarte bewertet.
Tabelle 34: Bewertung der im Norddeutschen Tiefland untersuchten Probestellen nach dem
überarbeiteten Verfahren Makrophyten & Phytobenthos.
PrStNr: Probestellennummer; BL: Bundesland; Typ: Gewässertyp nach Sommerhäuser und Pottgiesser; Typ M: biozönotischer Typ
Makrophyten; ÖZK M: ökologische Zustandsklasse Makrophyten; Typ D: biozönotischer Typ Diatomeen; ÖZK D: ökologische
Zustandsklasse Diatomeen; Typ PB: biozönotischer Typ Phytobenthos; ÖZK PB: ökologische Zustandsklasse Phytobenthos; ÖZK:
ökologische Zustandsklasse Makrophyten & Phytobenthos; *: Typzuordnung problematisch; grau unterlegt: Bewertung ungesichert.
PrStNr Gewässername Probestelle BL Typ Typ M ÖZK M Typ D ÖZK D Typ PB ÖZK PB ÖZK M&P
10010 Stöbber
oberhalb
Waldsieversdorf
BB 11 TR 2 12,1 3 NT karb 2 2
10011 Sernitz
2 km östlich
Greiffenberg
BB 11 TR 1 12,1 3 NT karb 1 1
10012 Pölzer Fließ bei Brücke BB 11 TNk 2 12,1 1 2
10013
3 km unterhalb
Löcknitz östl. Berlin
Kienbaum
BB 12 TR 2 NT karb 4 3
10014 Finow
2 km unterhalb
Biesenthal
BB 12 TR 3 3
10015
Alter Rhin bei
Friesack
bei Friesacker
Zootzen
BB 12 TN 3 3
10016 Dahle
3 -1km vor der
Mndg in Elbe
BB 19 TR 3 12,1 3 NT karb 2 3
10017 Havel
zw. Bahnitz und
Premnitz
BB 20 TN 4 13,2 2 NT karb 3 3
10053 Elbe Cumlosen BB 20 TNg 13,2 2 2
10018 Schwärze
Abfluss
Schwärzesee
BB 21 TR 1 1
10019 Küstrinchenbach
Abfluss Großer
Küstrinsee
BB 21 TR 3 3
10021 Welse Abfluss Wolletzsee BB 21 TN 2 2
10052 Tegeler Fließ BE 11 TR 4 12,1 2 3
10068 Tollense
b.Mühlenhagen,
Kessin
MV 12 TN 2 13,1 1 2
10124 Recknitz Bad Sülze MV 12 TN 2 12,2 2 2
10125 Lindebach
oh Teich Hinterste
Mühle
MV 12 TR 2 12,2 3 3
10126 Sude
Forstamt
Radelübbe
MV 12 TN 2 12,2 3 2
10064 Kleiner Hellbach b. Panzow MV 14 TR 2 12,1 3 NT karb 1 2
10065 Hopfenbach b. Pinnowhof MV 14 TR 12,1 2 2
10066 Maibach b. Stubbendorf MV 14 TR 12,1 3 3
10083 Swinow b. Gribow MV 14 TR 2 12,1 3 2
10081 Goldbach oh. der B96 MV 14,16 TR 2 2
10067 Schaale b. Kogel MV 15 TR 1 12,2 2 1
10071 Ostpeene
uh. Rittermannshäger
See
MV 21 TN 1 1
10072 Trebel
Mndgsbereich bei
Wotenick
MV 23 TNg 1 15 2
10074 Barthe oberhalb Planitz MV 23 TNg 1 15 1
10076 Uecker b. Ueckermünde MV 23 TNg 2 15 2
10077 Peene bei Gützkow MV 23 TNg 3 4
10078 Recknitz bei Carlewitz MV 23 TNg 2 15 1
10080 Stepenitz
nahe Dassow bei
STE2
MV 23 TNg 3 15 3
10025 Marka
Neumarkhausen
Holzbrücke
NI 11 TNk 3 11 2 NT sil/org 2 2
103

PrStNr Gewässername Probestelle BL Typ Typ M ÖZK M Typ D ÖZK D Typ PB ÖZK PB ÖZK M&P
10026 Grove Wehdel NI 11 TNk 3 12,1 3 3
10027 Schwinge Schwinge NI 11 TNk 1 11 3 2
10028 Schwinge Willaher Moor NI 11 TNk 1 11 2 NT sil/org 4 3
10029 Südradde Lastrup NI 12 TN 4 12,2 3 NT sil/org 3 *
10030 Schwinge Ordenskamp NI 12 TN 2 12,2 3 3
10031 Schwinge
Oberhalb Stade
/B73
NI 12 TN 12,2 3 3
10032 Bornbach Stadensen NI 16 TR 1 NT karb 2 1
10033 Schmale Aue oh. Nindorf NI 16 TR 3 11 2 3
10034 Ilmenau Rote Schleuse NI 17 TN 3 13,1 2 NT karb 2 2
10035 Bornau Probsthagen NI 18 TR 4 12,1 1 NT karb 2 2
10040 Elbe Bleckede NI 20 TNg 13,2 3 NT karb U 3
10084 Weser Dörverdev NI 20 TNg 3 13,2 2 2
10037 Jade Jader Vorwerk NI 22 TN 2 14 2
10044 Niers bei Wetschewell NW 11 TNk 1 12,1 3 NT karb 2 3
10045 Mühlenbach
Mühlenbach vor
Mündung
NW 11 TR 3 12,1 3 3
10046 Niers bei Haus Diesdonk NW 12 TN 3 12,2 3 3
10047 Niers Geldern-Pont NW 12 TN 3 12,2 2 NT karb U 2
10048 Alpbach
(L 81) vor Mdg. in
Bröggelbach
NW 16 TR 2 2
10049 Stockumer Bach (L 84) oh Brentrup NW 16 TR 1 12,1 3 NT karb 3 2
10050 Gehle Strbr. in Bierde NW 17 TNk 3 12,2 3 3
10051 Ahse
A 3) uh Kläranlage
Lohne
NW 18 TR 2 NT karb 1 1
10112 Schwentine nördl. Karpe SH 21 TN 3 3
10117 Treene
unterhalb
Hollingstedt
SH 22 TN 3 14 3
10118 Treene n Wohlde SH 22 TN 3 14 3
10119 Lecker Au w Leck SH 22 TN 3 14 3
10098 Elbe Scharfenberg r SN 10 10,2 3 3
10099 Albrechtsbach
Straßenbr.
Bautzen/Weißenberg
SN 16 TR 1 11 3 2
10100 Dahle oh. Dahlen SN 16 TR 3 11 1 NT karb 3 *
10101 Spree Lieske SN 17 TN 2 12,2 4 NT karb 2 3
10103 Ihle uh Hohenziatz ST 14 TR 1 12,1 2 NT karb 1 1
10104 Olbitzbach Schlangengrube ST 14 TR 11 2 2
10105 Ohre uh Hanum ST 14 TR 4 12,1 2 3
10106 Ehle Brücke Biederitz ST 15 TNk 2 12,2 2 2
10107 Ohre uh Wolmirstedt ST 15 TN 4 13,1 2 NT karb 2 3
10108 Sarre Wanzleben ST 18 TR 2 12,1 5 NT karb 3 4
10109 Tanger ST 19 TNk 3 12,1 2 3
10110 Elbe Sandau ST 20 TNg 13,2 3 3
10111 Elbe Wittenberg ST 20 TNg 13,2 3 NT karb 3 3
6.6 Defizite
Makrophyten
Nach der Erweiterung und Überarbeitung des im Januar 2004 von Schaumburg et al. vorgestellten
Bewertungsverfahrens für die EG-WRRL anhand von Makrophyten & Phytobenthos
bestehen für das Norddeutsche Tiefland noch einige Defizite.
104

Die in diesem Projekt neu zu untersuchenden Gewässertypen 22 und 23 waren mit zu
wenigen Stellen vertreten, um ein belastbares Bewertungsverfahren zu entwickeln. Inwieweit
die Marschengewässer (Typ 22) und die Ostseezuflüsse (Typ 23) durch die
Makropytenvegetation widergespiegelt werden, konnte nicht festgestellt werden. Lediglich
eine dem Typ 23 zugeordnete Stelle (10074, Barthe) erfüllte die Anforderungen der
Referenzstellen. Diese Stelle gruppierte sich in der Clusteranalyse zu zwei ebenfalls großen,
potamal geprägten Fließgewässern. Ob die Zuordnung der Stellen, insbesondere der als
brackigen bzw. leicht brackigen, zu den Tieflandtypen TNk, TN und TNg gerechtfertigt ist,
muss anhand weiterer Daten überprüft werden. Inwieweit die Bewertung von salz- oder
huminstoffbeeinflussten Fließgewässerstellen möglich ist, kann noch nicht abschließend
beurteilt werden.
Die weitergehende Einbeziehung der helophytischen Wasserpflanzen sowie die
Untersuchung von Zusammenhängen zwischen der Veränderung der Gewässervegetation
und struktureller Degradation sollte weiter untersucht werden.
Diatomeen
Im Teilmodul Diatomeen liegt ein Problem in der korrekten Unterscheidung von natürlich
basenarmen bzw. silikatisch geprägten und natürlich basenreichen bzw. karbonatisch
geprägten Fließgewässern bei den Typen des Norddeutschen Tieflandes. Die Typologie
nach Sommerhäuser & Pottgiesser unterscheidet hier in einigen Typen nicht. Bei
Verwendung der Gesamthärte bzw. der Säurekapazität als Differentialmerkmal muss von
dem entsprechenden Leitbild ausgegangen werden.
Aufgrund der geringen Datenmenge konnte ein Bewertungssystem für Marschengewässer
nicht entwickelt werden. Jedoch sind in Niedersachsen im Jahr 2002 für die
Bestandsaufnahme der EG-WRRL und im Jahr 2004 im Rahmen eines Sonderprojektes
umfangreiche Erhebungen zur diatomologischen Charakterisierung von Marschengewässern
durchgeführt worden. Der niedersächsische Datensatz umfasst derzeit rund 80 Proben und
soll im Rahmen eines geplanten Projektes ausgewertet werden, das auf die Entwicklung
eines Bewertungssystems zielt (Thiele, NLWKN Betriebsstelle Aurich, mündliche Mitteilung).
Auf der Grundlage der elf vorliegenden Proben aus dem LAWA-Typ 23 konnte ein
Bewertungssystem nicht entwickelt werden. Es ist jedoch abzusehen, dass sich in den
Ostseezuflüssen wie auch in den Marschengewässern die Bewertungskomponenten der
limnischen Typen infolge des überlagernden Salzeinflusses nicht anwendbar sind, vielmehr
die Bewertung stark modifiziert werden muss.
Phytobenthos ohne Diatomeen
Für die Typen 21, 22 und 23 (Seeausflüsse, Marschengewässer, Rückstau- und
brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse) sind umfangreiche Untersuchungen notwendig,
um sie charakterisieren zu können und ein Bewertungsverfahren zu entwickeln; die im
vorliegenden Projekt erhobenen Daten waren dafür nicht ausreichend.
105

Typologie
Für die bessere Handhabbarkeit der biozönotischen Typologien sollte die Zuordnung der
LAWA-Typen zu den Fließgewässern in den zuständigen Ländern dringend überprüft und
überarbeitet werden.
6.7 Zusammenfassung und Ausblick
Das von Schaumburg et al. (2004a) entwickelte Bewertungsverfahren für Fließgewässer mit
Makrophyten und Phytobenthos wurde für Fließgewässerstellen im Norddeutschen Tiefland
angewendet und anhand von neu erhobenen Daten und Ergebnisse überarbeitet. Diese
Daten wurden zum einen in dem vorliegenden Projekt „Abschließende Arbeiten zur
Integration der Fließgewässer Nordostdeutschlands in das bundesweite Typen- und
Bewertungssystem“ und zum anderen im zeitgleich am Bayerischen Landesamt für Umwelt
bearbeiteten Projekt „Bundesweiter Test: Bewertungsverfahren „Makrophyten &
Phytobenthos“ zur Umsetzung der WRRL“. erhoben. Ebenfalls wichtige Beiträge lieferte die
ständige Diskussion mit Mitgliedern des LAWA-Unterausschusses „Biologische Bewertung
Fließgewässer und Interkalibrierung nach EU-Wasserrahmenrichtlinie.
Für bisher nicht bewertbare und nicht untersuchte Gewässertypen wurden, soweit möglich,
Erweiterungen des Systems erarbeitet.
Für die Teilkomponente Makrophyten ergaben sich nach umfangreichen Kartierungsarbeiten
Neuerungen für die Bewertung von Fließgewässern im Norddeutschen Tiefland in folgenden
Bereichen:
• Erweiterung der Fließgewässertypologie auf vier für Makrophyten relevante
Gewässertypen
• Erstellen von Bewertungsverfahren für die Gewässertypen TR, TNk und TNg
• Überarbeitung der bestehenden Bewertungsverfahren, überarbeiten der Artenlisten sowie
direkte Verrechnung der Zusatzkriterien mit dem Referenzindex
Die Neuerungen beruhen u. a. auf den Vorschlägen weiterer Anwender und den
Diskussionsbeiträgen eines vom Bayerischen Landesamtes für Wasserwirtschaft organisierten
Expertenworkshops.
Die Veränderungen bewirken, dass eine größere Anzahl an Stellen mit dem Teilmodul
Makrophyten bewertet werden kann. Durch die Erweiterung der Typologie und das Einführen
zusätzlicher Metrics kann die Bewertung differenzierter erfolgen. Inwieweit die Bewertung
von salz- oder huminstoffbeeinflussten Fließgewässerstellen möglich ist, kann noch nicht
abschließend beurteilt werden.
Im Teilbereich Diatomeen wurde die von Schaumburg et al. (2004a) für das Norddeutsche
Tiefland entwickelte Gewässertypologie anhand der neu erhobenen Daten von drei (davon
zwei bewertbar) auf fünf (davon drei bewertbar) diatomeen-basierte Typen erweitert und die
106

typspezifischen Kenngrößen der Bewertungsmodule gegebenenfalls modifiziert bzw. für die
neuen Typen definiert. Die korrekte Zuweisung des biozönotischen Typs bereitete dann
Probleme, wenn das zu untersuchende Fließgewässer einem Typ nach Sommerhäuser &
Pottgiesser (2004) angehört, der sowohl in einer basenreichen als auch in einer basenarmen
Ausprägung vorliegen kann. Hier sind Angaben zu der geochemischen Ausprägung des
Gewässers im Referenzzustand nötig.
Innerhalb des Moduls „Artenzusammensetzung und Abundanz“ wurden die
Referenzartensätze überprüft und erweitert sowie die in Schaumburg et al (2004a)
vorgesehenen Gewichtungen der typspezifischen Referenzarten durch das Kriterium
„Massenvorkommen“ ersetzt. In den Modulen „Trophie- und Saprobienindex“ wurden die
typspezifischen Klassengrenzen anhand der Praxistestdaten überarbeitet. Zusätzlich wurden
innerhalb des Moduls „Halobienindex“ die Inventare der Halobiengruppen nach Ziemann et
al. (1999) auf der Grundlage von Literaturdaten und eigenen Kenntnissen revidiert und von
167 auf 312 Taxa erweitert.
Vorschläge und konstruktive Kritik im Teilbereich Diatomeen im Norddeutschen Tiefland von
Anwendern des Bewertungssystems aus mehreren Bundesländern wurde aufgenommen
und soweit möglich umgesetzt.
Infolge der geringen Datenmengen konnten die Marschengewässer und die brackwasserbeeinflussten
Ostseezuflüsse nicht in das bestehende Bewertungsverfahren integriert
werden. Es ist jedoch abzusehen, dass sich in diesen Typen infolge des überlagernden
Salzeinflusses die Bewertungskomponenten der limnischen Typen nicht übertragen lassen,
die Bewertung vielmehr stark modifiziert werden muss.
Für das Teilmodul Phytobenthos konnte anhand der neu erhobenen Daten die biozönotische
Typologie überarbeitet werden. Die bisher relevante Gruppe der karbonatischen Fließgewässer
des Mittelgebirges und des Norddeutschen Tieflandes konnte aufgespaltet werden.
Für das Norddeutsche Tiefland wurden zwei Typen definiert:
• karbonatisch geprägte Fließgewässer im Norddeutschen Tiefland
• silikatisch oder organisch geprägte Fließgewässer im Norddeutschen Tiefland
Multivariate statistische Auswertungen bestätigten die bereits bestehenden Grundzüge. Die
Algengesellschaften unterscheiden sich grundlegend hinsichtlich der geochemischen
Prägung der Fließgewässer. So wurde die für das bereits bestehende System erarbeitete
Aufteilung nach silikatisch, karbonatisch oder organisch geprägten Fließgewässern beibehalten.
Die korrekte Zuweisung des biozönotischen Typs bereitete dann Probleme, wenn das zu
untersuchende Fließgewässer einem Typ nach Sommerhäuser & Pottgiesser (2004)
angehört, der sowohl in einer basenreichen als auch in einer basenarmen Ausprägung
107

vorliegen kann. Hier sind Angaben zu der geochemischen Ausprägung des Gewässers im
Referenzzustand nötig.
Der erweiterte Datensatz ermöglichte eine Überarbeitung der Taxalisten A, B, C und D,
welche die Grundlage für das Bewertungssystem bilden. Neue indikative Taxa wurden
aufgrund von Literaturangaben den Bewertungskategorien zugeordnet, einige bereits
bestehende Einstufungen wurden revidiert. Mehrere Gattungen, die für eine Bewertung des
ökologischen Zustands wenig aussagekräftig sind, wurden aus der Liste der Indikatorarten
herausgenommen. Für einige auffällige fädige Formen muss bei der Bewertung nach
Abundanz unterschieden werden. Falls weniger als fünf indikative Taxa gefunden wurden,
kann eine gesicherte Bewertung erst erfolgen, wenn die Summe der quadrierten
Deckungsgrade mehr als 16 beträgt.
Für die neu in die Untersuchung aufgenommenen Typen 22 und 23 (Marschengewässer,
rückstau- und brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse) sind umfangreiche Untersuchungen
notwendig, um sie charakterisieren zu können und ein Bewertungsverfahren für das
Teilmodul Phytobenthos ohne Diatomeen zu entwickeln.
108

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115

ANHANG
I. Steckbriefe der deutschen Fließgewässertypen
I. Steckbriefe der deutschen Fließgewässertypen (Tiefland)
(„Fließgewässertypologie“)
II. Autokorrelationen („Bewertung Makrozoobenthos“)
III. Ankerpunkte („Bewertung Makrozoobenthos“)
IV. Metricalternativen („Bewertung Makrozoobenthos“)
V. Kurzbeschreibung Fließgewässertypen Makrophyten
(„Bewertung Makrophyten & Phytobenthos“)

I. Steckbriefe der deutschen Fließgewässertypen
Die im Rahmen des vorliegenden Projektes überarbeiteten Steckbriefe der deutschen
Fließgewässertypen (Pottgiesser & Sommerhäuser 2004, verändert) liegen dem Bericht auf
CD bei.

II. Autokorrelationen
Tabelle 1: Redundanz-Tabelle der ausgewählten Metrics für Fließgewässertyp 11
Typ 11
Nutzungsreferenzen ja
GSG-VO-Referenzen ja
Schlechte Stellen Nutzung ja
Schlechte Stellen GSG-VO ja
Anzahl Datensätze Nutzung 66
Anzahl Datensätze GSG-VO 48
szo_Ind szx_HK G_FI_D01 p_hyporhithr cupRP_HK p_shred p_EPT %EPT_HK no_trichoptera
szo_Ind 1,000
szx_HK 0,881 1,000
G_FI_D01 0,678 0,715 1,000
p_hyporhithr 0,428 0,476 0,629 1,000
cupRP_HK 0,520 0,495 0,658 0,733 1,000
p_shred 0,265 0,395 0,334 0,363 0,232 1,000
p_EPT 0,345 0,295 0,466 0,453 0,533 0,266 1,000
%EPT_HK 0,410 0,387 0,632 0,586 0,695 0,263 0,889 1,000
no_trichoptera 0,284 0,298 0,476 0,239 0,433 0,060 0,426 0,564 1,000

II. Autokorrelationen
Tabelle 2: Redundanz-Tabelle der ausgewählten Metrics für Fließgewässertyp 12
Typ 12
Nutzungsreferenzen ja
GSG-VO-Referenzen ja
Schlechte Stellen Nutzung ja
Schlechte Stellen GSG-VO ja
Anzahl Datensätze Nutzung 45
Anzahl Datensätze GSG-VO 30
szo_Ind szx_HK G_FI_D01 p_hyporhithr cupRP_HK p_shred p_EPT %EPT_HK no_trichoptera
szo_Ind 1,000
szx_HK 0,767 1,000
G_FI_D01 0,409 0,433 1,000
p_hyporhithr 0,398 0,269 0,529 1,000
cupRP_HK 0,608 0,537 0,628 0,620 1,000
p_shred -0,080 -0,036 0,523 0,132 0,189 1,000
p_EPT 0,269 0,167 0,587 0,131 0,324 0,430 1,000
%EPT_HK 0,240 0,215 0,688 0,274 0,410 0,530 0,906 1,000
no_trichoptera 0,190 0,174 0,561 0,409 0,270 0,409 0,627 0,754 1,000

II. Autokorrelationen
Tabelle 3: Redundanz-Tabelle der ausgewählten Metrics für Fließgewässertyp 19
Typ 19
Nutzungsreferenzen ja
GSG-VO-Referenzen entf.
Schlechte Stellen Nutzung ja
Schlechte Stellen GSG-VO entf.
Anzahl Datensätze Nutzung 94
Anzahl Datensätze GSG-VO entf.
szo_Ind szx_HK p_epirhithr p_metapotam p_shred p_EPT %EPT_HK no_trichoptera
szo_Ind 1,000
szx_HK 0,943 1,000
p_epirhithr 0,363 0,270 1,000
p_metapotam -0,797 -0,727 -0,588 1,000
p_shred 0,134 0,192 -0,277 -0,022 1,000
p_EPT 0,704 0,634 0,291 -0,524 -0,048 1,000
%EPT_HK 0,731 0,694 0,269 -0,571 0,045 0,897 1,000
no_trichoptera 0,431 0,490 -0,150 -0,163 0,352 0,462 0,552 1,000

II. Autokorrelationen
Tabelle 4: Redundanz-Tabelle der ausgewählten Metrics für Fließgewässertyp 21
Typ 21
Nutzungsreferenzen ja
GSG-VO-Referenzen ja
Schlechte Stellen Nutzung ja
Schlechte Stellen GSG-VO ja
Anzahl Datensätze Nutzung 93
Anzahl Datensätze GSG-VO 34
szo_Ind szx_HK G_FI_D03 p_epipotam p_metapotam cupRP_HK p_EPT %EPT_HK no_trichoptera
szo_Ind 1,000
szx_HK 0,835 1,000
G_FI_D03 0,285 0,422 1,000
p_epipotam 0,290 0,197 0,309 1,000
p_metapotam -0,072 -0,260 -0,162 0,033 1,000
cupRP_HK 0,449 0,423 0,595 0,619 -0,333 1,000
p_EPT 0,166 0,096 0,210 0,394 -0,328 0,537 1,000
%EPT_HK 0,084 -0,028 0,165 0,377 -0,213 0,497 0,849 1,000
no_trichoptera 0,010 -0,059 -0,015 0,103 -0,071 0,195 0,544 0,766 1,000

II. Autokorrelationen
Tabelle 5: Redundanz-Tabelle der ausgewählten Metrics für Fließgewässertyp 23
Typ 23
Nutzungsreferenzen nein
GSG-VO-Referenzen ja
Schlechte Stellen Nutzung ja
Schlechte Stellen GSG-VO ja
Anzahl Datensätze Nutzung 30
Anzahl Datensätze GSG-VO 30
szo_Ind szx_HK p_epipotam p_metapotam p_pel p_EPT %EPT_HK
szo_Ind 1,000000
szx_HK 0,935289 1,000000
p_epipotam -0,203812 -0,230247 1,000000
p_metapotam 0,107771 0,000183 0,225440 1,000000
p_pel 0,419721 0,449679 -0,390762 -0,155792 1,000000
p_EPT 0,020042 -0,022805 -0,477156 -0,288500 0,321782 1,000000
%EPT_HK -0,217544 -0,291798 -0,292756 -0,348660 0,148401 0,808597 1,000000

III. Ankerpunkte
Tabelle 6: Übersicht über die Ankerpunkte der Core Metrics für Fließgewässertyp 11
Typ 11
Nutzungsreferenzen ja
GSG-VO-Referenzen ja
Schlechte Stellen Nutzung ja
Schlechte Stellen GSG-VO ja
Anzahl Datensätze Nutzung 66
Anzahl Datensätze GSG-VO 48
szx_HK
szo_Ind
Perzentile
Oberes Perzentil 95%-Perzentil 23,74 24,80 1,17 30,40 77,78 50,60 61,22 60,00 10,00
Unteres Perzentil 5%-Perzentil 8,00 9,68 -1,00 8,14 0,00 2,49 0,41 4,00 0,00
Oberes Perzentil 90%-Perzentil 23,63 23,33 0,93 28,57 54,17 39,93 54,86 52,38 9,00
Unteres Perzentil 10%-Perzentil 10,13 11,25 -1,00 9,30 0,00 5,40 1,31 9,38 1,00
Entscheidung oberer Ankerpunkt 20,00 20,00 1,00 25,00 50,00 40,00 50,00 50,00 7,00
Entscheidung unterer Ankerpunkt 8,00 8,00 -1,00 8,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00
G_FI_D01
p_hyporhithr
cupRP_HK
p_shred
p_EPT
%EPT_HK
no_trichoptera

III. Ankerpunkte
Tabelle 7: Übersicht über die Ankerpunkte der Core Metrics für Fließgewässertyp 12
Typ 12
Nutzungsreferenzen ja
GSG-VO-Referenzen ja
Schlechte Stellen Nutzung ja
Schlechte Stellen GSG-VO ja
Anzahl Datensätze Nutzung 45
Anzahl Datensätze GSG-VO 30
szx_HK
szo_Ind
Perzentile
Oberes Perzentil 95%-Perzentil 20,71 19,63 0,29 25,28 52,17 40,33 58,07 53,49 7,00
Unteres Perzentil 5%-Perzentil 9,01 8,89 -1,27 7,29 0,00 2,16 0,10 3,39 0,00
Oberes Perzentil 90%-Perzentil 20,04 18,33 -0,07 23,64 43,55 33,91 54,84 51,52 6,00
Unteres Perzentil 10%-Perzentil 10,30 11,72 -1,22 9,27 2,22 2,47 0,86 3,64 0,00
Entscheidung oberer Ankerpunkt 18,00 18,00 entf. 20,00 40,00 30,00 50,00 50,00 7,00
Entscheidung unterer Ankerpunkt 8,00 8,00 entf. 7,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00
G_FI_D01
p_hyporhithr
cupRP_HK
p_shred
p_EPT
%EPT_HK
no_trichoptera

III. Ankerpunkte
Tabelle 8: Übersicht über die Ankerpunkte der Core Metrics für Fließgewässertyp 19
Typ 19
Nutzungsreferenzen ja
GSG-VO-Referenzen entf.
Schlechte Stellen Nutzung ja
Schlechte Stellen GSG-VO entf.
Anzahl Datensätze Nutzung 94
Anzahl Datensätze GSG-VO entf.
szx_HK
szo_Ind
Perzentile - Nutzung
Oberes Perzentil 95%-Perzentil 26,21 26,34 17,85 20,00 34,90 80,53 68,97 9,00
Unteres Perzentil 5%-Perzentil 0,65 4,71 3,56 0,51 0,30 0,19 4,44 0,00
Oberes Perzentil 90%-Perzentil 24,75 23,81 13,88 18,18 33,20 72,52 62,50 8,00
Unteres Perzentil 10%-Perzentil 2,66 7,65 5,00 1,76 0,83 0,86 10,53 1,00
Entscheidung oberer Ankerpunkt 20,00 20,00 12,00 0,00 30,00 65,00 60,00 7,00
Entscheidung unterer Ankerpunkt 0,00 0,00 0,00 15,00 0,00 0,00 0,00 0,00
p_epirhithr
p_metapotam
p_shred
p_EPT
%EPT_HK
no_trichoptera

III. Ankerpunkte
Tabelle 9: Übersicht über die Ankerpunkte der Core Metrics für Fließgewässertyp 21
Typ 21
Nutzungsreferenzen ja
GSG-VO-Referenzen ja
Schlechte Stellen Nutzung ja
Schlechte Stellen GSG-VO ja
Anzahl Datensätze Nutzung 93
Anzahl Datensätze GSG-VO 34
szx_HK
szo_Ind
Perzentile - Nutzung
Oberes Perzentil 95%-Perzentil 22,66 21,80 0,82 37,85 28,04 56,00 62,20 56,25 12,00
Unteres Perzentil 5%-Perzentil 7,42 10,94 -1,41 14,71 6,77 0,00 1,08 5,41 0,00
Oberes Perzentil 90%-Perzentil 21,47 19,50 0,53 29,15 24,02 43,75 50,22 50,00 10,00
Unteres Perzentil 10%-Perzentil 9,18 11,30 -1,36 15,80 9,08 4,76 3,45 8,00 0,00
Entscheidung oberer Ankerpunkt 20,00 20,00 0,50 28,00 5,00 40,00 45,00 45,00 9,00
Entscheidung unterer Ankerpunkt 8,00 8,00 -1,40 12,00 22,00 0,00 0,00 0,00 0,00
G_FI_D03
p_epipotam
p_metapotam
cupRP_HK
p_EPT
%EPT_HK
no_trichoptera

III. Ankerpunkte
Tabelle 10: Übersicht über die Ankerpunkte der Core Metrics für Fließgewässertyp 23
Typ 23
Nutzungsreferenzen nein
GSG-VO-Referenzen ja
Schlechte Stellen Nutzung ja
Schlechte Stellen GSG-VO ja
Anzahl Datensätze Nutzung 30
Anzahl Datensätze GSG-VO 30
szo_Ind
Perzentile - Nutzung
Oberes Perzentil 95%-Perzentil 19,41 17,83 25,08 27,72 43,44 24,26 22,92
Unteres Perzentil 5%-Perzentil 1,36 6,90 11,59 11,00 2,39 0,00 0,00
Oberes Perzentil 90%-Perzentil 17,50 17,35 22,25 25,71 26,38 16,30 16,78
Unteres Perzentil 10%-Perzentil 6,87 7,50 13,47 11,35 4,74 0,00 0,00
Entscheidung oberer Ankerpunkt 15,00 15,00 10,00 10,00 25,00 15,00 15,00
Entscheidung unterer Ankerpunkt 0,00 0,00 21,00 25,00 0,00 0,00 0,00
szx_HK
p_epipotam
p_metapotam
p_pel
p_EPT
%EPT_HK

V. Kurzbeschreibung Fließgewässertypen Makrophyten
Tabelle 11: Prüfung alternativer Core Metrics-Kombinationen für Fließgewässertyp 11
Typ 11
Nutzungsreferenzen ja
GSG-VO-Referenzen ja
Schlechte Stellen Nutzung ja
Schlechte Stellen GSG-VO ja
Anzahl Datensätze Nutzung 66
Anzahl Datensätze GSG-VO 48
T T T F F F Z Z V
szx_HK
G_FI_D01
p_hyporhithr
szo_Ind
Typ 11
MMI11_1 x x x x x x x -0,688 -0,291
MMI11_2 x x x x x x -0,665 -0,267
MMI11_3 x x x x x x x -0,689 -0,303
MMI11_4 x x x x x x -0,698 -0,309
MMI11_5 x x x x x x -0,688 -0,281
MMI11_6 x x x x x x -0,687 -0,273
MMI11_7 x x x x x x -0,685 -0,260
MMI11_8 x x x x x -0,698 n. sign.
MMI11_9 x x x x x -0,648 -0,272
cupRP_HK
p_shred
p_EPT
%EPT_HK
no_trichoptera
Korrelation mit Struktur
Korrelation mit Nutzung

V. Kurzbeschreibung Fließgewässertypen Makrophyten
Tabelle 12: Prüfung alternativer Core Metrics-Kombinationen für Fließgewässertyp 12
Typ 12
Nutzungsreferenzen ja
GSG-VO-Referenzen ja
Schlechte Stellen Nutzung ja
Schlechte Stellen GSG-VO ja
Anzahl Datensätze Nutzung 45
Anzahl Datensätze GSG-VO 30
T T F F F Z Z V
szx_HK
p_hyporhithr
szo_Ind
Typ 12
MI12_1 x x x x x x -0,593 n. sign.
MI12_2 x x x x x x -0,593 n. sign.
MI12_3 x x x x x x -0,580 n. sign.
MI12_4 x x x x x -0,603 n. sign.
MI12_5 x x x x x -0,597 n. sign.
MI12_6 x x x x x -0,619 n. sign.
MI12_7 x x x x x -0,596 n. sign.
MI12_8 x x x x x -0,610 n. sign.
cupRP_HK
p_shred
p_EPT
%EPT_HK
no_trichoptera
Korrelation mit Struktur
Korrelation mit Nutzung

V. Kurzbeschreibung Fließgewässertypen Makrophyten
Tabelle 13: Prüfung alternativer Core Metrics-Kombinationen für Fließgewässertyp 19
Typ 19
Nutzungsreferenzen ja
GSG-VO-Referenzen entf.
Schlechte Stellen Nutzung ja
Schlechte Stellen GSG-VO entf.
Anzahl Datensätze Nutzung 94
Anzahl Datensätze GSG-VO entf.
T T F F F Z Z V
szx_HK
p_epirhithr
szo_Ind
Typ 19
MI19_1 x x x x x x entf. -0,439
MI19_2 x x x x x x entf. -0,446
MI19_3 x x x x x x entf. -0,443
MI19_4 x x x x x x entf. -0,456
MI19_5 x x x x x entf. -0,416
MI19_6 x x x x x entf. -0,398
MI19_7 x x x x x entf. -0,415
MI19_8 x x x x x entf. -0,394
p_metapotam
p_shred
p_EPT
%EPT_HK
no_trichoptera
Korrelation mit Struktur
Korrelation mit Nutzung

V. Kurzbeschreibung Fließgewässertypen Makrophyten
Tabelle 14: Prüfung alternativer Core Metrics-Kombinationen für Fließgewässertyp 21
Typ 21
Nutzungsreferenzen ja
GSG-VO-Referenzen ja
Schlechte Stellen Nutzung ja
Schlechte Stellen GSG-VO ja
Anzahl Datensätze Nutzung 93
Anzahl Datensätze GSG-VO 34
T T T F F F Z Z V
szx_HK
G_FI_D03
p_epipotam
szo_Ind
Typ 21
MI21_1 x x x x x x x -0,486 -0,452
MI21_2 x x x x x x -0,343 -0,442
MI21_3 x x x x x -0,469 -0,456
MI21_4 x x x x x x x -0,403 -0,454
MI21_5 x x x x x x -0,469 -0,468
MI21_6 x x x x x x -0,437 -0,432
MI21_7 x x x x x -0,494 -0,444
MI21_8 x x x x x x -0,509 -0,468
p_metapotam
cupRP_HK
p_EPT
%EPT_HK
no_trichoptera
Korrelation mit Struktur
Korrelation mit Nutzung

V. Kurzbeschreibung Fließgewässertypen Makrophyten
Tabelle 15: Prüfung alternativer Core Metrics-Kombinationen für Fließgewässertyp 23
Typ 23
Nutzungsreferenzen nein
GSG-VO-Referenzen ja
Schlechte Stellen Nutzung ja
Schlechte Stellen GSG-VO ja
Anzahl Datensätze Nutzung 30
Anzahl Datensätze GSG-VO 30
T T F F F Z Z
szx_HK
p_epipotam
szo_Ind
Typ 23
MI23_1 x x x x x -0,78 n. sign.
MI23_2 x x x x x -0,80 n. sign.
MI23_3 x x x x -0,66 n. sign.
MI23_4 x x x x -0,76 n. sign.
MI23_5 x x x x x -0,75 n. sign.
MI23_6 x x x x x -0,76 n. sign.
MI23_7 x x x x -0,66 n. sign.
MI23_8 x x x x -0,75 n. sign.
p_metapotam
p_pel
p_EPT
%EPT_HK
Korrelation mit Struktur
Korrelation mit Nutzung

V. Kurzbeschreibung Fließgewässertypen Makrophyten
TR – rhithral geprägte Fließgewässer des
Norddeutschen Tieflandes
Abbildung 1: Typ TR: Schwärze Abfluss Schwärzensee (Probestelle 10018;
Brandenburg)
Die rhithral geprägten Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes (TR) sind meist
nur ca. zwei bis drei Meter breit und erreichen selten eine Breite von über zehn
Meter. Ihre Wasserführung ist gering, es werden meist nur Tiefen bis etwa 30 cm
erreicht. Naturnahe Stellen dieses Typs sind von Wald umgeben und deshalb mehr
oder weniger stark beschattet. Die Fließgeschwindigkeit ist höher als bei den
potamal geprägten Fließgewässern des Tieflandes (TN), und liegt in den Klassen III
(langsam fließend, erkennbar fließend, Wasserspiegel fast glatt) und IV (schnell
fließend, Strömung mit mäßiger Turbulenz) nach Bayerisches Landesamt für
Wasserwirtschaft (1995). Das Strömungsbild ist eher turbulent. Die Substrate
bestehen überwiegend aus Sanden und/oder Kiesen. Die Fließgewässer des Typs
TR besitzen eine relativ geringe Wasserführung, welche die Ausbildung von z. B.
Großlaichkräutern nicht zulässt. Aufgrund dieser Standortbedingungen werden
Stellen des Typs TR in naturnahem Zustand meist von Moosen sowie von Berula
erecta (submers und emers), Ranunculus- und Callitriche-Arten besiedelt.

V. Kurzbeschreibung Fließgewässertypen Makrophyten
TNk – kleine Niederungsfließgewässer des
Norddeutschen Tieflandes
Abbildung 2: Typ TNk: Grove bei Wehdel (Probestelle 10026; Niedersachsen)
Die kleinen Niederungsfließgewässer des Norddeutschen Tieflandes (TNk) sind
etwa zwischen drei und fünf Metern breit, weisen eine Tiefe von bis zu einem Meter
auf und sind wenig beschattet. Die Fließgeschwindigkeit ist geringer als bei den
rhithral geprägten Fließgewässern des Tieflandes, es werden die Klassen II (träge
fließend) und III (langsam fließend) nach BLfW 1995 erreicht. Durch dieses
potamale Strömungsbild wird auch die Zusammensetzung des Substrats geprägt.
Es besteht v. a. aus Feinsedimenten wie Schlamm und Sand. Die
Habitatvoraussetzungen in Fließgewässern des Typs TNk eignen sich gut für eine
Besiedlung mit Makrophyten.

V. Kurzbeschreibung Fließgewässertypen Makrophyten
(Mittelgroße) Niederungsfließgewässer des
Norddeutschen Tieflandes (TN)
Abbildung 3: Typ TN: Pfefferfließ westlich Stangenhagen (Probestelle Nr. 25,
Brandenburg)
Die mittelgroßen potamal geprägten 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. Die Fließgeschwindigkeit
ist gering, es werden die Klassen II (träge fließend, Strömung sehr schwach, aber
erkennbar fließend) und III (langsam fließend, erkennbar fließend, Wasserspiegel
fast glatt) nach Bayerisches Landesamt für Wasserwirtschaft (1995) erreicht. Durch
dieses potamale Strömungsbild wird auch die Zusammensetzung des Substrats
geprägt. Es besteht v. a. aus Feinsedimenten wie Schlamm und Sand. Die
Habitatvoraussetzungen in Fließgewässern des Typs TN eignen sich gut für eine
Besiedlung mit Makrophyten, was sich in einem vielfältigen Wuchsformenspektrum
ausdrückt. Typische Wasserpflanzengesellschaften werden hier u a von
Großlaichkräutern gebildet (verändert nach Meilinger 2003).

V. Kurzbeschreibung Fließgewässertypen Makrophyten
TNg – große Niederungsfließgewässer des
Norddeutschen Tieflandes
Abbildung 4: Typ TNg: Weser bei Dörverdev (Probestelle 10084; Niedersachsen)
Die großen potamal geprägten Fließgewässer des Norddeutschen Tieflandes (TNg)
weisen eine Breite von mindestens 30 Metern auf. Im natürlichen Zustand ist das
Gewässerprofil breit und flach, häufig werden Furten ausgebildet. Charakteristisch
sind großräumige Stromverlagerungen mit Stromaufspaltungen sowie ein hoher
Totholzanteil. Durch gewässerbauliche Maßnahmen weisen diese Gewässer heute
meist relativ große Tiefen auf, die nicht mehr die ursprünglichen
Besiedlungsmöglichkeiten für Makrophyten bieten, sondern deren Vorkommen auf
die Randbereiche beschränken. Aus diesem Grund ist eine Bewertung mit
Makrophyten in vielen Fällen nicht möglich.