B11 (Schäfer) [pdf 201 kB, 19 Seiten]

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Makrozoobenthosgesellschaften als Indikatoren für den
Einfluss von Strömung, Substratbeschaffenheit und
Wasserqualität
Prof. Dr. Alois Schäfer, Prof. Dr. Dr. h.c. mult. Paul Müller,
Dipl. Geogr. Christian Vogt,
1 Kenntnisstand bei der letzten Antragstellung und Ausgangsfragestellung
Gewässerqualität ist eine Funktion der Landschaft (FREDE 200) und steuert
zugleich entscheidend die Biodiversität. Krenale und rhithrale Biozönosen sind
nicht nur aus evolutionsgenetischer und populationsökologischer Sicht von
besonderem Interesse (vgl. SCHMID et al. 2000, STATZNER et al. 2001,
VINSON & HAWKINS 1998). Wegen ihrer reaktiven Sensitivität auf
Veränderungen physikalischer Faktoren, chemische Konzentrationsänderungen
und „Belastungen“ wurden sie bereits seit fast eine m Jahrhundert als
„Indikatoren“ für Veränderungen in ihrem Lebensraum eingesetzt. Auf diesen
biologischen Fähigkeiten beruht im Prinzip auch das Gewässerbewertungs -
system der LAWA, das letztlich über einen Vergleich der „Abweichungen“ einer
benthalen Biozönose von ihrer am „natürlichen Standort“ zu erwartenden
Zusammensetzung, zu einem Bewertungsverfahren kommt. (vgl. u.a. River
Continuum Concept, VANNOTE et al. 1980) Im naturnahen
Mittelgebirgsabschnitt eines Fließgewässers der westlichen Palaearktis lebt u.a.
aufgrund des reichhaltigen Ressourcen - und Habitatangebotes eine der
artenreichsten Lebensgemeinschaften. Deshalb stellt dieser Lebensraum die
meisten Indikatorarten des Bewertungssystems. In vielen Fällen ist jedoch in
kleinen Bächen die Anwendung de r standardisierten LAWA -
Beurteilungsmethode insbesondere wegen geringer Abundanzen von
Indikatororganismen erschwert. Hinzu kommt, dass Fließgewässer als
„Durchlaufsysteme“ und wegen aperiodischem Niederschlagsgeschehen z.T.
extremen Schwankungen unterworfen sind. Mitteleuropäische Biozönosen
haben sich an diese Dynamik evolutiv angepasst. Deshalb kommt der die
Dynamik von Fließgewässern stärker berücksichtigenden Modellvorstellung
„pulsierender Systeme“ (JUNK et al. 1989) eine besondere Bedeutung zu. Diese
geht von einer regelmäßigen Veränderung der Systemzustände eines
Flussökosystems u.a. durch durchlaufende Hochwasserwellen aus. Die
Anpassung der Biozönosen pulsierender Systeme besteht in der Entwicklung
von Strategien zur Überwindung der hydraulischen D ynamik, durch
Ausbreitung- und Rückzugsstrategien sowie Schutzmechanismen u.a. gegen

Austrocknen. Für die Erfassung und Bewertung des ökologischen Zustandes
kleiner Fließgewässer ist die Kenntnis der räumlichen und zeitlichen Dynamik
von rheophilen Lebensg emeinschaften im Zusammenhang mit
Hochwasserereignissen, vor allem bei unterschiedlicher anthropogener
Belastung, für die ökologische Gesamtbeurteilung deshalb von entscheidender
Bedeutung.
Ziel des Projektes war es durch Anwendung und Erprobung verschiede ner
Methoden zu einem dieser Dynamik Rechnung tragenden verbesserten
Bewertungssystems für kleine Fließgewässer zu gelangen. Die Beurteilung von
unterschiedlich organisch belasteten, hochdynamischen Bächen und
eutrophierten, langsam fließenden Fließgewässern wird von uns als ein Beitrag
für ein ökosystemgerechtes Umweltmanagement im Projektgebiet verstanden.
Basis ist die Erfassung der räumlichen und zeitlichen Dynamik kleiner
Fließgewässer mit unterschiedlicher Struktur und Wasserqualität in der Region
Trier.
2 Angewandte Methoden
Eine Auswahl quantitativer Methoden der Besammlung des Makrozoobenthos
wurden in eigenen Voruntersuchungen auf die vorliegenden räumlichen
Bedingungen und die Zielsetzung des Projekts überprüft. Dabei sollte eine
substratspezifische Erfassung der Individuenzahlen erreicht werden. In den
Voruntersuchungen wurden zwei in-situ-Besammlungsverfahren getestet.
zeitlich begrenzte Direktbesammlung: die vorkommenden Substrate in
einem Gewässerabschnitt wurden durch Aufsammeln aller erkennbaren
Individuen innerhalb einer definierten Zeitspanne von 30 „Sammelminuten“
beprobt. HELLAWELL (1986) und KLEMM et al. (1990) betrachten diese
Methode als semi-quantitativ, da eine Standardisierung durch die konstante
Besammlungsdauer erreicht wird. Während der Handbesammlung wurde
ein Driftnetz unterhalb des beprobten Abschnittes aufgestellt, in dem
abdriftende Tiere aufgefangen wurden. Die Driftbesammlung wurde separat
ausgewertet.
Surber-Sampler: mit einem Surber-Sampler können steinig-kiesige bis
schlammige Substrate flächenbezogen beprobt werden. Das Substrat
innerhalb des Rahmens wird aufgewirbelt, größere Steine auch von Hand
abgewaschen, und die dabei abdriftenden Tiere in einem Netz aufgefangen.
Es wurden zwei verschiedene Größen verwandt, ein Sampler mit einer
Grundfläche von 30 x 30 cm, der zweite von 50 x 50 cm. An einigen
Standorten konnte diese Methode wegen zu geringer Wassertiefe, zu
282

282
starker Strömung bzw. ungeeignetem Substrat (anstehender Fels) nicht
angewandt werden.
Abb. 1: Surber Sampler
Abb. 2: Expositionssubstrate
Zur quantitativen Erfassung des Makrozoobenthos werden seit langem auch
Kunstsubstrate eingesetzt. Das gilt insbesondere für Monitoringprogramme in

größeren Fließgewässern (KLEMM et al. 1990, DEPAUW et al. 1994, vgl. auch
Probenhame von Dreissena polymorpha der Umweltprobenbank). Neben der
konstanten Fläche bzw. Volumen, das dabei beprobt wird, erfolgt auch eine
Standardisierung des beprobten Substrates. In Voruntersuchungen wurden zwei
Kunstsubstrate auf ihre Eignung für Untersuchungen der Populationsdynamik in
kleinen Fließgewässern überprüft.
Basket Sampler: Die Basket Sampler bestehen aus Drahtkörben von 10 x
15 x 20 cm, die mit autochthonen Steinen gefüllt sind. Die Oberfläche der
Füllung beträgt durchschnittlich 3000 cm². An jedem Standort wurden zwei
Sampler auf dem Gewässergrund aufliegend eingesetzt für eine
Expositionszeit von drei bzw. sechs Wochen.
Multiplate Sampler: Die Multiplate Sampler nach HESTER & DENDY (1962)
bestehen aus Sperrholzplatten die auf einer Gewindestange in
unterschiedlichen Abständen montiert sind. Durch die unterschiedlichen
Abstände soll eine Besiedlung von Taxa verschiedener Größe erfolgen. Die
Oberfläche beträgt 1160 cm². Die Multiplate Sampler wurden für sechs
Wochen exponiert, bei einer genügend großen Wassertiefe aufrecht
stehend, ansonsten liegend.
Zum Vergleich der Standorte und der einzelnen Proben werden der
Saprobienindex (nach DIN 38 410), der Average Score per Taxon (ASPT), der
Index der „Biological Monitoring Working Party“ (BMWP) (NEWMAN, 1988),
Ephemeroptera-Plecoptera–Trichoptera–Index (EPT), Trent Biotic Index (TBI)
(WOODIWISS 1964), Rhithron-Ernährungstypen-Index (RETI) (SCHWEDER
1993) berechnet. Weitere Auswertungen erfolgen durch Berechnung
vergleichender Indizes (z.B. Sörensen-Index) und multivariater Statistik.
Die Untersuchung zur Gewässerstruktur folgte der Kartieranleitung zur
Gewässerstrukturkartierung der LAWA (1999). Darüber hinaus wurden
kleinräumige Strukturparameter erfasst sowie eine detaillierte
Feinsubstratkartierung durchgeführt. Die Kartieranleitung nach LAWA basiert
auf größere Strukturen, während für viele Biozönosen eher kleinräumige
Habitate entscheidend sind. Wesentliche Aufnahmeparameter umfassten die
Tal- und die Bachmorphologie, die Beschattung, Wasser tiefe, Sohlenstruktur,
Anzahl der Substrattypen und ihre Flächenanteile. Zur Veranschaulichung
wurden Feinsubstratkarten der Untersuchungsstellen angefertigt. Die Standorte
wurden zu verschiedenen Zeitpunkten fotografisch dokumentiert.
Zur Bestimmung der Wassergüte wurden parallel zu den biologischen
Besammlungen Wasserproben entnommen und analysiert. Als Grundlage
wurde der Chemische Index von BACH (1980) gewählt. Dieser Index setzt sich
aus acht einfach zu ermittelnden chemisch -physikalischen Messgrößen
282

zusammen, die eine Beschreibung des Gewässerzustandes im Zusammenhang
mit der biologischen Selbstreinigung ermöglichen. Im Gelände wurden
Leitfähigkeit, Wassertemperatur, Sauerstoffgehalt und der pH-Wert gemessen.
Im Labor wurden die Proben auf den Nitratg ehalt (nach APHA),
Ammoniumgehalt (Salicylat-Methode, Schnelltest von HACH) und ortho -
Phosphat (Ascorbinsäure-Methode, Schnelltest von HACH) untersucht.
Zur Verwaltung der Daten und der anschließenden Analyse wurde ein
Gebietsinformationssystem innerhalb d es Projektes eingerichtet.
Hauptbestandteil ist eine relationale Datenbank, in der alle erfassten Parameter
aufgenommen sind, und ein hybrides geographisches Informationssystem. Das
dreidimensionale Geländemodell kann dabei zur Analyse von Einzugsgebieten
eingesetzt werden, neben der Berechnung der Einzugsgebietsgröße kann auch
das Gefälle und die Hangneigung ermittelt werden. Dies ist für die Auswertung
von Erosionsgefährdung und zur Abschätzung der Dynamik in den
Einzugsgebieten nutzbar. Ein weiterer Nutzen liegt in der Verknüpfung der
erhobenen Daten mit den Karten des geographischen Informationssystems zur
Erstellung von Gewässergütekarten oder zur Darstellung von
Verbreitungsbildern einzelner Taxa. Das Gebietsinformationssystem ist in das
zentrale Datenmanagement des SFB integriert.
Das Untersuchungsgebiet umfasst in erster Linie das Einzugsgebiet der Ruwer,
einem Nebenfluss der Mosel, die bei Trier in die Mosel mündet. Weitere
Standorte befinden sich im Bitburger Gutland bei Newel nördlich von Trier
(Kartelbornsbach) und im Olewiger Bach, dessen Einzugsgebiet westlich
benachbart zur Ruwer liegt (siehe Übersichtskarte). Die Standorte 1 – 12
wurden seit Herbst 1999, die Standorte 13 – 23 seit dem Frühjahr 2001
untersucht. Die Auswahl der ersten Standorte richtete sich nach der
Repräsentanz verschiedener Gewässertypen, angefangen von kleinen, steilen
Waldbächen über trockenfallende Gewässer bis hin zur Ruwer selbst. Der
Kartelbornsbach (12) wurde als ein Gewässer mit abweichendem geologischen
Untergrund (Muschelkalkgebiet) und wegen sinnvoller Verknüpfung mit Projekt
B9 ausgewählt. Die im Jahr 2001 neu aufgenommenen Standorte liegen im
südlichen Teil des Ruwereinzugsgebietes und in Zusammenarbeit mit den
Teilprojekten B9 und C2 am Olewiger Bach.
282

Abb. 3: Karte des Untersuchungsgebietes mit Probenahmestellen
282
12
(X (X
13
Trier
Mosel
Olewiger Bach
15
(X
(X
16
(X
14
1
(X
23
(X
2
(X
22
(X
11
(X
(X
3
(X
10
(X
(X
Ruwer Einzugsgebiet
(X
(X (X
(X
6 7
5
21
9
20
8
(X
(X
4
17
(X
18
(X
19
(X
N

3 Ergebnisse und ihre Bedeutung
3.1 Taxazahlen
In der vorliegenden Untersuchung wurden in dem Untersuchungsgebiet bisher
185 Arten in 79 Familien nachgewiesen.
Ordnung Artenzahl Indikatorarten
Pisces 1 Cottus gobio
Diptera * 36 Twinnia hydroides, Chironnomus thummi gr., Atherix ibis
Trichoptera 65 Rhyacophila dorsalis, Hydropsyche siltalai, Silo pallipes
Plannipennia 2 Osmylus fulvicephalus, Sialis fuliginosa
Coleoptera 26 Platambus maculatus, Elmis latreille, Limnius volckmari
Heteroptera 2 Gerris rufoscutellatus, Velia caprai
Odonata 1 Cordulegaster boltoni
Plecoptera 34 Brachyptera risi, Isoperla oxylepis, Dinocras cephalotes
Ephemeroptera 22
Baetis rhodani, Rhithrogena semicolorata, Ephemerella
ignita
Crustacea 4 Asellus aquaticus, Gammarus fossarum
Hirudinea 8 Glossiphonia complanata, Erpobdella octoculata
Mollusca 7 Potamopyrgus antipodarum, Galba truncatula, Radix ovata
Plathelminthes 4 Dugesia gonocephala, Polycelis felina, P. nigra
* Taxazahl; 9 Arten, 22 Familien
Abb. 4: Wichtige Ordnungen im Untersuchungsgebiet mit erfassten Artenzahlen
3.2 Vergleich der in-situ Besammlungen
Die im Herbst 1999 durchgeführten Besammlungen dienten der Erprobung und
Selektion verschiedener Erfassungsmethoden. Die Auswertung ergab die
grundsätzliche Eignung aller Methoden, wobei der Surber Sampler durch seine
Anwendung in nur einem Substrattyp die geringsten Taxazahlen erfasste. Die
Besammlung mit dem Driftnetz ist in vielen Fällen eine Ergänzung zu der
Handbesammlung, so dass beide zusammen ein umfassendes Bild der Zönose
ergeben. Allerdings fehlt beim Driftnetz der Flächenbezug. Sowohl für das
Driftnetz als auch für den Surber Sampler (gleiches Gerät) werden eine
Mindestwassertiefe für die Durchführung der Besammlung benötigt. Aufgrund zu
geringer Wassertiefen konnten diese Methoden an einigen Standorten nicht
eingesetzt werden.
3.3 Einsatz von Kunstsubstraten
Nach dem Vergleich der beiden erprobten Kunstsubstrate wurde der Basket
Sampler als „standardisierte Erf assungsmethode“ für die weiteren
Untersuchungen festgelegt. Der Multiplate Sampler wurde nur in ausreichend
282

tiefen Gewässern, wie zum Beispiel der Ruwer in Kasel (11), von einer
vergleichbaren Taxazahl wie die Basket Sampler besiedelt.
Pro Standorte wurde je eine Basket Sampler für drei und für sechs Wochen
exponiert. Die Angaben in der Literatur zum notwendigen Expositionszeitraum
differieren. Während von MASON et al. (1973) keine Ausbildung einer stabilen
Zönose in ihren Untersuchungen festgestellt werden konnten, stellten DEPAUW
(1986) und ELSER (1999) schon nach kurzer Zeit die meisten nachgewiesenen
Taxa auf den Kunstsubstraten fest. Somit erschien eine Expositionszeit von drei
Wochen als angemessen. Demgegenüber wurde bei dieser Untersuchung im
Herbst 1999 nur die sechswöchigen Basket-Sampler Proben in der statistische
Analyse als eigene Gruppe bestätigt, so dass eine weitere Überprüfung mit den
noch nicht abschließend bearbeiteten Proben notwendig ist.
3.4 Vergleich zwischen Kunstsubstrat und Direktbesammlung
Abb. 5: Vergleich der Ergebnisse der Hand- und der Basket Sampler -
Besammlung, Anteile der Taxazahl pro Ordnung
Die Kunstsubstrat- und Handbesammlung liefern für die biologische Bewertung
vergleichbare Ergebnisse. In Abb. 5 werden die Taxazahlen ver schiedener
Ordnungen zwischen beiden Methoden verglichen. In den Oberläufen werden
von den Basket Samplern teilweise weniger Arten erfasst (z.B. 6, 18), in dem
Unterlauf der Ruwer (11, 23) mehr als bei der Handbesammlung (siehe Abb. 6
und 7).
Aufgrund der höheren Standardisierbarkeit der Basket Sampler wurden sie zur
Anwendung in dem Bewertungssystem vorgeschlagen. Parallel wurde die
282
Effizienz der Besammlungsmethoden
Diptera
Trichoptera
Coleoptera
Plecoptera
Ephemeroptera
Crustacea
Oligochaeta
Hirudinea
Mollusca
Turbellaria
Hand
Basket-Sampler
0% 20% 40% 60% 80% 100%

Handbesammlung weiter durchgeführt, um ein größeres Spektrum der Arten zu
erfassen.
3.5 Strukturkartierung
In einer Vorstudie wu rden verschiedene Verfahren zur Erfassung der
Gewässerstruktur getestet. Die Überprüfung verschiedener Parameter, die für
die Besiedlung relevant sind, ergab, dass die Strukturdiversität, die aus den
Flächenanteilen der einzelnen Substrattypen errechnet wu rde, mit einigen
biologischen Indizes korreliert ist. Wesentlich ist dabei der Anteil an steinigem
Substrat, insbesondere anstehender Fels und Schotter. An Standorten mit
diesen Substratanteilen konnten relativ viele Taxa nachgewiesen werden, die
hohe Ansprüche an die Gewässerqualität stellen. Dies zeigt sich in einem engen
Zusammenhang zwischen dem EPT-Index und der Substratdiversität. Im Herbst
1999 konnte ein negativer Zusammenhang zwischen diesen beiden Parametern
festgestellt werden, der darauf zurückgeführt wurde, dass eine Erhöhung der
Substratdiversität gleichbedeutend mit einem höheren Anteil an Feinsubstrat
war. Standorte mit einer schlechteren Wasserqualität waren ausgeschlossen.
Bei den Basket Sampler besteht kein Zusammenhang zwischen
Substratdiversität und Zusammensetzung der Biozönose. Neben diesen
kleinräumigen Parameter, die in der von der LAWA entwickelten
Aufnahmeverfahren bisher keine Berücksichtigung findet, konnte auch der
Einfluss der Landnutzung auf die Zusammensetzung der Biozönose
nachgewiesen werden.
3.6 Zeitliche Dynamik der Populationen
Im Verlauf der Untersuchungen konnten einige deutliche Veränderungen in den
Populationen einzelner Gewässer festgestellt werden:
Ruwer bei Kasel: An diesem Standort konnten im Herbst 1999
Massenvorkommen von Potamopyrgus antipodarum (E.A.SMITH)
(Gastropoda) festgestellt werden. Demgegenüber wurden bei den
darauffolgenden Besammlungen nur noch Einzelexemplare verzeichnet. Die
Ursachen für diesen Zusammenbruch der Population sind ungeklärt.
Großbach bei Zerf: Dieser Standorte wurde aufgrund äußerer
Eutrophierungserscheinungen wie verstärkter Algenbewuchs und
verschlammte Bereiche im Gewässerbett ausgewählt. In den ersten
Besammlungen konnte dies auch gut nachgewiesen werden. Im weiteren
Verlauf stellte sich eine Verbesserung der Bewertung ein. Es wurden
verstärkt empfindlich auf Belastung reagierende Arten erfasst. Hintergrund
282

für diese Verbesserung ist die Inbetriebnahme einer neuen Kläranlage mit
einer verbesserten Reinigungsleistung im Oberlauf.
Entergraben (5) und Riveris Zufluss (9): Während bei den ersten
Besammlungen im Herbst 1999 eine artenreiche Biozönose erfasst werden
konnte, war die Besiedlung mit Makrozoobenthos im darauffolgenden
Frühjahr fast vollständig zusammengebrochen. Es wurden nur wenige Arten
mit geringer Abundanz erfasst. Bei den folgenden Besammlungen steigerte
sich die Artenzahl wieder, allerdings konnte der Stand von Herbst 1999 bis
jetzt nicht wieder erreicht werden. Die Ursache wird in einem Säureschub im
Winter 1999/2000 gesehen. Die Steine im Gewässer wiesen keinen
Aufwuchs mehr auf. An anderen Standorten, wie zum Beispiel dem
benachbarten Thielenbach (8) oder Riveris unterhalb der Talsperre (9)
konnte dieser Effekt nicht nachgewiesen werden. Bei der biologischen
Bewertung anhand von Indizes führte diese Reduzierung der Taxazahl zu
nur geringen Unterschieden. Auffallend ist jedoch, dass die Bewertung z.B.
bei dem Saprobienindex, aber auch bei dem ASPT zunimmt, während bei
stärker von der Taxazahl abhängigen Indizes wie der BMWP oder der TBI
die Proben „schlechter bewertet wurden“. Erklären lässt sich dies durch die
Zunahme der Anteile von Indikatortaxa für eine gute Wasserqualität,
insbesondere von Plecoptera, die relativ versauerungstolerant sind.
7 Riveris Zufluss Herbst 99 Frühjahr 00 Frühjahr 01
Taxazahl 24 9 9
Saprobienindex 1,43 1,2 1,2
Chemischer Index 96 88 88
Abb. 8: Vergleich der Besammlungen am Standort 7 an verschiedenen
Zeitpunkten
3.7 Sedimentation in den Basket Samplern
Durch veränderte Strömungseigenschaften in den Basket Samplern kann sich
dort Feinmaterial ablagern. Dies ist abhängig von der Menge des im Gewässer
transportierten Materials und der Wasserführung. So konnte beobachtet
werden, dass weniger Feinmaterial in den Basket Samplern im Sommer bei
geringer Wasserführung abgelagert wird. An Standorten, die im
landwirtschaftlich genutztem Bereich sind, findet ein verstärkter
Feinmaterialtransport statt, während bei den Waldstandorten kaum
Sedimentation stattfindet, mit Ausnahme der steilen, hochdynamischen
Gewässer. Je nach Umfang der Ablagerung verändert sich das Substrat in den
Basket Samplern. Ein Standortvergleich deckte die Zusammenhänge zwischen
der Menge des einsedimentierten Materials und der biologischen Bewertung
282

auf. Je mehr Material eingelagert wurde, desto schlechter fällt die Bewertung
aus. Dies ist unabhängig von der Wasserqualität nach dem Chemischen Index.
Das abgelagerte Feinsediment wird in Zusammenarbeit mit dem Teilprojekt B9
auf den Gehalt an Metallionen, Kohlenstoff und Stickstoff analysiert. Die bis jetzt
vorliegenden Ergebnisse lassen Zusammenhänge zwischen Taxa -Vorkommen
und Metallkonzentrationen erkennen.
3.8 Einfluss von Kläranlageneinleitung
Der Einfluss von Einleitungen aus Kläranlagen auf die Bachbiozönose ist
hinreichend bekannt und in zahlreichen Studien untersucht worden. Deutlich
wird das erste im Untersuchungsgebiet an Standort 12, der unterhalb einer
Kläranlage liegt. Dieser Standort ist derjenige mit der schlechtesten
Wasserqualität (Güteklasse III) im Untersuchungsgebiet. Standort 19, der eine
mäßige Belastung aufweist, befindet sich unterhalb einer im Jahr vor der
Untersuchung stillgelegten Kläranlage. Allerdings tritt hier eine erhebliche
Belastung durch die Ableitung von Regenwasserüberläufen auf. Der Abschnitt
wurde im Rahmen des „Gewässerprojekt Ruwer und Nebenbäche“ renaturiert
und in Absprache mit dem Landkreis Trier -Saarburg als Projektleitung
ausgewählt. Einige von Kläranlagen beeinflusste Standorte wurden in
Zusammenarbeit mit dem Projekt C2 ausgewählt, so z.B. die
Pflanzenkläranlage in Franzenheim (15 und 16) und in Obersehr (14). Beide
Kläranlagen leiten nicht direkt in das Gewässer ein, sondern über eine
Versickerungsstrecke. In Franzenheim konnte bei einem Vergleich der Proben
oberhalb und unterhalb der Kläranlage keine signifikante Veränderung in der
Bewertung festgestellt werden.
3.9 Künstliche Hochwasserwellen
An der Riveristalsperre konnten in Zusammenarbeit mit dem Teilprojekt B9
verschiedene künstliche Hochwasserwellen beprobt werden. Diese wurden
durch kontrolliertes Ablassen von 1000 bis 2000 m³/s Wasser aus der Riveris-
Talsperre für jeweils eine Stunde erzeugt. Bei einer ersten Untersuchung
wurden Kunstsubstrate direkt vor und direkt nach der Welle untersucht, bei
weiteren Terminen wurde die Drift zu verschiedenen Ze itpunkten der Welle
analysiert. Bei den Basket Samplern konnte eine Zunahme der Taxa nach dem
Ereignis festgestellt werden.
282

3.10 Entwurf eines regionalen Bewertungssystems für kleine
Fließgewässer
In der ersten Projektphase wurden folgende für ein Bewertungssystem wichtige
Grundlagen geschaffen:
eine standardisierte Erfassungsmethode für das Makrozoobenthos
ein einheitliches Strukturkartierungsverfahren, das die für das
Makrozoobenthos wesentlichen Strukturen erfasst
ein chemischer Index zur Beurteilung chemisch-physikalischer Parameter
Die Auswertung der Biologischen Proben und die Berechnung verschiedener
Indizes zur Bewertung der biologischen Wasserqualität ist zur Zeit noch nicht
vollständig abgeschlossen, so dass hierzu nur vorläufige Angaben gemacht
werden können.
Standort Saprob. G.-Kl. ASPT TBI EPT Taxazahl Substrat Chem. G.-Kl.
Index (S.I.) Diversität Index (C.I.)
1 1.7 I-II 6.7 9 0.59 23 1.11 92 I
5 1.3 I 7.3 8 0.68 8 1.24 86 I
6 1.5 I-II 6.5 9 0.64 15 1.14 83 I-II
7 1.8 I-II 6.0 7 0.50 3 0.86 88 I
8 1.5 I-II 6.1 9 0.50 18 1.14 88 I
9 1.5 I-II 7.3 10 0.67 21 0.69 89 I
10 1.6 I-II 6.7 7 0.56 9 0.82 85 I
11 2.1 II 5.6 9 0.33 11 0.69 86 I
12 2.4 II-III 3.4 7 0.09 12 0.71 47 II-III
13 1.7 I-II 6.5 8 0.57 8 1.04 59 II
14 1.7 I-II 6.1 9 0.40 15 1.39 81 I-II
15 1.7 I-II 6.1 10 0.50 22 1.17 82 I-II
16 1.6 I-II 6.5 8 0.75 14 1.22 77 I-II
17 5.4 8 0.50 7 0.90 76 I-II
18 1.9 II 7.0 9 0.55 13 1.16 91 I
19 2.1 II 5.3 7 0.43 10 0.61 78 I-II
20 1.8 I-II 5.9 10 0.50 16 0.52 87 I
21 1.8 I-II 6.5 10 0.50 16 0.80 89 I
22 1.7 I-II 7.2 10 0.67 29 0.80 75 I-II
23 2.1 II 4.6 5 0.33 5 0.50 74 I-II
Abb. 6: Vergleich der biologischen Indizes (Handbesammlung), der
Substratdiversität und des Chemischen Index im Frühjahr 2001
282

282
Standort Saprobien Güteklasse ASPT TBI EPT Taxazahl
Index (S.I.)
1 1,6 I-II 5,5 10 0.40 25
5 1,6 I-II 7,0 9 0.56 11
6 1,5 I-II 5,9 7 0.36 13
7 1,2 I 5,9 8 0.38 9
8 1,5 I-II 6,5 10 0.57 24
9 1,5 I-II 6,3 10 0.59 19
10 1,6 I-II 6,3 9 0.60 15
11 1,8 I-II 6,0 10 0.47 20
12 2,3 II-III 4,7 7 0.38 12
13 1,7 I-II 6,0 8 0.55 11
14 1,7 I-II 5,6 9 0.36 13
15 1,6 I-II 6,6 10 0.64 18
16 1,6 I-II 6,8 8 0.53 15
17 1,3 I 5,8 9 0.50 12
18 1,9 II 6,3 8 0.57 6
19 2,0 II 5,0 8 0.29 14
20 1,8 I-II 6,9 10 0.60 21
21 1,7 I-II 7,0 9 0.67 14
22 1,7 I-II 6,6 10 0.52 24
23 1,7 I-II 6,5 10 0.35 20
Abb. 7: Übersicht über die verschiedenen Biologischen Indizes der Basket
Sampler im Frühjahr 2001
Die meisten Fließgewässer im Untersuchungsgebiet sind nur gering „belastet“.
Sie können in verschiedene Gruppen von Gewässertypen anhand der
Morphologie eingeteilt werden. Zum einen sind dies die oberen Abschnitte von
Gewässern, die ein starkes Gefälle aufweisen und eine geringe Wasserführung
(Standorte 2, 4, 6, 10, 13, 17 unter Wald und 14 in Offenland); die daran
anschließenden Abschnitte mit geringerem Gefälle, aber noch geringer
Wasserführung (Standorte 3, 5, 7, 8, 9, 18 unter Wald, 12, 15, 16, 19 und 22 im
Offenland) und größere Bäche bis kleine Flüsse, wozu die Ruwerstandorte (11,
20, 21 und 23) und der Großbach (1) zählen.
Die biologischen Indizes variieren in der Bewertung der einzelnen Standorte z.T.
erheblich. Beim ASPT können zwischen einzelnen Besammlungen Differenzen
von über zwei Klassen auftreten. Der „robusteste Index“ ist der Saprobienindex,
wobei allerdings anzumerken ist, dass er an einigen Standorten nur unter
Zusammenfassung mehrerer Proben berechnet werden konnte. Dies betrifft
insbesondere die oberen Abschnitte der kleinen Fließgewässer. Oftmals wurde
nur ein geringer Teil der erfassten Taxa beim Saprobienindex berücksichtigt.
Darüber hinaus konnte bei einigen Standorten eine deutliche jahreszeitliche
Variabilität festgestellt werden. Insbesondere der RETI ist hiervon betroffen, der
im Sommer deutlich höhere Werte aufwies als im Frühjahr und Herbst. Eine

Erklärung kann die veränderte Verfügbarkeit von Nahrung sein. Daraus folgt,
dass die Bewertung der Gewässer nicht auf einen einzelnen Index beschränkt
werden kann, sondern mehrere Indizes nebeneinander betrachtet werden
sollten.
Für die biologische Bewertung anhand von Indizes wird vorgeschlagen, den
Zustand des Untersuchungsgewässers mit einem Referenzstandort durch
einzelne Indizes und Maßzahlen (wie zum Beispiel Artenzahl, Diversität) zu
vergleichen. Die Bewertung wird zunächst mit allgemeinen, einfach zu
bestimmenden Indizes durchgeführt, zum Beispiel der Artenzahl. Erst wenn das
Ergebnis nicht mit der erwarteten Gewässergüte übereinstimmt, die man
anhand äußerer Faktoren, wie zum Beispiel vorhandene oder fehlende Einleiter,
die Landnutzung, andere Belastungsquellen u.ä. prognostizierte, werden
weitere Indizes hinzugezogen. Das Verfahren basiert auf dem Ansatz des
„Rapid Bioassessment“ der EPA (PLAFKIN et al. 1989).
Die Bedeutung der Struktur bei der Gewässerbewertung wird bei einem
Vergleich der Standorte 20 und 21 an der Ruwer deutlich. Während Standort 20
in einem begradigten Offenlandabschnitt oberhalb der Kläranlage liegt, befindet
sich Standort 21 direkt unterhalb der Einleitung in einem durch bachbegleitende
Bäume beschatteten und durch turbulente Strömung gekennzeichneten
Abschnitt. Bei den chemisch-physikalischen Parametern wird der Einfluss der
Kläranlage, insbesondere im Sommer bei geringer Wasserführung, deutlich,
während die biologische Bewertung keine Unterschiede erkennen lassen.
4 Vergleiche mit Arbeiten außerhalb des
Sonderforschungsbereichs und Reaktionen der
wissenschaftlichen Öffentlichkeit auf die eigenen Arbeiten
Zur Zeit werden mehrere Projekte im Rahmen der Umsetzung der EU -
Wasserrahmenrichtlinie mit der Zielsetzung durchgeführt, ein einheitliches
Bewertungssystem für Fließgewässer zu erarbeiten (z.B. AQEM BUFFAGNI et
al. 2001, SOMMERHÄUSER & HERING 2001; MOOG & CHOVANEC 2000,
CHOVANEC et al. 2000, DAVIES 2001, BÖHMER & RAWER-JOOST 2001). In
keiner dieser Untersuchungen werden bisher für eine standardisierte Erfassung
des Makrozoobenthos in kleinen Fließgewässern Kunstsubstrate angewandt.
Der Einsatz von Kunstsubstraten bleibt in diesen Untersuchungen entweder
dem Monitoring größerer Gewässer vorbehalt en, oder dient partiellen
Untersuchungen (z.B. ELSER 1999). So wird beispielsweise innerhalb des
AQEM-Projektes die Beprobung mit Surber Samplern vorgeschlagen, wobei pro
Standort mehrere Besammlungen in den vorkommenden Substraten
durchgeführt werden. Neben den erhöhten Arbeitsaufwand stößt diese Methode
282

in den Oberläufen der Gewässer an seine Grenzen, wie unsere Erfahrungen mit
dem Surber Sampler gezeigt haben. Darüber hinaus werden in
Übereinstimmung mit der EU -WRRL, die eine Bewertung erst ab einer
Mindestgröße des Einzugsgebietes von 10 km² vorsieht, auch in diesen
Bewertungsansätzen die Oberläufe vernachlässigt. Gerade deshalb erwarten
wir von den vorgestellten Untersuchungen wichtige Beiträge für ein
flächendeckend einsetzbares Bewertungssystem für die Region Trier, das die
regionalen Besonderheiten und die regionalspezifische Biodiversität
berücksichtigt.
5 Offene Fragen
Sobald die taxonomische Auswertung abgeschlossen ist, soll das von uns
entwickelte Bewertungsverfahren in anderen Teilräumen der Regio n getestet
werden. Damit soll insbesondere auch die Frage der Übertragbarkeit in andere
palaearktische Mittelgebirgsräume geklärt werden.
6 Literatur
6.1 Verzeichnis der im Text erwähnten Veröffentlichungen und
weiterführende Literatur
BACH E. (1980): Ein chemischer Index zur Überwachung der Wasserqualität in
Fließgewässern. DGM 4/5: 102-106
BUFFAGNI A., KEMP J.L., ERBA S. BELFIORE C., HERING D. & MOOG O.
(2001): A Europe-wide system for assessing the quality of rivers using
macroinvertebrates: teh AQEM Project and its importance for southern Europe
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monitoring in freshwater. J.Limnol. 60 (Suppl.): 39-48
BÖHMER J. & RAWER-JOOST C. (2001): Ökologische Gewässerbewertung
nach der EU -Wasserrahmenrichtlinie – erste Ergebnisse zum
Makrozoobenthos. In: Tagungsbericht 2000 zur Jahrestagung der DGL in
Magdeburg (18.-22. September 2000), [DGL (Deutsche Gesellschaft für
Limnologie) / SIL (Societas Internationalis Limnologiae), Hrsg.]. Rostock, pp
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CHOVANEC A., JÄGER P., JUNGWIRTH M. KOLLER-KREIMEL V. MOOG O.,
MUHAR S. & SCHMUTZ S. (2000): The Austrian way of assessing the
ecological integrity of running waters: a contribution to the EU Water Framework
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DAVIES A. (2001): The use and limits of various methods of sampling and
interpretation of benthic macro-invertebrates. In: Scientific and legal aspects of
biological monitoring in freshwater. J.Limnol. 60 (Suppl.): 1-6
282

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of wter qualtiy by the Belgian biotic index. Hydrobiologia 133: 237-258
DE PAUW N., LAMBERT V., VAN KENHOVE A. & BIJ DE VAATE A.B. (1994) :
Performance of two artificial substrate samplers for macroinvertebrates in
biological monitoring of large and deep rivers and canals in Belgium and the
Netherlands. Environmental Monitoring and Assessment 30: 25-47
DIN 38410 (1990) : Methoden der biologischen -ökologischen Gewässeruntersuchung
(Gruppe M: Fließende Gewässer)
ELSER P. (1999): Use of colonization baskets for the investigation of
disturbance phenomena in streams under model conditions. Limnologica 29:
120-127
EN ISO 9391 (1995): Probenahme von Makro -Invertebraten aus tiefen
Gewässern
FISCHER P. (1995): Konzeption und Realisierung eines Gebietsinformationssystems
– Möglichkeiten zur Lösung des Daten - und Informationsproblems
ökosystemarer Raumanalysen. Dissertation. Universität des Saarlandes,
Fachrichtung Biogeographie, Saarbrücken
FREDE H.G. (2000): Gewässerqualität – eine Funktion der Landschaft. Schr.-R.
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Gewässerstrukturgütekartierung in der Bundesrepublik Deutschland. Verfahren
für kleine und mittelgroße Fließgewässer.
MASON J.C., WEBER C:I:, LEWIS P.A. & JULIAN E.C. (1973): Factors
affecting the performance of basket and multiplate macroinvertebrate samplers.
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MOOG O. & CHOVANEC A. (2000): Assessing the ecological integrity of rivers:
walking the line among ecological, political and administrative interests.
Hydrobiologia 422/423: 99-109
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NEWMAN P.J. (1988): Classification of surface water quality (Review of shemes
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(1989): Rapid Bioassessment Protocols for use in streams and rivers: Benthic
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SCHMID P.E., TOKESHI M. & SCHMID – ARAYA J.M. (2000): Relationship
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SCHWEDER H. (1992): Neue Indizes für die Bewertung des ökologischen
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Ernährungstypologie. In: Friedrich, G. & Lacombe, J. (Hrsg.) Ökologische
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Verlag Stuttgart, New York, pp 353-378
SOMMERHÄUSER M. & HERING D. (2001): The development and testing of an
integrated assessment system for the ecological quality of streams and rive rs
throughout Europe using benthic macroinvertebrates (AQEM). In:
Tagungsbericht 2000 zur Jahrestagung der DGL in Magdeburg (18. -22.
September 2000), [DGL (Deutsche Gesellschaft für Limnologie) / SIL (Societas
Internationalis Limnologiae), Hrsg.]. Rostock, pp 159-163
STATZNER B., HOPPENHAUS K., ARENS M.-F. & RICHOUX P. (1997):
Reproductive traits, habitat use and templer thery: a synthesis of world -wode
data on aquaic insects. Freshwater Biology 38: 109-135
STATZNER B., BIS S., DOLEDEC S. & USSEGLIO -POLATERA P.H. (2001):
perspectives for biomonitoring at large spatial scales: a unified measure for the
functional composition of invertebrate communities in European running waters.
Basic Appl. Ecol. 2: 73-85
USSEGLIO-POLATERA P., BOURNAUD M., RICHOUX P. & TACHET H.
(2000): Biological ecological traits of benthic freshwater macroinverte -
brates:relationship and definition of groups with similar traits. Freshwater
Biology 43: 175-205
VANNOTE R.L., MINSHALL G.W., CUMMINS K.W., SEDELL J.R. & CUSHING
C.E. (1980): The River Continuum Concept. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 37: 130-
137
VINSON M.R. & HAWKINS C.P. (1998): Biodiversity of stream insects :
variation at local, bassin and regional scales. Annual Review of Entomology 43:
271-293
WOODIWISS F.S. (1964): The biological system of stream classification used
by the Trent River Board. Chemical Industry 11: 443-447
282

6.2 Verzeichnis der Projektveröffentlichungen
BALKAN, J. & SCHÄFER A. (2001): Bedeutung der Habitatstruktur kleiner
Fließgewässer für die Zusammensetzung von benthisc hen
Lebensgemeinschaften, dargestellt am Beispiel des Ruwer-Einzugsgebietes. -
In: Tagungsbericht 2000 zur Jahrestagung der DGL in Magdeburg (18. -22.
September 2000), [DGL (Deutsche Gesellschaft für Limnologie) / SIL (Societas
Internationalis Limnologiae), Hrsg.]. Rostock, pp 205 - 209
BALKAN J. & SCHÄFER A. (2002): Entwurf einer Erfassungsmethode der
Habitatstruktur und deren Bedeutung für die Zusammensetzung von
benthischen Lebensgemeinschaften kleiner Fließgewässer. In: Müller P., Rumpf
S. & Monheim H. (Hrsg.) Umwelt und Region – Aus der Werkstatt des
Sonderforschungsbereichs 522. Trier, pp 285-290
SCHÄFER, A. & LANZER R. (2001): Artenspektrum und Struktur lotischer
Makrozoobenthosgesellschaften als Indikatoren für den Einfluss von Strömung,
Substratbeschaffenheit und Wasserqualität in kleinen Fließgewässern. - In:
Tagungsbericht 2000 zur Jahrestagung der DGL in Magdeburg (18. -22.
September 2000) [DGL, (Deutsche Gesellschaft für Limnologie) / SIL (Societas
Internationalis Limnologiae), Hrsg.]. Rostock, pp 190 - 194
SCHERZINGER, S. & SCHÄFER A. (2001): Quantitative Besammlungs -
methoden für die Erfassung der Besiedlungs- und Populationsdynamik von insitu-Makrozoobenthosgesellschaften
in kleinen Fließgewässern. - In:
Tagungsbericht 2000 zur Jahrestagung der DGL in Magdeburg (18. -22.
September 2000), [DGL (Deutsche Gesellschaft für Limnologie ) / SIL (Societas
Internationalis Limnologiae), Hrsg.]. Rostock, pp 195 - 199
SCHERZINGER S. & SCHÄFER A. (2002): Die Erfassung von in -situ -
Makrozoobenthosgesellschaften in kleinen Fließgewässern mit quantitativen
Besammlungsmethoden. In: Müller P., Rumpf S. & Monheim H. (Hrsg.) Umwelt
und Region – Aus der Werkstatt des Sonderforschungsbereichs 522. Trier, pp
291-296
SELL, E. & SCHÄFER A. (2001): Entwicklung eines Gebi etsinformationssystems
für die limnologische Charakterisierung kleiner Fließgewässer im
Einzugsgebiet der Ruwer. - In: Tagungsbericht 2000 zur Jahrestagung der DGL
in Magdeburg (18.-22. September 2000), [DGL (Deutsche Gesellschaft für
Limnologie) / SIL (Societas Internationalis Limnologiae), Hrsg.]. Rostock, pp 210
- 214
SELL E. & SCHÄFER A. (2002): Regionales Gebietserfassungssystem für die
limnologische Charakterisierung kleiner Fließgewässer. In: Müller P., Rumpf S.
& Monheim H. (Hrsg.) Umwelt und Regio n – Aus der Werkstatt des
Sonderforschungsbereichs 522. Trier, pp 297-302
VOGT, C. & SCHÄFER A. (2001): Einsatz von Kunstsubstraten für die
Erfassung der Besiedlungs- und Populationsdynamik von Makrozoobenthos in
kleinen Fließgewässern. - In: Tagungsbericht 2000 zur Jahrestagung der DGL in
282

Magdeburg (18.-22. September 2000), [DGL (Deutsche Gesellschaft für
Limnologie) / SIL (Societas Internationalis Limnologiae), Hrsg.]. Rostock, pp 200
- 204
VOGT C. & SCHÄFER A. (2002): Einsatzmöglichkeiten von Kunstsubstraten zur
Erfassung von Makrozoobenthos in kleinen Fließgewässern. In: Müller P.,
Rumpf S. & Monheim H. (Hrsg.) Umwelt und Region – Aus der Werkstatt des
Sonderforschungsbereichs 522. Trier, pp 279-284
VOGT C. & SCHÄFER A. (im Druck): Entwurf eines biologi sches
Bewertungssystem für kleine Einzugsgebiete in der Region Trier. - In:
Tagungsbericht 2001 zur Jahrestagung der DGL in Kiel (17. -21. September
2001), [DGL (Deutsche Gesellschaft für Limnologie) / SIL (Societas
Internationalis Limnologiae), Hrsg.].
VOGT C. & SYMADER W. (eingereicht): Evaluation of small rivers by combining
biological sampling with structure analysis of river beds. International
Symposium on the Structure, Function and Management Implications of Fluvial
Sedimentary Systems, Alice Spring, Australia.
Diplomarbeiten:
BALKAN, J. (2000): Bedeutung der Habitatstruktur kleiner Fließgewässer für die
Zusammensetzung von benthischen Lebensgemeinschaften, dargestellt am
Beispiel des Ruwer-Einzugsgebietes. Universität des Saarlandes, Fachrichtung
Biogeographie.
SCHERZINGER, S. (2000): Quantitative Besammlungsmethoden für die
Erfassung der Besiedlungs- und Populationsdynamik von in -situ –
Makrozoobenthosgesellschaften in kleinen Fließgewässern. Universität des
Saarlandes, Fachrichtung Biogeographie.
SELL, E. (2000): Entwicklung eines Gebietsinformationssystems für die
limnologische Charakterisierung kleiner Fließgewässer im Einzugsgebiet der
Ruwer. Universität des Saarlandes, Fachrichtung Biogeographie.
VOGT, C. (2000): Einsatz von Kunstsubstraten für die Erfassung der
Besiedlungs- und Populationsdynamik von Makrozoobenthos in kleinen
Fließgewässern. Universität des Saarlandes, Fachrichtung Biogeographie.
282