Abschlussbericht. Projektleitung. Dr. Gabriele Eckartz-Vreden (LANUV FB 55) Bearbeitung. Helmholtz Zentrum für Umweltforschung UFZ

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1 Abschlussbericht Zuwendungsempfänger: Helmholtz Zentrum für Umweltforschung Vorhabenbezeichnung: Eutrophierungsbedingte Defizite in Tieflandfließgewässern Ursachen und Wirkungszusammenhänge unter Einbeziehung der Ergebnisse aus den Mittelgebirgsprojekten Laufzeit des Vorhabens: Berichtszeitraum: Projektleitung Dr. Gabriele Eckartz-Vreden (LANUV FB 55) Bearbeitung Helmholtz Zentrum für Umweltforschung UFZ Prof. Dr. Dietrich Borchardt, Olaf Büttner, Dr. Jeanette Völker, Dr. Désirée Dietrich Department Aquatische Ökosystemanalyse und Management (ASAM) & Prof. Dr. Markus Weitere, Department Fließgewässerökologie (FLOEK) Brückstraße 3a, Magdeburg Magdeburg, 14. März 2013

2 Mitglieder des Projektbeirats: Dr. Julia Foerster - LANUV Michael Holland LANUV (Datenbeauftragter) Dr. Detlev Ingendahl - Ministerium für Klimaschutz, Umwelt, Landwirtschaft, Naturund Verbraucherschutz Nordrhein-Westfalen (MKULNV) Jochen Lacombe - LANUV Ulrich Schmieds LANUV Dr. Friederike Vietoris - Ministerium für Klimaschutz, Umwelt, Landwirtschaft, Naturund Verbraucherschutz Nordrhein-Westfalen (MKULNV)

3 Inhaltsverzeichnis 1 Einleitung Projektinhalte Rechtlicher Hintergrund Ergebnisse Modul 4: Weitergehende Literaturstudie Einleitung und Vorgehen Literatursteckbriefe und Forschungsprojekte Ableitung von Schemata Räumliche Bezugsskalen Landnutzung Hydrologie/Wasserhaushalt Licht Morphologie Zusammenfassende Darstellung Schwellenwerte aus der Literatur für die Nährstoffe Stickstoff und Phosphor Ergebnisse Modul 5: Weitergehende Auswertungen der NRW-Monitoringdaten aus zwei Monitoringzyklen Einleitung und Datenumfang Vorgehen und Methoden Bewertung der Florakomponenten Abhängigkeiten der Floraindices von den Einflussfaktoren der Makroskala Landnutzung Punktquellen Hydromorphologie Licht Zusammenfassung der Ergebnisse Abhängigkeit der Floraindices von den Einflussfaktoren der Mesoskala Morphologie / Habitatausstattung... 36

4 Strömung Nährstoffkonzentrationen Kohlenstoffkonzentrationen Zusammenfassung der Ergebnisse Abhängigkeit der Floraindices von den Einflussfaktoren der Mikroskala Nahrungsnetz Ökosystemstoffwechsel Zusammenfassung der Ergebnisse Ableitung von Haupteinflussfaktoren Regressionsanalysen Klassifizierungsbäume Realisierte und potenzielle Trophie Vergleichende Analysen zu den Mittelgebirgsgewässern Vergleichende Analysen zu den Tieflandflüssen Übertragung der Ergebnisse auf ein Modellgebiet Schlussfolgerungen für die Entwicklung eines Eutrophierungsmonitoringkonzepts in einem Modellgebiet Ergebnisse Modul 6: Fachgespräch 2 (Abschlusskolloquium) Zusammenfassung Ausblick Literatur (Gesamtabschlussbericht) Anhang Anhang_I_Abschlussbericht_Modul4: Abschlussbericht Modul 4 (Modul 4) Anhang_II_Mindmap_Nährstoffe: Mindmap Nährstoffe (Modul 4) Anhang_III_Mindmap_Landnutzung: Mindmap Landnutzung (Modul 4) Anhang_IV_Abschlussbericht_Modul5: Abschlussbericht Modul 5 (Modul 5) Anhang_V_Modul5_I: Korrelationen zwischen Bewertung der Florakomponenten und den allgemeinen chemisch-physikalischen Parametern (Modul 5)

5 10.6. Anhang_VI_Modul5_II: Korrelationen zwischen Bewertung der Florakomponenten und Kohlenstoffkonzentrationen (Modul 5) Anhang_VII_Modul5_III: Zusammenhang zwischen Diatomeen und Pelalbesiedler sowie Litoralbesiedler und Fließgeschwindigkeit (Modul 5) Anhang_VIII_Modul5_IV: Anhang zu Vergleichende Analysen Mittelgebirgsgewässer (Modul 5) Anhang_IX_Modul5_V: Ergebnisse der verschiedenen Korrelationen (Modul 5) Anhang_X_Modul5_VI: Excel-Tabelle zu Eutrophierungsauswirkungen, Einflussfaktoren und Florabewertung (Modul 5) Anhang_XI_Modul5_ VII: Mögliche weitere Modellgebiete Planungseinheiten (Modul 5) Anhang_XII_Einladung: Einladung zum 2. Fachgespräch (Modul 6) Anhang_XIII_Tischvorlage: Tischvorlage der 2. Fachtagung (Modul 6) Anhang_XIV_Protokoll: Protokoll 2. Fachgespräch (Modul 6)

6 Abbildungen Abbildung 1: Schematische Darstellung von Einflussfaktoren auf die Trophie und deren räumliche Wirkungsskala. ACP = allgemeine chemische und physikalische Qualitätskomponenten Abbildung 2: Vereinfachtes Schema zu Auswirkungen der Landnutzung auf die pflanzliche Biomasseproduktion Abbildung 3: Vereinfachtes Schema zu Auswirkungen der Hydrologie auf Nahrungsnetz und Funktion des Hyporheos Abbildung 4: Vereinfachtes Schema zu Auswirkungen des Lichts auf gewässerinterne Prozesse Abbildung 5: Vereinfachtes Schema zu Auswirkungen der Morphologie auf gewässerinterne Prozesse Abbildung 6: Schematische Darstellung von Ursache- und Wirkungszusammenhängen der Trophie in Tieflandfließgewässern Abbildung 7: Anzahl der Messstellen (biologisches Monitoring) in den unterschiedlichen Fließgewässertypen des Tieflands in NRW in den Jahren 2005 bis Abbildung 8: Boxplots der berechneten Bewertungsklassen (dezimal) zu Diatomeen, Makrophyten und PoD in den Tieflandfließgewässern. Der durch waagerechte Linien gekennzeichnete Wertebereich entspricht einer Beurteilung von mäßig. Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite Abbildung 9: Box-Whisker-Plot der Diatomeen-Klassen in Abhängigkeit von der Ackernutzung [%] im betrachteten Puffer in den Tieflandfließgewässern. Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite Abbildung 10: Verteilung der Phosphorkonzentrationen (TP_JM) in Abhängigkeit der Variable Abwassermenge/MNQ in den Tieflandfließgewässern. Der markierte Wertebereich zeigt hohe TP-Konzentrationen bei nicht von Kläranlagen beeinflussten Gewässern (Abw/MNQ = 0) Abbildung 11: Verteilung der Phosphorkonzentrationen (TP_JM) in Abhängigkeit der Variable Abwassermenge/MNQ in den Tieflandfließgewässern ohne Ackernutzung Abbildung 12: Box-Whisker-Plot der Diatomeen-Klassen in Abhängigkeit von der Abwassermenge/ MNQ in den Tieflandfließgewässern. Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite

7 Abbildung 13: Box-Whisker-Plot der Temperatur in Abhängigkeit von der Beschattung in den Tieflandfließgewässern. Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite Abbildung 14: Box-Whisker-Plot der Florakomponenten Makrophyten (oben) und PoD (unten) in Abhängigkeit von der Beschattung in den Tieflandfließgewässern. Die Hilfslinien zeigen eine mäßig Bewertungsklasse. Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite Abbildung 15: Box-Whisker-Plot der Makrophyten (berechneter Index) in Abhängigkeit der Merkmalsausprägungen der Strömungsdiversität in den Tieflandfließgewässern. Die Hilfslinien zeigen den Wertebereich mäßig. Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite Abbildung 16: Box-Whisker-Plot der Florakomponente PoD in Abhängigkeit von der Fließgeschwindigkeit in den Tieflandfließgewässern. Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite Abbildung 17: Streudiagramme zwischen Makrophyten-Index und Wassertemperatur (links) und Diatomeen-Index und Trübung (rechts). N = Stichprobenumfang Abbildung 18: Streudiagramm zwischen dem Diatomeenindex und TP in den Tieflandfließgewässern (N = 533; R = -0,23) Abbildung 19: Box-Whisker-Plot der bewerteten Diatomeenklassen in Abhängigkeit vom TP. Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite Abbildung 20: Häufigkeitsverteilung der Präferenztypen für die biozönotischen Regionen (MZB) in Abhängigkeit des PoD in den Tieflandfließgewässern Abbildung 21: Box-Whisker-Plot der bewerteten PoD Klasse in Abhängigkeit von der relativen Häufigkeit der Grazer des Makrozoobenthos. Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite Abbildung 22: Streudiagramm zwischen dem Diatomeen-Trophieindex (PHYLIB) und dem Saprobienindex des Makrozoobenthos in den Tieflandfließgewässern (N = 255; R = 0,24). Die Hilfslinie zeigt die Anpassungsgerade für die Korrelation Abbildung 23: Lineares Regressionsmodell für den Diatomeen-Index. Modellgenauigkeit 6,5%. N = Abbildung 24: Lineares Regressionsmodell für den Makrophyten-Index. Modellgenauigkeit 8,1%. N =

8 Abbildung 25: Lineares Regressionsmodell für den PoD-Index. Modellgenauigkeit 12,9 %. N = Abbildung 26: Klassifizierungsbaum für die Diatomeen in den Tieflandfließgewässern. Kein Handlungsbedarf umfasst die Bewertungsklassen sehr gut und gut. Handlungsbedarf umfasst die Bewertungsklassen mäßig und schlechter Abbildung 27: Klassifizierungsbaum (Teil 1) für die Makrophyten in den Tieflandfließgewässern. Kein Handlungsbedarf umfasst die Bewertungsklassen sehr gut und gut. Handlungsbedarf umfasst die Bewertungsklassen mäßig und schlechter Abbildung 28: Klassifizierungsbaum (Teil 2) für die Makrophyten in den Tieflandfließgewässern. Kein Handlungsbedarf umfasst die Bewertungsklassen sehr gut und gut. Handlungsbedarf umfasst die Bewertungsklassen mäßig und schlechter Abbildung 29: Klassifizierungsbaum für das PoD in den Tieflandfließgewässern. Kein Handlungsbedarf umfasst die Bewertungsklassen sehr gut und gut. Handlungsbedarf umfasst die Bewertungsklassen mäßig und schlechter Abbildung 30: Streudiagramm der Jahresmittel der prozentualen Sauerstoffsättigung und des ph-werts in Tieflandfließgewässern. Die Hilfslinien zeigen die Überschreitung des Orientierungswerts nach LAWA für ph ( 8,5) und die Sauerstoffsättigung bei 125 % an. Oben rechts: hohe Trophie, unten links: geringe Trophie Abbildung 31: Bewertung (dezimal) der Florakomponenten Diatomeen, Makrophyten und PoD bei hoher Trophie ((ph 8,5, O2 125%) und geringer Trophie (ph < 8,5, O2 < 125%). Waagerechte Linien kennzeichnen den Bewertungsbereich mäßig ( sehr gut : 0,5 bis 1,5; gut : 1,5 bis 2,5; unbefriedigend: 3,5 bis 4,5; schlecht : 4,5 bis 5,5) Abbildung 32: Prozentualer Anteil der Diatomeen-Bewertung bei unterschiedlichen Gesamtphosphat-Phosphor-Konzentrationen (Jahresmittel) in den Tieflandfließgewässern. Der prozentuale Anteil ist Tabelle 23 entnommen und wurde auf 100% normiert Abbildung 33: Mittelgebirgsbäche: Box-Whisker-Plot der bewerteten PoD Klasse in Abhängigkeit von der Fließgeschwindigkeit. Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite. Die Hilfslinien zeigen den Bewertungsbereich einer mäßigen Zustandsklasse des PoD

9 Abbildung 34: Box-Whisker-Plot der bewerteten Diatomeenklassen in Abhängigkeit vom TP für die Mittelgebirgsflüsse (oben) und die Mittelgebirgsbäche (unten). Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite. Die Hilfslinien zeigen den Orientierungswert für TP (0,1 mg/l) nach LAWA (2007) für die Mittelgebirgsgewässer Abbildung 35: Box-Whisker-Plot der bewerteten Diatomeenklassen in Abhängigkeit vom TP für die Tieflandflüsse (Typ 17 und 15_g). Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite. Die Hilfslinie zeigt den Orientierungswert für TP (0,1 mg/l) nach LAWA (2007) für die Tieflandflüsse Abbildung 36: Streudiagramm zwischen dem Diatomeen-Index und der relativen Häufigkeit der Weidegänger [%] in den Tieflandflüssen, N=84, R=-0, Abbildung 37: Schema zu den Einflussfaktoren auf die Diatomeen in den Tieflandfließgewässern Abbildung 38: Schema zu den Einflussfaktoren auf die Makrophyten in den Tieflandfließgewässern Abbildung 39: Schema zu den Einflussfaktoren auf das Phytobenthos ohne Diatomeen (PoD) in den Tieflandfließgewässern

10 Tabellen Tabelle 1: In der Literatur vorgeschlagene Schwellenwerte für Gesamtphosphat-Phosphor (TP), Gesamt-Stickstoff (TN) und gelösten reaktiven Phosphor (SRP) in Fließgewässern (FLG) Tabelle 2: Übersicht über die abiotischen Faktoren der Makroskala und die dafür verwendeten Variablen für die statistischen Analysen Tabelle 3: Übersicht über die abiotischen Faktoren der Mesoskala und die dafür verwendeten Variablen für die statistischen Analysen Tabelle 4: Übersicht über die abiotischen Faktoren der Mikroskala und die dafür verwendeten Variablen für die statistischen Analysen Tabelle 5: Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen Landnutzungsparametern und Nährstoffvariablen in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang Tabelle 6: Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen Landnutzungsparametern und klassifizierten Florakomponenten in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang Tabelle 7: Korrelationskoeffizienten nach Pearson zwischen der Variable Abwassermenge/MNQ und den Nährstoffvariablen in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang Tabelle 8: Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen der Variable Abwassermenge/ MNQ und den Florakomponenten (bewertete Klassen) in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang Tabelle 9: Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen der Variable Gesamtstrukturgüte und den Florakomponenten (bewertete Klassen) in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang Tabelle 10: Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen der Variable Beschattung und den Florakomponenten (Indices) in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang Tabelle 11: Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen den morphologischen Variablen und den Florakomponenten (Indices) in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang Tabelle 12: Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen der Fließgeschwindigkeit und den Florakomponenten (Indices) in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang

11 Tabelle 13: Korrelationen nach Spearman-Rho vom PoD Index und weiteren Variablen, die in Zusammenhang mit den hydraulischen Gegebenheiten im Gewässer stehen. N = Stichprobenumfang Tabelle 14: Korrelationskoeffizienten nach Pearson zwischen den Nährstoffkonzentrationen und den Florakomponenten (Indices) in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang Tabelle 15: Komponentenmatrix der biologischen Attribute des Makrozoobenthos. Attribute mit einem Wert 0,5 (-0,5) sind grau markiert Tabelle 16: Korrelationskoeffizienten nach Pearson zwischen den biologischen Attributen des Makrozoobenthos und den Florakomponenten (Indices) in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang Tabelle 17: Korrelationskoeffizienten nach Pearson zwischen dem Saprobienindex (Meier et al. 2006) und den Florakomponenten (Indices) in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang Tabelle 18: Übersicht über die verwendeten Variablen aus den unterschiedlichen Skalen für die lineare Regressionsanalyse Tabelle 19: Ergebnisse der Korrelationsanalysen nach Pearson zwischen Trophie beschreibenden Variablen in den Tieflandfließgewässern. JM = Jahresmittelwert; SM = Sommermittelwert; Max = Maximum; TP = Gesamtphosphat-Phosphor, O2 [mg/l] = Sauerstoffgehalt, O2 [%] = prozentuale Sauerstoffsättigung; N = Stichprobenumfang Tabelle 20: Ergebnisse des Vergleichs (Mittelwerte bzw. Mediane) von Variablen an Probenahmen mit einer erhöhten Trophie (ph 8,5 & O2 125%) und einer geringeren Trophie (ph < 8,5 & O2 < 125%) in den Tieflandfließgewässern Tabelle 21: Absolute und prozentuale Häufigkeit der berechneten PoD-Klassen nach Fallausscheidung TP < 0,05 mg/l, TP = 0,05-0,10 mg/l bzw. TP>0,10 mg/l Tabelle 22: Absolute und prozentuale Häufigkeit der berechneten Makrophyten-Klassen nach Fallausscheidung TP < 0,05 mg/l, TP = 0,05-0,10 mg/l bzw. TP>0,10 mg/l Tabelle 23: Absolute und prozentuale Häufigkeit der berechneten Diatomeen-Klassen nach Fallausscheidung TP < 0,05 mg/l, TP = 0,05-0,10 mg/l bzw. TP>0,10 mg/l Tabelle 24: Ermittelte Einflussfaktoren auf der Makroskala für Mittelgebirgsflüsse und Mittelgebirgsbäche auf die Nährstoffkonzentrationen (TP und N) sowie die unterschiedlichen Florakomponenten auf Basis von Korrelationsberechnungen nach Spearman

12 Tabelle 25: Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen den morphologischen Variablen und den Florakomponenten (Indices) in den Mittelgebirgsbächen (Typ 5, 5.1, 6, 7). N=Stichprobenumfang Tabelle 26: Abiotische und biotische Bedingungen an Messstellen mit hohem ph Wert (( 8,2) und hoher Sauerstoffsättigung ( 125 %) in den Tieflandfließgewässern des Modellgebiets PE_EMS_ Karten Karte 1: Übersicht über die Lage der Messstellen mit hohen Gesamtphosphat-Phosphor Konzentrationen (>0,6 mg/l; durchschnittliche Jahresmittelwerte) in Nordrhein Westfalen (Corine Landnutzungsdaten, Quelle: LANUV) Karte 2: Übersicht über die Messstellen mit einem erhöhten Eutrophierungspotenzial (TP_JM > 0,1 mg/l und Beschattung vollsonnig bis sonnig ) sowie die Klassifizierung des Diatomeen-Trophieindex in den Tieflandfließgewässern in NRW (Datenquelle: LANUV) Karte 3: Übersicht über die Messstellen mit einem erhöhten Eutrophierungspotenzial (TP_JM > 0,1 mg/l und Beschattung vollsonnig bis sonnig ) sowie die Werte des ph und der Sauerstoffsättigung in den Tieflandfließgewässern in NRW (Datenquelle: LANUV) Karte 4: Teileinzugsgebiete in NRW und Lage des Modellgebiets Planungseinheit linke Emszuflüsse Werse (Datenquelle: LANUV NRW) Karte 5: Gewässernetz mit Messstellen in der Planungseinheit linke Emszuflüsse Werse (PE_EMS_1200) in Nordrhein-Westfalen (Datenquelle: LANUV NRW) Karte 6: Übersicht über die Nährstoffbelastung im Modellgebiet anhand unterschiedlich eingestufter Gesamtphosphat-Phosphorkonzentrationen (Jahresmittel) und Lage der Kläranlagen im Modellgebiet (PE_EMS_1200) in NRW (Datenquelle: LANUV) Karte 7: Übersicht über die Bewertungen der Florakomponenten im Modellgebiet (PE_EMS_1200) in NRW (Datenquelle: LANUV) Karte 8: Realisierte Trophie, dargestellt über erhöhte ph- und Sauerstoffsättigungswerte im Modellgebiet (PE_EMS_1200) (Datenquelle: LANUV)

13 GLOSSAR Abkürzung Erläuterung 19_TL Tieflandfließgewässer des Typs 19 Abw/MNQ Verhältnis von Abwassermenge aus Kläranlagen zum mittleren Niedrigwasserabfluss im Gewässer ACP Allgemeine chemische und physikalische Parameter BSB5 Biologischer Sauerstoffbedarf nach fünf Tagen CPOM Coarse particulate organic matter; grobes organisches partikuläres Material Diatomeen_Index Berechneter Index der Diatomeen (Skalenniveau 0 bis 1); die Zuordnung des Index zu einer Bewertungsklasse ist abhängig vom Diatomeentyp Diatomeen_Klasse Berechnete Bewertungsklasse der Diatomeen (Klasse 1 bis 5, bzw. von sehr gut bis schlecht. 1= sehr gut, 2= gut, 3= mäßig, 4= unbefriedigend, 5= schlecht ) Diatomeen_Dezimal Berechneter normierter Wert aus dem Diatomeen-Index (Skalenniveau 0,5 bis 5,5); Bewertungsklassen: 0,5 bis 1,5 = sehr gut, 1,5-2,5 = gut, 2,5-3,5 = mäßig, 3,5-4,5 = unbefriedigend, 4,5-5,5 = schlecht ; Bewertungsklassen sind typunabhängig DOC Dissoved organic carbon, gelöster organischer Kohlenstoff D_Trophie_Index Berechneter Trophie-Index der Diatomeen (Skalenniveau 0 bis 1); die Zuordnung des Index zu einer Bewertungsklasse ist abhängig vom Diatomeentyp EG-WRRL Europäische Wasserrahmenrichtlinie : Richtlinie 2000/60/EG des europäischen Parlaments und des Rates vom zur Schaffung eines Ordnungsrahmens für Maßnahmen der Gemeinschaft im Bereich der Wasserpolitik FG_Typ Fließgewässertyp FLG Fließgewässer FNU Formazine Nephelometric Units (Messgröße der Trübung) FP Feldprotokoll FPOM Fine particulate organic matter; feines organisches partikuläres Material GSG Gewässerstrukturgüte JAM Jahresabwassermenge LF Elektrische Leitfähigkeit Makrophyten_Index Berechneter Referenzarten-Index der Makrophyten (Skalenniveau 0 bis 1); die Zuordnung des Index zu einer Bewertungsklasse ist abhängig vom Makrophytentyp Makrophyten_Klasse Berechnete Bewertungsklasse des Makrophyten (Klasse 1 bis 5, bzw. von sehr gut bis schlecht. 1= sehr gut, 2= gut, 3= mäßig, 4= unbefriedigend, 5= schlecht ) Makrophyten_Dezimal Berechneter normierter Wert aus Makrophyten_Index (Skalenniveau 0,5 bis 5,5); Bewertungsklassen: 0,5 bis 1,5 = sehr gut, 1,5-2,5 = gut, 2,5-3,5 = mäßig, 3,5-4,5 = unbefriedigend, 4,5-5,5 = schlecht ; Bewertungsklassen sind typunabhängig

14 Abkürzung Erläuterung MNQ Mittlere Niedrigwasser Abfluss Menge N Verwendeter Stichprobenumfang PERLODES Untersuchungs- und Bewertungsverfahren des Makrozoobenthos nach EG- WRRL (AQEM CONSORTIUM 2004); Bewertungssoftware, ASTERICS, Version 3.3. PHYLIB Verfahren zur Untersuchung und Bewertung der Florakomponenten nach EG-WRRL (Schaumburg et al. (2012). Bewertungssoftware, PHYLIB, Version 4.1. PoD Phytobenthos ohne Diatomeen PoD_Index Berechneter Index des PoD (Skalenniveau 0 bis 1); die Zuordnung des Index zu einer Bewertungsklasse ist abhängig vom Phytobenthostyp PoD_Klasse Berechnete Bewertungsklasse des PoD (Klasse 1 bis 5, bzw. von sehr gut bis schlecht. 1= sehr gut, 2= gut, 3= mäßig, 4= unbefriedigend, 5= schlecht ) PoD_Dezimal Berechneter normierter Wert aus PoD_Index (Skalenniveau 0,5 bis 5,5); Bewertungsklassen: 0,5 bis 1,5 = sehr gut, 1,5-2,5 = gut, 2,5-3,5 = mäßig, 3,5-4,5 = unbefriedigend, 4,5-5,5 = schlecht ; Bewertungsklassen sind typunabhängig Puffer Landnutzung in einem von dem Gewässer benachbarten Flächenanteil von 50 Meter Breite und 500 Meter Länge flussaufwärts ausgehend von der jeweiligen Probestelle SI Saprobien-Index Sp.-Rho Korrelationskoeffizient nach Spearman TOC Total organic carbon, Gesamtkohlenstoff T_JM Wassertemperatur Jahresmittel T_SM Wassertemperatur Sommermittel Mai-September TP_JM Gesamtphosphat-Phosphor Jahresmittel TP_SM Gesamtphosphat-Phosphor Sommermittel Mai-September TL Tiefland

15 1 Einleitung Die Eutrophierung in Fließgewässern ist als ein multikausales Zusammenspiel unterschiedlicher Ursache- und Wirkungszusammenhänge zu betrachten. Aus diesem Grund ist auch die Bewertung der trophischen Situation unter dem Einfluss der multiplen Belastungen sehr komplex. Während in den Standgewässern die Trophie als ein feststehendes Bewertungskriterium für die Zustandserfassung zugrunde gelegt wird, ist die Erfassung der Trophie bzw. der Eutrophierung in Fließgewässern kein direktes Kriterium. Zwar werden die Artenzusammensetzung der Gewässerflora und damit die Bewertung nach WRRL durch die Nährstoffsituation beeinflusst, jedoch lässt sich nicht eine einfache Wirkkette von Eutrophierungsursachen (z.b. Nährstoffgehalt im Freiwasser) über Eutrophierungserscheinungen (z.b. Massenentwicklungen beim Phytobenthos) hin zu Bewertungsergebnissen beschreiben. Offensichtlich spielen zahlreiche weitere Faktoren eine Rolle. Im vorliegenden Vorhaben werden auf Basis einer Literaturstudie zunächst die Ursachenund Wirkungszusammenhänge zur Eutrophierung schematisch aufbereitet und dargelegt. Daraus abgeleitete Hypothesen werden mit Hilfe der statistischen Auswertung von Daten aus zwei Monitoringzyklen aus NRW überprüft, um spezifische Fragestellungen zum Thema Eutrophierung in Tieflandfließgewässern zu beantworten. Aus den Ergebnissen werden zudem mögliche Handlungsstrategien sowie der weitere Forschungsbedarf abgeleitet. 1

16 2 Projektinhalte Im Rahmen des Vorhabens steht neben der Erarbeitung und Ermittlung wissenschaftlich fundierter Zusammenhänge über die Einflussfaktoren und Auswirkungen einer höheren Trophie in den Tieflandfließgewässern die Ableitung von anwendungsorientierten Fragestellungen und Handlungsstrategien für die zukünftig zu erstellende Maßnahmenplanung. Das Vorhaben gliederte sich in insgesamt sieben Module. Die ersten drei Module, eine Basis- Literaturstudie, eine erste statistische Untersuchung sowie das 1. Fachgespräch wurden bereits 2011 abgeschlossen. Im vorliegenden Bericht werden die Module 4 bis 6 dargestellt. Die in den einzelnen Modulen durchgeführten Arbeiten werden im Folgenden kurz erläutert: Modul 1: Basis-Literaturrecherche mit Ergebnisbericht, Literaturdatenbank, Literatursteckbriefen und Literaturzusammenstellung sowie Entwicklung einer Mindmap (Büro DIE GEWÄSSEREXPERTEN, Nienhaus 2011) Modul 2: Statistik I: Erste statistische Auswertung der NRW Datensätze aus dem 1. Monitoringzyklus mit Endbericht (chromgruen 2010). Modul 3: Modul 4: Modul 5: Fachgespräch 1: Moderierte Expertenrunde am in Recklinghausen mit Vorträgen und ausführlichem Ergebnisprotokoll (LANUV, DIE GEWÄSSEREXEPERTEN 2010). Weitergehende Literaturstudie: Zusammenfassende Aus- und Bewertung der in 2010 im Rahmen der Basis-Literaturstudie (Modul 1) zusammengestellten Fachartikel und Veröffentlichungen; ausführliche Darstellung des aktuellen Literaturwissenstandes zum Thema Eutrophierung und Erstellung einer potenziellen Eutrophierungsmatrix (Ursachen- / Wirkungsmatrix). Im Rahmen von Modul 4 wurde ein Abschlussbericht mit folgenden Anhängen erstellt: Anhang_I_Steckbriefe_Literatur.pdf Anhang_II_Steckbriefe_Projekte.pdf Anhang_III_Mindmap_Landnutzung.pdf Anhang_IV_Mindmap_Nährstoffe.pdf Anhang_V_Arbeitsmatrix.xls Anhang_VI_Themenübersicht.xls. Statistik 2: Weitergehende Auswertungen der NRW-Monitoringdaten aus zwei Monitoringzyklen. Im Rahmen von Modul 5 wurde ein Abschlussbericht 2

17 erstellt, welcher seiner Bedeutung wegen vollständig in diesen Bericht übernommen und um weitere Analysen erweitert wurde (Kapitel 5). Modul 6: Fachgespräch 2: Abschlusskolloquium. Für Modul 6 liegt ein Protokoll mit folgenden Anhängen vor: Fachgespräch_LANUV_Anhang_I : Liste der TeilnehmerInnen Fachgespräch_LANUV_Anhang_II: Vortrag Dr. G. Eckartz-Vreden, 2. Fachgespräch zum Projekt: Eutrophierungsbedingte Defizite in Tieflandfließgewässern: Ursachen- und Wirkungszusammenhänge in Essen Fachgespräch_LANUV_Anhang_III: Vortrag Dr. D. Dietrich, Eutrophierungsbedingte Defizite in Tieflandfließgewässern - Ableitung einer theoretischen Ursache-Wirkungsmatrix Fachgespräch_LANUV_Anhang_IV: Vortrag Dr. J. Völker, Eutrophierungsbedingte Defizite in Tieflandfließgewässern: Statistische Auswertung Fachgespräch_LANUV_Anhang_V: Vortrag Dr. M. Brunke, Der Zustand der Tieflandgewässer in Schleswig-Holstein: Trophie und Nährstoffe Fachgespräch_LANUV_Anhang_VI: Vortrag Dr. N. Feldwisch, Deutschniederländisches Pilotprojekt Minderung der Nährstoffeintrage in die Schlinge Fachgespräch_LANUV_Anhang_VII: Vortrag Dr. Ch. Feld, Ist die Landnutzung ein Überfaktor für den ökologischen Zustand unserer Bäche und Flüsse? Modul 7: Abschlussbericht zum Gesamtprojekt Wesentliche Meilensteine in dem Gesamtvorhaben waren zunächst die Erarbeitung einer theoretischen Ursachen-Wirkungs-Matrix basierend auf Literaturauswertungen und -studien sowie Ergebnisse aus weiteren Forschungsprojekten. In dieser Matrix wurden sowohl die abiotischen als auch die biotischen Einflussfaktoren und deren Auswirkungen im Gewässer definiert und Wirkungszusammenhänge herausgearbeitet (Kapitel 4). Im Kapitel zu den Ergebnissen des Moduls 4 werden die wesentlichen Ergebnisse dargestellt. Die detaillierten Ergebnisse sind dem Abschlussbericht zu Modul 4 (und seinen Anhängen I bis IV) zu entnehmen. Mit dem Fokus auf den theoretisch abgeleiteten Einflussfaktoren wurden mit den Monitoringdaten aus zwei Zyklen in einem nächsten Schritt statistische Analysen zwischen den wesentlichen Bewertungs-Metrics der Gewässerflora und abiotischen Kenngrößen 3

18 durchgeführt. Aus den Ergebnissen ableitbare Schlussfolgerungen fanden in die Überlegungen zu möglichen Maßnahmen (z.b. weitere Monitoringplanung in NRW) Eingang (Kapitel 5.12). Eine wesentliche Aufgabe in diesem Zusammenhang war die Ableitung von Indikatoren, welche die potenzielle und die realisierte Trophie aufzeigen können (Kapitel 5.8). Ein weiteres Ziel hierbei war die Herausarbeitung und Benennung eines Modellgebietes in NRW, an dem sich die Ursachen- und Wirkungszusammenhänge zur Eutrophierung darstellen lassen (Kapitel 5.11). In Kapitel 5.1 und Kapitel 5.2 wird ferner einleitend ein kurzer Überblick über die Daten, die Verfahren und Methoden gegeben. Die Ergebnisse der statistischen Analysen sind dem Abschlussbericht zu Modul 5 entnommen, wobei weitere Analysen für den Gesamtabschlussbericht hinzukamen. Die Ergebnisse aus den Modulen 4 und 5 wurden in einem Fachgespräch den Teilnehmern/innen aus Wissenschaft und Wasserwirtschaftsverwaltung sowie Interessensverbänden vorgestellt. Mehrere Thesen wurden gemeinsam diskutiert (Kapitel 6). In diesem Bericht wird ein kurzer Überblick über das Programm, die Vorträge und die dazu geführten Diskussionen dargestellt. Das Ergebnis aus der Podiumsdiskussion des Fachgespräches ist im Fazit des vorliegenden Berichts integriert. Die Einladung zum 2. Fachgespräch Eutrophierung (Anhang_XII_Einladung), sowie die Tischvorlage (Anhang_XIII_Tischvorlage) und das ausführliche Protokoll zum Fachgespräch (Anhang_XIV_Protokoll) sind diesem Gesamtabschlussbericht (Modul 7) beigefügt. Die Auswertung der Literatur sowie der Daten diente als Basis für die Herausarbeitung von Ursachen und Wirkungszusammenhängen zum Themenkomplex Eutrophierung von Tieflandfließgewässern. Neben den grundsätzlichen theoretischen Ansätzen, die im Modul 4 und Modul 5 zusammengefasst wurden, ließen sich für die Bearbeitung des Projektes im Gesamtkontext die folgenden Leitfragen definieren, die in Kapitel 7 abschließend beantwortet werden: 1. Welche abiotischen und biotischen Wirkungszusammenhänge spielen bei der Eutrophierung eine wesentliche Rolle (Basis Literaturstudien und Forschungsvorhaben zum Themengebiet)? 2. Welche Bewertungen liegen für die Florakomponenten Diatomeen, Makrophyten und Phytobenthos ohne Diatomeen vor und wie unterscheiden sich diese? 3. Welche Einflussfaktoren der Makro-, Meso- und Mikroskala wirken sich signifikant auf die Bewertungen der Florakomponenten aus und lassen sich daraus komponentenspezifische Haupteinflussfaktoren ableiten? 4. Wie sind eine realisierte und eine potenzielle Trophie zu definieren? 4

19 5. Welche wirksamen Maßnahmen lassen sich gegebenenfalls ableiten? 6. Ableitbare Schlussfolgerungen für das (zukünftige) Monitoring in NRW - Kann es ein Eutrophierungsmonitoring geben? 5

20 3 Rechtlicher Hintergrund Im Zuge der Umsetzung der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie (EG-WRRL, Europäische Gemeinschaften 2000) wurden im Jahr 2009 die ersten Bewirtschaftungspläne und Maßnahmenprogramme der deutschen und europäischen Flussgebiete fertig gestellt. Die Ergebnisse aus den ersten Bewirtschaftungsplänen zeigten, dass als wesentliche Belastungsfaktoren die Hydromorphologie einschließlich der linearen Durchgängigkeit und erhöhte Nährstoffeinträge aus Punkt- und diffusen Quellen ein Verfehlen des guten ökologischen Zustands der Oberflächengewässer bedingen. Demnach erreichen derzeit nur knapp 10 % aller Oberflächenwasserkörper in Deutschland die nach EG-WRRL geforderten Umweltziele (Richter & Völker 2010). Auf Basis der identifizierten Belastungsschwerpunkte erarbeiteten die Länder und Flussgebietsgemeinschaften die Maßnahmenprogramme, wobei die dort aufgeführten Strategien die wesentlichen Wasserbewirtschaftungsfragen Hydromorphologie und Nährstoffeinträge sowohl auf regionaler als auch auf überregionaler Ebene berücksichtigen. Die Ergebnisse der Bewirtschaftungspläne zeigten aber auch, dass insbesondere hinsichtlich verschiedener Belastungen und Auswirkungen noch zahlreiche Unsicherheiten bestehen. Das betrifft die ökologische Wirksamkeit der geplanten Maßnahmen, die für die Umsetzung entwickelten Indikations- und Bewertungsverfahren sowie auch die Festlegung von Orientierungswerten für Nährstoffe und weitere, allgemeine Bedingungen, die als unterstützende Komponenten zu den biologischen Qualitätskomponenten herangezogen werden. Für diese Komponenten wurden nur die Hintergrundwerte (Referenzbedingungen)) in der Oberflächengewässerverordnung (OGewV, 2011) festgeschrieben, jedoch nicht die Vorgaben für den guten Zustand (Ausnahme Temperatur). Zudem werden die Bewertungsverfahren für die biologischen Qualitätskomponenten auf Basis neuer Daten und Erkenntnisse stetig überarbeitet und angepasst. 6

21 4 Ergebnisse Modul 4: Weitergehende Literaturstudie 4.1. Einleitung und Vorgehen Hauptinhalt des Moduls 4 war eine weiterführende und vertiefende Literaturstudie aufbauend auf einer im Jahr 2010 erarbeiteten Basis-Studie (Nienhaus 2011; Modul 1) zum Thema Eutrophierungsbedingte Defizite in Tieflandfließgewässern Ursachen und Wirkungszusammenhänge. Die folgenden Kapitel zeigen eine zusammenfassende Aus- und Bewertung der vorliegenden Literatur zum Thema Trophie und Eutrophierung unter Berücksichtigung verschiedener abiotischer und biotischer Kriterien. Zur Erarbeitung der im Modul geforderten Ziele wurden folgende Arbeitsschritte durchgeführt: 1. Sichtung der Literatursteckbriefe und Abgleich der aufgeführten Literaturstellen mit der vorliegenden digitalen Literaturliste. 2. Erweiterung der Literaturliste um aktuelle und projektrelevante Studien. 3. Vervollständigung der als sehr relevant und hoch eingestuften Literatursteckbriefe (z.b. kurze Zusammenfassung, Auflistung der wesentlichen themenspezifischen Aspekte, Herausarbeiten der Kernaussagen). 4. Inhaltliche Herausarbeitung der wesentlichen Aussagen von konzeptionellen Studien zum besseren Verständnis der grundlegenden Zusammenhänge in Fließgewässer- Ökosystemen mit themenspezifischen Schwerpunkt. 5. Ableitung von Schemata hinsichtlich der Ursachen- und Wirkungszusammenhänge abiotischer und biotischer Einflussfaktoren auf unterschiedlichen räumlichen Bezugsebenen sowie deren Integration in ein Gesamtschaubild. Hierbei wurden vorrangig die Studien mit einem Schwerpunkt der Untersuchungen in Tieflandfließgewässern integriert (Kapitel 4.3). 6. Erarbeitung von Mindmaps für eine transparentere Darstellung der vielfältigen gewässerexternen und -internen Prozesse für die Einflussfaktoren Landnutzung und Nährstoffe. 7. Herausarbeiten und Zusammenstellen von Grenz- und Schwellenwerten aus der Literatur für die Nährstoffe Stickstoff und Phosphor (Kapitel 4.4). 8. Erstellung einer zusammenfassenden Arbeitsmatrix (theoretische Ursachen- Wirkungsmatrix) mit den wesentlichen Aussagen aus der Literaturrecherche und den berücksichtigten Forschungsprojekten zu den Punkten Verursacher, Eintragspfade, Belastungsarten, Wirkungsweisen, Maßnahmen und Schwellenwerten. 7

22 9. Überblicksweise Erstellung einer inhaltlichen Auswertung der Literatur in Form einer Tabelle. Neben den Angaben zu Autor, Erscheinungsjahr, Titel und den in den Steckbriefen verwendeten Stichworten sind die Publikationen spezifischen Themen zugeordnet (Mehrfachnennungen einer Publikation bei unterschiedlichen Themen, z.b. Licht-Beschattung und Grazer, sind möglich) Literatursteckbriefe und Forschungsprojekte Die detaillierten Ergebnisse der Literaturrecherche sind im Abschlussbericht Modul 4 zu finden (Anhang_I_Abschlussbericht_Modul4). Alle im Modul 4 als sehr hoch relevanten Artikel wurden für die Erstellung von Mindmaps (Anhang_II_Mindmap_Nährstoffe & Anhang_III_Mindmap_Landnutzung, siehe auch Anhang III & IV im Abschlussbericht Modul 4), der Arbeitsmatrix (Anhang V im Abschlussbericht Modul 4) und der Themenübersicht (Anhang II im Abschlussbericht Modul 4) herangezogen. Abgeschlossene bzw. noch laufende Forschungsprojekte mit Relevanz zum Vorhaben wurden gemäß den formalen Vorgaben der Basis- Literaturstudie (Nienhaus 2011) in Steckbriefen zusammengefasst. Diese finden sich in Anhang V und Anhang VI des Abschlussberichtes zu Modul 4. Die Ergebnisse der weiterführenden Literaturstudie sind überblicksweise als Anhang_I_Abschlussbericht_Modul4, Anhang_II_Mindmap_Nährstoffe und Anhang_III_Mindmap_Landnutzung des Gesamtabschlussberichtes Modul 7 zu finden Ableitung von Schemata Räumliche Bezugsskalen Eines der wesentlichen Ergebnisse aus Modul 4 war die Ableitung von Schemata. Diese dienten in Modul 5 zur Identifizierung möglicher Einflussfaktoren, welche auf die Bewertung der Florakomponenten wirken. In zahlreichen Studien wird beschrieben, dass eine Vielzahl an unterschiedlichen abiotischen und biotischen Faktoren existieren, welche nicht nur unterschiedlich stark, sondern insbesondere auf verschiedenen räumlichen und ökologisch wirksamen Skalen, Effekte auf die Trophie respektive die pflanzliche Lebensgemeinschaft in Fließgewässern ausüben. Für eine Betrachtung der Einflussfaktoren ist daher die Berücksichtigung des räumlichen Bezugs notwendig. Abbildung 1 zeigt eine schematische Darstellung der Einflussfaktoren auf die Trophie und deren Wirkungsweise auf verschiedenen räumlichen Skalen. Dabei ist zu beachten, dass direkte oder indirekte Zusammenhänge und Wirkungsmechanismen der Einflussfaktoren zwischen den räumlichen Bezügen existieren. 8

23 Abbildung 1: Schematische Darstellung von Einflussfaktoren auf die Trophie und deren räumliche Wirkungsskala. ACP = allgemeine chemische und physikalische Qualitätskomponenten. Die in Abbildung 1 aufgeführten Einflussfaktoren resultieren aus den ausgewerteten Studien sowie den Forschungsprojekten, die für das vorliegende Vorhaben als sehr relevant und relevant integrierend mit betrachtet wurden. Während auf der Makro- und Mesoskala abiotische Einflussfaktoren die Trophie im Gewässerverlauf (externe Einflussgrößen, Makroskala) oder regional kleinräumig (Mesoskala) steuern, spielen auf der Mikroskala (interne Strukturen und Prozesse) die biotischen Einflussfaktoren und die daraus resultierenden Auswirkungen, wie beispielsweise Stoffumsetzung und Sauerstoffhaushalt eine wesentliche Rolle. In den folgenden Kapiteln werden in Form von Schemata die Wirkungsmechanismen, ausgehend von den Einflussfaktoren auf der Makroskala, vereinfacht dargestellt. In diesen Schemata wurden Aspekte, welche in den Tieflandfließgewässern theoretisch von größerer Bedeutung sind als in anderen Fließgewässertypen, integriert. In den Erläuterungen zu den 9

24 Schemata wurden zudem relevante themenspezifische Studien und Forschungsprojekte aus der Literaturrecherche berücksichtigt Landnutzung Das nachfolgende Schema stellt vereinfacht die Ursachen und Auswirkungen der Landnutzung auf die Trophie (Biomasseproduktion) dar (Abbildung 2). Abbildung 2: Vereinfachtes Schema zu Auswirkungen der Landnutzung auf die pflanzliche Biomasseproduktion. Siedlung und Acker/Grünland-Nutzung bestimmen über direkte Einleiter und diffuse Quellen den Nährstoffeintrag in ein Gewässer (z.b. Allan 1997, Burcher et al. 2007). Liegen die Nährstoffkonzentrationen im limitierenden Bereich, so sollte eine Erhöhung der Nährstoffe zu erhöhter Biomasseproduktion führen. Wenn die Nährstoffkonzentrationen im nichtlimitierenden Bereich liegen, würde eine weitere Nährstoff-Erhöhung nicht zu weiterer Biomasseproduktion führen (z.b. Hillebrand 2005, Dodds & Oakes 2006). Limitierende Schwellenwerte von 60 µg/l Gesamtphosphor werden beispielsweise von Dodds & Welch (2000) für Fließgewässer beschrieben. In Scharf (2011) liegen die Schwellenwerte des löslichen, reaktiven Phosphats (soluble active phosphate, SRP) im Konzentrationsbereich von 10 bis 20 µg/l. Nach Schneider & Lindström (2011) finden in Konzentrationsbereichen zwischen 10 und 30 µg/l TP Änderungen in der Zusammensetzung des Phytobenthos statt. Siedlung und Landwirtschaft haben des Weiteren Auswirkungen auf die Hydromorphologie, wie z.b. die Struktur des Uferrandbewuchses und der Gewässerrandstreifen (Burcher et al. 2007). Eine veränderte Hydromorphologie durch die Landnutzung kann eine Erhöhung der Sedimentfrachten und Nährstoffkonzentration durch den fehlenden Rückhalt in der Fläche 10

25 bewirken. Rolauffs et al. (2011) konnten demgegenüber feststellen, dass ausgedehnte Waldgebiete einen signifikanten Effekt insbesondere in den Tieflandfließgewässern direkt auf die Florakomponenten haben. So können Waldgebiete über die Energiezufuhr (Licht/Beschattung) direkt die Biomasseproduktion bestimmen, indem Licht z.b. zum limitierenden Faktor wird. Ferner wirkt ein geschlossenes Blätterdach auf die Wassertemperatur eines Gewässers und damit auf alle Stoffwechselprozesse, Produktion und Respiration. Zudem stellt der Blattfall eine allochthone Kohlenstoffquelle vor allem für das mikrobielle Nahrungsnetz und höhere trophische Ebenen dar. Damit wirkt die Landnutzung indirekt sowohl auf die Produktion der photoautotrophen als auch auf die heterotrophen Komponenten des Nahrungsnetzes. Da die Landnutzung über Licht- und Nährstoffeintrag einen direkten Einfluss auf die Algenbiomasse und -produktion in einem Tieflandfließgewässer hat, kommen dem Gewässerrandstreifen und dem Uferbewuchs eine wichtige Rolle bei der Retention der Nährstoffe und der Bestimmung der Höhe des Energieeintrags zu (Roberts et al. 2004, Baattrup-Pedersen et al. 2011). Nordrhein-Westfalen als Bundesland mit der höchsten Bevölkerungsdichte Deutschlands zeigt hinsichtlich der Landnutzung eine deutliche Zonierung. Während in den Mittelgebirgen auch ausgedehnte Waldflächen dominieren, ist das Tiefland in der Regel durch landwirtschaftlich genutzte Flächen und Grünland sowie urban geprägte Gebiete charakterisiert Hydrologie/Wasserhaushalt Das nachfolgende Schema zeigt vereinfacht die Auswirkungen der Hydrologie auf unterschiedliche gewässerinterne Prozesse (Abbildung 3). 11

26 Abbildung 3: Vereinfachtes Schema zu Auswirkungen der Hydrologie auf Nahrungsnetz und Funktion des Hyporheos. Die Strömung und das Abflussverhalten sind die prägenden Faktoren in einem Fließgewässer. Sie wirken über verschiedene Parameter auf die Struktur und Funktion des benthischen Nahrungsnetzes. Einige anthropogen induzierte Änderungen im Strömungsverhalten (sehr hohe Strömungsgeschwindigkeiten z.b. durch Ausbau) sind ein deutlicher Stressor für aquatische Organismen, insbesondere für Makrophyten (z.b. Flynn et al. 2002, Franklin et al. 2008, Hilt et al. 2011). Borchardt et al. (2010) stellten fest, dass überformte Abflussverhältnisse aus Talsperren insbesondere in den Frühjahrsmonaten die Dominanz von benthischem Aufwuchs kontrollieren. Bei gleichbleibenden Nährstoffverhältnissen dominieren bei mäßig höheren Abflüssen eher Makrophyten, während es bei geringen Abflüssen zu flächendeckenden Massenentwicklungen von Kieselalgen kommt. Ebenso hat die Trübung des Gewässers einen erheblichen Einfluss auf die Produktion benthischer und planktischer Primärproduzenten (Flynn et al. 2002, Strayer et al. 2008, Hilt et al. 2011). Beide Parameter nehmen wiederum direkten Einfluss auf die Nahrungsnetze. Strömung und Abflussverhalten haben des Weiteren Effekte auf die Funktionsfähigkeit des Hyporheos, indem sie über die Parameter Morphologie und Geschiebedynamik wirken (Boulton et al. 2010, Lewandowski & Nützmann 2010). Bei defizitärer Geschiebedynamik und unzureichender Durchströmung des Kieslückensystems kommt es durch biogene Kolmation sowohl zum Verlust des Habitats als Refugialraum als auch zu unzureichenden Stoffumsetzungsprozessen sowie zum Verlust der Funktionsfähigkeit des Kieslückensystems durch erhöhten Feinsedimentanteil (z.b. Borchardt 2001, Borchardt et al. 2010). Der 12

27 Fließgewässerverlauf und die Sedimentbeschaffenheit sind abiotische Faktoren, die maßgeblich die Ausprägung und damit die Besiedlung eines Habitats determinieren (Boulton et al. 2010) Licht In Kapitel wurde der Faktor Licht bereits angesprochen. Auf Grund der Bedeutung des Lichts als limitierender Faktor für die Primärproduktion wird hier vertiefend darauf eingegangen (Abbildung 4). Abbildung 4: Vereinfachtes Schema zu Auswirkungen des Lichts auf gewässerinterne Prozesse. Licht wirkt über die Strahlungsintensität direkt auf die pflanzliche Biomasseproduktion und ist damit bei ausreichendem Nährstoffangebot ein weiterer Kontrollfaktor für das Ausmaß der Eutrophierung in einem Fließgewässer (Dodds 2007, Hillebrand 2005). Erhöhte Gewässertemperaturen durch beispielsweise fehlende Beschattung führen zu einer Erhöhung der Stoffwechselaktivität von Organismen. Die Gewässertemperatur wirkt dabei auf die Löslichkeit von Gasen, welche insbesondere für den Sauerstoffhaushalt von großer Bedeutung ist. Auch eine anthropogene Temperaturerhöhung im Gewässer durch Wärmeeinleitung kann Prozesse ankurbeln. So stellte Scharf (2011/12) in ersten Ergebnissen eines Forschungsprojekts an der Unteren Wupper fest, dass die Wassertemperatur als Treiber zur Intensivierung des Ökosystemstoffwechsels anzusehen ist. 13

28 Biomasseproduktion und Stoffwechselaktivität wirken auf die heterotrophen und autotrophen Komponenten eines Fließgewässers. Die Primärproduktion steht den heterotrophen Komponenten nicht nur aus allochthonen, sondern auch aus autochthonen Kohlenstoffquellen zur Verfügung (Thorp & Delong 2002). Das Verhältnis von Produktion zu Respiration wirkt wiederum auf den Sauerstoffhaushalt des Gewässers, was beispielsweise durch starke Sauerstoffschwankungen sowohl auf räumlicher Skala im Längsverlauf eines Fließgewässers als auch auf einer zeitlichen Skala (z.b. Tag-Nacht Schwankungen) in eutrophen Gewässer-Ökosystemen nachzuweisen ist (z.b. Borchardt et al. 2010, Dodds 2007, Scharf 2011, Völker et al. 2010) Morphologie Abbildung 5 zeigt vereinfacht die Wirkungszusammenhänge morphologischer Faktoren auf gewässerinterne Prozesse. Strömungsdiversität Totholz Habitatausstattung Diversität (MZB, Fische) Sohlenstrukturen grazing Uferbewuchs Gewässerrandstreifen Licht / Beschattung Nährstoffeintrag Pflanzliche Biomasseproduktion Abbildung 5: Vereinfachtes Schema zu Auswirkungen der Morphologie auf gewässerinterne Prozesse. Die in der Abbildung 5 aufgeführten morphologischen Parameter beziehen sich vorrangig auf die Ergebnisse nach Rolauffs et al. (2011). In diesem LAWA-Untersuchungsvorhaben wurde auf Basis statistischer Analysen bundesweiter Daten festgestellt, dass insbesondere diese morphologischen Strukturen signifikante Auswirkungen auf die Bewertungen der biologischen Qualitätskomponenten nach EG-WRRL in Tieflandfließgewässern ausüben. 14

29 Die Parameter Strömungsdiversität, Totholzanteil und Sohlenstruktur prägen die Habitatausstattung eines Tieflandfließgewässers (Allan 1997, Rolauffs et al. 2011). Je höher der Anteil dieser morphologischen Strukturen, desto höher ist auch die Diversität der Lebensgemeinschaften (z.b. Baatrup-Pedersen et al. 2011, Mutz & Rohde 2003). Der Uferbewuchs und der Gewässerrandstreifen als morphologische Strukturen nehmen indirekt Einfluss auf die Biomasseproduktion der Primärproduzenten z. B. über den Nährstoffeintrag bzw. die mögliche Retention der Nährstoffe (Baattrup-Pedersen et al. 2011) und über den Energieeintrag (Strahlungsenergie) (Roberts et al. 2004). Der Einfluss von Grazing der benthischen (und planktischen) Invertebraten auf die Algenbiomasse wird in zahlreichen Studien ausführlich beschrieben (z.b. Caraco et al. 2006, Hillebrand 2002, 2005, Kathol et al. 2011, Strayer et al. 2008). In Fließgewässern besteht dabei eine Wirkungskaskade zwischen der morphologischen Habitatausstattung, dem qualitativen und quantitativen Aufkommen von benthischen und planktischen Grazern und der pflanzlichen Biomasseproduktion. Die Morphologie wirkt dadurch zumindest als Sekundärfaktor auf die pflanzlichen Biokomponenten. Im Falle der Makrophyten wirken die Gewässer-Morphologie und -Hydrologie als Primärfaktoren, welche zur Ausprägung verschiedener Wuchsformen führen Zusammenfassende Darstellung Die Ursachen und Wirkungszusammenhänge, welche die Trophie in Fließgewässern beeinflussen, wirken auf verschiedenen räumlichen Skalen (Makro-, Meso- und Mikroskala). Die externen Einflussgrößen Landnutzung, Licht/Strahlung, Morphologie und Wasserhaushalt (Makroskala, EZG-Skala) wirken direkt oder indirekt auf die Struktur und Funktion der Nahrungsnetze. Die internen Strukturen der Lebensgemeinschaften im Gewässer (Taxa, Abundanz, Biomasse) bestimmen durch die Primärproduktion, Respiration, Wachstum und Fraß maßgeblich die integralen Messgrößen wie Sauerstoffkonzentration, ph-wert, Gesamtkohlenstoffgehalt und Chlorophyll-a (Abbildung 6). In Tieflandfließgewässern sind die Wirkungszusammenhänge und Effekte im Vergleich zu den Mittelgebirgsgewässern zumindest theoretisch anders gewichtet. Bei den morphologischen Parametern sind die kleinräumigen Strukturen wie Totholz von besonderer Bedeutung, da insbesondere die sandgeprägten Tieflandbäche im Vergleich zu den grobmaterialreichen Bächen eher strukturarm sind. Ebenso ist Licht neben der Nährstoffverfügbarkeit der wahrscheinlich ausschlaggebende Treiber für die Eutrophierung in den Tieflandfließgewässern. Bei den oft relativ hohen Nährstoffkonzentrationen in Tieflandfließgewässern kommt Licht unter Umständen eine Rolle als limitierender Faktor zu. 15

30 Bei den internen Prozessen spielt das Grazing durch die benthischen Invertebraten eine große Rolle im Mittelgebirge. Im Tiefland ist davon auszugehen, dass auf Grund der zum Mittelgebirge unterschiedlichen Sohlenstruktur neben den Grazern auch benthische und möglicherweise auch planktivore Filtrierer, zumindest in größeren Fließgewässern (Typ 17, 15 g) diese Rolle übernehmen. Die internen Prozesse wirken jedoch sowohl in den Mittelgebirgsgewässern als auch im Tiefland mit ähnlichem Einfluss auf die integralen Messgrößen. Abbildung 6: Schematische Darstellung von Ursache- und Wirkungszusammenhängen der Trophie in Tieflandfließgewässern Schwellenwerte aus der Literatur für die Nährstoffe Stickstoff und Phosphor In unterschiedlichen Studien werden Konzentrationen für anorganische Nährstoffe definiert, bei deren Überschreitung es zu einer vermehrten Primärproduktion kommen kann (Tabelle 1). In den meisten Fällen handelt es sich um Angaben zu Fließgewässern in den USA (Arbeiten von Dodds). Diese beinhalten eutrophierte Gewässer aus dem landwirtschaftlich geprägten Mittleren Westen der USA. Deutlich zeigt die Tabelle 1, dass die für Deutschland ermittelte natürliche Hintergrundkonzentration von 50 µg TP/l (OGewV 2011) kaum überschritten werden dürfte, wenn Steigerungen der autotrophen Biomasse verhindert werden sollten (Dodds & Oakes, 16

31 2004). Schon bei Werten von 10 bzw. 30 µg TP/L kommt es in Mittelgebirgsfließgewässern zu Änderungen der Artenzusammensetzung des Periphytons ohne Diatomeen (Schneider & Lindstrøm 2011). Dodds und Welch (2000) machen Angaben zu ganz spezifischen TP Konzentrationen, mit denen sich definierte Ziele verwirklichen lassen sollten. Basis der Arbeit waren verschiedenste Untersuchungen vor allem an Fließgewässern der USA. Demnach setzt das Ziel einer Chlorophyll-a-Menge <100 mg m -2 voraus, dass die TP Konzentration der Wassersäule unter 60 µg l -1 liegt. Eine Reduktion der Periphytonbiomasse ist laut Sosiak (2002) nur mit einer Gesamtphosphat-Phosphor Konzentration von <10 µg /l zu erreichen (Langzeituntersuchungen am Bow River, Kanada). Tabelle 1: In der Literatur vorgeschlagene Schwellenwerte für Gesamtphosphat-Phosphor (TP), Gesamt-Stickstoff (TN) und gelösten reaktiven Phosphor (SRP) in Fließgewässern (FLG). Literatur FG- Typ Bemerkung TP µg L -1 TN µg L -1 SRP µg L -1 Schneider & Lindstrøm (2011) Änderungen Artzusammensetzung Periphyton ohne Diatomeen Dodds et al Bowes et al Verhinderung Massenaufkommen von Cladophora SRP für die deutliche Reduktion von Algenwachstum Scharf Algenbiomasse Sättigungsniveau erreicht (Modellsimulation) Rehfeld-Klein & Behrendt 2002 Dodds & Oakes 2004 Dodds & Welch 2000 Dodds & Welch 2000 Dodds & Welch 2000 Dodds & Welch 2000 Sosiak ambitioniertestes Szenario für Kläranlagenabfluss Kein zusätzliches Algenwachstum Ziel < 200 mg Chl/m 2 ; in ungetrübten FLG < 30 < 350 < 5 < 60 < 600 <400 <3000 Ziel < 100 mg Chl/m 2 <60 <470 unberührtes FLG Ziel Ökosysteme im Unterlauf schützen Reduktion Periphytonbiomasse <20 <300 <10 < 90 (Sommerwert) 10 bis 20 17

32 5 Ergebnisse Modul 5: Weitergehende Auswertungen der NRW-Monitoringdaten aus zwei Monitoringzyklen 5.1. Einleitung und Datenumfang Auf Basis der in Modul 4 erarbeiteten Ursache- Wirkungsmatrices war das Ziel in Modul 5 die daraus abgeleiteten Hypothesen mit Hilfe statistischer Methoden abzuprüfen. Für diese statistischen Analysen wurden Daten aus zwei Monitoringzyklen verwendet, die flächendeckend in Nordrhein-Westfalen in den Jahren 2005 bis 2011 erhoben wurden. Die Daten wurden vom Landesamt für Natur, Umwelt und Verbraucherschutz zur Verfügung gestellt. Für die Analysen wurden die vorhandenen Daten (Stammdaten zu den Probestellen, Vor-Ort-Protokolle zu den biologischen Untersuchungen, Untersuchungsergebnisse zur Gewässerfauna und Flora, physikalische und chemische Untersuchungsergebnisse, Gewässerstrukturgüte- und Landnutzungsdaten) in einer Datenbank miteinander verschnitten. Die Auswertungen und statistischen Analysen erfolgten mit dem Programm SPSS. Neben den Analysen zu den Tieflandfließgewässern (Typ 14, 15, 16, 18 und 19_Tiefland) erfolgten vergleichende Analysen für die Mittelgebirgsflüsse (Typ 9, 9.1 und 9.2), die Mittelgebirgsbäche (Typ 5, 5.1, 6 und 7) sowie für die Tieflandflüsse (Typ 15_g und 17), wobei der Fokus der statistischen Analysen auf den kleineren Tieflandfließgewässern lag. In den Jahren 2005 bis 2011 wurden insgesamt 523 Fließgewässer des Tieflands im biologischen Monitoring (Gewässerflora und/oder Makrozoobenthos) berücksichtigt. In diesen Gewässern erfolgte eine Probenahme an Messstellen in den unterschiedlichen Fließgewässertypen (Abbildung 7). 18

33 Anzahl der Messstellen _TL Fließgewässertyp Abbildung 7: Anzahl der Messstellen (biologisches Monitoring) in den unterschiedlichen Fließgewässertypen des Tieflands in NRW in den Jahren 2005 bis Vorgehen und Methoden Um die Hypothesen aus den Ursache-Wirkungsmatrices hinreichend abzuprüfen, wurden zunächst für jeden Einflussfaktor auf der entsprechenden Skala (Makro-, Meso-, Mikroskala, siehe Abbildung 1) Variablen ausgewählt, die in der Datenmatrix zur Verfügung standen. Dabei handelte es sich entweder um direkte, dem Einflussfaktor zuzuordnende Variablen (z.b. Messwerte der Nährstoffkonzentrationen) oder indirekte Hilfsvariablen, wie beispielsweise der Waldanteil als Indikator für den Lichteinfluss bzw. die Beschattung. Die folgenden Tabellen zeigen eine Übersicht über die auf den entsprechenden Skalen verwendeten Variablen (Tabelle 2: Makroskala, Tabelle 3: Mesoskala, Tabelle 4: Mikroskala). 19

34 Tabelle 2: Übersicht über die abiotischen Faktoren der Makroskala und die dafür verwendeten Variablen für die statistischen Analysen. Faktoren Makroskala Verwendete Variablen Messgröße Landnutzung 1 bebaute Fläche Acker Grünland Relativer Anteil in Prozent extensive Landwirtschaft Wald Punktquellen Quotient aus Jahresabwassermenge Berechneter Wert (JAM) zu mittlerem Niedrigwasserabfluss (MNQ) Hydromorphologie Gesamtstrukturgüte (100m, 500m, 1.000m) Merkmalsausprägung der Gewässerstruktur; klassifizierte Daten Licht Beschattung Gewässerrandstreifen Wald Merkmalsausprägung aus Feldprotokollen PHYLIB; klassifiziert Merkmalsausprägung der Gewässerstruktur; klassifizierte Daten, 100m; 500m und 1.000m Relativer Anteil in Prozent 1 Die Daten zur Landnutzung beziehen sich hierbei auf die Gewässer benachbarten Flächen flussaufwärts der jeweiligen Probestelle. Die für die Berechnungen verwendete Fläche umfasst eine Breite von 50 Metern (jeweils 25 Meter nach rechts und links ausgehend von der Gewässermitte) und eine Länge von 500 Metern flussaufwärts. Die Fläche in Bezug zu den Landnutzungsdaten wird im Folgenden als Puffer bezeichnet. 20

35 Tabelle 3: Übersicht über die abiotischen Faktoren der Mesoskala und die dafür verwendeten Variablen für die statistischen Analysen. Faktoren Mesoskala Verwendete Variablen Messgröße Morphologie / Habitatausstattung Laufkrümmung Längsbänke Querbänke Strömungsdiversität Substratdiversität Sohlstrukturen Merkmalsausprägung der Gewässerstruktur 100m; klassifizierte Daten Breitenvarianz Uferbewuchs Uferstrukturen Xylal (Totholz) Anteil in % aus PERLODES - Feldprotokollen Strömung Fließgeschwindigkeit Merkmalsausprägung aus PHYLIB Feldprotokollen; klassifiziert Allgemeine chemischphysikalische Komponenten (ACP) Temperatur (Jahres- und Sommermittel) Leitfähigkeit Gemessene Konzentrationen und Trübung ph Wert Chlorid Trübung Nährstoffkonzentrationen Stickstoff Gesamt Nitrit Nitrat Gemessene Konzentrationen Ammonium Phosphor Gesamt (Jahres- und Sommermittel) Kohlenstoffkonzentrationen CPOM (grobpartikulärer organischer Kohlenstoff) FPOM (feinpartikulärer organischer Kohlenstoff) DOC (gelöster organischer Kohlenstoff) TOC (organischer Kohlenstoff-Gesamt) Anteil in % aus PERLODES- Feldprotokollen Anteil in % aus PERLODES- Feldprotokollen Gemessene Konzentrationen Gemessene Konzentrationen 21

36 Tabelle 4: Übersicht über die abiotischen Faktoren der Mikroskala und die dafür verwendeten Variablen für die statistischen Analysen. Faktoren Mikroskala Verwendete Variablen Messgröße Nahrungsnetz Biologische Attribute (Metrics) des Berechnete Attribute aus Makrozoobenthos ASTERICS Funktionsfähigkeit Interstitial Ökosystemstoffwechsel Keine Trophie: Diatomeen_Trophie_Index TP (JM & SM) Saprobie: Saprobienindex (Meier et al. 2006) Temperatur (JM & SM) Sauerstoff Attribut aus PHYLIB; Gemessene Konzentrationen Berechnete Attribute aus ASTERICS Messwert Gemessene Konzentrationen Die allgemeinen chemisch-physikalischen Komponenten inklusive der Nährstoffe werden im operativen Monitoring in der Regel viermal pro Jahr untersucht. Für die Analysen und Auswertungen wurden unterschiedliche univariate und multivariate statistische Verfahren angewandt, wie Korrelationsanalysen, Nichtparametrische Tests, multiple lineare Regressionsanalysen oder Klassifizierungsbäume (Tree-Analysen) Bewertung der Florakomponenten Für die einzelnen Florakomponenten liegen unterschiedlich viele Bewertungsergebnisse vor. Am häufigsten wurde eine Bewertung von Probestellen durch Makrophyten vorgenommen (953 Bewertungen), gefolgt von einer Bewertung durch Diatomeen (914 Bewertungen) und PoD (331 Bewertungen). Zu beachten ist, dass eine Untersuchung und Bewertung des PoD in NRW erst ab einem Deckungsgrad im Gewässer 10% vorgenommen wird. In insgesamt 187 Fällen wurde eine Bewertung durch alle drei Florakomponenten vorgenommen. Bewertungen durch die Florakomponenten waren am seltensten im FLG Typ 18, am häufigsten in FLG Typ 19 zu finden. Um aufzeigen zu können, mit welcher Flora-Teilkomponente (Makrophyten, Diatomeen, sonstiges Phytobenthos) am schlechtesten bzw. am besten bewertet wurde, fasst Abbildung 8 die Ergebnisse jener Probenahmetermine zusammen, an denen Bewertungen von allen drei Flora-Teilkomponenten vorliegen. Aufgetragen sind als Boxplots die drei berechneten Bewertungsklassen (dezimal) der Flora-Teilkomponenten (N = 187). Eine Bewertung von sehr gut oder gut liegt in dem Bereich von 0 bis 2,5 vor. Die 22

37 waagerechten Linien markieren den Bereich der Bewertung als mäßig (2,5-3,5). Werte >3,5 entsprechen einer Bewertung von unbefriedigend und schlecht. Deutlich erkennbar liegen die Mediane der Bewertungsklassen der Diatomeen und Makrophyten über dem des PoD, d.h. in diesen Fällen wurde das PoD im Median mit gut bewertet, während Diatomeen und Makrophyten mit mäßig bewertet wurden. Es lässt sich daraus schlussfolgern, dass die Teilkomponente Phytobenthos ohne Diatomeen gegenüber den Teilkomponenten Diatomeen und Makrophyten eine tendenziell bessere Bewertung aufweist. unbefriedigend & schlecht mäßig gut & sehr gut Abbildung 8: Boxplots der berechneten Bewertungsklassen (dezimal) zu Diatomeen, Makrophyten und PoD in den Tieflandfließgewässern. Der durch waagerechte Linien gekennzeichnete Wertebereich entspricht einer Beurteilung von mäßig. Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite Abhängigkeiten der Floraindices von den Einflussfaktoren der Makroskala Landnutzung Um den Einfluss der Landnutzungsvariablen sowohl auf die Nährstoffverhältnisse als auch auf die Floraindices zu analysieren, erfolgte eine Fallausscheidung des Datenumfangs. Der für diese Analysen verwendete Stichprobenumfang berücksichtigt ausschließlich diejenigen Messstellen, welche nicht durch den Einfluss von Kläranlageneinleitungen betroffen sind, da die Berechnungen hinsichtlich des Einflusses der Punktquellen auf die Nährstoffe und die Floraindices signifikante und vergleichsweise hohe Korrelationen ergaben (siehe Kapitel 5.4.2). Diese Fallausscheidung verhindert, dass Einflüsse aus den Punktquellen das Ergebnis überlagern und zu Fehlinterpretationen führen. 23

38 In Tabelle 5 sind die Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen den verwendeten Landnutzungsparametern und den Nährstoffkomponenten Gesamtstickstoff und Gesamtphosphor sowohl als Jahresmittelwert als auch als Sommermittelwert aufgeführt. Die signifikanten Korrelationskoeffizienten sind grau markiert. Tabelle 5: Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen Landnutzungsparametern und Nährstoffvariablen in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang. bebaute Fläche [%] Acker [%] Grünland [%] ext. Landw. [%] Wald [%] N_ges_JM [mg/l] -0,13** 0,10** N N_ges_SM [mg/l] N TP_JM [mg/l] -0,11** 0,13** N TP_SM [mg/l] 0,09** N **. Korrelation ist signifikant auf 0.01 Niveau (2-seitig). Aus Tabelle 5 wird ersichtlich, dass lediglich die Landnutzungsparameter bebaute Fläche und Acker mit den Nährstoffvariablen Stickstoff und Phosphor signifikante Korrelationen aufweisen. Die Korrelationen sind wegen des großen Stichprobenumfangs hoch signifikant. Die sehr geringen Koeffizienten (nahe 0) lassen jedoch keine Rückschlüsse hinsichtlich der Landnutzungsparameter bzw. der Landnutzung als Ursache für einen erhöhten Nährstoffeintrag auf Basis der verwendeten Daten zu. In Tabelle 6 sind die Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen den verwendeten Landnutzungsparametern und den klassifizierten Florakomponenten aufgeführt (Berechnungen mit den Indices der Florakomponenten führen zu gleichen Ergebnissen). Die signifikanten Korrelationskoeffizienten sind grau markiert. Tabelle 6: Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen Landnutzungsparametern und klassifizierten Florakomponenten in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang. bebaute Fläche [%] Acker [%] Grünland [%] ext. Landw. [%] Wald [%] Diatomeen_Klasse -0,12** N D_Trophie_Klasse -0,14** 0,13** N Makrophyten_Klasse N PoD_Klasse 0,16* N

39 **. Korrelation ist signifikant auf 0.01 Niveau (2-seitig). *. Korrelation ist signifikant auf 0.05 Niveau (2-seitig). Die dargestellten Korrelationen zeigen ähnlich geringe Abhängigkeiten der Florakomponenten von den Landnutzungsparametern wie die Nährstoffvariablen. Eine mögliche Ursache für die hohe Variabilität liegt in der Verwendung des berücksichtigten Puffers, der sich ausschließlich auf einen Flächenbereich von 50 Meter Breite und 500 Metern Länge flussaufwärts der jeweiligen Probestelle bezieht. Die Auswirkungen der Landnutzung auf die Wasserqualität als auch auf die biologischen Qualitätskomponenten wirken sich möglicherweise auf einer größeren Skala deutlicher aus. Beispielhaft zeigt Abbildung 9 ein Box-Whisker Plot zwischen der Diatomeen-Klasse und der Ackernutzung. Klasse N sehr gut 24 gut 61 mäßig 36 unbefriedigend 30 schlecht 3 Sp.-Rho -0,12 Abbildung 9: Box-Whisker-Plot der Diatomeen-Klassen in Abhängigkeit von der Ackernutzung [%] im betrachteten Puffer in den Tieflandfließgewässern. Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite. Aus Abbildung 9 wird der geringe Korrelationskoeffizient von Sp.-Rho = -0,12 deutlich. Beim Vergleich der Mediane kann zwar eine Tendenz hinsichtlich einer schlechteren Bewertung der Diatomeen-Klasse in Abhängigkeit von der zunehmenden Ackernutzung festgestellt werden, jedoch umfasst die Streuungsbreite der Ackernutzung den gesamten Wertebereich von 0 bis 100 % Nutzung. Die Zusammenhänge innerhalb der Klassen sind zudem statistisch nicht signifikant (Kruskal-Wallis-H Test; p>0,05), das heißt zwischen den einzelnen Bewertungsklassen kann kein statistisch signifikanter Unterschied festgestellt werden. 25

40 Punktquellen Für die Analyse des Einflusses von Punktquellen auf den Nährstoffeintrag wurden alle Gewässer des Tieflands verwendet, das heißt, dass auch diejenigen Gewässer berücksichtigt wurden, die nicht von einer Kläranlage beeinflusst sind. In Tabelle 7 sind die Korrelationsanalysen nach Pearson zwischen den Nährstoffvariablen und dem Quotient aus Abwassermenge und mittlerem Niedrigwasserabfluss (Abw/MNQ) dargestellt. Die signifikanten Korrelationskoeffizienten sind grau markiert. Tabelle 7: Korrelationskoeffizienten nach Pearson zwischen der Variable Abwassermenge/MNQ und den Nährstoffvariablen in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang. N_Ges_JM Abw/MNQ N 2436 Nitrat N 2689 Nitrit N 2701 Ammonium 0,13** N 2715 TP_JM 0,30** N 1926 TP_SM 0,25** N 1598 **. Korrelation ist signifikant auf 0.01 Niveau (2-seitig). Mit einem Korrelationskoeffizienten von 0,3 und einem Erklärungswert von 9 % zeigen die Phosphorkonzentrationen vergleichsweise hohe Abhängigkeiten von dem Quotient aus Abwasser und mittlerem Niedrigwasserabfluss (Abw/MNQ). Abbildung 10 zeigt das Streudiagramm zwischen dem Phosphorgehalt und der Variable Abw/MNQ. 26

41 Abbildung 10: Verteilung der Phosphorkonzentrationen (TP_JM) in Abhängigkeit der Variable Abwassermenge/MNQ in den Tieflandfließgewässern. Der markierte Wertebereich zeigt hohe TP- Konzentrationen bei nicht von Kläranlagen beeinflussten Gewässern (Abw/MNQ = 0). Besonders auffällig hierbei ist, dass einige Phosphorkonzentrationen in den Gewässern, die nicht von einer Kläranlageneinleitung betroffen sind (Abw/MNQ = 0), hohe Werte bis 1,45 mg/l aufweisen (markierter Wertebereich). Es ist demnach davon auszugehen, dass neben der Einleitung von Phosphor aus den Punktquellen weitere Eintragsquellen die Gewässer mit hohen Phosphoreinleitungen belasten. Um dies näher zu spezifizieren, erfolgt eine weitere Fallausscheidung. Die Hypothese dabei lautet, dass erhöhte Phosphorkonzentrationen aus intensiv landwirtschaftlich genutzten Flächen resultieren. Es wurden diejenigen Gewässer ausgewählt, in deren Puffer keine Ackernutzung stattfindet, da dann vermutlich auch die über diesen Puffer hinausgehenden Flächen keine oder lediglich geringe Ackernutzungen aufweisen. Zu beachten ist hierbei, dass es sich um theoretische Annahmen handelt und die daraus resultierenden Ergebnisse lediglich als Trend bzw. unterstützend für die Interpretation herangezogen werden können. Für diese Tieflandfließgewässer (N=375) zeigt sich ein deutlicher Zusammenhang zwischen dem TP-Gehalt und dem Quotienten aus Abwasser zu MNQ (Abbildung 11), der Korrelationsquotient nach Pearson beträgt 0,46 (p<0,01). 27

42 Abbildung 11: Verteilung der Phosphorkonzentrationen (TP_JM) in Abhängigkeit der Variable Abwassermenge/MNQ in den Tieflandfließgewässern ohne Ackernutzung. Es wird deutlich, dass in den Gewässerabschnitten, die weder durch Ackernutzung noch durch Kläranlagen beeinflusst sind (Abw/MNQ=0) die sehr hohen Phosphorkonzentrationen nicht mehr auftreten (markierter Wertebereich Abbildung 11). Es kann demnach auf Basis der gezeigten Analysen und zugrunde gelegten Daten davon ausgegangen werden, dass neben den Punktquellen auch durch die landwirtschaftliche Nutzung ein erhöhter Phosphoreintrag resultiert. In Karte 1 sind diejenigen Messstellen mit erhöhtem Gesamtphosphat-Phosphor Gehalt (>0,6 mg/l) in der Landnutzungskarte von Nordrhein-Westfalen dargestellt (Corine Landnutzungsdaten; Quelle: LANUV). Hier wird deutlich, dass sich die Messstellen vorrangig in den Gebieten mit vorwiegend landwirtschaftlicher Nutzung befinden. 28

43 Messstellen mit hohen TP-Konzentrationen (>0,6 mg/l) Siedlung und bebaute Flächen Vorwiegend Grünland- und Waldflächen Vorwiegend landwirtschaftliche Nutzflächen Karte 1: Übersicht über die Lage der Messstellen mit hohen Gesamtphosphat-Phosphor Konzentrationen (>0,6 mg/l; durchschnittliche Jahresmittelwerte) in Nordrhein Westfalen (Corine Landnutzungsdaten, Quelle: LANUV). Zu beachten ist hierbei, dass sich die getroffenen Aussagen auf Konzentrationsbereiche des Phosphors fokussieren, die bereits das Vielfache der Grenzkonzentrationen gemäß den Orientierungswerten nach LAWA (2007) überschreiten. Im Wertebereich der Phosphorkonzentrationen bis 0,1 mg/l und einem ABW/MNQ bis 1 sind nahezu keine Unterschiede zwischen der Abbildung 10 und Abbildung 11 in der Verteilung der verwendeten Kenngrößen zu erkennen. Auf Basis der erzielten Ergebnisse werden für die folgenden Analysen unterschiedliche Datensätze verwendet: 1. Alle Probenahmen in den TLG 2. Alle Probenahmen und keine Ackernutzung im Gewässerrandstreifen 2 2 Hinweis: Probenahmen in Fließgewässern, die keine Kläranlage aber stattdessen Ackernutzung aufweisen, wurden bereits in Kapitel 5 behandelt. 29

44 In Tabelle 8 sind die Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho der Florakomponenten (bewertete Klassen) in Abhängigkeit des Quotienten aus Abwassermenge und MNQ aufgeführt. Die signifikanten Korrelationskoeffizienten sind grau markiert. Tabelle 8: Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen der Variable Abwassermenge/ MNQ und den Florakomponenten (bewertete Klassen) in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang. alle TLG TLG ohne Ackernutzung Diatomeen_Klasse 0,26* N D_Trophie_Klasse 0,26* N Makrophyten_Klasse N PoD_Klasse N **. Korrelation ist signifikant auf 0.01 Niveau (2-seitig). Bei Verwendung aller Tieflandfließgewässer ohne Fallausscheidung können keine statistisch signifikanten Zusammenhänge der verwendeten Variablen identifiziert werden. Wenn jedoch nur Gewässer betrachtet werden, an denen keine Ackernutzung vorliegt, zeigen sich signifikante Zusammenhänge zwischen Abw/MNQ und der Diatomeenklasse bzw. der Trophieklasse. Der Zusammenhang zwischen Abw/MNQ und der Diatomeenklasse ist mit einem Spearman- Rho Korrelationskoeffizienten von 0,26 vergleichsweise gering, zeigt sich jedoch deutlich in den Box-Whisker-Plots (Abbildung 12). Zu beachten ist hierbei, dass sich durch die Fallausscheidung der Stichprobenumfang deutlich verringert. 30

45 Klasse N sehr gut 2 gut 22 mäßig 48 unbefriedigend 14 Abbildung 12: Box-Whisker-Plot der Diatomeen-Klassen in Abhängigkeit von der Abwassermenge/ MNQ in den Tieflandfließgewässern. Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite. Die Unterschiede zwischen den Klassen sehr gut und gut sind zwar signifikant (Mann- Whitney-U-Test; p<0,05), dies sollte aber vor dem Hintergrund des geringen Stichprobenumfangs im Bereich sehr gut (N = 2) nicht überbewertet werden. Zwischen den Klassen gut und mäßig gibt es keine signifikanten Unterschiede. Dagegen ist der Unterschied zwischen den Klassen mäßig und unbefriedigend hoch signifikant (p<0,01). Obwohl signifikante Korrelationen zwischen dem Trophieindex und dem Abw/MNQ berechnet wurden, ist der Unterschied innerhalb der Klassen nicht signifikant (Kruskal- Wallis-H-Test; p>0,05) Hydromorphologie Für die Analyse des Einflusses der Hydromorphologie auf die Florakomponenten auf der Makroskala wurde die Gesamtbewertung der Gewässerstrukturgüte nach LAWA (2000) innerhalb der Gewässerabschnitte 100 Meter, 500 Meter und Meter oberhalb der Messstelle verwendet. In Tabelle 9 sind die Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho für die Zusammenhänge zwischen den Bewertungen der Florakomponenten (Indices) und ausgewählten Strukturparametern aufgeführt. Die signifikanten Korrelationskoeffizienten sind grau markiert. 31

46 Tabelle 9: Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen der Variable Gesamtstrukturgüte und den Florakomponenten (bewertete Klassen) in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang. Unterschied Stichprobenumfang Diatomeen-Index und Diatomeen-Trophie- Index beruht auf unterschiedliche Gültigkeitskriterien. Diatomeen_Index D_Trophie_Index Makrophyten_Index PoD_Index Gesamtstrukturgüte 100m -0,10** N Gesamtstrukturgüte 500m -0,12** N Gesamtstrukturgüte 1.000m -0,12** N **. Korrelation ist signifikant auf 0.01 Niveau (2-seitig). Die Ergebnisse der Analysen zeigen lediglich sehr geringe Zusammenhänge zwischen der Gesamtbewertung der Strukturgüte und dem Makrophyten-Index. Ein signifikanter Unterschied hinsichtlich der Bewertungsklassen der Gesamtstrukturgüte (Kruskal-Wallis- Test; p<0,05) wurde lediglich zwischen den Bewertungsklassen deutlich verändert (Klasse 4) und stark verändert (Klasse 5) berechnet. Der vorgeschaltete Mann-Whitney-U-Test ergab eine Signifikanz von p<0,05. Die Streuung ist hoch und auf Grund der geringen Korrelationskoeffizienten lassen sich keine interpretierbaren Zusammenhänge zwischen der Hydromorphologie und den Florakomponenten ableiten. Möglicherweise überlagern die für die Diatomeen und die Trophie ermittelten Einflüsse der Landnutzung und der Punktquellen die morphologischen Gegebenheiten. Aus diesem Grund erfolgte eine weitere Analyse analog der in Tabelle 9 aufgeführten Berechnungen für die Florakomponenten Diatomeen und Trophie in Abhängigkeit der Gesamtstrukturgüte mit der Fallausscheidung keine Kläranlageneinleitungen und keine Ackernutzung im Puffer. Auch diese Analyse erbrachte keine signifikanten Korrelationen Licht Um den Einfluss des Lichts auf die Florakomponenten zu analysieren, wurden die Hilfsvariablen Beschattung, Gewässerrandstreifen und Waldanteil verwendet (siehe Kapitel 5.2). Gemäß der für den Einfluss des Lichts theoretisch abgeleiteten Ursachen- Wirkungsmatrix hat Licht einen hohen Einfluss auf die Gewässertemperatur. Bei der Detailanalyse zeigte sich, dass sowohl hinsichtlich des Einflusses auf die Temperatur als auch des Einflusses auf die Florakomponenten lediglich die Variable Beschattung aus den PHYLIB Vor-Ort Protokollen signifikante Zusammenhänge ergab. 32

47 Abbildung 13 zeigt die Temperatur (Sommermittel) in Abhängigkeit der Merkmalsausprägungen der Beschattung. Merkmal N vollsonnig 286 sonnig 207 abschattig 149 halbschattig 214 schattig 185 Sp.-Rho. 0,23; p<0,01 Abbildung 13: Box-Whisker-Plot der Temperatur in Abhängigkeit von der Beschattung in den Tieflandfließgewässern. Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite. Der Korrelationskoeffizient der in Abbildung 13 aufgeführten Variablen beträgt Sp.-Rho = 0,23; p<0,01. Hinsichtlich der medianen Verteilung ergibt sich ein Temperaturunterschied von 1,3 C (15,6 C: schattig, unter Bäumen ; 16,9 C: vollsonnig ). Trotz der großen Streuung erweisen sich die geringen Unterschiede der Temperatur zwischen den verschiedenen Beschattungsstufen als signifikant (Kruskal-Wallis-Test; p<0,01). Ähnliche Zusammenhänge, jedoch mit einem geringeren Korrelationskoeffizienten (Sp.-Rho = 0,11; p<0,05), wurden zwischen der Beschattung und der Temperatur im Jahresmittel berechnet. In Tabelle 10 sind die Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen den Florakomponenten und der Beschattung aufgeführt. Die signifikanten Korrelationskoeffizienten sind grau markiert. Tabelle 10: Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen der Variable Beschattung und den Florakomponenten (Indices) in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang. Diatomeen_Index D_Trophie_Index Makrophyten_Index PoD_Index Beschattung -0,20** 0,19** N **. Korrelation ist signifikant auf 0.01 Niveau (2-seitig). 33

48 Hinsichtlich der Einflussvariable Beschattung zeigen die Florakomponenten Makrophyten und PoD signifikante Abhängigkeiten mit einem geringen Erklärungswert nahe 5 %. Für eine vergleichende Darstellung der berechneten Zusammenhänge zeigt Abbildung 14 einen Box-Whisker-Plot mit den dezimalberechneten Florakomponenten Makrophyten und PoD in Abhängigkeit der Beschattung. Die Hilfslinien zeigen die Klassengrenzen gut und mäßig (untere Hilfslinie) bzw. mäßig und unbefriedigend (obere Hilfslinie) an. Merkmal N vollsonnig 236 sonnig 150 abschattig 83 halbschattig 117 schattig, unter Bäumen 51 Gesamt 637 Merkmal N vollsonnig 92 sonnig 48 abschattig 42 halbschattig 45 schattig, unter Bäumen 13 Gesamt 240 Abbildung 14: Box-Whisker-Plot der Florakomponenten Makrophyten (oben) und PoD (unten) in Abhängigkeit von der Beschattung in den Tieflandfließgewässern. Die Hilfslinien zeigen eine mäßig Bewertungsklasse. Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite. 34

49 Bei den Makrophyten zeigt sich in Abhängigkeit der Beschattung ein signifikanter Unterschied (Kruskal-Wallis-Test p<0,05; Mann-Whitney-U Test, p<0,01) zwischen den Merkmalen sonnig und abschattig. Im vollsonnigen und sonnigen Bereich wird etwa die Hälfte der Probenahmen als unbefriedigend oder schlecht bewertet, während bei einer stärkeren Beschattung (abschattig, halbschattig oder schattig unter Bäumen) die Bewertung in den meisten Fällen bei mäßig liegt. Auch beim PoD erreichen abschattig oder vollschattig liegende Messstellen eine bessere Bewertung als vollsonnige oder sonnige. Anders als bei den Makrophyten fällt bei den als halbschattig klassifizierten Messstellen die Bewertung des PoD ähnlich aus wie die Bewertung an den vollsonnigen und sonnigen Probenahmen. Möglicherweise überlagern die für die Diatomeen und die Trophie ermittelten Einflüsse der Landnutzung und der Punktquellen den Einfluss des Lichts. Aus diesem Grund erfolgte eine weitere Analyse analog der in Tabelle 10 aufgeführten Berechnungen für die Florakomponenten Diatomeen und Trophie in Abhängigkeit der Beschattung mit der Fallausscheidung keine Kläranlageneinleitungen und keine Ackernutzung im Gewässerrandstreifen. Auch diese Analyse erbrachte keine signifikanten Korrelationen Zusammenfassung der Ergebnisse Die Ergebnisse auf Basis der verwendeten Daten und univariaten statistischen Methoden hinsichtlich der Einflussfaktoren auf der Makroskala können wie folgt zusammengefasst werden: Landnutzung und Punktquellen Die hohen Nährstoffkonzentrationen in den Tieflandfließgewässern sind sowohl auf Einträge aus Punktquellen (Kläranlagen) als auch auf Einträge aus diffusen Quellen (Landwirtschaft) zurückzuführen. Extrem hohe Gesamtphosphat- Phosphorkonzentrationen von 0,6 1,5 mg/l treten nur an Gewässern auf, die sowohl durch Kläranlagen als auch durch Ackernutzung im Puffer beeinflusst sind. An Gewässern, in deren Puffer keine Ackernutzung vorliegt, zeigen sich signifikante Zusammenhänge zwischen Abw/MNQ und der Diatomeenklasse bzw. der Trophieklasse. Ein Einfluss der Punktquellen auf die Bewertung der Makrophyten oder des PoD konnte statistisch nicht nachgewiesen werden. Gewässer, in deren Puffer Ackernutzung und kein Einfluss durch Punktquellen vorliegt, zeigen ebenfalls statistisch signifikante Korrelationen zur Diatomeenklasse und Trophieklasse jedoch mit einer hohen Variabilität in den Abhängigkeiten. Eine Ursache hierfür ist möglicherweise der flächenmäßig zu gering berücksichtigte Puffer 35

50 (50 Meter Breite und 500 Meter Länge ausgehend von der Probestelle flussaufwärts). Die Berechnungen ergaben zudem keine signifikanten Korrelationen zu den Makrophyten und dem PoD. Hydromorphologie Die Gesamtstrukturgüte bezogen auf unterschiedliche lange Gewässerabschnitte zeigt geringe Korrelationen zu den Makrophyten, welche aber auf Grund der geringen Koeffizienten keine interpretierbaren Ergebnisse liefern. Somit kann davon ausgegangen werden, dass die Morphologie auf einer großräumigeren Skala keinen Einfluss auf die Florakomponenten ausübt. Licht Unter Berücksichtigung der theoretisch abgeleiteten Ursache-Wirkungsmatrix hinsichtlich des Einflussfaktors Licht konnte nachgewiesen werden, dass Licht in Form der Hilfskomponente Beschattung einerseits einen signifikanten Einfluss auf die Temperatur aber auch auf die Bewertung durch die Florakomponenten Makrophyten und PoD ausübt. Während die Makrophyten eher lineare Abhängigkeiten mit zunehmender Beschattung zeigen, liegt eine gute Bewertung des PoD insbesondere im Bereich abschattig vor, allerdings auf einer begrenzten Datenlage von Probestellen im schattigen Bereich. Sowohl die Gesamtbewertung der Diatomeen als auch der Diatomeen-Trophie-Index zeigen keine statistisch signifikanten Abhängigkeiten vom Licht Abhängigkeit der Floraindices von den Einflussfaktoren der Mesoskala Morphologie / Habitatausstattung In Tabelle 11 sind die ermittelten Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen den morphologischen Variablen und den Floraindices aufgeführt. Signifikante Korrelationen sind grau markiert. 36

51 Tabelle 11: Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen den morphologischen Variablen und den Florakomponenten (Indices) in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang. Xylal (Totholz) Diatomeen_Index D_Trophie_Index Makrophyten_Index PoD_Index N Laufkrümmung -0,09* N Längsbänke -0,09* N Querbänke -0,10** N Strömungsdiversität -0,16** N Substratdiversität -0,12** N Sohlstruktur -0,11** N Breitenvarianz -0,07* N Uferbewuchs -0,09* N Uferstrukturen -0,09* N **. Korrelation ist signifikant auf 0.01 Niveau (2-seitig). *. Korrelation ist signifikant auf 0.05 Niveau (2-seitig). Aus Tabelle 11 wird ersichtlich, dass lediglich die Makrophyten signifikante Korrelationen zu den morphologischen Variablen aufweisen. Die Koeffizienten, mit Ausnahme der Strömungsdiversität, liegen nahe 0 und ein interpretierbarer Erklärungswert hinsichtlich möglicher Zusammenhänge zwischen kleinräumiger, morphologischer Habitatausstattung und dem Makrophytenindex ist demnach mit der zur Verfügung stehenden Datengrundlage nicht gegeben. Der Einfluss der Strömungsdiversität auf den Makrophytenindex ist deutlicher ausgeprägt. In der Detailanalyse zeigte sich, dass über den gesamten Gradienten der Strömungsdiversität die mediane Verteilung des Makrophytenindex im mäßigen Bewertungsbereich mit einer entsprechend hohen Streuung und Variabilität liegt (Abbildung 15). Die Hilfslinien zeigen die Klassengrenzen gut und mäßig (untere Hilfslinie), bzw. mäßig und unbefriedigend (obere Hilfslinie), an. 37

52 Merkmal N sehr groß/groß 24 mäßig 143 gering 462 keine 168 Abbildung 15: Box-Whisker-Plot der Makrophyten (berechneter Index) in Abhängigkeit der Merkmalsausprägungen der Strömungsdiversität in den Tieflandfließgewässern. Die Hilfslinien zeigen den Wertebereich mäßig. Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite Strömung In Tabelle 12 sind die ermittelten Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen der Fließgeschwindigkeit und den Floraindices aufgeführt. Signifikante Korrelationen sind grau markiert. Tabelle 12: Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen der Fließgeschwindigkeit und den Florakomponenten (Indices) in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang. Diatomeen_Index D_Trophie_Index Makrophyten_Index PoD_Index Fließgeschwindigkeit 0,10* 0,33** N **. Korrelation ist signifikant auf 0.01 Niveau (2-seitig). *. Korrelation ist signifikant auf 0.05 Niveau (2-seitig). Überraschenderweise zeigt der PoD-Index vergleichsweise hohe Korrelationskoeffizienten zur Fließgeschwindigkeit. Abbildung 16 verdeutlicht die Zusammenhänge, wobei die Hilfslinien die Klassengrenzen gut und mäßig (untere Hilfslinie) bzw. mäßig und unbefriedigend (obere Hilfslinie) anzeigen. An je zwei Messstellen wurde die Fließgeschwindigkeit mit strömend bzw. reißend in den Vor-Ort-Protokollen notiert. Diese Fälle wurden nicht für die Abbildung verwendet da der Stichprobenumfang für eine Box-Whisker-Plot Darstellung unzureichend ist. 38

53 Merkmal N nicht erkennbar fließend 18 träge fließend 50 langsam fließend 102 schnell fließend 66 gesamt 236 Abbildung 16: Box-Whisker-Plot der Florakomponente PoD in Abhängigkeit von der Fließgeschwindigkeit in den Tieflandfließgewässern. Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite. Die Box-Whisker-Plots zeigen eine hohe Streuung über den gesamten Gradienten der Fließgeschwindigkeit. Die mediane Verteilung zeigt eine nahezu streng lineare Abhängigkeit des PoD von den Merkmalsausprägungen der Fließgeschwindigkeit. Zudem wechselt der Median bei langsam fließend von einer zunächst mäßigen Bewertung in eine gute Bewertungsklasse (Wertebereich des PoD bei 1,5 bis 2,5). Zwischen den Merkmalsausprägungen träge fließend, langsam fließend und schnell fließend bestehen signifikante Unterschiede (Kruskal-Wallis-Test p<0,05, Mann-Whitney-U-Test; p<0,05). Um dieses Ergebnis weiter zu konkretisieren, wurden aus der Datenmatrix Variablen ausgewählt, die in einen direkten Zusammenhang zur Fließgeschwindigkeit, bzw. zu dem hydraulischen Regime im Gewässer stehen. Diese Variablen umfassen insbesondere biologische Attribute des Makrozoobenthos. Diese biologischen Attribute sind Ausdruck der Autökologie der Arten. Sie beinhalten z.b. die Strömungspräferenz, die Präferenz für bestimmte biozönotischen Regionen und werden als Ergebnis der Berechnung mit ASTERICS mitgeliefert. Folgende biologischen Attribute des Makrozoobenthos wurden ausgewählt: Präferenztypen Rheophile (strömungsliebende Arten) Rheoindex (berechneter Index aus dem Verhältnis strömungsliebender Arten zu den Ubiquisten) Metarhithralbesiedler 39

54 Alle ausgewählten Variablen zeigen ebenfalls hohe Korrelationen zur Fließgeschwindigkeit. In Tabelle 13 sind die Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen dem PoD Index und den Variablen aufgeführt, die Rückschlüsse auf die hydraulischen Gegebenheiten in Fließgewässern zulassen. Tabelle 13: Korrelationen nach Spearman-Rho vom PoD Index und weiteren Variablen, die in Zusammenhang mit den hydraulischen Gegebenheiten im Gewässer stehen. N = Stichprobenumfang. PoD_ index Fließgeschwindigkeit Rheophile Rheoindex Metarhithralbesiedler PoD_index 1 N 240 Fließgeschwindigkeit 0,33** 1 N Rheophile 0,32** 0,44** 1 N Rheoindex 0,26** 0,34** 0,62** 1 N Metarhithralbesiedler 0,31** 0,31** 0,70** 0,31** 1 N **. Korrelation ist signifikant auf 0.01 Niveau (2-seitig). Die gezeigten Analysen untermauern das Ergebnis der Abhängigkeit des PoD von den hydraulischen Verhältnissen im Gewässer. Alle ausgewählten Variablen des Makrozoobenthos, welche zunehmende Fließgeschwindigkeit beschreiben, zeigen ähnlich hohe Korrelationskoeffizienten zum PoD Index. Abbildung 17 zeigt die Abhängigkeiten zwischen der Bewertung der Florakomponenten und den allgemeinen chemisch-physikalischen Parametern mit signifikanten Korrelationen (Tabelle mit den berechneten Korrelationskoeffizienten in Anhang_V_Modul5_I) 40

55 N = 865; R = -0,15 (p<0,01) N = 124; R = -0,32 (p<0,01) Abbildung 17: Streudiagramme zwischen Makrophyten-Index und Wassertemperatur (links) und Diatomeen-Index und Trübung (rechts). N = Stichprobenumfang. Die erstellten Streudiagramme in Abbildung 17 zeigen die hohe Variabilität in den Daten. Die berechneten Korrelationen lassen sich nicht im Streudiagramm wiederfinden und der Erklärungswert der signifikanten Abhängigkeiten ist so gering, dass sich daraus kein direkter Zusammenhang interpretieren lässt. Etwas deutlicher sind die Zusammenhänge zwischen der Trübung und dem Trophieindex. Ab Trübungswerten von über 20 FNU liegen die Werte des Trophieindex alle unter 0,4. Je höher also die Trübung, desto schlechter ist die Bewertung des Trophieindex. Anhand der hohen Trübungswerte (Jahresmittel) kann nicht auf deren Ursachen geschlossen werden. Es kann sich beispielsweise hierbei um stark von Punkt- oder diffusen Quellen beeinflusste Gewässer handeln, deren hohe Nährstoffgehalte die schlechte Bewertung des Trophieindex beeinflussen. Eine Detailanalyse zeigt, dass zwischen der Trübung und dem Gesamtphosphor-Phosphat-Gehalt ein signifikanter Zusammenhang besteht mit einem Erklärungswert von 4 % (Pearson R = 0,21; p<0,01; N = 414). Möglicherweise gelangen nährstoffbelastete Partikel (Feinsedimenteintrag) in die Gewässer. Hieraus kann dann eine schlechtere Bewertung der Florakomponenten, insbesondere des Diatomeen-Trophie-Index resultieren. Das bedeutet, dass sich die Trübung nicht als lichtlimitierende Komponente auswirkt, sondern sie spiegelt eher die Belastungssituation aus dem Einzugsgebiet wider Nährstoffkonzentrationen In Tabelle 14 sind die ermittelten Korrelationskoeffizienten nach Pearson zwischen den Nährstoffen und den Floraindices aufgeführt. Signifikante Korrelationen sind grau markiert. Tabelle 14: Korrelationskoeffizienten nach Pearson zwischen den Nährstoffkonzentrationen und den Florakomponenten (Indices) in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang. 41

56 N_Ges_JM [mg/l] Diatomeen_Index D_Trophie_Index Makrophyten_Index PoD_Index N Nitrat [mg/l] N Ammonium [mg/l] -0,17** -0,13** N TP_JM[mg/l] -0,23** -0,22** -0,10* N TP_SM [mg/l] -0,27** -0,27** -0,12** N **. Korrelation ist signifikant auf 0.01 Niveau (2-seitig). *. Korrelation ist signifikant auf 0.05 Niveau (2-seitig). Aus den Korrelationsberechnungen resultieren vergleichsweise hohe negative Koeffizienten zwischen dem Diatomeenindex (und Trophieindex) und den Phosphorkonzentrationen, während für die Stickstoffkomponenten Nitrat und Ammonium lediglich geringe Zusammenhänge mit einem Erklärungswert nahe Null berechnet wurden. Ebenso zeigt der Makrophytenindex eine geringe negative Korrelation zur Phosphorkonzentration, wohingegen der PoD-Index keine Zusammenhänge zu den Nährstoffkonzentrationen aufweist. Die Zusammenhänge zwischen Trophieindex und den Phosphorkonzentrationen sind plausibel, da eine Validierung des Trophieindex mit den Phosphorkonzentrationen im Gewässer bei der Entwicklung des Bewertungsverfahrens PHYLIB durchgeführt wurde (Schaumberg et al. 2012). Abbildung 18 zeigt in einem Streudiagramm die Verteilung des Diatomeenindex in Abhängigkeit von der Phosphorkonzentration. Abbildung 19 verdeutlicht die Abhängigkeiten in einer Box-Whisker Darstellung, in der die Diatomeenklassen aufgetragen sind. Dabei wurde die Skala für eine transparentere Darstellung auf TP = <0,5 mg/l begrenzt. Ebenso ausgeschlossen wurde bei dieser Darstellung die Bewertungsklasse schlecht mit nur einem Wert (TP = 0,135 mg/l). 42

57 Abbildung 18: Streudiagramm zwischen dem Diatomeenindex und TP in den Tieflandfließgewässern (N = 533; R = -0,23). Merkmal N sehr gut 18 gut 150 mäßig 282 unbefriedigend 94 gesamt 444 Abbildung 19: Box-Whisker-Plot der bewerteten Diatomeenklassen in Abhängigkeit vom TP. Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite. Die Streuung der Daten ist hoch (Abbildung 18). Auch bei hohen Gesamtphosphat- Phosphorkonzentrationen (bis zu 0,3 mg/l) kann ein Diatomeen-Index von > 0,6 erreicht werden. Die Korrelationen des Diatomeenindex mit den Phosphorkonzentrationen umfassen einen Erklärungswert von 5 %. Die mediane Verteilung der Diatomeenklassen zeigt eine nahezu lineare Abhängigkeit von den Phosphorkonzentrationen (Abbildung 19). Die Werte der Mediane (der Phosphor- 43

58 konzentrationen) betragen 0,07 mg/l in der Klasse sehr gut, 0,10 mg/l in der Klasse gut (entspricht dem Orientierungswert nach LAWA 2007), 0,13 mg/l in der Klasse mäßig und 0,15 mg/l in der Klasse unbefriedigend. Die Streuung und Variabilität innerhalb der einzelnen Boxen umfassen teilweise den gesamten Wertebereich. Zwischen den Klassen gut, mäßig und unbefriedigend bestehen signifikante Unterschiede (Kruskal-Wallis- Test p<0,05; Mann-Whitney-U-Test p<0,05) Kohlenstoffkonzentrationen Die Kohlenstoffkonzentrationen wurden mit in die Betrachtung der Einflussfaktoren auf der Mesoskala integriert, um mögliche Einflüsse aus dem autochthonen und allochthonen Kohlenstoffinput zu differenzieren. Dies konnte auf Basis der vorliegenden Daten nicht verifiziert werden. Zwar ergeben sich auf Basis von Korrelationsanalysen signifikante Zusammenhänge, jedoch sind diese nicht weiter zu interpretieren (Anhang_VI_Modul5_II) Zusammenfassung der Ergebnisse Die Ergebnisse auf Basis der verwendeten Daten und univariaten statistischen Methoden hinsichtlich der Einflussfaktoren auf der Mesoskala können wie folgt zusammengefasst werden: Morphologie/Habitatausstattung Die kleinräumige Morphologie bzw. die Habitatausstattung zeigt auf Basis der Daten und der verwendeten Methoden nahezu keine Zusammenhänge zu den Florakomponenten. Während die Diatomeen und das PoD keine signifikante Korrelationen zu den ausgewählten Habitatmerkmalen aufwiesen, zeigten die Makrophyten Abhängigkeiten insbesondere von der Strömungsdiversität (Sp.-Rho = - 0,16; p<0,01), jedoch mit einer hohen Streuung und Variabilität innerhalb der einzelnen Klassen und einem Erklärungswert von weniger als 3 %. Es wurde zunächst auf Basis der theoretischen Grundlagen die Hypothese abgeleitet, dass einerseits das Substrat und dessen Zusammensetzung, andererseits morphologische Merkmale die Uferstrukturen betreffend die Gewässerflora beeinflussen. Diese Hypothese konnte hinsichtlich der verwendeten Strukturparameter nicht bestätigt werden. Strömung Mit einem vergleichsweise hohen Korrelationskoeffizienten von Sp.-Rho = 0,33 (p<0,01) sind die Zusammenhänge zwischen der Fließgeschwindigkeit in den Tieflandfließgewässern und dem PoD hoch signifikant, während die verbleibenden Floraindices entweder keine (Diatomeen und Trophie) oder nur schwache Korrelationen (Makrophyten) aufweisen. Dieses zunächst überraschende Ergebnis wurde durch weitere, von der Fließgeschwindigkeit abhängigen Variablen validiert. 44

59 Gemäß den grafisch dargestellten Zusammenhängen ist eine deutlich bessere Bewertung des PoD bei Fließgeschwindigkeiten zu erwarten, die langsam fließend gemäß der Aufnahme in den Erhebungsprotokollen nach PHYLIB entspricht. Möglicherweise resultiert durch die Zunahme der Fließgeschwindigkeit auch eine Erhöhung des Geschiebetriebs der vorrangig sandigen und kiesigen Substrate der Tieflandfließgewässer. Die Umlagerung der Sedimente verhindert möglicherweise eine Massenentwicklung von Phytobenthos. Zudem erhöht sich die Diversität der Lebensgemeinschaft auf Grund der verschiedenartigen Substratverhältnisse (Sedimente unterschiedlicher Korngrößenzusammensetzung). Allgemeine chemisch-physikalische Komponenten Zwischen den allgemeinen chemisch-physikalischen Komponenten und der Gewässerflora zeigen sich nur geringfügige Zusammenhänge. Signifikante Korrelationen (mit einem geringen Erklärungswert) bestehen hierbei zwischen den Makrophyten und der Wassertemperatur, wobei dieser Zusammenhang aus der weitaus stärkeren Abhängigkeit der Makrophyten von der Beschattung (Makroskala: Einfluss der Beschattung auf die Temperatur) herrührt. Die Trübung wirkt (im zur Verfügung stehenden Datenbereich) nicht, wie zunächst theoretisch angenommen, als lichtlimitierende Komponente sondern spiegelt vielmehr die Belastungssituation aus dem Einzugsgebiet wider (potenzieller Feinsedimenteintrag mit nährstoffbelasteten Partikeln), so dass eine stärkere Trübung mit einer schlechteren Bewertung durch den Trophieindex einhergeht. Nährstoff- und Kohlenstoffkonzentrationen Hinsichtlich der Nährstoffe ist auf Basis der verwendeten Analysen der Gesamtphosphor der wesentliche Einflussfaktor für die Ausprägung der Diatomeengesellschaft, während Korrelationen zwischen Gesamtphosphor und den Makrophyten (Pearson-R = -0,12, p<0,01) bzw. dem PoD entweder weitaus geringere oder keine Zusammenhänge zeigen. Hinsichtlich der Kohlenstoffkonzentrationen konnten keine interpretierbaren Zusammenhänge zu den Florakomponenten abgeleitet werden Abhängigkeit der Floraindices von den Einflussfaktoren der Mikroskala Nahrungsnetz Für eine dezidierte Auswahl von Variablen und Attributen für die Analyse des Einflusses des Makrozoobenthos auf die Florakomponenten erfolgte zunächst eine Hauptkomponentenanalyse (Dimensionsreduktion). Hierfür wurden sämtliche biologischen Metrics berücksichtigt, welche durch das Makrozoobenthos-Untersuchungs- und 45

60 Bewertungsverfahren PERLODES - ASTERICS bei der Ermittlung der Zustandsklasse berechnet werden. Bei der Hauptkomponentenanalyse wurden insgesamt 10 Komponenten mit einer Gesamtvarianz von 75% extrahiert, wobei für die Auswahl der biologischen Attribute lediglich die ersten 5 Komponenten (Varianz: 55 %) berücksichtigt wurden und hierbei diejenigen Attribute mit einem Wert 0,5 (Tabelle 15). Tabelle 15: Komponentenmatrix der biologischen Attribute des Makrozoobenthos. Attribute mit einem Wert 0,5 (-0,5) sind grau markiert. Komponente Artenanzahl 0,1 0,6 0,2-0,1 0,1 Simpson-Diversitätsindex -0,2 0,6 0,4 0,0 0,2 Shannon-Diversitätsindex -0,1 0,7 0,4 0,0 0,2 Hypocrenalbesiedler 0,1-0,1-0,2-0,7 0,3 Epirhithralbesiedler 0,0 0,0-0,6-0,5 0,5 Metarhithralbesiedler 0,8-0,1 0,0 0,4 0,0 Hyporhithralbesiedler 0,8-0,1 0,2 0,5 0,0 Epipotamalbesiedler 0,0 0,0 0,7 0,2-0,1 Metapotamalbesiedler -0,7 0,1 0,2-0,2-0,2 Litoralbesiedler -0,7 0,0 0,0-0,4-0,2 Pelalbesiedler -0,8 0,0-0,4 0,3 0,0 Psammalbesiedler -0,3-0,4 0,1 0,3 0,6 Akalbesiedler 0,6 0,0-0,4 0,0 0,3 Lithalbesiedler 0,8 0,3 0,0 0,1 0,0 Phytalbesiedler 0,0 0,0 0,4-0,6-0,5 Zerkleinerer 0,8-0,4 0,0-0,2-0,2 Sedimentfresser -0,4-0,3 0,3 0,0 0,6 Parasiten -0,4 0,2-0,5 0,1-0,1 Weidegänger 0,8-0,4 0,0-0,2-0,2 Erklärte Varianz % 21,0 10,5 8,2 7,7 7,2 Die berechneten Korrelationen zwischen den in Tabelle 15 aufgeführten biologischen Attributen des Makrozoobenthos und den Florakomponenten sind in Tabelle 16 aufgeführt. 46

61 Tabelle 16: Korrelationskoeffizienten nach Pearson zwischen den biologischen Attributen des Makrozoobenthos und den Florakomponenten (Indices) in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang. Diatomeen_Index Makrophyten_Index PoD_Index N Artenanzahl Simpson-Diversitätsindex Shannon-Diversitätsindex Hypocrenalbesiedler Epirhithralbesiedler 0,12* Metarhithralbesiedler 0,11** 0,22** 0,30** Hyporhithralbesiedler 0,11** 0,17** 0,22** Epipotamalbesiedler Metapotamalbesiedler -0,15** -0,22** Litoralbesiedler -0,17** -0,31** Pelalbesiedler -0,16** -0,15** -0,16** Psammalbesiedler Akalbesiedler 0,16** 0,23** Lithalbesiedler 0,10** 0,20** 0,24** Phytalbesiedler Zerkleinerer 0,12** 0,15** 0,17** Sedimentfresser Parasiten Weidegänger 0,12** 0,16** 0,19** * Die Korrelation ist auf dem Niveau von 0,05 (2-seitig) signifikant. ** Die Korrelation ist auf dem Niveau von 0,01 (2-seitig) signifikant. Das Ergebnis zeigt, dass die höchsten Korrelationskoeffizienten (Pearson) zwischen den biologischen Attributen des MZB und dem PoD-Index aufgetreten sind. Diese verteilen sich insbesondere auf die Präferenztypen für Fließgewässerzonen, auf die Präferenztypen für unterschiedliche Mikrohabitatbedingungen und auf die prozentuale, relative Häufigkeit der Weidegänger (Grazer). Während die Häufigkeiten der Rhithralbesiedler positiv mit den Florakomponenten korrelieren, nimmt die Häufigkeit der Potamalbesiedler bzw. Arten, welche in den strömungsärmeren Gewässerzonen vorrangig zu finden sind, mit besserer Bewertung der Florakomponenten ab (negative Korrelation zu den Florakomponenten). In Abbildung 20 sind die mittleren relativen Häufigkeiten der Präferenztypen für die unterschiedlichen Fließgewässerzonen, welche signifikante Korrelationen zum PoD aufweisen, in Abhängigkeit der bewerteten Klassen dargestellt. 47

62 Abbildung 20: Häufigkeitsverteilung der Präferenztypen für die biozönotischen Regionen (MZB) in Abhängigkeit des PoD in den Tieflandfließgewässern. Bei einer schlechteren Bewertung des PoD sind die Anteile von Litoralbesiedlern etwas erhöht und gleichzeitig die Anteile von Meta- und Hyporhithraltaxa verringert. Auch wenn die Unterschiede gering sind, weist dies erneut auf den Einfluss der Strömungsverhältnisse auf das PoD in den Tieflandfließgewässern hin. Statistisch signifikante Zusammenhänge finden sich zudem zwischen den Florakomponenten und den Präferenztypen unterschiedlicher Mikrohabitate. Mit zunehmender Degradation der Diatomeen, der Makrophyten und des PoD erhöht sich der Anteil der Pelalbesiedler (Pelal = unverfestigtes Feinmaterial). Positiv korreliert sind hingegen die Präferenztypen für gröberes Substrat (Akal = Feinkies; Lithal = Grobkies) mit den Floraindices. Aus dem Anteil der Akal- und Lithalbesiedler können Rückschlüsse auf die Substratzusammensetzung getroffen werden. Auf Basis der Daten und den verwendeten Methoden kann abgeleitet werden, dass eine bessere Bewertung der Florakomponenten mit zunehmender Korngrößenzusammensetzung einhergeht. Positive Korrelationen wurden zwischen dem Anteil der Weidegänger (Grazer) und der Bewertung der Florakomponenten berechnet, was auf einen möglichen Grazingeffekt schließen lässt. Dabei zeigt sich, dass mit abnehmendem prozentualem Anteil der Weidegänger eine schlechtere Bewertung der Florakomponenten resultiert. 48

63 Abbildung 21 zeigt die Abhängigkeit des PoD (Klasse) vom Anteil der Grazer. Die Verteilung des prozentualen Anteils der Grazer ist dabei über alle PoD-Klassen gleich (Kruskal Wallis Test nicht signifikant). Der Korrelationskoeffizient von 0,19 ist zwar hoch signifikant, jedoch besteht eine große Streuung und Variabilität über den gesamten Bewertungsgradienten des PoD. Klasse N sehr gut 53 gut 118 mäßig 69 unbefriedigend 50 schlecht 7 R 0,19 Abbildung 21: Box-Whisker-Plot der bewerteten PoD Klasse in Abhängigkeit von der relativen Häufigkeit der Grazer des Makrozoobenthos. Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite Ökosystemstoffwechsel Durch den Eintrag organisch leicht abbaubarer Substanzen - vorrangig durch Kläranlageneinleitungen - wird ein Gewässer saprobiell belastet. Die Trophie bzw. Eutrophierung ist dann eine Sekundärbelastung der Saprobie, wenn die daraus frei werdenden Nährstoffe den Primärproduzenten wieder zur Verfügung stehen. Dieser Prozess der Primär- und Sekundärbelastung ist jedoch im Fließgewässer räumlich voneinander getrennt, so dass diesbezüglich die Messstellen untereinander nicht direkt miteinander verknüpft werden können. Um die Wirkungszusammenhänge zwischen der Trophie und der Saprobie zu untersuchen, erfolgte demnach eine Fallausscheidung. Hierbei wurden lediglich Messstellen verwendet, die nicht von Kläranlagen beeinflusst sind. Die Trophie wird hierbei über den Trophieindex der Diatomeen abgeleitet; die Saprobie durch den Saprobienindex des Makrozoobenthos. 49

64 Zwischen dem Saprobienindex und dem Trophieindex bestehen signifikante Zusammenhänge mit R = 0,24 (p<0,05; N = 255). Abbildung 22 verdeutlicht diese Zusammenhänge zwischen dem Trophie- und dem Saprobienindex in einem Streudiagramm. Zu beachten ist hierbei, dass die hier dargestellten Messstellen unterschiedliche, typspezifische Klassengrenzen (Klassengrenze gut zu mäßig ) hinsichtlich des Saprobienindex aufweisen (Typ 14: 2,25; Typ 15: 2,3; Typ 16: 2,15; Typ 18: 2,25; Typ 19: 2,35) (nach Meier et al. 2006). Eine typspezifische Analyse ist hierbei jedoch nicht notwendig, da lediglich die Zusammenhänge von Trophie, ausgedrückt über den Diatomeen- Trophieindex und der Saprobie, ausgedrückt über den Saprobienindex, dargelegt werden. Abbildung 22: Streudiagramm zwischen dem Diatomeen-Trophieindex (PHYLIB) und dem Saprobienindex des Makrozoobenthos in den Tieflandfließgewässern (N = 255; R = 0,24). Die Hilfslinie zeigt die Anpassungsgerade für die Korrelation. Die Streuung und Variabilität bei der gezeigten Analyse (alle Tieflandfließgewässer) ist hoch, so dass keine interpretierbaren Ergebnisse aus der Analyse abgeleitet werden können. Der Sauerstoffhaushalt bzw. Sauerstoffübersättigungen sind eine direkte Folge von erhöhter Biomasseproduktion (Eutrophierung). Da für die Analysen keine Variablen vorliegen, welche die Biomasseproduktion quantifizieren, werden hierbei die unterschiedlichen Florakomponenten (Diatomeen, Makrophyten, PoD) und deren Bewertung verwendet. Dabei konnten keine statistisch signifikanten Korrelationen zwischen den Florakomponenten und den mittleren Sauerstoffgehalten sowie den mittleren Sauerstoffsättigungskonzentrationen identifiziert werden. Allerdings zeigte das PoD eine schwache negative signifikante Korrelation zum Maximalwert der Sauerstoffkonzentration (Pearson, p<0,05, R=- 50

65 0,11) bzw. eine deutliche signifikante Korrelationen zum Maximum der Sauerstoffsättigung (Pearson p<0,01, R=-0,15). Die relativen wenigen Korrelationen zwischen Sauerstoff und Florakomponenten liegen unter anderem in der Datengrundlage der Sauerstoffmessungen begründet, die als Stichprobenmessungen weder die zeitliche Variabilität innerhalb eines Tages noch die Veränderungen während der Vegetationsperiode (Maximalwerte zu Zeiten hoher Biomasseproduktion) widerspiegeln. Bei der Verwendung des Saprobienindex als erklärende Variable für den Anteil organisch leicht abbaubarer Substanzen und dem daraus resultierenden Sauerstoffdefizit im Gewässer hingegen zeigten sich statistisch signifikante Korrelationen zum Sauerstoffgehalt mit R = - 0,27 (SI und O 2 [mg/l]) und zur Sauerstoffsättigung mit R = -0,30 (SI und O 2 [%]). Anhand der geringen Koeffizienten zwischen dem Saprobienindex und den Florakomponenten (Tabelle 17) lassen sich keine direkten Rückschlüsse auf die Abhängigkeiten des Sauerstoffhaushalts von den Florakomponenten ziehen. Tabelle 17: Korrelationskoeffizienten nach Pearson zwischen dem Saprobienindex (Meier et al. 2006) und den Florakomponenten (Indices) in den Tieflandfließgewässern. N=Stichprobenumfang. Diatomeen_Index Makrophyten_Index PoD_Index Saprobienindex -0,16** -0,21** -0,18** N **. Korrelation ist signifikant auf 0.01 Niveau (2-seitig) Zusammenfassung der Ergebnisse Die Ergebnisse auf Basis der verwendeten Daten und univariaten statistischen Methoden hinsichtlich der Einflussfaktoren auf der Mikroskala können wie folgt zusammengefasst werden: Nahrungsnetz Das Nahrungsnetzgefüge wird abgeleitet über die Florakomponenten und die funktionellen biologischen Attribute des Makrozoobenthos. Hierbei ergeben sich statistisch signifikante Zusammenhänge zwischen den Präferenztypen für Gewässerregionen. Es zeigt sich, dass die funktionalen Attribute des Rhithrals positiv, die des Potamals negativ mit den Florabewertungen korrelieren. Hieraus können Rückschlüsse über die Belastungssituation hinsichtlich einer erhöhten Potamalisierung (Verlangsamung der Fließgeschwindigkeit) getroffen werden. Dabei zeigt das PoD die größten Abhängigkeiten, was die bisherigen Ergebnisse zur Abhängigkeit des PoD von der Fließgeschwindigkeit (siehe Kapitel 5.5.2) bestätigt. Ebenso zeigen sich Zusammenhänge zwischen den Florakomponenten und den 51

66 Mikrohabitattypen des Makrozoobenthos. Demnach ist die Bewertung der Florakomponenten bei gröberen Substraten (Akal und Lithal) besser als bei Feinsedimenten. Grazingeffekte konnten durch statistisch signifikante Korrelationen der Weidegänger des Makrozoobenthos (Grazer) zu den Florakomponenten nachgewiesen werden. Diese zeigen jedoch unter Berücksichtigung der verwendeten Methoden und Daten nur einen geringen Zusammenhang zu den Florakomponenten. Ökosystemstoffwechsel Zwischen dem Diatomeen-Trophieindex (Trophie) und dem Saprobienindex (Saprobie) bestehen statistisch signifikante Zusammenhänge (R = 0,24; p<0,05) mit einer hohen Streuung und Variabilität in den Daten. Tendenziell nimmt dabei die Trophie mit zunehmendem Saprobienindex ab. Die Detailanalyse des Sauerstoffhaushalts in Zusammenhang mit den Florakomponenten zeigen entweder nur schwach ausgeprägte oder keine Zusammenhänge. Zum Ökosystemstoffwechsel können auf Basis dieser Berechnungen jedoch keine interpretierbaren Aussagen abgeleitet werden Ableitung von Haupteinflussfaktoren Regressionsanalysen Für die Identifizierung und Ableitung von Einflussfaktoren, welche die Florakomponenten wesentlich beeinflussen, werden die aus den univariaten statistischen Methoden resultierenden Ergebnisse mit Hilfe eines linearen Regressionsmodells miteinander verknüpft. Dazu werden zunächst die bislang identifizierten Faktoren auf der Makro,- Mesound Mikroskala für jede Florakomponente zusammengefasst. Für diese Analyse werden insbesondere die plausibilisierten Faktoren verwendet, das heißt, dass nicht alle Variablen, die statistisch signifikante Abhängigkeiten mittels Korrelationsanalysen aufgezeigt haben, verwendet werden. So werden beispielsweise auf der Makroskala die Variablen für die Landnutzung und die Punktquellen nicht berücksichtigt. Diese sind wesentlich für den Eintrag von Phosphor verantwortlich, was sich auf der Mesoskala über die Phosphorkonzentrationen widerspiegelt. Da für diese Analysen lediglich die Fälle verwendet werden, in denen alle Variablen gleichzeitig an den Messstellen vorliegen, ist durch die dezidierte Auswahl zudem ein vergleichsweiser hoher Stichprobenumfang für die statistische Berechnung gewährleistet. Bei der Analyse einer Florakomponente mit den Variablen wird die Modellgenauigkeit berechnet. Die Skala reicht dabei von 0 % (keine Modellgenauigkeit) bis 100 % (die Florakomponente kann zu 100 % mit den verwendeten Variablen abgebildet werden). Die 52

67 Mikroskala Mesoskala Makroskala aus der Regressionsanalyse resultierenden Variablen werden in Form von Säulen aufgetragen. Die x-achse umfasst dabei eine Skala von 0 bis 1, was dem Erklärungswert der einzelnen Variable entspricht. Wurde beispielsweise eine Modellgenauigkeit von 10 % berechnet und eine Variable besitzt den Wert 0,5, so erklärt diese zu 50 % die verwendete Komponente und hat unter Berücksichtigung der Modellgenauigkeit von 10 % einen Erklärungswert von 5 %. Tabelle 18 fasst diejenigen Variablen zusammen, die als wesentliche Einflussfaktoren auf den drei unterschiedlichen Skalen identifiziert und für die lineare Regressionsanalyse verwendet werden. Einzelne Ergebnisse verschiedener Korrelationen zwischen den Florakomponenten und sind in Anhang_IX_Modul5_V zusammengefasst. Tabelle 18: Übersicht über die verwendeten Variablen aus den unterschiedlichen Skalen für die lineare Regressionsanalyse. Skala Faktoren Diatomeen Makrophyten PoD Morphologie Gesamtstrukturgüte Licht Beschattung Beschattung Habitataus- Strömungsdiversität stattung Strömung Fließgeschwindigkeit ACP Temperatur (SM) Nährstoffkon- TP (JM) zentrationen TP (SM) TP (SM) Nahrungsnetz Metarhithralbesiedler Metarhithralbesiedler Metarhithralbesiedler Litoralbesiedler Litoralbesiedler Pelalbesiedler Pelalbesiedler Pelalbesiedler Akalbesiedler Akalbesiedler Lithalbesiedler Lithalbesiedler Lithalbesiedler Zerkleinerer Zerkleinerer Zerkleinerer Weidegänger Weidegänger Abbildung 23 zeigt das Ergebnis der linearen Regression für den Diatomeen-Index unter Berücksichtigung der in Tabelle 18 verwendeten Variablen. 53

68 Abbildung 23: Lineares Regressionsmodell für den Diatomeen-Index. Modellgenauigkeit 6,5%. N = 894. Mit einer Modellgenauigkeit von 6,5 % sind die linearen Abhängigkeiten der beiden identifizierten Faktoren Gesamtphosphat-Phosphor (Sommermittel) mit einem Erklärungswert von 4,5 % und der Anteil der Pelalbesiedler des Makrozoobenthos (Erklärungswert: 1,6 %) sehr gering. Die Ursachen hierfür sind einerseits die Berechnungen, welche streng lineare Beziehungen zugrunde legen, andererseits lassen sich diese auch über die bereits durchgeführten Analysen erklären, da bereits bei den univariaten Korrelationsanalysen lediglich geringe Koeffizienten resultierten. Dennoch werden die bisherigen Ergebnisse durch diese Analyse bestätigt, dass unter Berücksichtigung der verwendeten Daten und Methoden der Phosphor für die Ausprägung der Diatomeen-Lebensgemeinschaft eine Schlüsselrolle einnimmt. Der Anteil der Pelalbesiedler des Makrozoobenthos spielt mit einem Erklärungswert von lediglich 1,6 % eine untergeordnete Rolle (Abbildung Diatomeen und Pelalbesiedler in Anhang_VII_Modul5_III). Abbildung 24 zeigt das Ergebnis der linearen Regression für den Makrophyten-Index unter Berücksichtigung der in Tabelle 18 verwendeten Variablen. 54

69 Makrophytenindex Lithalbesiedler [%] Beschattung Strömungsdiversität Temperatur (SM) [ C] Gesamtstrukturgüte Zerkleinerer TP (SM) [mg/l] 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 Abbildung 24: Lineares Regressionsmodell für den Makrophyten-Index. Modellgenauigkeit 8,1%. N = 954. Die Genauigkeit des berechneten Modells ist mit 8,1 % ebenfalls gering. Dies bedeutet, dass die Variabilität des Makrophytenindex nur zu 8,1% von den gewählten Einflussfaktoren erklärt. Bei den Makrophyten wurden neun von insgesamt 11 integrierten Variablen als erklärende Faktoren durch das Programm ausgegeben. Dabei haben der Anteil der Lithalbesiedler des Makrozoobenthos und die Beschattung die höchsten Werte (Erklärungswerte 2,5 % bzw. 1,8 %). Möglicherweise spielt die Substratzusammensetzung für die Makrophyten eine geringfügig höhere Rolle als der Einfluss des Lichts. Während die Temperatur als direkte Folge der Beschattung einhergeht, deutet die Strömungsdiversität eher auf die bereits dargestellten (geringen) Abhängigkeiten der Makrophyten von der Fließgeschwindigkeit hin. Der Anteil der Zerkleinerer und der Phosphorgehalt wurden zwar als erklärende Variablen mit in das Modell integriert, spielen aber auf Grund der geringen Erklärungswerte keine Rolle. Abbildung 25 zeigt das Ergebnis der linearen Regression für den PoD-Index unter Berücksichtigung der in Tabelle 18 verwendeten Variablen. 55

70 Abbildung 25: Lineares Regressionsmodell für den PoD-Index. Modellgenauigkeit 12,9 %. N = 331. Für das PoD wurden insgesamt vier Faktoren berechnet. Mit einem Erklärungswert von 7,5 % (bei einer Modellgenauigkeit von 12,9 %) ist der prozentuale Anteil der Litoralbesiedler die Variable mit der höchsten Bedeutung für die Ausprägung des PoD-Index. Litoralbesiedler bevorzugen geringere Strömungsgeschwindigkeiten, Feinsubstrate sowie höhere Sommertemperaturen. Hohe Anteile an Litoralbesiedlern weisen auf zu geringe Strömung, Strukturarmut oder fehlende Hartsubstrate hin. Auch fehlende Beschattung mit vermehrtem Makrophytenwuchs und höheren Wassertemperaturen können Litoralarten in den gefällearmen Tieflandtypen fördern 3. Die Analyse untermauert die für das PoD abgeleiteten Abhängigkeiten insbesondere zu den Strömungsverhältnissen Klassifizierungsbäume Eine weitere Methode zur Ableitung von Haupteinflussfaktoren ist die Erstellung von Klassifizierungsbäumen. Hierfür wurden die in Tabelle 18 aufgeführten Variablen für die jeweilige Florakomponente verwendet. Für die Identifizierung diskriminierender Variablen wurde der Datensatz unterteilt in die Bewertungsbereiche Kein Handlungsbedarf (Bewertungsklasse sehr gut und gut ) und Handlungsbedarf (Bewertungsklasse mäßig und schlechter). Hierbei werden erklärende Variablen abgeleitet, welche die beiden definierten Bereiche am deutlichsten trennen. 3 Quelle: Kurzdarstellungen der Metrics. 56

71 Abbildung 26 zeigt die Ergebnisse für die Diatomeen. Abbildung 26: Klassifizierungsbaum für die Diatomeen in den Tieflandfließgewässern. Kein Handlungsbedarf umfasst die Bewertungsklassen sehr gut und gut. Handlungsbedarf umfasst die Bewertungsklassen mäßig und schlechter. Für die Diatomeen wurden zwei diskriminierende Variablen (von insgesamt sieben eingegebenen Variablen) berechnet: Gesamtphosphat-Phosphor (Sommermittel) und der prozentuale Anteil der Weidegänger (Grazer) des Makrozoobenthos. Im verwendeten Stichprobenumfang besteht an 34 % der Messstellen kein Handlungsbedarf und an 66 % Handlungsbedarf (Abbildung 26, Knoten 0). An den Messstellen mit TP-Konzentrationen 0,15 mg/l verringert sich der Anteil der Messstellen mit Handlungsbedarf um 10 %. Sind die Phosphorkonzentrationen > 0,15 mg/l, erhöht sich der Anteil der Messstellen mit Handlungsbedarf um 5 % (Knoten 1 und 2). Die Einstufung der Phosphorkonzentrationen, bei denen sich die Knoten rechnerisch auftrennen, beträgt 0,15 mg TP /l (Sommermittel). Dieser Wert liegt bei dem Orientierungswert nach LAWA (2007) für den Tieflandfließgewässer Typ 19 und nahe bei dem LAWA-Orientierungswert von 0,1 mg/l für die weiteren untersuchten Tieflandfließgewässer (Typ 14, 15, 16 und 18). Dies zeigt erneut, dass (a) die Phosphorkonzentrationen wesentlich für die Ausprägung der Diatomeen verantwortlich sind und (b) Phosphorkonzentrationen in Bereich 0,1 mg/l eine biologische Wirkungsschwelle zu den Messstellen mit und ohne Handlungsbedarf aufweisen. Die zweite diskriminierende Variable gilt für die Messstellen mit Phosphorkonzentrationen > 0,15 mg/l. Hierbei erhöht sich der Handlungsbedarf um 7 %, wenn der Anteil der 57

72 Weidegänger 27 % beträgt (Knoten 3). Ist der Anteil der Weidegänger > 27 %, verringert sich der Handlungsbedarf von 71 % (Knoten 2) auf 61 % (Knoten 4). Die geringen prozentualen Unterschiede zwischen Messstellen mit und ohne Handlungsbedarf, die sich durch die erklärenden Variablen ergeben, zeigen erneut die große Streuung in den Daten und den Abhängigkeiten. Bei der Berechnung des Klassifizierungsbaums für die Makrophyten wurden insgesamt 11 Knoten identifiziert. Für eine transparentere Darstellung ist der Klassifizierungsbaum für die Makrophyten in zwei getrennten Abbildungen dargestellt (Abbildung 27 und Abbildung 28). Abbildung 27: Klassifizierungsbaum (Teil 1) für die Makrophyten in den Tieflandfließgewässern. Kein Handlungsbedarf umfasst die Bewertungsklassen sehr gut und gut. Handlungsbedarf umfasst die Bewertungsklassen mäßig und schlechter. Die erste diskriminierende Variable zwischen den Messstellen mit und ohne Handlungsbedarf bei den Makrophyten ist der Anteil der Akalbesiedler des Makrozoobenthos. Beträgt der Anteil weniger als 5 %, steigt der Anteil der Messstellen mit Handlungsbedarf um 8 % (von zunächst 75 % auf 83 %). Auch hierbei wird die Abhängigkeit der Makrophyten vom Sohlsubstrat deutlich. Innerhalb dieses Knotens ist die Beschattung 58

73 als weitere Variable identifiziert. Hierbei wird zwischen sonnig (Messstellen sonnig und vollsonnig ) und >sonnig (Messstellen abschattig, halbschattig und voller Schatten, unter Bäumen ) unterschieden, wobei der Anteil der Messstellen mit und ohne Handlungsbedarf nur geringfügig voneinander abweichen (Knoten 3 und 4). An den sonnig ( sonnigen und vollsonnigen ) Messstellen wird weiterhin zwischen dem Anteil der Metarhithralbesiedler unterschieden (Knoten 8 und 9) was Rückschlüsse auf die zwar geringe, jedoch statistisch belegbare Abhängigkeit von den Strömungsverhältnissen zulässt. Abbildung 28: Klassifizierungsbaum (Teil 2) für die Makrophyten in den Tieflandfließgewässern. Kein Handlungsbedarf umfasst die Bewertungsklassen sehr gut und gut. Handlungsbedarf umfasst die Bewertungsklassen mäßig und schlechter. Beträgt der Anteil der Akalbsiedler des Makrozoobenthos mehr als 5 %, sinkt der Anteil der Messstellen mit Handlungsbedarf um 8 %. Als weitere diskriminierende Variable folgt die Gesamtstrukturgüte auf einer Fließstrecke (oberhalb der Messstelle) von Meter. Bei Messstellen mit den Strukturgüteklassen (SGK) 1 bis 5 (Gesamtstrukturgüte) sinkt der Handlungsbedarf von 68 auf 54 %. Liegen an den Messstellen die Strukturgüteklassen 6 und 7 vor, steigt der Handlungsbedarf auf 73 %. Die Knoten 10 und 11 diskriminieren wiederum 59

74 über die Beschattung mit nur unwesentlichen prozentualen Anteilen zwischen kein Handlungsbedarf und Handlungsbedarf. Abbildung 29 zeigt den Klassifizierungsbaum für das PoD. Abbildung 29: Klassifizierungsbaum für das PoD in den Tieflandfließgewässern. Kein Handlungsbedarf umfasst die Bewertungsklassen sehr gut und gut. Handlungsbedarf umfasst die Bewertungsklassen mäßig und schlechter. Für die definierten Bewertungsbereiche des PoD wurde lediglich eine diskriminierende Variable der Anteil der Litoralbesiedler des Makrozoobenthos identifiziert. Ist der Anteil der Litoralbesiedler 11 %, so steigt der Anteil der Messstellen ohne Handlungsbedarf von 57 % auf 73 % (Knoten 0 und 1). Liegt der Anteil der Litoralbesiedler > 11 %, so besteht in der Mehrzahl der Fälle Handlungsbedarf (Knoten 2). Dieses eindeutige Ergebnis unterstreicht die Abhängigkeiten des PoD von den Strömungsverhältnissen in den Tieflandfließgewässern (grafische Darstellung der Litoralbesiedler in Abhängigkeit von der Fließgeschwindigkeit in Anhang_VII_Modul5_III) Realisierte und potenzielle Trophie Als potenzielle Trophie wird die Höhe der Primärproduktion bei optimaler, das heißt nicht durch andere Faktoren limitierten Ausnutzung aller Energie- und Nährstoffressourcen verstanden, während die realisierte Trophie als Höhe der Primärproduktion unter der Wirkung limitierender Faktoren bzw. abiotischer und biotischer Einflussfaktoren (z.b. Hydromorphologie, Grazing) definiert wird. Eine quantifizierbare Variable für die Primärproduktion, welche die Trophie eines Gewässers beschreibt (z.b. Biomasse, Chlorophyllgehalt), wurde im Monitoring nicht erhoben. Daher 60

75 wurden als Variablen für die Trophie der Diatomeen-Trophie-Index und die Jahresmittel und Sommermittel der Gesamtphosphat-Phosphor Konzentrationen verwendet. Erhöhte ph-werte und Sauerstoffübersättigungen sind Folgen erhöhter Trophie und können als integrale Messgrößen Rückschlüsse auf die Biomasseproduktion zulassen. Für die Analysen wurden daher zudem die gemessenen Jahresmaxima des ph-werts, des Sauerstoffgehalts und der prozentualen Sauerstoffsättigung zugrunde gelegt. In Tabelle 19 sind die Korrelationsanalysen nach Pearson der verwendeten Variablen zusammengefasst. Tabelle 19: Ergebnisse der Korrelationsanalysen nach Pearson zwischen Trophie beschreibenden Variablen in den Tieflandfließgewässern. JM = Jahresmittelwert; SM = Sommermittelwert; Max = Maximum; TP = Gesamtphosphat-Phosphor, O 2 [mg/l] = Sauerstoffgehalt, O 2 [%] = prozentuale Sauerstoffsättigung; N = Stichprobenumfang. Diatomeen Trophieindex 1 TP_JM TP (SM) ph-wert (Max) O 2 Max [mg/l] O 2 -Max [%] Diatomeen Trophieindex N 916 TP (JM) -0,22** 1 N TP (SM) -0,27** 0,91** 1 N ph-wert (Max) -0,14** 0,07** 0,11** 1 N O 2 Max [mg/l] -0,05* 0,46** 1 N O 2 -Max [%] 0,47** 0,82** 1 N Der Erklärungswert zwischen dem Diatomeen-Trophieindex und den Jahresmittelwerten der Phosphorkonzentrationen liegt bei 5 % und zeigt die im Vergleich zu den anderen Korrelationen hohen Abhängigkeiten der Trophie (mit der verwendeten Variable Diatomeen-Trophieindex ) vom Phosphorgehalt in den Tieflandfließgewässern. Eine hoch signifikante Korrelation wurde zwischen dem maximalen ph-wert und dem maximalen Sauerstoffgehalt bzw. der maximalen prozentualen Sauerstoffsättigung berechnet. Dabei lag der Erklärungswert bei 21% bzw. 22%. Der Zusammenhang zwischen maximalem ph-wert und maximaler prozentualer Sauerstoffsättigung ist als Streudiagramm in Abbildung 30 dargestellt. Die Hilfslinien zeigen 61

76 dabei die Überschreitung des Orientierungswertes nach LAWA (2007) für ph ( 8,5; Spanne gemäß Orientierungswert= 6,5 Min - 8,5 Max ) und die Sauerstoffsättigung 125 % an. Im Gegensatz zu den ph Werten, bei denen hinsichtlich der Orientierungswerte eine Wertspanne angegeben ist, werden für die Sauerstoffgehalte gemäß LAWA (2007) lediglich typspezifische Minimumkonzentrationen angegeben (Tieflandbäche: > 7 mg/l; Typ 19: > 6 mg/l), die nicht unterschritten werden sollten. Konzentrationsmaxima hinsichtlich der Sauerstoffverhältnisse werden nicht angegeben. Um dennoch Aussagen über die trophische Situation insbesondere eine erhöhte Trophie an Messstellen treffen zu können, wurde ein hypothetischer Wert unter Berücksichtigung der Sauerstoffsättigung (Jahresmaximum) und der Anzahl an Probenahmen von 125 % Übersättigung angenommen. Abbildung 30: Streudiagramm der Jahresmittel der prozentualen Sauerstoffsättigung und des ph- Werts in Tieflandfließgewässern. Die Hilfslinien zeigen die Überschreitung des Orientierungswerts nach LAWA für ph ( 8,5) und die Sauerstoffsättigung bei 125 % an. Oben rechts: hohe Trophie, unten links: geringe Trophie. Aus Abbildung 30 wird ersichtlich, dass eine Vielzahl von Probenahmen stark erhöhte ph Werte mit Überschreitung der Orientierungswerte nach LAWA ( 8,5) und erhöhte Sauerstoffsättigungskonzentrationen ( 125 %) hinsichtlich der Maximalwerte aufweisen. An diesen Probestellen ist von einer erhöhten Trophie auszugehen. Für den nächsten Schritt wurden die Probenahmen mit einem ph Max 8,5 und einer Sauerstoffsättigung Max von 125 % zu einer Gruppe ( hohe Trophie, N = 36) zusammengefasst. Ihnen gegenüber gestellt wurden die Probenahmen mit ph Max < 8,5 und O 2Max < 125%, bei denen anhand des ph und der Sauerstoffsättigungskonzentrationen eher 62

77 nicht von einer erhöhten Trophie auszugehen ist ( geringe Trophie ). Für jede Gruppe wurden Mittelwerte, bzw. Mediane, der als statistisch signifikant identifizierten Faktoren berechnet (Tabelle 20). Hervorgehoben sind die Merkmale, bei denen sich zwischen den beiden Gruppen deutliche Unterschiede bei den berechneten Mittelwerten/Medianen ergaben. Bei dieser Analyse ist der geringe Stichprobenumfang in der Gruppe hohe Trophie (N = 36 bis 59)zu beachten. Für den Stichprobenumfang gilt in beiden Fällen, dass am seltensten Daten zur Beschattung und am häufigsten Daten zum prozentualen Anteil des Ackers vorlagen. Tabelle 20: Ergebnisse des Vergleichs (Mittelwerte bzw. Mediane) von Variablen an Probenahmen mit einer erhöhten Trophie (ph 8,5 & O 2 125%) und einer geringeren Trophie (ph < 8,5 & O 2 < 125%) in den Tieflandfließgewässern. Hohe Trophie N = 36 bis 59 Geringe Trophie N = 944 bis 2036 Anteil Acker [%] 69,1 49,9 Beschattung sonnig abschattig Fließgeschwindigkeit langsam fließend langsam fließend Metarhithralbesiedler [%] 16,6 19,0 Litoralbesiedler [%] 15,2 12,3 Pelalbesiedler [%] 18,9 14,8 Akalbesiedler [%] 4,6 6,4 Lithalbesiedler [%] 19,1 20,6 Zerkleinerer [%] 16,2 24,8 Weidegänger [%] 13,9 22,4 TP_JM [mg/l] 0,18 0,16 TP_SM [mg/l] 0,21 0,17 Abw_MNQ 2,3 2,4 Strömungsdiversität gering gering Gesamtstrukturgüte sehr stark verändert sehr stark verändert An den Probenahmen mit hoher Trophie ist im Mittel der Anteil der Ackernutzung im Puffer um 20 % höher als an den Probenahmen mit geringer Trophie. Weitere Variablen mit interpretierbaren Unterschieden sind die Beschattung, der Anteil der Zerkleinerer und der Anteil der Weidegänger. Die Analyse unterstreicht im Wesentlichen die bisherigen Ergebnisse über den Einfluss der biotischen und abiotischen Faktoren auf die Gewässerflorakomponenten. Hierbei ist hervorzuheben, dass der mittlere Anteil der Weidegänger auf Basis der vorliegenden Auswertung hohe Unterschiede aufweist und damit 63

78 die Rolle der biotischen Interaktionen bei der Ausprägung der realisierten Trophie unterstreicht. Auch hinsichtlich der Bewertung der Florakomponenten unterscheiden sich die beiden Gruppen (Abbildung 31). Bei hoher Trophie liegen die Mediane der Diatomeen und des PoD im mäßigen, bei den Makrophyten an der Grenze zum unbefriedigenden Bereich. Im Falle einer geringen realisierten Trophie sind die Mediane der Diatomeen und Makrophyten- Bewertung im Bereich mäßig. Demgegenüber liegt der Median der PoD-Bewertung im Bereich gut. Der geringe Stichprobenumfang ist dadurch begründet, dass bei dieser Auswertung nur die Messstellen berücksichtigt werden, bei denen alle aufgeführten Florakomponenten gleichzeitig bewertet werden konnten. Hohe Trophie (N = 21) schlecht & unbefriedigend mäßig gut & sehr gut Geringe Trophie (N=86) schlecht & unbefriedigend mäßig gut & sehr gut Abbildung 31: Bewertung (dezimal) der Florakomponenten Diatomeen, Makrophyten und PoD bei hoher Trophie ((ph 8,5, O 2 125%) und geringer Trophie (ph < 8,5, O 2 < 125%). Waagerechte Linien kennzeichnen den Bewertungsbereich mäßig ( sehr gut : 0,5 bis 1,5; gut : 1,5 bis 2,5; unbefriedigend: 3,5 bis 4,5; schlecht : 4,5 bis 5,5). 64

79 Um über die potenzielle Trophie genauere Aussagen treffen zu können, wurde der Phosphorgehalt als Haupteinflussfaktor für die Biomasseproduktion herangezogen. Anhand der bisherigen Ergebnisse zeigt dieser insbesondere zur Diatomeen-Bewertung statistisch signifikante Zusammenhänge. Dazu wurden die Phosphorkonzentrationen in drei Kategorien unterteilt, die sich an den Hintergrund- und Orientierungswerten der LAWA (2007) orientieren 4 : TP (Jahresmittelwert) < 0,05 mg/l ( Referenz ) TP (Jahresmittelwert) 0,05 bis < 0,10 mg/l ( Orientierung ) TP (Jahresmittelwert) > 0,10 mg/l ( Hoch ) Für diese Fallausscheidungen wurden die Bewertungen der Florakomponenten untersucht. Tabelle 21 zeigt eine deutliche Unabhängigkeit der Bewertungsklassen des PoD von den gewählten Einstufungen hinsichtlich der Phosphorkonzentrationen. Die prozentualen Häufigkeiten der Bewertungsklassen gut und sehr gut lagen grundsätzlich bei über 60%. Tabelle 21: Absolute und prozentuale Häufigkeit der berechneten PoD-Klassen nach Fallausscheidung TP < 0,05 mg/l, TP = 0,05-0,10 mg/l bzw. TP>0,10 mg/l. TP < 0,05 mg/l TP = 0,05-0,10 mg/l TP > 0,10 mg/l Häufigkeit Prozent Häufigkeit Prozent Häufigkeit Prozent Sehr gut 4 21, , ,1 Gut 8 42, , ,4 Mäßig 1 5, , ,3 Unbefriedigend 6 31, , ,8 Schlecht ,1 2 1,5 Gesamt , , ,0 Die Verteilung der Häufigkeiten der Makrophyten Bewertungsklassen in den verschiedenen TP Konzentrationsbereichen ist in Tabelle 22 zu sehen. Während bei den Messstellen mit den niedrigsten TP Konzentrationen 37 % mit gut oder besser bewertet wurden, waren es bei Konzentrationen über 0,10 mg TP/l nur noch 19 % der Messstellen. Parallel dazu stieg der Anteil der schlecht bewerteten Messstellen von 10,9% bei den Messstellen mit den 4 Die Hintergrund- und Orientierungswerte nach LAWA (2007) umfassen typspezifische Werte: Für die in dieser Auswertung verwendeten Typen (14, 15, 16, 18, 19_TL) ist der Hintergrundwert 0,05 mg TP/l; der Orientierungswert für die Typen 14, 15, 16 und 18=0,1 mgtp/l, für den Typ 19=0,15mg/l. 65

80 niedrigsten TP Konzentrationen auf 21,7% bei den Messstellen mit sehr hohen TP Konzentrationen. Tabelle 22: Absolute und prozentuale Häufigkeit der berechneten Makrophyten-Klassen nach Fallausscheidung TP < 0,05 mg/l, TP = 0,05-0,10 mg/l bzw. TP>0,10 mg/l. TP < 0,05 mg/l TP = 0,05-0,10 mg/l TP > 0,10 mg/l Häufigkeit Prozent Häufigkeit Prozent Häufigkeit Prozent Sehr gut 4 8,7 8 5,8 13 3,5 Gut 13 28, , ,5 Mäßig 15 32, , ,8 Unbefriedigend 9 19, , ,2 Schlecht 5 10, , ,7 Gesamt , , ,0 Eine Änderung der Verteilung der Bewertungsklassen ist auch deutlich für die Diatomeen zu erkennen (Tabelle 23). Nahezu die Hälfte der Messstellen (44,7%) mit TP Gehalten < 0,05 mg/l werden anhand der Diatomeen als sehr gut oder gut bewertet. Bei Messstellen mit TP Gehalten von > 0,1 mg/l beträgt dieser Anteil nur noch 23,8%. Gleichzeitig steigt der Anteil der als unbefriedigend bewerteten Messstellen von 6,4% bei den Messstellen mit den niedrigsten TP Konzentrationen auf 21,3% bei den Messstellen mit sehr hohen TP Konzentrationen an. Tabelle 23: Absolute und prozentuale Häufigkeit der berechneten Diatomeen-Klassen nach Fallausscheidung TP < 0,05 mg/l, TP = 0,05-0,10 mg/l bzw. TP>0,10 mg/l. TP < 0,05 mg/l TP = 0,05-0,10 mg/l TP > 0,10 mg/l Häufigkeit Prozent Häufigkeit Prozent Häufigkeit Prozent Sehr gut 4 8,5 9 5,9 5 1,5 Gut 17 36, , ,3 Mäßig 23 48, , ,5 Unbefriedigend 3 6, , ,3 Schlecht ,2 Gesamt , , ,0 Abbildung 32 zeigt den prozentualen Anteil der Diatomeen-Bewertung in Abhängigkeit von den verwendeten Gesamtphosphat-Phosphor Konzentrationen und verdeutlicht die in Tabelle 23 dargestellten Abhängigkeiten. 66

81 Abbildung 32: Prozentualer Anteil der Diatomeen-Bewertung bei unterschiedlichen Gesamtphosphat-Phosphor-Konzentrationen (Jahresmittel) in den Tieflandfließgewässern. Der prozentuale Anteil ist Tabelle 23 entnommen und wurde auf 100% normiert. Auf Basis der Ergebnisse, den zu Beginn des Kapitels aufgeführten Definitionen von potenzieller und realisierter Trophie sowie den dafür verwendeten Variablen ist in Karte 2 der Zusammenhang der potenziellen Trophie (Nährstoff- und Energieressourcen) und der realisierten Trophie für die Tieflandfließgewässer visualisiert. Die Karte zeigt diejenigen Probenahmen (N = 263) mit erhöhtem Eutrophierungspotenzial unter Berücksichtigung der Kriterien Gesamtphosphat-Phosphorkonzentrationen > 0,1 mg/l (Nährstoffressourcen) und den Merkmalsausprägungen der Beschattung vollsonnig und sonnig (Energieressourcen). An diesen Probenahmen mit hohem Eutrophierungspotenzial wurden, soweit vorhanden, die Bewertungsklassen des Diatomeen-Trophie-Index (N = 146) in der fünfstufigen Klassifizierung integriert (Hilfsvariable für die Trophie). Aus der Karte wird ersichtlich, dass in einigen Teileinzugsgebieten in Nordrhein Westfalen Hot-spots hinsichtlich eines erhöhten Eutrophierungspotenzials sowie den Bewertungsklassen des Diatomeen-Trophieindex mit mäßig und schlechter auftreten. Diese finden sich vorrangig in den landwirtschaftlich geprägten Regionen (Ems, Erft, Teile des Rheingrabens, siehe Karte 4). Im Bereich des Teileinzugsgebietes Rheingraben-Nord sowie an der Grenze zum Teileinzugsgebiet Emscher finden sich hingegen eine Vielzahl von Probenahmen mit erhöhtem Trophiepotenzial, welches jedoch nicht die Bewertungsklasse des Diatomeen-Trophieindex widerspiegelt (Klassen sehr gut und gut ). An diesen Probenahmen liegt zumeist ein höherer Anteil an Weidegängern oder ein geringerer Anteil 67

82 von Ackernutzung im Puffer vor. Eine Übersicht über Eutrophierungsauswirkungen, abiotischen und biotischen Einflussfaktoren sowie den Bewertungen der Florakomponenten ist in Anhang_X_Modul5_VI, Tabellenblatt 1, aufgeführt. Karte 2: Übersicht über die Messstellen mit einem erhöhten Eutrophierungspotenzial (TP_JM > 0,1 mg/l und Beschattung vollsonnig bis sonnig ) sowie die Klassifizierung des Diatomeen-Trophieindex in den Tieflandfließgewässern in NRW (Datenquelle: LANUV). Analog zu Karte 2 zeigt Karte 3 ebenfalls die Messstellen mit erhöhtem Eutrophierungspotenzial unter Berücksichtigung der aufgeführten Kriterien. Innerhalb der Probenahmen mit erhöhtem Potenzial sind die Eutrophierungsauswirkungen, ausgedrückt über erhöhte ph Werte ( 8,5) und Sauerstoffsättigungskonzentrationen ( 125 %) als Jahresmaxima farbig herausgestellt. Obwohl hohe Sauerstoffkonzentrationen und ph Werte an den Probenahmen mit erhöhtem Eutrophierungspotenzial nur in geringem Umfang auftreten (ph: N = 18; O 2 : N = 49), so sind dennoch die regionalen Überschneidungen zwischen den in Karte 2 gezeigten Hot-spots und den insbesondere erhöhten Sauerstoffsättigungskonzentrationen erkennbar. Diese treten vorrangig im Teileinzugsgebiet Ems sowie den stark landwirtschaftlich überprägten Regionen der Teileinzugsgebiete Erft und Rheingraben-Nord auf. 68

83 Karte 3: Übersicht über die Messstellen mit einem erhöhten Eutrophierungspotenzial (TP_JM > 0,1 mg/l und Beschattung vollsonnig bis sonnig ) und die Eutrophierungsfolgen ph- und Sauerstoffsättigungs-Erhöhung in den Tieflandfließgewässern in NRW (Datenquelle: LANUV) Vergleichende Analysen zu den Mittelgebirgsgewässern Die Mittelgebirgsgewässer unterscheiden sich von den Tieflandfließgewässern insbesondere durch die Strömungsverhältnisse, die Fließgeschwindigkeit, das stärkere Gefälle, die daraus resultierende Geschiebedynamik und die Substratzusammensetzung (Pottgießer & Sommerhäuser 2008). Wie Forschungsvorhaben gezeigt haben, z.b. an der Lenne (Mittelgebirgsfluss in Nordrhein-Westfalen), wo der Einfluss einer erhöhten Biomasseproduktion auf die Fischfauna untersucht wurde (Völker et al. 2010) oder der Eder (Mittelgebirgsfluss in Hessen) mit einem Untersuchungsschwerpunkt auf den abflussbedingten Auswirkungen der Talsperre auf die ökologische Funktionalität des Fließgewässers unterhalb einer Talsperre (Borchardt et al. 2010), treten auch in den Mittelgebirgsgewässern verstärkt Eutrophierungserscheinungen auf, die sich auf die Wasserqualität und die aquatischen Lebensgemeinschaften auswirken und letztlich auch zu einem Verfehlen des guten ökologischen Zustands nach EG-WRRL führen. 69

84 Für das vorliegende Vorhaben wurden für die vergleichenden Analysen zu den Ergebnissen in den Tieflandfließgewässern die Daten aus dem Monitoring des Landes Nordrhein- Westfalen der Jahre 2005 bis 2011 für die Mittelgebirgsgewässer hinzugezogen. Dabei wurde unterschieden in die Mittelgebirgsflüsse (Typen 9, 9.1 und 9.2) und die Mittelgebirgsbäche (Typen 5, 5.1, 6 und 7). Diese Unterscheidung resultierte aus Analysen (Diskriminanzanalyse) zur Gewässerbreite (Datenquelle: PERLODES Feldprotokolle) und der Fließgeschwindigkeit (Datenquelle: PHYLIB Feldprotokolle). Demnach sind die Mittelgebirgsbäche hinsichtlich der Gewässerbreite und der Wasserführung mit den verwendeten Tieflandfließgewässertypen (Typen 14, 15, 16, 18 und 19_TL) vergleichbar, während die Mittelgebirgsflüsse auf Grund ihrer Breite die hyporhithralen bis epipotamalen Gewässerregionen umfassen. Auf Basis der vorliegenden Daten wurden vergleichende Berechnungen für die Mittelgebirgsgewässer hinsichtlich der unterschiedlichen Einflussfaktoren auf der Makroskala durchgeführt. Die in Tabelle 24 aufgezeigten Zusammenhänge zeigen zusammenfassend die Ergebnisse für die Mittelgebirgsflüsse und die Mittelgebirgsbäche (statistische Analysen siehe Anhang_VIII_Modul5_IV). In den Bächen ergaben sich grundsätzlich mehr signifikante Zusammenhänge als in den Flüssen. Tabelle 24: Ermittelte Einflussfaktoren auf der Makroskala für Mittelgebirgsflüsse und Mittelgebirgsbäche auf die Nährstoffkonzentrationen (TP und N) sowie die unterschiedlichen Florakomponenten auf Basis von Korrelationsberechnungen nach Spearman. Einflussfaktoren Makroskala Mittelgebirgsflüsse (Typ 9, 9.1 und 9.2) Mittelgebirgsbäche (Typ 5, 5.1, 6 und 7) Landnutzung Acker: TP und N Acker: TP und N; Diatomeen-Index, Makrophyten-Index und PoD-Index Punktquellen Wald: TP und N; PoD-Index TP; Diatomeen-Index und PoD- Index Wald: TP und N; Diatomeen-Index, Makrophyten-Index TP; PoD-Index Hydromorphologie Keine Zusammenhänge Diatomeen-Index, Makrophyten- Index Licht Keine Zusammenhänge PoD-Index Es zeigt sich, dass ein Zusammenhang zwischen Makrophyten-Index und der Hydromorphologie besteht, welcher schon für die Tieflandfließgewässer aufgezeigt werden konnte. Dies gilt auch für den Zusammenhang zwischen PoD-Index und Beschattung. Der 70

85 Gesamtphosphat-Phosphor-Gehalt (TP) im Jahresmittel wird auch in den Mittelgebirgsgewässern durch die Landnutzungsformen Acker und Wald sowie durch die Punktquellen beeinflusst. Dabei steigen mit zunehmender Ackernutzung im verwendeten Puffer die Nährstoffe N und TP, während diese mit zunehmender Waldnutzung im Puffer abnehmen. Mit den Punktquellen korreliert in den Mittelgebirgsflüssen erwartungsgemäß der Diatomeen-Index, aber ebenso der PoD-Index. Letzterer zeigt auch in den Mittelgebirgsbächen Abhängigkeiten vom TP. Hingegen konnten keine signifikanten Zusammenhänge zwischen den Diatomeen und den Punktquellen in den Mittelgebirgsbächen nachgewiesen werden. Dies steht im Gegensatz zu den Ergebnissen der Analysen hinsichtlich der Florakomponenten und Punktquellen/Nährstoffe in den Tieflandfließgewässern, wo die Diatomeen deutliche Abhängigkeiten, die Makrophyten leichte und das PoD keinerlei Zusammenhänge aufzeigten. Ein deutlicher Unterschied zwischen Tieflandfließgewässern und den Mittelgebirgsbächen liegt im Einfluss der Landnutzung auf die Florakomponenten. In den Mittelgebirgsbächen beeinflusst die Ackernutzung alle Florakomponenten, bei erhöhter Waldnutzung verbessert sich zudem die Bewertung des Diatomeen-Index und den Makrophyten-Index. Signifikante Abhängigkeiten der Diatomeen und der Makrophyten von der Gesamtstrukturgüte konnten nur für die Mittelgebirgsbäche (Typ 5, 5.1, 6, 7) nachgewiesen werden. Auf der Mesoskala ergaben die vergleichenden Analysen, dass in den Mittelgebirgsflüssen nahezu keine Zusammenhänge zwischen der Morphologie bzw. den kleinräumigen Habitatmerkmalen entsprechend den Strukturgüteparametern des Vor-Ort Verfahrens nach LAWA (2000) und den Bewertungen der Flora-Komponenten identifiziert werden konnten. Deutlicher ausgeprägt waren die Abhängigkeiten der Florakomponenten von den Strukturparametern in den Mittelgebirgsbächen (Tabelle 15). Hierbei zeigen insbesondere die Abhängigkeiten der Makrophyten von den Strukturparametern vergleichbare Ergebnisse zu den Tieflandfließgewässern sowohl hinsichtlich der Anzahl als auch der Höhe der Korrelationskoeffizienten (siehe auch Tabelle 11, Kapitel 5.5). 71

86 Tabelle 25: Korrelationskoeffizienten nach Spearman-Rho zwischen den morphologischen Variablen und den Florakomponenten (Indices) in den Mittelgebirgsbächen (Typ 5, 5.1, 6, 7). N=Stichprobenumfang. Diatomeen_Index D_Trophie_Index Makrophyten_Index PoD_Index Xylal (Totholz) 0.16* N Laufkrümmung -0.09* -0.08* -0.10** N Längsbänke -0.09* N Querbänke -0.16** -0.13** -0.11** N Strömungsdiversität -0.13** -0.12** -0.09* N Substratdiversität -0.09* N Sohlstruktur -0.11** -0.09* -0.11** N Breitenvarianz -0.08* N Uferbewuchs -0.14** -0.12** -0.10* N Uferstrukturen -0.14** -0.13** -0.09* N Während die Fließgeschwindigkeit bzw. das hydraulische Regime in den Tieflandfließgewässern einen deutlichen Einfluss auf das PoD ausübt, ist dieser Zusammenhang in den Mittelgebirgsbächen weniger stark ausgeprägt (Abbildung 33). Ursachen hierfür sind die grundsätzlich höheren Fließgeschwindigkeiten in den Mittelgebirgsgewässern und die daraus resultierende stärkere Geschiebedynamik. 72

87 Mittelgebirgsbäche (Typ 5, 5.1, 6, 7) Merkmal N nicht erkennbar fließend 6 träge fließend 39 langsam fließend 39 schnell fließend 166 reißend 19 gesamt 296 Sp:-Rho. -0,12;p<0,05 Abbildung 33: Mittelgebirgsbäche: Box-Whisker-Plot der bewerteten PoD Klasse in Abhängigkeit von der Fließgeschwindigkeit. Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite. Die Hilfslinien zeigen den Bewertungsbereich einer mäßigen Zustandsklasse des PoD. Die Abhängigkeiten der bewerteten Diatomeenklasse von den Phosphorkonzentrationen in den Mittelgebirgsflüssen und in den Mittelgebirgsbächen ist in Abbildung 34 dargestellt. In den Abbildungen ist zudem als Hilfslinie der Orientierungswert für TP nach LAWA (2007) mit eingezeichnet. Mittelgebirgsflüsse (Typ 9, 9.1, 9.2) Merkmal N sehr gut 10 gut 30 mäßig 114 unbefriedigend 22 gesamt 176 Sp.-Rho -0,53; p<0,05 73

88 Mittelgebirgsbäche (Typ 5, 5.1, 6, 7) Klasse N sehr gut 46 gut 237 mäßig 313 unbefriedigend 56 gesamt 652 Sp.-Rho -0,32; p<0,05 Abbildung 34: Box-Whisker-Plot der bewerteten Diatomeenklassen in Abhängigkeit vom TP für die Mittelgebirgsflüsse (oben) und die Mittelgebirgsbäche (unten). Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite. Die Hilfslinien zeigen den Orientierungswert für TP (0,1 mg/l) nach LAWA (2007) für die Mittelgebirgsgewässer. Sowohl in den Mittelgebirgsflüssen als auch in den Mittelgebirgsbächen bestehen nahezu lineare Abhängigkeiten der Diatomeen vom Phosphorgehalt mit hohen Korrelationskoeffizienten. Das bestätigt die Ergebnisse der Zusammenhänge, die auch für die Tieflandfließgewässer ermittelt worden sind. Der wesentliche Unterschied zwischen den Mittelgebirgsgewässern und den Tieflandgewässern besteht jedoch darin, dass die Abhängigkeiten hinsichtlich der vorliegenden Phosphorkonzentrationen in den Mittelgebirgsgewässern auf einem weitaus geringen Niveau bestehen als in den Tieflandfließgewässern. So ist unterhalb einer Gesamtphosphat-Phosphorkonzentration von 0,1 mg/l die Mehrzahl der Messstellen hinsichtlich der Diatomeen als sehr gut, gut und mäßig in den Mittelgebirgsbächen klassifiziert. Ähnliche Verhältnisse zeigen sich auch in den Mittelgebirgsflüssen. In den Tieflandfließgewässern werden bei gleichen TP- Konzentrationen sehr gute und zu einem geringeren Anteil gute Bewertungen erzielt (siehe auch Abbildung 19, Kapitel 5.5.3). Das Ergebnis, dass in den Tieflandfließgewässern ein Phosphorgehalt von 0,1 mg/l die Klassengrenze vom guten zum mäßigen Zustand unter Berücksichtigung der hohen Streuung und Variabilität vergleichsweise gut abbildet, ist für die Mittelgebirgsgewässer so nicht zu verifizieren. Der Schwellenwert (Wirkungsschwellenwert) liegt auf Basis der durchgeführten Analysen in den Mittelgebirgsgewässern zwischen 0,07 mg/l (Mittelgebirgsbäche) und 0,08 mg/l (Mittelgebirgsflüsse). 74

89 Auf der Mikroskala konnten bei den Analysen zwischen Florakomponenten und den funktionalen, biologischen Attributen des Makrozoobenthos keine wesentlichen Unterschiede zwischen den Mittelgebirgsgewässern und den Tieflandfließgewässern herausgestellt werden Vergleichende Analysen zu den Tieflandflüssen Innerhalb der Tieflandfließgewässer bilden die Fließgewässertypen 17 und 15_g auf Grund ihrer Einstufung als Tieflandfluss und dem epi- bis metapotamalen Charakter eine eigenständig betrachtete Gruppe. Insgesamt wurden 303 Probenahmen in den beiden Typen durchgeführt (Typ 17: 136; Typ 15_g: 167). Hinsichtlich der Anhängigkeit der Florakomponenten Makrophyten und PoD von den Einflussfaktoren der Makroskala konnten nur wenige Wirkungszusammenhänge in den Tieflandflüssen ermittelt werden. Diese Komponenten zeigten weder mit Variablen des potenziellen Einflussfaktors Licht (Beschattung, prozentualer Anteil Wald, Gewässerrandstreifen 100m) noch mit Variablen für Hydromorphologie (Gesamtstrukturgüte) signifikante Abhängigkeiten. Im Gegensatz dazu zeigte der Diatomeenindex hoch signifikante Abhängigkeiten von der Acker- und Grünlandnutzung (R=-0,30 bzw R=0,38; p<0,01) und dem Abwasser/Abflussquotienten Abw/MNQ mit R=-0,50 (p<0,01). Sowohl die Landnutzung als auch die Punktquellen tragen wesentlich zum Phosphoreintrag in diese Gewässer bei. Auch bedingt durch den vergleichsweise geringen Stichprobenumfang der berechneten Bewertungsklassen der Florakomponenten (maximal 104 Bewertungen) konnten keine statistisch signifikanten Zusammenhänge auf der Mesoskala ermittelt werden, wenngleich ein deutlicher Trend zwischen den bewerteten Diatomeenklassen und dem Phosphorgehalt ersichtlich ist (Abbildung 35). 75

90 Klasse N sehr gut 0 gut 15 mäßig 40 unbefriedigend 7 schlecht 0 gesamt 62 Sp.-Rho nicht signifikant Abbildung 35: Box-Whisker-Plot der bewerteten Diatomeenklassen in Abhängigkeit vom TP für die Tieflandflüsse (Typ 17 und 15_g). Die Boxen zeigen den Interquartilbereich (25-75 Perzentil), den Median und die Spannweite. Die Hilfslinie zeigt den Orientierungswert für TP (0,1 mg/l) nach LAWA (2007) für die Tieflandflüsse. Im Gegensatz zu den Mittelgebirgsgewässern (und den kleineren Tieflandfließgewässern) weist mehr als die Hälfte der durch die Diatomeen als gut bewerteten Messstellen in den großen Tieflandflüssen Gesamtphosphat-Phosphor-Konzentrationen oberhalb des Orientierungswertes nach LAWA (2007) auf. Während für die Makrophyten und das PoD auf der Mikroskala keine statistisch signifikanten Abhängigkeiten zu den funktionalen, biologischen Attributen des Makrozoobenthos erkennbar waren, so zeigten die Diatomeen hoch signifikante Zusammenhänge zu den Metapotamalbesiedlern (R=0,47; p<0,01) und den Weidegängern (R=-0,42; p<0,01). Abbildung 36 verdeutlicht die Abhängigkeit der Diatomeenbewertung vom Anteil der Weidegänger. 76

91 Abbildung 36: Streudiagramm zwischen dem Diatomeen-Index und der relativen Häufigkeit der Weidegänger [%] in den Tieflandflüssen, N=84, R=-0,42. Auch wenn bei einem Stichprobenumfang von 84 Probenahmen die Streuung erheblich ist, so ist ein Trend zu erkennen. Er wird durch die hohe signifikante Abhängigkeit des Diatomeen-Index von der relativen Häufigkeit der Weidegänger mit einem Erklärungswert von 18 % (bei R=0,42) untermauert. Auf Basis der verwendeten Daten und den statistischen Analysen kann gefolgert werden, dass in den großen Tieflandflüssen die potenzielle Trophie über den Nährstoffgehalt und die realisierte Trophie im Wesentlichen über den Anteil der Weidegänger, also das Grazing bestimmt wird Übertragung der Ergebnisse auf ein Modellgebiet An einem Modellgebiet in Nordrhein-Westfalen werden im Folgenden die Ursachen und Wirkungszusammenhänge zur Eutrophierung auch auf Basis der Ergebnisse aus Modul 5 (statistische Analysen) in Form von Karten dargestellt. Die Kriterien für die Auswahl der Modellregion orientierten sich an der Landnutzung, welche repräsentativ für die Landnutzung im Tiefland Nordrhein-Westfalens sein sollte, an der Anzahl an dort befindlichen Fließgewässern und an den Messstellen bzw. Probenahmen. Weiterhin wurde die Belastungssituation hinsichtlich der Eutrophierungsproblematik berücksichtigt. Das betrifft den Nährstoffeintrag aus den Kläranlagen und der Landnutzung, insbesondere aus den intensiv landwirtschaftlich genutzten Flächen. Ebenso wurden die in Kapitel 5.8 erstellten Karten zur realisierten und potenziellen Trophie als Grundlage für die Auswahl des Modellgebiets verwendet. Hinsichtlich der aufgeführten Kriterien erfolgte eine Detailanalyse 77

92 für insgesamt sieben mögliche Planungseinheiten (Liste der verbleibenden möglichen Modellgebiete siehe Anhang_XI_Modul5_VII). Auf Basis der verwendeten Kriterien wurde für die Darstellung der Ergebnisse eine Modellregion im Naturraum Westfälische Bucht in NRW ausgewählt. Es handelt sich dabei um die Planungseinheit Linke Emszuflüsse Werse (PE_EMS_1200) des Flussgebietes Ems (Karte 4). Karte 4: Teileinzugsgebiete in NRW und Lage des Modellgebiets Planungseinheit linke Emszuflüsse Werse (Datenquelle: LANUV NRW). Gemäß den Steckbriefen der Planungseinheiten in NRW (MUNLV 2009) umfasst die Flächennutzung im Einzugsgebiet mit einer Gesamtfläche von 765 km² 56 % Acker, 13 % Grünland, 14 % Siedlung, 15 % Wald/Forst und 1 % sonstige Nutzungen. In der Planungseinheit wurden insgesamt 38 Wasserkörper ausgewiesen, davon sind 35 Wasserkörper den Tieflandtypen 14 (10), 15 (6), 16 (11), 18 (3) und 19_TL (5) zugeordnet. Die wesentlichen Belastungen in der Planungseinheit sind der Eintrag von Nährstoffen aus diffusen- und Punktquellen sowie hydromorphologische Defizite. 78

93 Der Großteil der Wasserkörper ist in einem schlechten ökologischen Zustand. Ein geringerer Teil wurde als mäßig bzw. unbefriedigend bewertet. Keiner der Wasserkörper des Tieflands befindet sich in einem guten ökologischen Zustand. Der chemische Zustand der Wasserkörper im Tiefland ist in der Mehrzahl der Fälle mit gut bewertet (MUNLV 2009). In der Planungseinheit PE_EMS_1200 befinden sich insgesamt 35 Messstellen des operativen Monitorings an denen Florabewertungen vorliegen. Es wurden 61 Probenahmen in den Jahren 2005 bis 2011 durchgeführt. Karte 5 zeigt das Gewässernetz des ausgewählten Modellgebietes Linke Emszuflüsse Werse (PE_EMS_1200) mit den dort befindlichen Probenahmen des operativen Monitorings. Die Fließgewässertypen des Tieflands sind farbig dargestellt. Karte 5: Gewässernetz mit Messstellen in der Planungseinheit linke Emszuflüsse Werse (PE_EMS_1200) in Nordrhein-Westfalen (Datenquelle: LANUV NRW). Für die Darstellung der Ergebnisse hinsichtlich der eutrophierungsrelevanten Einflussfaktoren wurden vorrangig die Ergebnisse aus dem zweiten Monitoringzyklus verwendet (2008 bis 2011). In dem ausgewählten Modellgebiet erfolgte ein Großteil der 79

94 biologischen Erhebungen im Jahr 2010 sowohl für die Florakomponenten als auch für das Makrozoobenthos. Soweit möglich wurden die biologischen Probenahmen und die Probenahmen der allgemeinen physikalisch-chemischen Komponenten aus demselben Untersuchungsjahr verwendet. An wenigen Messstellen wurden im zweiten Bewirtschaftungszyklus keine Erhebungen der biologischen Komponenten durchgeführt. Hier wurde auf die Ergebnisse der Jahre 2006 und 2007 zurückgegriffen. Karte 6 zeigt die Belastungssituation hinsichtlich der Gesamtphosphat-Phosphorkonzentrationen im Modellgebiet. Es zeigte sich, dass keine Messstellen mit TP- Konzentrationen < 0,05 mgtp/l vorlagen. Um die Belastungssituation noch dezidierter darstellen zu können, ist zudem die Lage der im Modellgebiet befindlichen Kläranlagen mit aufgeführt. Karte 6: Übersicht über die Nährstoffbelastung im Modellgebiet anhand unterschiedlich eingestufter Gesamtphosphat-Phosphorkonzentrationen (Jahresmittel) und Lage der Kläranlagen im Modellgebiet (PE_EMS_1200) in NRW (Datenquelle: LANUV). Im Modellgebiet befinden sich 14 Kläranlagen. Diese Punktquellen sowie die stark landwirtschaftlich geprägte Nutzung im Einzugsgebiet erklären die hohen gemessenen Phosphorkonzentrationen und das damit einhergehende hohe Trophiepotenzial. Die mittleren Gesamtphosphat-Phosphorkonzentrationen (Jahresmittel) betragen im Modell- 80

95 gebiet 0,27 mg TP/l. Mit Ausnahme einer Kläranlage (westlich der Ortschaft Sendenhorst gelegen), wo oberhalb der Einleitung ein mittleres, unterhalb ein hohes Trophiepotenzial klassifiziert wird, sind keine wesentlichen Änderungen durch den Einfluss der Kläranlagen zu erkennen. Karte 7 zeigt die bewerteten Florakomponenten Diatomeen, Makrophyten und Phytobenthos ohne Diatomeen an den Messstellen. Phytobenthos ohne Diatomeen Makrophyten Diatomeen keine Bewertung vorhanden sehr gut gut mäßig unbefriedigend schlecht Karte 7: Übersicht über die Bewertungen der Florakomponenten im Modellgebiet (PE_EMS_1200) in NRW (Datenquelle: LANUV). Aus Karte 7 wird ersichtlich, dass lediglich bei einer Probenahme an der Werse alle drei Florakomponenten als gut klassifiziert sind, obwohl Gesamtphosphat-Phosphorkonzentrationen von > 0,1 mg/l vorliegen (siehe Karte 6). An dieser Probestelle sind die Einflussfaktoren charakterisiert mit Beschattung = abschattig, Fließgeschwindigkeit = langsam fließend und der Anteil der Grazer beträgt hier 31,4 %. In den Untersuchungsjahren 2008 und 2006 wurde diese Probestelle als weitaus schlechter eingestuft (eine Übersicht über alle Probenahmen im Modellgebiet, den Eutrophierungsauswirkungen, Einflussfaktoren und die Bewertungen der Gewässerflorakomponenten ist in Anhang_X_Modul5_VI, Tabellenblatt 2, aufgeführt). Bei den übrigen dargestellten 81

96 Probenahmen wurde vorwiegend ein mäßiger Zustand der Florakomponenten insbesondere in den mittleren, stark landwirtschaftlich überprägten Regionen des Modellgebietes festgestellt. Die Ergebnisse der Florakomponenten können nur bedingt den Eutrophierungsauswirkungen (siehe Karte 8) gegenübergestellt werden. In den oben beschriebenen mittleren Regionen des Modellgebiets treten in den meisten Fällen weder erhöhte ph Werte noch Sauerstoffsättigungskonzentrationen auf. Allerdings lagen nur Stichprobenmessungen für ACP und zur Auswertung der Biologie vor. Die Folgen erhöhter Biomasseproduktion sind erhöhte ph-werte und erhöhte Sauerstoffsättigungskonzentrationen. Vergleichend zu den hohen Phosphorkonzentrationen, wie in Karte 6 dargestellt, können auf Grundlage hoher Sauerstoff- und ph Werte Hinweise über das tatsächliche Ausmaß der Biomasseproduktion (realisierte Trophie) an den Probestellen abgeleitet werden. Da an den Probestellen im Modellgebiet nur wenige ph- Werte über 8,5 während der Probenahmen gemessen worden sind (vermutlich handelt es sich bei den Gewässern im Modellgebiet um gepufferte, kalkreichere Gewässer), wurden entgegen den Ergebnissen und Darstellungen aus Kapitel 5.8 abgeänderte Kriterien für den ph Wert zur Einstufung der Eutrophierungsauswirkungen verwendet. Im Mittel liegt der maximale gemessene ph Wert im Modellgebiet bei 8,2. Dieser wurde nun als Richtwert für die Einstufung einer erhöhten Trophie verwendet. In Karte 8 sind die Probenahmen mit den unterschiedlichen Einstufungen bezüglich der Sauerstoffsättigungskonzentrationen und ph Werte im Modellgebiet dargestellt. 82

97 Probenahmen Karte 8: Realisierte Trophie, dargestellt über erhöhte ph- und Sauerstoffsättigungswerte im Modellgebiet (PE_EMS_1200) (Datenquelle: LANUV). Während an einer Vielzahl von Probestellen ph Werte 8,2 auftreten, liegt die Sauerstoffsättigung (Jahresmaximum) zumeist unter 125 %. Nur wenige Messstellen zeigen geringe ph- und Sauerstoffwerte (< 8,2 und < 125 %) als auch deutlich hohe Messwerte (Tabelle 26). Sie befinden sich in stark landwirtschaftlich geprägten Gebieten aber auch im unmittelbaren Einzugsbereich von Kläranlagen (siehe dazu Karte 6). Zu beachten ist hierbei, dass es sich bei dieser Datengrundlage um eine einzelne Stichprobenmessung handelt, welche den Jahresmaximumwert der jeweiligen Variable darstellt. Die in Karte 6 dargestellten Messstellen mit hohem ph Wert ( 8,2) und hoher Sauerstoffsättigung ( 125 %) sind in Tabelle 26 aufgeführt und hinsichtlich der dort befindlichen abiotischen und biotischen Einflussfaktoren charakterisiert. Tabelle 26: Abiotische und biotische Bedingungen an Messstellen mit hohem ph Wert (( 8,2) und hoher Sauerstoffsättigung ( 125 %) in den Tieflandfließgewässern des Modellgebiets PE_EMS_1200. Werse Werse Ahrenhorster Emmerbach Wieninger Bach Bach Messstelle Typ

98 Beschattung vollsonnig halbschattig sonnig vollsonnig vollsonnig Fließgeschwindigkeit Langsam fließend Träge fließend Langsam fließend Nicht erkennbar Träge fließend fließend TP [mg/l] (JM) 0,35 0,15 0,31 0,22 0,19 Anteil 5,7 12,42 23,2 26,2 0,41 Weidegänger [%] Anteil Ackernutzung [%] Hinsichtlich der potenziellen Trophie, ausgedrückt über den Gesamtphosphat- Phosphorgehalt liegen die Konzentrationen an allen Probestellen über dem Orientierungswert von 0,1 mg TP/l. Die realisierte Trophie in Form von erhöhten ph und Sauerstoffwerten wird begünstigt durch die abiotischen und biotischen Gegebenheiten an den Messstellen, wie sonnige und vollsonnige Lichtverhältnisse (keine Beschattung), geringe Fließgeschwindigkeiten und ein hoher Anteil an Ackernutzung. Während der Anteil der Grazer über den gesamten Stichprobenumfang (siehe Tabelle 20) bei einer dort eingestuften geringen Trophie mit 22,4 % im Mittel berechnet wurde, treten an den hier aufgeführten Probestellen im Modellgebiet trotz hohen Eutrophierungserscheinungen auch Werte von 23,2 und 26,2 % auf. Diese Zusammenhänge sind nicht immer eindeutig, zumal nur wenige Messstellen mit einer erhöhten Trophie mit den zugrunde gelegten Kriterien im Modellgebiet auftreten. Entsprechende Analysen in anderen möglichen Modellgebieten liefern ähnliche Ergebnisse bzw. zeigen diese keine kausalen Zusammenhänge, da deutlich weniger Messstellen und Untersuchungen vorliegen Schlussfolgerungen für die Entwicklung eines Eutrophierungsmonitoringkonzepts in einem Modellgebiet Um detaillierte Erkenntnisse hinsichtlich der Trophie und den Ursache-Wirkungsbeziehungen insbesondere in Tieflandfließgewässern zu gewinnen, ist es sinnvoll, ein speziell auf die Eutrophierungsproblematik abgestimmtes Monitoringkonzept zu entwickeln. Für dieses spezielle Eutrophierungsmonitoring sollten im Zeitraum von Februar bis November optimalerweise folgende detaillierte Untersuchungen im Gewässer durchgeführt werden: 84

99 Kontinuierliche Messungen von Sauerstoff, ph-wert und Wassertemperatur ( Tagesgänge ), biologische Untersuchungen mit einer hohen Untersuchungsfrequenz (eine Probenahme alle 2 bis 3 Wochen) mit folgenden Aspekten: Erfassung der Gewässerflora (Makrophyten, Diatomeen und sonstiges Phytobenthos) gemäß PHYLIB (und van de Weyer für die Makrophyten) zur Ermittlung der Arten und der Häufigkeiten, Erhebung des Makrozoobenthos gemäß PERLODES, u. a. zur Ermittlung des Metrics Anteil der Grazer, Abschätzung der Biomasse der Algen (z.b. über Chlorophyll a-bestimmung, Biomasseoder Biovolumen-Ermittlung), optimalerweise auch Ermittlung der Biomasse der Makrophyten, Messungen der Primärproduktion (fluorometrisch oder mittels Sauerstoffproduktion); zeitgleich zu den biologischen Untersuchungen: Untersuchung der ACPs, insbesondere der Nährstoffparameter im Freiwasser; jeweils Erhebungen zu den Lichtverhältnissen (Beschattung) sowie zur Hydromorphologie (Substratverhältnisse) an den einzelnen Probenahmezeitpunkten. Außerdem werden fundierte Aussagen zum Abflussgeschehen benötigt. Zur Abbildung der hydraulischen Verhältnisse kann ggf. ein hydrodynamisches Modell verwendet werden, wobei für die Eichung des Modells i.d.r. entsprechende Messungen vor Ort durchzuführen sind. Empfehlenswert sind Untersuchungen zur Funktionsfähigkeit des hyporheischen Interstitials, da zu dessen Bedeutung in Tieflandfließgewässern bisher kaum Erkenntnisse vorliegen. Dabei sollten auch Informationen zum Feinsedimenteintrag (Menge und Zusammensetzung bzw. Nährstoffgehalt) berücksichtigt werden. Angaben zum Nährstoffinput aus diffusen Quellen, Punktquellen und aus dem Sediment sind wichtig für eine möglichst detaillierte Nährstoff-Bilanzierung des betrachteten Gewässers. Vorliegende Ergebnisse aus Nährstoffmodellen zu Nährstofffrachten sollten bei der Konzeptionierung berücksichtigt werden. 85

100 Wichtig sind weiterhin möglichst detaillierte Informationen und Messwerte zu in der Landwirtschaft verwendeten Pflanzenbehandlungs- und Schädlingsbekämpfungsmitteln (PBSM). Derart umfassende Untersuchungen, die weit über das Niveau des operativen Monitorings hinausgehen, können nur an ausgewählten Probestellen, z. B. im Rahmen eines Forschungsprojektes, durchgeführt werden. Entweder wird hierzu ein Modellgebiet ausgewählt, in dem das Spektrum der Belastungen (Ackernutzung, Einfluss von Kläranlagen, hydromorphologische Defizite etc.) abgedeckt wird. Oder die Untersuchungen erfolgen beispielhaft an einem Gewässer, vor und nach der Umsetzung einer landesweit relevanten Maßnahme im Zuge der EG-WRRL. 86

101 6 Ergebnisse Modul 6: Fachgespräch 2 (Abschlusskolloquium) Am 31. Oktober 2012 fand im LANUV in Essen das zweite Fachgespräch zum Thema Eutrophierungsbedingte Defizite in Tieflandfließgewässern Ursachen und Wirkungszusammenhänge statt, an dem Experten/Innen aus den verschiedensten Institutionen (Landesumweltverwaltungen, Universitäten, Fachbüros) teilnahmen. Ziel der Veranstaltung war die Vorstellung und Diskussion der Ergebnisse aus den Modulen 4 und 5 des Vorhabens. Das Fachgespräch gliederte sich in drei Blöcke: Im ersten Block erfolgte zunächst die Vorstellung der Projektergebnisse. Im zweiten Block wurden von Gastreferenten Erfahrungen und Ergebnisse zum Thema Eutrophierung aus Nachbarländern und anderen Projekten vorgestellt. Der dritte Block beinhaltete eine Podiumsdiskussion, in der zuvor erarbeitete Thesen diskutiert wurden (Anhang_XII_Einladung, Anhang_XIII_Tischvorlage und Anhang_XIV_Protokoll des Fachgesprächs). In den Diskussionen zu den Vorträgen wurde unter anderem über die Bedeutung von Gewässerrandstreifen mit folgenden Aussagen diskutiert: Die Randstreifen sind i. d. R. zu schmal. Höhere Ansprüche müssen besonders beim Anbau von Bio/Agrokraftstoffen geltend gemacht werden. Die Geländetopographie hat einen entscheidenden Einfluss auf die tatsächlich eingetragenen Sedimentmengen. Renaturierungsmaßnahmen haben nicht immer den gewünschten Effekt. Die Ergebnisse der gezeigten Fallstudien legen nahe, dass eine hydromorphologische Verbesserungen im Zusammenspiel mit einer Verbesserung der Pufferfunktion der uferbegleitenden Vegetation zu einer ökologischen Verbesserung führen. Die Ableitung eines Richtwertes für die Breite von Uferrandstreifen könnte nützlich sein. Im Podium waren dabei Prof. Dr. D. Borchardt (UFZ), Dr. M. Brunke (LLUR SH), Dr. C. Feld (Universität Duisburg Essen), Dr. N. Feldwisch (Ingenieurbüro Feldwisch) sowie Dr. D. Ingendahl (MKULNV NRW). Die wichtigsten Aussagen der Podiumsdiskussion zu den einzelnen Thesen sowie eine Zusammenfassung der Diskussionspunkte sind im Folgenden dargestellt. These 1: Die Eutrophierung stellt in Fließgewässern des Tieflandes ein erhebliches Wasserqualitätsproblem dar und die Problemlage im Tiefland ist in Bezug auf Eutrophierung im Vergleich zum Mittelgebirge eine andere. Hydromorphologie und die Nährstoffkonzentrationen bzw. - frachten zeigen deutliche Unterschiede. 87

102 Es gibt Unterschiede in den Wirkungszusammenhängen zwischen Tiefland- und Mittelgebirgsgewässern, beispielsweise im Hinblick auf die Nährstoffkonzentrationen und -frachten; auch die Abhängigkeiten der Bewertungsergebnisse der Gewässerflora von den abiotischen Faktoren, wie Licht und hydrologisches Regime können anders sein. Hier spielen die unterschiedliche Morphometrie der Gewässer, die Gewässerbreite und die Abflussspenden eine Rolle. Tieflandfließgewässer sind degradierter als Mittelgebirgsgewässer. Für die Ableitung von Maßnahmen ist eine gesamtheitliche Gewässerbetrachtung durchzuführen. These 2: Eutrophierung wird von verschiedenen Faktoren gesteuert. Die wesentlichen Wirkungszusammenhänge (Nährstoffe Stickstoff und Phosphor, Hydromorphologie) sind identifiziert. Bei den Maßnahmen muss zwischen hypertrophen Fließgewässern und mäßig eutrophierten Fließgewässern unterschieden werden. Im hypertrophen Bereich muss der Schwerpunkt auf der Reduktion der Nährstoffe liegen, während im gemäßigten Bereich begleitende strukturelle Maßnahmen zu Verbesserungen führen können. Der hierarchische Einfluss von Belastungen spielt eine Rolle hypertrophe Fließgewässer benötigen zunächst andere Maßnahmen als geringer trophisch belastete Gewässer. Die Selbstreinigung der Gewässer reicht bei hypertrophen Gewässern nicht aus; hier sind Maßnahmen im Umfeld der Gewässer wichtig, wie z.b. Uferrandstreifen zum Nährstoffrückhalt und Beratungen in der Landwirtschaft zur Minderung des Düngemitteleinsatzes; ebenso auch das Anlegen von gewässerparallelen Wällen bei Hanglagen als Rückhalt für den Oberflächentransport von Sedimenten aus Äckern. Das trophische Problem ist vergleichbar mit den Problemen, wie sie zuvor im Bereich der saprobiellen Belastung vorlagen. Es erfolgte die Optimierung der Kläranlagen, welche über die Abwasserabgaben finanziert wurden. Entsprechende Strategien wären nun auch für die Verringerung der Trophie zu entwickeln; Stichwort Bewirtschaftung der Trophie. Uferrandstreifen haben multifunktionalen Charakter, neben Nährstoff- und Sedimentrückhalt haben auch morphologische Aspekte (z. B. Eintrag von Totholz, Beschattung) Auswirkungen auf die Gewässerökologie. Randstreifen müssen genau konzipiert werden im Hinblick auf Filterwirkung, Hangneigung, Sedimentrückhalt (Gräser), Nährstoffretention (Gehölze). Wichtig ist bei der Gesamtbetrachtung von Nährstofffrachten die Berücksichtigung aller Ursachen; weitergehende Anforderungen an die Kläranlagen sind oft sinnvoll, jedoch alleine oft nicht ausreichend. Der Orientierungswert nach LAWA (0,1 mg TP/l) ist zunächst als Richtwert sinnvoll; hydromorphologische Maßnahmen entfalten ihre Wirksamkeit erst bei Werten unterhalb des Orientierungswertes. 88

103 These 3: Der LAWA-Orientierungswert für Gesamtphosphat-Phosphor (TP) ist als worst-case-wert für die Abschätzung der potenziellen Trophie geeignet (s. auch Diskussion zu These 2) Der LAWA-Orientierungswert für TP ist im Tiefland hilfreich. Die Orientierungswerte werden aktuell in der LAWA überprüft, eine genauere Differenzierung nach Fließgewässertypen erscheint notwendig. Die Anforderungen der Meeresschutz-Richtlinie und die Anforderungen, die sich im Hinblick auf Stickstoff und Phosphor für das Binnenland ergeben könnten, sind dabei zu berücksichtigen. These 4: Es besteht weiterer Forschungsbedarf zur (1) weiterführenden Charakterisierung von Wirkungszusammenhängen, die zur Eutrophierung führen und (2) Erarbeitung von gezielten Sondermessprogrammen in Modellgebieten und bei Maßnahmenumsetzungen zur Erfolgskontrolle (Pilotprojekte). Die Betrachtung von kausalen Ursache und Wirkungszusammenhängen sollte in einem Modellgebiet stattfinden, z. B. mit einem gezielt geplanten investigativen Monitoring ( Eutrophierungsmonitoring ). Wissenschaftliche Begleitung von Maßnahmen wird begrüßt, aber dafür können nicht nur die Behörden und die Bundesländer verantwortlich sein; Appell an die Forschungsgemeinschaft (z.b. Universitäten) sich stärker zu beteiligen. Die im Projekt vorgestellten Auswertungen beziehen sich nur auf die Bewertung der Flora und des Makrozoobenthos (berechnete Zustandsklassen, Module, Metrics, biologische Attribute), weitere Aussagen sind sicherlich über direkte Auswertungen der Taxalisten möglich. Die Begleitung von Maßnahmen durch ein Erfolgskontrollmonitoring, z. B. bei Pilotprojekten, ist wichtig, um die Wirksamkeit der Maßnahmen zu überprüfen. In NRW ist ein Leitfaden zum Erfolgskontrollmonitoring derzeit in Arbeit. Wichtig ist die Brücke zwischen Wissenschaft und Praxis (Stichwort science-policy interface ). Bezüglich der Grundlagenforschung laufen derzeit Aktivitäten zum Thema Eutrophierung am UFZ. Genauso wichtig ist, die Wasserwirtschaft mehr an öffentlichen Ausschreibungen zu beteiligen, um auch praxisorientierte Fragestellungen zu erhalten. Die Bundesländer können über die LAWA relevante Fragen einbringen, die dann in BMBF Projekten realisiert werden können (neueste Aktivität seitens des BMBF zum Thema regionales Wassermanagement ). Zusammenfassung der wesentlichen Diskussionspunkte: 89

104 Die Trophie in den Tieflandfließgewässern ist ein multifaktorielles Problem und beeinträchtigt erheblich die Wasserqualität und die ökologischen Funktionen im Gewässer. Die bisher erhobenen Daten im operativen Monitoring sind nur begrenzt für die Ableitung von Wirkungszusammenhängen und letztlich auch für die dezidierte Ableitung von Maßnahmen bezüglich Trophie geeignet. Dennoch gibt es klare Signale darüber, welche Faktoren die potenzielle Trophie und die realisierte Trophie in den Tieflandfließgewässern steuern. Eine Hauptursache für den erhöhten Nährstoffeintrag ist die landwirtschaftliche Nutzung. Die Einrichtung von (effektiven) Uferrandstreifen sowie weitere Maßnahmen zum Nährstoffrückhalt in der Fläche sollten insbesondere bei den stark eutrophierten Gewässern auch vor dem Hintergrund von auftretenden Nutzungskonflikten im Fokus stehen. Durch eine Gesamtbetrachtung der Hauptverursacher (auch Berücksichtigung von Punktquellen) sollten sowohl immissionsseitig als auch emissionsseitig Strategien entwickelt werden. Wichtig ist hierbei die Umsetzung von großräumigen Maßnahmen, um die ökologische Effizienz zu steigern (Multifunktionalität). Der Orientierungswert nach LAWA für Phosphor (TP) von 0,1 mg/l kann bei Tieflandfließgewässern für eine immissionsseitige Einstufung der Gewässer in gut und mäßig als Richtwert unter Berücksichtigung der gezeigten Ergebnisse (Abhängigkeit der Diatomeen vom TP) zugrunde gelegt werden. In den Mittelgebirgsgewässern ist für diese Einstufung dagegen von geringeren Konzentrationsbereichen des TP auszugehen. Weiterer Forschungsbedarf ist vor allem in der Ursachenforschung zu den Wirkungszusammenhängen der Eutrophierung notwendig. Sinnvoll wären hierbei belastungsspezifische Untersuchungen und ein angepasstes investigatives Monitoring in einer Modellregion, um die Ursachen für die Eutrophierung dezidiert ableiten zu können. Es ist notwendig, prozessorientierte Kenngrößen, wie Biomasse und Produktion, kontinuierliche Messungen von Sauerstoff und ph-wert (Tagesgänge) auch in Abhängigkeit der hydrologischen Gegebenheiten zu erheben. Maßnahmen (auch in der Modellregion), die durch ein strategisch ausgerichtetes Begleitmonitoring untersucht werden, liefern die notwendigen Erkenntnisse für eine zukünftig effiziente Maßnahmenumsetzung und letztlich auch für die Erreichung der Umweltziele nach EG-Wasserrahmenrichtlinie. 90

105 7 Zusammenfassung Im vorliegenden Abschlussbericht wurden die theoretischen Ursache- und Wirkungszusammenhänge der Eutrophierung in Gewässern auf Basis von Literaturstudien und Forschungsprojekten erarbeitet. Mit Hilfe von Daten aus zwei Monitoringzyklen der Jahre 2005 bis 2011 des Landesamtes für Natur, Umwelt und Verbraucherschutz NRW wurden die theoretisch erarbeiteten Wirkungszusammenhänge als Hypothesen durch statistische Analysen überprüft. Hinsichtlich der für das Projekt und das Abschlusskolloquium definierten Leitfragen (vgl. Projektinhalte Kap. 3, 2. Fachgespräch Kap. 6, und Anhang_XIV_Protokoll) lassen sich die Ergebnisse wie folgt zusammenfassen: 1. Welche abiotischen und biotischen Wirkungszusammenhänge spielen bei der Eutrophierung eine wesentliche Rolle (Basis Literaturstudien und Forschungsvorhaben zum Themengebiet)? Grundsätzlich sind morphologische Eigenschaften und das Abflussverhalten von Fließgewässern, welche beispielsweise Strömungsgeschwindigkeit und Substratbeschaffenheit bestimmen, als Einflussfaktoren von Bedeutung. Sie bestimmen die Besiedlung mit den verschiedenen Gruppen der aquatischen Pflanzen und Algen, wobei es gerade in langsam fließenden Tieflandfließgewässern zu Wechselwirkungen zwischen Strömung und Makrophyten kommen kann. Landnutzung und Punktquellen sind ebenfalls deutliche Einflussfaktoren, welche besonders über den Eintrag von Nährstoffen die Primärproduktion der Florakomponenten direkt beeinflussen. Als bottom-up -Faktor wirkt das Licht, welches über die Beschattung zu einem limitierenden Faktor werden kann. Auf der anderen Seite sind top-down Interaktionen nachweisbar, bei denen Grazer (Weidegänger) die Primärproduktion (Biomasse) der aquatischen Pflanzen und Algen effektiv nutzen. 2. Welche Bewertungen liegen für die Florakomponenten Diatomeen, Makrophyten und Phytobenthos ohne Diatomeen vor und wie unterscheiden sich diese? In den Tieflandfließgewässertypen liegt in der Mehrzahl der untersuchten Messstellen eine mäßige Bewertung für die Diatomeen und die Makrophyten vor, während das PoD tendenziell besser und mit gut bewertet wurde. Die Wasserrahmenrichtlinie schreibt grundsätzlich die Bewertung der Gewässerflora integrierend, das heißt über die Verrechnung (Mittelung) einer Gesamtbewertung aller drei Florakomponenten vor. Bei der Betrachtung der Einzelkomponenten und auf Basis der Ergebnisse dieser Auswertung zeigte sich jedoch, dass (a) die Komponente Phytobenthos ohne Diatomeen grundsätzlich besser bewertet und bei einer Gesamtbetrachtung, das heißt, bei einer Verrechnung aller drei Florakomponenten, das Gesamtergebnis verbessert und (b) die Einzelkomponenten unterschiedliche 91

106 Abhängigkeiten zu den verwendeten Einflussvariablen aufzeigen. Dies ist insbesondere für die Planung und Umsetzung ökologisch effizienter Maßnahmen von übergeordnetem Interesse. So führt auf Basis der gewonnenen Ergebnisse unter Berücksichtigung der Streuung und Variabilität in den Daten eine Verminderung der Phosphoreinträge eher zu einer verbesserten Bewertung der Diatomeen, während für das PoD die Abfluss- und Strömungsverhältnisse eine Rolle spielen. Für eine Verbesserung der Makrophytenbewertung sind bei der Umsetzung morphologischer Maßnahmen auch die Zusammensetzung der Sohlstrukturen zu berücksichtigen. 3. Welche Einflussfaktoren der Makro-, Meso- und Mikroskala wirken sich signifikant auf die Florakomponenten aus und lassen sich daraus komponentenspezifische Haupteinflussfaktoren ableiten? Zusammenfassend werden die identifizierten Einflussfaktoren für die einzelnen Florakomponenten in Ursachen-Wirkungsmatrices dargestellt. Diese basieren auf den theoretisch hergeleiteten Schemata aus Modul 4 und wurden entsprechend den Ergebnissen aus den statistischen Analysen des vorliegenden Berichts angepasst. Abbildung 37 zeigt die Faktoren, die auf die Diatomeen-Lebensgemeinschaft einen signifikanten Einfluss ausüben. Abbildung 37: Schema zu den Einflussfaktoren auf die Diatomeen in den Tieflandfließgewässern. Auf der Makroskala konnte nachgewiesen werden, dass sowohl die Punktquellen als auch die Ackernutzung Einfluss auf den Nährstoffeintrag, insbesondere den Phosphoreintrag in die Tieflandfließgewässer haben. Die Phosphorkonzentrationen zeigen hohe Korrelationen zu den verwendeten Diatomeen-Indices und Klassen und bilden damit den wichtigsten Faktor (Proximatfaktor) für die Merkmalsausprägung der Diatomeen-Lebensgemeinschaft. Entsprechend ist eine botton-up Beeinflussung der Diatomeen vorhanden. 92

107 Als zweiter steuernder Faktor wurde der Anteil der Grazer (Weidegänger) des Makrozoobenthos identifiziert, was eine Beeinflussung der Diatomeen Bewertung topdown verdeutlicht. Mit einem Anstieg des Anteils an Weidegängern des Makrozoobenthos verbesserte sich dabei die Bewertung der Diatomeen. Bei der Klassifizierungsanalyse erhöhte sich der Anteil der Probenahmen mit mäßig und schlechter bei einem prozentualen Anteil der Grazer < 27 %. Damit konnte ein Grazingeffekt statistisch nachgewiesen werden, jedoch mit einer hohen Streuung und Variabilität in den Abhängigkeiten. Ebenso konnten Abhängigkeiten zu den Pelalbesiedlern des Makrozoobenthos (Besiedler des Feinsediments) nachgewiesen werden. Je höher der Anteil der Pelalbesiedler, desto schlechter ist dabei die Bewertung der Diatomeen. Der Feinsedimenteintrag könnte dabei eine Folge der Landnutzung, aber auch der degradierten Gewässermorphologie sein. Ursachen für den Feinsedimenteintrag und dem daraus resultierenden Anteil der Pelalbesiedler konnten in dem Vorhaben nicht nachgewiesen werden. Es bestehen keine signifikanten Zusammenhänge zwischen den gemessenen abfiltrierbaren Stoffen und der Ackernutzung bzw. dem Anteil der Pelalbesiedler des Makrozoobenthos. Hinsichtlich der Morphologie konnten zwar keine Korrelationen der Diatomeen-Bewertung zu den Parametern der Gewässerstruktur nach LAWA (2000) nachgewiesen werden, jedoch zeigten statistisch signifikante Zusammenhänge zu den Lithalbesiedlern des Makrozoobenthos die Abhängigkeiten der Diatomeen von den Substratverhältnissen. Dabei wurde eine bessere Bewertung der Diatomeen mit einem Anstieg der Lithalbesiedler erzielt. Auch in den Mittelgebirgsgewässern ist die Phosphorkonzentration ein wesentlicher Einflussfaktor für die Ausprägung der Diatomeen-Lebensgemeinschaft. Im Unterschied zu den Tieflandfließgewässern konnte der dort ermittelte ökologisch wirksame Schwellenbereich von 0,1 mg TP/l, der dem Orientierungswert nach LAWA (2007) entspricht, für die Mittelgebirgsgewässer nicht belegt werden. Ergebnisse aus einem Forschungsvorhaben in einem Mittelgebirgsfluss (Lenne in NRW) zeigten beispielsweise, dass bei mittleren Phosphorgehalten zwischen 0,08 und 0,1 mg TP/l ein massives Aufkommen von Diatomeen resultiert. Ein Grazingeffekt durch das Makrozoobenthos bewirkte jedoch an einigen Probestellen ein weitaus schnelleres Ablösen und Abschwemmen des Periphytons. Weiterhin konnte dabei nachgewiesen werden, dass der hohe Anteil an Sedimentfressern und Grazern eine veränderte Beschaffenheit des Aufwuchses bewirkte (lose, netzartige Struktur), welcher bereits durch geringere Abflussspenden abgelöst werden konnte als an Vergleichsprobestellen mit einer anderen Zusammensetzung der benthischen Invertebratengemeinschaft (Völker et al. 2010). 93

108 Die Analysen in den Tieflandflüssen der Typen 17 & 15_g zeigten, dass die Diatomeen die häufigsten Abhängigkeiten zu abiotischen und biotischen Faktoren aufwiesen. So wurden deutliche Zusammenhänge zur Acker- und Grünlandnutzung identifiziert. In den Tieflandflüssen zeigte sich zudem, dass mit zunehmendem Anteil der Weidegänger eine bessere Bewertung der Diatomeen einhergeht. Dieser Zusammenhang konnte weder in den kleineren Tieflandfließgewässern noch in den Mittelgebirgsgewässern in diesem Umfang nachgewiesen werden. Abbildung 38 zeigt die Faktoren und Wirkungszusammenhänge hinsichtlich der Makrophyten in den Tieflandfließgewässern. Abbildung 38: Schema zu den Einflussfaktoren auf die Makrophyten in den Tieflandfließgewässern. Bei der Ausprägung der Makrophyten-Lebensgemeinschaften spielen die morphologischen Gegebenheiten und die Beschattung eine wesentliche Rolle. Sowohl das Licht, ausgedrückt über die Variable Beschattung, als auch die Temperatur (als Folge der Beschattung) zeigten statistisch signifikante Zusammenhänge zu den Makrophyten. Mit zunehmender Beschattung änderte sich die mediane Verteilung der Makrophytenbewertungen (statistisch signifikant), jedoch ohne einen erkennbaren Klassensprung in der Bewertung. Während die Florakomponenten Diatomeen und Phytobenthos ohne Diatomeen zur Gewässerstruktur keine signifikanten Zusammenhänge aufwiesen, zeigten die Makrophyten Abhängigkeiten zu nahezu allen Strukturparametern sowie zur Gesamtstrukturgüte. Die höchsten Korrelationen wurden dabei zwischen den Makrophyten und der 94