5 Bestand und Bewertung

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1 5 Bestand und Bewertung 5.1 Allgemeiner Überblick Während der Beprobungen 1999 und 2000 für das Teilprojekt Limnische Ökologie kam es per Handfang insgesamt zum Nachweis von 163 Makrozoobenthos-Arten in Individuen, deren Verteilung auf die vier ausgewählten Taxa in der Tab dargestellt ist (Lichtfang siehe Kap ). Tab : Arten- und Individuensumme untersuchter Makrozoobenthos-Taxa. Taxon Arten [n] Individuen [n] Gastropoda Bivalvia Ephemeroptera Odonata Trichoptera Summe Zugehörige systematische Artenlisten mit vollständigen nomenklatorischen Angaben sind ergänzt durch Gefährdungskategorien aus landes- und bundesweiter Sicht sowie ein im nachfolgend benutzter Artcode (Anlage 2), gefolgt von quantitativen Funddaten (Anlage 3). Es schließen sich Angaben zur Ökologie festgestellter Arten (Anlage 4) an sowie vergleichende Übersichten im Bezug auf die in anderen n großer Flüsse und Ströme in Mitteleuropa nachgewiesenen Artenspektren (Anlage 5). Im folgenden werden die Taxa hinsichtlich ihrer ökologischen Profile separat behandelt, im Anschluß daran jeweils die ökologische Charakterisierung der beprobten Gewässertypen bezüglich eines bestimmten Taxons. Eine Zusammenführung der Schlußfolgerungen aus beschriebenen Befunden erfolgt dann im Zuge der Entwicklungsprognosen von Gewässern in potentiell zu reaktivierenden nbereichen (Kap. 6). 5.2 Mollusca Methodische Hinweise Die Berechnung der Individuendominanz und Artenidentität sowie die Klassifizierung der Dominanz erfolgte bei den Mollusca wie auch bei den übrigen Taxa nach BICK (1999). Unter Gilden werden funktionelle Gruppen von Arten verstanden, welche dieselbe Klasse von Umweltressourcen in ähnlicher Weise nutzen (vgl. KRATOCHWIL & SCHWABE 2001, WILSON 1999). Bei Hinweisen auf subrezente Funde handelte es sich in allen Fällen um stark verwittertes Schalenmaterial als Hinweis auf Arten, die nicht (mehr) lebend im betreffenden Gewässer nachgewiesen werden konnten und damit als erloschen einzustufen sind. Die subrezenten Funde wurden nur für die Bewertung der Gildenstruktur berücksichtigt, um eine höhere Trennschärfe im Hinblick auf die Herausarbeitung der jeweils typischen (potentiellen) Lebensraumbedingungen der verschiedenen Gewässertypen zu erzielen. Für die ökologische Charakterisierung der verschiedenen Gewässertypen wurden ausschließlich die rezenten Funde zur Aufklärung der aktuellen Dominanzstrukturen ausgewertet, um mögliche Schädigungen der Biozönose beurteilen zu können

2 5.2.2 Artenspektrum und Gefährdung Es wurden insgesamt 228 Proben genommen, und zwar verteilt auf 29 Probestrecken und sechs Gewässertypen (Tab ). Die Anzahl der gesammelten Weichtiere (Mollusca) betrug Individuen, davon entfielen Anteile von 61 % auf die Schnecken (Gastropoda) und 39 % auf die Muscheln (Bivalvia) (Tab ). Innerhalb der Gastropoda waren die Anteile für die Vorderkiemerschnecken (Prosobranchia) und Lungenschnecken (Pulmonata) mit 29 % beziehungsweise 32 % etwa ausgeglichen. Zu den bedeutendsten Familien zählten die Hydrobiidae mit 19 %, wobei es sich fast ausschließlich um den eingewanderten, 1936 erstmalig in der Elbe nachgewiesenen Potamopyrgus antipodarum handelte (vgl. REGIUS 1936b, 1950), die Planorbidae mit 16% und überwiegenden Anteilen der Anisus spp. und Tab : Verteilung der Mollusca-Individuenzahlen und Probenzahlen auf die verschiedenen Gewässertypen. Gewässertyp Individuen (n) Proben (n) Elbe Ehle Ohre Tanger Rezente Fossile Projekt-Gebiet Planorbis planorbis sowie die Sphaeriidae mit 31 %, hauptsächlich vertreten durch Pisidium supinum und Sphaerium corneum. Artenärmere Familien nahmen nur geringe Anteile bis höchstens 9 % (Lymnaeidae) ein. Je größer der Anteil ökologisch anspruchsvollerer Arten innerhalb der Familien war, desto spärlicher fielen die Nachweise aus. Beispielsweise wurden die Viviparidae nur anhand weniger subrezenter Schalen der beiden Arten Viviparus contectus und V. viviparus nachgewiesen. Im Projektgebiet wurden 52 Mollusca-Arten nachgewiesen, und zwar 20 Muschel- und 32 Schnecken-Arten (Anlage 2). Von diesen konnten die Flußmuscheln Pseudanodonta complanata und Unio crassus sowie die Sumpfdeckelschnecken Viviparus contectus und V. viviparus lediglich subrezent belegt werden. Physella acuta (DRAPARNAUD, 1805) und Gyraulus laevis (ALDER, 1838) waren nicht eindeutig bestimmbar. Die Arttrennung zwischen P. acuta (DRAPARNAUD, 1805) und P. heterostropha (SAY, 1817) ist nach GLÖER & MEIER- BROOK (1998) fraglich (vgl. PATZNER & SZEDLARIK 1996). Die Gehäusemerkmale der gesammelten Individuen variieren zwischen beiden Arten. Nach der Färbung des Weichkörpers handelt es sich um erstgenannte Art. G. laevis ist hinsichtlich conchologischer Merkmale G. parvus (SAY, 1817) sehr ähnlich und konnte nicht exakt determiniert werden. Die bräunlich-hornfarbene Färbung der Schale spricht allerdings für erstgenannte Art. Die exakte Artbestimmung innerhalb der Gattung Stagnicola ist ausschließlich nach conchologischen Merkmalen nicht möglich. Anatomische Unterschiede im Bau der Geschlechtsorgane werden in der Literatur ebenfalls nicht übereinstimmend interpretiert (GLÖER & MEIER-BROOK 1998). Im Rahmen der vorliegenden Untersuchung wurden aufgrund der problematischen Bestimmung allein nach conchologischen Merkmalen die für das Gebiet in Frage kommenden Arten Stagnicola corvus (GMELIN, 1791), S. fuscus (C

3 PFEIFFER, 1821), S. occultus (JACKIEWICZ, 1959) und S. palustris (O.F MÜLLER, 1774) als Stagnicola palustris-komplex zusammengefaßt. Tab : Verteilung der Individuenzahlen auf die Klassen, Unterklassen und Familien der Mollusca. Taxon Individuen (n) % GASTROPODA ,1 Prosobranchia ,6 Viviparidae 26 0,2 Hydrobiidae ,5 Bithyniidae 830 5,8 Valvatidae 588 4,1 Pulmonata ,4 Acroloxidae 50 0,3 Lymnaeidae ,2 Planorbidae ,1 Ancylidae 257 1,8 Physidae 719 5,0 BIVALVIA ,9 Unionidae 306 2,1 Sphaeriidae ,0 Dreissenidae 832 5,8 Summe ,0 Mit 19 der rezent nachgewiesenen Arten werden 40 % wenigstens in der niedrigsten Gefährdungskategorie 3 ( gefährdet ) der Roten Liste Sachsen-Anhalt geführt (KÖRNIG 1998) (Anlage II). Von den vier subrezent nachgewiesenen Arten gilt P. complanata in Sachsen-Anhalt als verschollen (Gefährdungskategorie 0) und U. crassus als vom Aussterben bedroht (Gefährdungskategorie 1). Letztgenannte Art ist als Anhang II-Art der FFH-Richtlinie verzeichnet, was ihre überregionale Gefährdung betont (SSYMANK et al. 1998). Aktuell existieren nur einzelne Hinweise auf rezente Vorkommen in Sachsen-Anhalt (zum Beispiel BUTTSTEDT 2000). V. viviparus und V. contectus sind stark gefährdet (Gefährdungskategorie 2) beziehungsweise gefährdet. Bei allen genannten Arten handelt es sich um typische Vertreter naturnaher Fluß- und nsysteme, deren Bestände offensichtlich im Projektgebiet weiträumig erloschen sind. Die Gefährdungseinstufungen nach der deutschen Roten Liste zeigen für die meisten Arten keine wesentlichen Abweichungen mit Ausnahme von Anodonta anatina, Hippeutis complanatus, Pisidium henslowanum und P. obtusale, die bezogen auf die gesamte Bundesrepublik nicht gefährdet sind (JUNGBLUTH & VON KNORRE 1995). Sämtliche nachgewiesenen Flußmuscheln (Unionidae), neben A. anatina kamen noch A. cygnea, Unio pictorum und U. tumidus vor, sind unabhängig von ihrer jeweiligen Gefährdungseinstufung durch die Bundesartenschutzverordnung (BARTSCHV 1990) geschützt. Von überregionaler Bedeutung sind die Vorkommen der in Deutschland vom Aussterben bedrohten Kugelmuscheln Sphaerium solidum und S. rivicola. Beide Arten sind potamobiont und stellen in der Ehle bemerkenswerte faunistische Besonderheiten dar. Dies umso mehr, als es sich aufgrund ihrer stellenweise hohen Populationsdichten offensichtlich um vitale Populationen handelt. S. solidum und S. rivicola gehörten ehemals zum typischen

4 Arteninventar der größeren Fließgewässer sämtlicher deutscher Stromgebiete und sind heute in den meisten Regionen erloschen (NESEMANN 1988, NESEMANN & SCHÖLL 1988). Damit wird der hohe Schutzwert der Ehle als Keimzelle für die Wiederbesiedlung sanierter und renaturierter Flußstrecken - unter Umständen auch Altarmen der - unterstrichen. Die Populationen weiterer stenöker vom Aussterben bedrohter Fluß- beziehungsweise narten wie P. moitessierianum im Tanger und einzelnen rezenten Altgewässern, Marstoniopsis scholtzi in der Ehle und G. laevis in der fossilen sind hingegen äußerst spärlich und vermutlich vor Ort im Rückgang befindlich und hochgradig gefährdet. Die Flußmuscheln A. anatina, A. cygnea, U. pictorum und U. tumidus wurden mit Ausnahme der Ehle und des Tanger (nur Unio spp.) für sämtliche Fließgewässer-Probestrecken nur subrezent belegt, während sie in der äußerst selten vorkamen. Dies steht im krassen Gegensatz zu früheren Schilderungen einer äußerst reichhaltigen Muschelfauna (zum Beispiel REGIUS 1930, 1936a). Somit sind starke und vermutlich weitreichende Schädigung typischer Biotope anzunehmen. In den Donau-n führt HÄßLEIN (1966) das Verschwinden der fluß- und auentypischen Flußmuschelfauna auf die zunehmende hydrologische Entkoppelung von ausgebautem Fluß-Hauptgerinne mit starker Tiefenerosion und zurück (vgl. DISTER 1999, JÄHRLING 1995). Die Absenkung des Grundwasserspiegels hat eine geringere zeitliche und räumliche Ausdehnung des Hochwassers und eine Verschlammung und Verlandung der ngewässer zur Folge. Diese genügen in der Folge den ökologischen Ansprüchen der im Sediment lebenden Muscheln nicht mehr. Ob in der Elbe- ähnliche Entwicklungen ursächlich für das Verschwinden der Muschelfauna sind, der aktuelle Zustand der Gewässer keine ausreichende Lebensraumqualität aufweist oder lediglich eine langsame Erholung nach länger zurückliegenden Schadeinflüssen vorliegt, müßte durch gezieltere Untersuchungen geklärt werden. Interessant sind aktuelle Nachweise der A. anatina für die Oberelbe von MÄDLER (1995) und BAER (1999), wobei letzterer breite naturnahe Schotterbänke und flache sandig-kiesige Substrate als Fundorte beschreibt. Derartige Areale sind in der Elbe im Bereich des Projektgebietes nicht (mehr) ausgebildet oder unterliegen der ständigen Umlagerung und sind dann besiedlungsfeindlich Seltene Arten Als unique-species wurden seltene Arten definiert, die nur an einer Probestrecke und/oder in einem Gewässertyp im Projektgebiet vorkamen (Tab ). Mit Ausnahme von Aplexa hypnorum und Pisidium personatum, die beide in Sachsen-Anhalt verbreitet sind (Anlage II), werden diese Arten auch für das gesamte Bundesland als selten oder sehr selten geführt (KÖRNIG 1999). Am Beispiel der insgesamt acht unique-species kann durch die Analyse ihrer eingeschränkten Verbreitung stellvertretend für andere seltene Arten gezeigt werden, daß die artspezifischen Biotopansprüche aus verschiedenen Gründen nicht flächendeckend erfüllt werden. Die Ursachen der geringen Verbreitung dieser Arten können dabei zum Beispiel in natürlichen Biotopunterschieden bestehen, das heißt es sind nur wenige geeignete Biotope im Projektgebiet ausgebildet oder eine Folge anthropogener Schadeinflüsse sein. Des weiteren könnte in Betracht kommen, daß das seltene Auffinden der Arten auf die nicht flächendeckende Beprobungsstrategie im Gebiet zurückzuführen ist. Tab : Liste der unique-species mit Angabe der Individuenzahlen und Fundorte

5 Taxon Individuen (n) Probestrecke Aplexa hypnorum 4 Tanger 2 Gyraulus laevis cf. 2 4 Marstoniopsis scholtzi 1 Ehle 1 Segmentina nitida 45 9 Pisidium obtusale 1 Tanger 1 Pisidium personatum 1 Elbe 4 Sphaerium rivicola 120 Ehle 1, 2 Sphaerium solidum 42 Ehle 1, 2, 3 Die vergleichsweise hohen Individuenzahlen von Sphaerium rivicola und S. solidum in der Ehle lassen in Verbindung mit subrezenten Nachweisen und historischen Belegen für weitere Gewässertypen darauf schließen, daß die aktuelle Lebensraumqualität in den meisten Gewässern für diese ehemals weit verbereiteten Arten nicht (mehr) ausreicht (THIEL 1924, 1929, 1930). Auch für Marstoniopsis scholtzi herrschen derzeit offensichtlich nur in der Ehle geeignete Biotopbedingungen (Kap ), wobei die bisher nur durch einen Einzelfund belegte Art unter optimalen Verhältnissen zahlreicher auftreten müßte (ZETTLER 1999a). Die an pflanzenreiche Gewässer gebundene Segmentina nitida kam ebenfalls zahlreich vor, und zwar an einer einzigen Probestrecke der rezenten. Aufgrund der regelmäßigen Überflutung ist nicht anzunehmen, daß einzelne ngewässer von Schadeinflüssen weitgehend freie Refugien für die Art darstellen können. Dies indiziert, daß möglicherweise zu wenige für die Art in Frage kommende Lebensräume untersucht wurden und ihre tatsächliche Verbreitung größer ist. SCHMID (1978: 346) bezeichnet die Art im Rußheimer Altrhein als zahlenmäßig bedeutend, aber sehr ungleich verbreitet, was letztere Annahme untermauert. Lediglich mit Einzelfunden in der Elbe beziehungsweise im Tanger wurden die Kugelmuscheln P. personatum und P. obtusale nachgewiesen. Erstgenannte Art ist eng an Quellen gebunden und zeigt durch ihr Vorkommen einen engen Grundwasserkontakt an (MEIER-BROOK 1975, PIECHOCKI 1992). FOECKLER (1990) beschreibt ihren Rückgang in den malakofaunistisch über einen längeren Zeitraum gut dokumentierten Donau-n (HÄßLEIN 1966) und führt dies auf den abnehmenden Grundwassereinfluß zurück. Ob das spärliche und seltene Auftreten im Projektgebiet in Zusammenhang mit einer Absenkung des Grundwasserspiegels in Verbindung gebracht werden kann, ist nicht endgültig zu klären. Historische Angaben belegen jedenfalls in der weiteren Umgebung des Projektgebietes zahlreiche Vorkommen in einzelnen Gräben (REGIUS 1968). Für den bevorzugt in kleinen Tümpeln oder Überschwemmungsgebieten vorkommenden P. obtusale (HEITKAMP 1980) weisen einige historische Hinweise analog der aktuellen Aufnahme auf eher seltene Vorkommen im Projektgebiet hin (REGIUS 1968). Denkbar ist aber auch, daß im Rahmen der vorliegenden Untersuchung die typischen Lebensräume dieser Art nicht in dem Maße berücksichtigt waren, um auf ihre tatsächliche Verbreitung schließen zu können. Jüngere Studien im Bereich von Flutrinnen und anderen zeitweilig überschwemmten Flächen an der Mittelelbe wiesen P. obtusale allerdings in keinem Fall nach (FOECKLER 2000, WIESE 2001). Dies gilt auch für die ähnliche Biotopansprüche stellende Moosblasenschnecke A. hypnorum, die von KUIPER (1949) als typische Begleitart von P. obtusale genannt wird. Sie wurde lediglich im Tanger, und zwar nur mit wenigen Individuen nachgewiesen (vgl. HARTOG DEN & WOLF DE 1962). Da beide genannten Arten nährstoffärmere Verhältnisse und reichen Pflanzenbewuchs bevorzugen, erscheint es nicht unwahrscheinlich, daß Schädigungen ursprünglich geeigneter Lebensräume schon vor der Zeit der überraschend wenigen historischen Nachweise (REGIUS 1930) einsetzten. Von BAUCH (1958) wurde diesbezüglich zum Beispiel ein extremer Krautrückgang im Elbegebiet um 1920 beobachtet. HARTOG DEN (1963) beschreibt zudem eine hohe Empfindlichkeit von A. hypnorum gegenüber hohen

6 Salzkonzentrationen, weshalb auch die schon 1861 beginnende Versalzung der Elbe durch die Kaliindustrie mit Schadwirkungen verbunden gewesen sein kann (vgl. KLAPPER 1961) Faunistisches Leitbild Da zahlreiche historische Literaturdaten vorliegen, werden für die Diskussion potentieller Arten ausschließlich aktuelle und historisch belegte Vorkommen im Projekt- und engerem Einzugsgebiet zugrundegelegt (Anlage 5). Weitere in vergleichbaren Flußsystemen oder in Sachsen-Anhalt vorkommende fluß- und/oder auentypische Arten finden somit (vorerst) keine Berücksichtigung. In der Literatur werden neun Arten angegeben, die mit Ausnahme der vier subrezent nachgewiesenen Flußmuschel- (Unionidae) und Sumpfdeckelschneckenarten (Viviparidae) (siehe oben) trotz mehrmaliger Überprüfung der teilweise detailliert beschriebenen Fundorte (vgl. REGIUS 1928, 1929, 1930, 1936a) nicht wiedergefunden werden konnten. Mit Ausnahme von Radix ampla (HARTMANN, 1821), deren Artstatus nach GLÖER & MEIER-BROOK (1998) noch nicht endgültig zu beurteilen ist und zu der kaum ökologische Angaben vorliegen, handelt es sich sämtlichst um ökologisch anspruchsvollere Arten. Zu den potamobionten Arten mit hohem Indikationspotential für Naturnähe zählen die rheobionten Flußmuscheln Pseudanodonta complanata und Unio crassus sowie die Vorderkiemerschnecken Lithoglyphus naticoides, Theodoxus fluviatilis und Viviparus viviparus (FRANK 1990, ZETTLER 1994, 1996, 1998a, 1998b, 1999b, 2000). Im Unterschied zu Theodoxus und Lithoglyphus, die offenbar im überschaubaren Zeitraum seit etwa 1900 selten waren (REGIUS 1929), gibt es Schilderungen über individuenreiche Bestände der Flußmuscheln (Unionidae) und Sumpfdeckelschnecken (Viviparidae) in der Elbe zu Beginn des 20. Jahrhunderts (REGIUS 1930, 1936a). Die Populationen dieser sämtlich sessilen Arten sind auch bei ausreichender Wasserqualität nur überlebensfähig, wenn die Sedimentschichtung der Stromsohle wenigstens mittelfristig stabil ist (BIJ DE VAATE & VAN ERDEN 1990, CARLING et al. 1996, FULLER 1974, KOTHE 1961a, 1961b, PETRAN & KOTHE 1978). Dabei ist zu betonen, daß sich diese speziellen Ansprüche an das Substrat auf lotische Bereiche bezieht. Ein Mindestmaß an Wasserbewegung ist von daher ebenfalls eine lebensnotwendige Voraussetzung (vgl. FRANZ 1938). Beide Flußmuschelarten leben mehr oder weniger eingegraben, während L. naticoides und V. viviparus hauptsächlich auf der Oberfläche schlickiger bis feinkörniger Sedimente siedeln (KRAUSE 1949). Der Lebenszyklus von V. viviparus beinhaltet zudem längere Zeitspannen, die eingegraben verbracht werden. T. fluviatilis besiedelt steiniges Substrat oder Totholz und wurde bezeichnenderweise von W OBICK (1906) auf dem Magdeburger Domfelsen gefunden. Aus mehreren Flußsystemen werden rezent nur noch Restpopulationen dieser Art gemeldet (LILL 1993, SCHÖLL & TITTIZER 1988). Nach eigenen Erfahrungen während der Beprobungen befinden sich in den Elbe-Buhnen die Bodensubstrate durch die kreisende Strömung in

7 Taxon Historische Fundorte Autor Letzter Fund GASTROPODA Neritidae Theodoxus fluviatilis (Linnaeus, 1758) Elbe (Magdeburg), Sülze (Dodendorf), Saale (Bernburg), Faule Renne (Olvenstedt) Schmidt (1856), Reinhardt (1874), Honigmann (1906b), Wobick (1906), Regius (1929, 1930, 1936, 1969) Viviparidae Viviparus contectus (Millet, 1813) Viviparus viviparus (Linnaeus, 1758) Hydrobiidae Lithoglyphus naticoides (C. Pfeiffer, 1828) Ehle (Biederitz), Ohre (Wedringen), Teich (Magdeburg), Hochflut- Elbläufe (Magdeburg) Elbe (Magdeburg), Ohre (Wedringen), Ehle- Umflutkanal, Alte Elbe (Rothensee), Saale (Bernburg) Elbe (Magdeburg), Elbe (Lostau-Hohenwarthe), Umflutkanal (Pretziener Wehr) Reinhardt (1874), Goldfuss (1900), Regius (1928, 1930, 1936, 1950, 1964, 1969) Reinhardt (1874), Goldfuss (1900), Honigmann (1906a,b), Wobick (1906), Regius (1928, 1930, 1964) Regius (1929, 1930) Valvatidae Valvata macrostoma Mörch, 1864 Ohre-Genist (Wedringen) Regius (1964) Lymnaeidae Myxas glutinosa (O.F. Müller, 1774) Ehle (Biederitz), Regius (1930, 1936, 1964), ngewässer (Biederitz), Jaeckel (1955) Elbe-Gebiet (Magdeburg) Radix ampla (Hartmann, 1821) BIVALVIA Unionidae Pseudanodonta complanata (Rossmaessler, 1835) Unio crassus Philipsson, 1788 Sphaeriidae Pisidium milium Held, 1836 Elbe (Magdeburg), Teiche (Haldensleben, Bodendorf), Ehle (Biederitz), Alte Elbe (Kreuzhorst) Elbe (Magdeburg), Elbe (Salbke-Lostau), Ohre (Hoffmannschleuse- Rätzlinger Schleuse) Elbe (Magdeburg), Elbe (Salbke-Lostau), Alte Elbe (Kreuzhorst), Ohre (Haldensleben, Wedringen), Vorflutteiche (Herrenkrug), Prester See, Saale (Bernburg) Ehle (Königsborn), Altwasser der Elbe (Loitsche), Faule Renne (Olvenstedt) Regius (1930, 1936, 1969) Goldfuss (1900), Regius (1930, 1936, 1964), Schermer (1935), Jaeckel (1955) Schmidt (1856), Reinhardt (1874), Goldfuss (1900), Honigmann (1906b), Wobick (1906), Schermer (1951), Regius (1930, 1964) Reinhardt (1874), Regius (1936, 1968) Totholz wurde nur selten gefunden, und zwar ausschließlich angeschwemmt oder wenigstens außerhalb des Strömungsmilieus (vgl. FELD & PUSCH 2000)

8 Das komplette Spektrum der beschriebenen potamobionten Arten ist aktuell nur noch für die Oder belegt (BERGER et al. in Vorb., HASTRICH 1994, SCHMID 1999). Andere große Stromsysteme beherbergen nur noch einzelne der aufgeführten Arten (vgl. Kap ). Nicht endgültig zu beurteilen ist, in welchem Ausmaß das Fehlen der Arten im Projektgebiet auf ungenügende Wasserqualität oder Schadstoffanreicherung im Sediment zurückzu-führen ist. Zu den typischen narten, die überwiegend strömungsfreie und pflanzenreiche Altwasser gegenüber ruhigen Buchten großer Flüsse und Ströme bevorzugen, zählen die Spitze Sumpfdeckelschnecke V. contectus und die Mantelschnecke Myxas glutinosa (EHRMANN 1933, FELIKSIAK 1939, KINZELBACH 1976, SCHERMER 1910). Für M. glutinosa ist bekannt, daß sie sehr sensibel auf Verschmutzung reagiert und in den meisten ihrer ursprünglichen Lebensräume in den letzten Jahrzehnten erloschen ist (WIESE 1991, ZETTLER 1996). Im Projektgebiet wurde sie in der Ehle und angrenzenden fossilen nwäldern von REGIUS (1930, 1936a) noch zahlreich beobachtet. Die Eckige Erbsenmuschel Pisidium milium, von REGIUS (1968) für einen Teich, die Ehle und mehrere Altwasser gemeldet, lebt in klaren pflanzenreichen Gewässern und ist in Überschwemmungsgebieten nicht selten (PIECHOCKI 1992). Das Fehlen der Art ist überraschend und bedarf der gezielten Überprüfung durch Inspektion entsprechender Gewässertypen. Für die beschriebenen defizitären Arten liegen kaum aktuelle Funde aus der näheren Umgebung der untersuchten Elbe-n vor. Wiederbesiedlungsmöglichkeiten wären von daher im wesentlichen nur durch die Drift aus der Oberelbe gegeben. Für die Unionidae ist zu berücksichtigen, daß im Zusammenhang mit der parasitischen Entwicklung ihrer Larven an Fischen weitere Gefährdungspotentiale verbunden sind. Die Behinderung der Einwanderungsmöglichkeiten in das Gebiet für die aus muschelreichen Gebieten stammenden Fische zum Beispiel infolge fehlender Längsdurchgängigkeit der Gewässersysteme wäre diesbezüglich zu nennen (LAYZER et al. 1993) Arten-Individuen-Verteilung Fließgewässer In der Elbe wurden mit Ausnahme von E4 an allen Probestrecken geringe Individuen- und Artenzahlen von Individuen beziehungsweise rezenten Arten ermittelt (Abb ). Da die am dichtesten besiedelten tieferen Substratschichten der steil abfallenden Buhnenköpfe mit dem Fanggerät nur schwer erreichbar waren, liegt hier die primäre Ursache für die relativ geringen Individuenzahlen. An E4 ist entsprechend die vergleichsweise hohe Zahl von 850 Individuen vermutlich eine Folge des effektiveren kicksamplings auf den hier flacher geneigten und zum Teil zerfallenen Buhnenköpfen. Des weiteren könnte an dieser Stelle ein auffällig hoher Detritus- und Holzanteil (alte Faschinen) mit höheren Populationsdichten korrelieren. Mit ansteigenden Individuenzahlen kann keine Zunahme der Artenzahl festgestellt werden. Dies indiziert, daß das Artenspektrum der Elbe im Untersuchungsgebiet im wesentlichen erfaßt wurde. Abgesehen von der Elbe weist die Ohre die geringsten Artenzahlen von auf. Die Individuenzahlen sind hier hingegen mit Individuen relativ hoch. An Oh 3 ist die vergleichsweise geringste Individuenzahl von 800 Individuen eine Folge der starken Verschmutzung. Eine Korrelation von Arten- und Individuenzahlen ist nicht ersichtlich

9 An Eh1, Eh2 sowie Ta1, Ta2 wurden die höchsten Arten- und mit der Ohre vergleichbar hohe Individuenzahlen erzielt. Für die Ehle wurden 26 beziehungsweise 32 und für den Tanger 28 beziehungsweise 29 Arten ermittelt. Die Individuenzahlen betragen an den genannten Stellen zwischen Individuen. Eh3 fällt mit 567 Individuen deutlich ab. Das Fehlen von mineralischen Hartsubstraten und durchweg geringe Strömung führen hier zu vergleichsweise uneffektiverem kick-sampling. Außerdem ist die offensichtlich stärkere Verschmutzung als Ursache für geringere Populationsdichten anzunehmen. 35 Arten [n] Fließgewässer Eh 3 E 3E 1E 2 E 6 E 5 Ta 1 Eh 1 Eh 2 Oh 3 E 4 Ta 2 Oh 1 Oh Individuen [n] ngewässer A 2 Arten [n] A 16 A 14 A 18 A 8 A 4 A 7 A 11 A 17 A 5 A 9 5 A 1 A 19 A 10 A Individuen [n] Abb : Arten-Individuen-Zahlen der Gewässertypen. ngewässer Hohe Artenzahlen von 16, 20 beziehungsweise 24 Arten wurden für die rezenten n- Gewässer A16, A11 und A2 ermittelt (Abb ). Geringe Artenzahlen mit vier

10 beziehungsweise sechs Arten kennzeichnen zwei Gewässer der fossilen, nämlich A6 und A10. Grundsätzlich ist ein Anstieg der Artenzahlen mit zunehmender Größe der Gewässer festzustellen. Weitere Zusammenhänge sind nicht offensichtlich. Die höchsten Individuenzahlen mit Individuen wurden für mehrere Gewässer der rezenten erzielt. Im Vergleich zu den geringeren Individuenzahlen der fossilen ngewässer ( ), ist vor allem das zusätzliche Vorkommen rheophiler Arten für die Unterschiede ausschlaggebend (vgl. Kap ). Individuen- und Artenzahlen sind offensichtlich nicht korrelliert Struktur ökologischer Gilden Um grundlegende ökologische Unterschiede der Gewässertypen herausarbeiten zu können, erfolgte für die Analyse der Gildenstrukturen die Konzentration auf den überwiegenden Anteil der zugrundeliegenden Eigenschaften (ökologischen Ansprüche) der einzelnen Arten (Anlage 4.1). Verwertet wurden autökologische Angaben von NESEMANN & REISCHÜTZ (1995) und COLLING (1996), bezüglich spezieller Lebensraumbedingungen der (temporäre Wasserführung, hohe Schwebstofffrachten) gezielt ergänzt durch primäre Literaturdaten (ANKEL 1938, BRENDELBERGER 1997, HEITKAMP 1982, MATZKE 1959, PRECHT 1939, SCHÄFER 1953). Regionalspezifische Verhältnisse im Hinblick auf die Biotopbindung im norddeutschen Tiefland wurden berücksichtigt und eingearbeitet (BRINKMANN et al. in Vorb.) Biotopbindung Hinsichtlich der Biotopbindung wurden gezielt nur die Schwerpunkte des Vorkommens der einzelnen Arten angegeben, im Falle der Fließgewässer unter Berücksichtigung der bekannten längenzonalen Verbreitung (BRINKMANN et al. in Vorb.). Die Unterteilung der zugeordneten Lebensräume lautete wie folgt: Permanente Gewässer: Standgewässer, Fließgewässer - Temporärgewässer oder Uferbereiche - Grundwasser/Quellen - keine Bevorzugung bestimmter Biotope (indifferent). Indifferente Arten treten in allen untersuchten Gewässertypen zu etwa gleichen Anteilen von circa 50 % auf (Abb ). Ihr Individuenanteil ist auffallend hoch in der Ohre mit 77 % und relativ niedrig in der fossilen mit 38 %. Im ersten Fall ist das spärliche Vorkommen spezialisierter, empfindlicher Arten aufgrund des hohen Verschmutzungsgrades ursächlich heranzuziehen. Hingegen können solche Arten unter den insgesamt stabileren ökologischen Verhältnissen der fossilen (zum Beispiel fehlende Hochwasserdynamik, geringere Verschmutzung) vergleichsweise starke Populationen ausbilden. Fließgewässerarten fehlen nur in der fossilen und stellen in den übrigen Gewässertypen wenigstens 9 % (Tanger) und höchstens 23 % (Elbe) der Arten. In der rezenten stellen sie immerhin 11 % der Arten, sind aber nur mit dem geringsten Individuenanteil von 1 % vertreten. Der höchste Individuenanteil wird mit 41 % in der Elbe erreicht. Beim Vergleich der Fließgewässer fällt auf, daß neben den ebenfalls relativ hohen Individuenanteilen in Tanger und Ehle (28 % beziehungsweise 26 %) die Fließgewässerarten in der Ohre nur einen Anteil von 13 % an der Gesamtpopulation einnehmen. Aufgrund der starken Verschmutzung wird dort ihren hohen Sauerstoffansprüchen möglicherweise nicht entsprochen. Standgewässerarten stellen sowohl bei den Arten als auch bei den Individuen die bedeutendsten Anteile in der fossilen mit 44 % beziehungsweise 53 %. In allen übrigen Gewässertypen nehmen sie bei den Arten etwa gleiche Anteile von etwa % ein

11 Hinsichtlich ihrer Individuenanteile wurde in der rezenten mit 18 % der höchste Wert ermittelt im Vergleich zu 8-9 % in den Zuflüssen und praktisch fehlendem Anteil in der Elbe (nur Einzelfunde). Die zeitliche und räumliche Ausdehnung der in den Buhnenfeldern durchaus vorkommenden lenitischen Bedingungen reicht nicht für die dauerhafte Existenz von Standgewässerarten, geschweige denn für die Ausbildung bemerkenswerter Populationen Arten [%] Individuen [%] Elbe Ehle Ohre Tanger rezente fossile 0 Elbe Ehle Ohre Tanger rezente fossile Fließgewässer Standgewässer temporär indifferent Abb : Verteilung der Mollusca nach ihrer artspezifischen Biotopbindung, bezogen auf Arten- und Individuenanteile in verschiedenen Gewässertypen. Arten temporärer Gewässer stellen in allen Gewässertypen geringe Anteile des Artenspektrums von wenigstens 3 % in der Elbe und höchstens jeweils 11 % im Tanger und in der rezenten. In der fossilen sind diese Arten mit 8 %igem Anteil am Artenspektrum bedeutender als in den Fließgewässern mit Ausnahme des Tanger. Hinsichtlich des Individuenanteils spielen sie in den Fließgewässern praktisch keine Rolle (< 2 %), da dort ausschließlich die amphibischen Ufersäume besiedelt werden können. In der rezenten sind sie hingegen mit 17 %igem Anteil erwartungsgemäß am bedeutsamsten und spiegeln hier nicht zuletzt die hohe Wasserstandsdynamik wider. In der fossilen ist ihr Anteil mit 9 % deutlich geringer Strömungspräferenz In allen untersuchten Gewässertypen bestimmen indifferente Arten zu jeweils circa 50 % das Artenspektrum (Abb ). Bezüglich ihrer Individuenanteile wurden geringfügig variierende Werte zwischen % ermittelt (Abb ). Rheotypische Arten stellen in Elbe, Ehle und Ohre jeweils etwa 30 % des Artenspektrums. Im Tanger ist ihr Anteil mit 12 % vergleichsweise (überraschend) gering, was vermutlich auf der künstlichen Anstauung des Gewässers über weite Strecken beruht. In der fossilen fehlen diese Arten erwartungsgemäß. Bei den Individuenanteilen zeigt sich mit 56 % ihre Dominanz in der Elbe bei fast völligem Fehlen der stagnotypischen Arten (Einzelfunde). In der Elbe sind im Verlauf des Jahres sämtliche Habitate über einen mehr oder weniger langen Zeitraum der Strömung ausgesetzt, was diese Verhältnisse erklärt. Umgekehrte Bedingungen herrschen aufgrund der andauernden lenitischen Bedingungen in der fossilen, wo stagnotypische Arten mit 63 % Individuenanteil dominieren und rheotypische fehlen. In den Zuflüssen sind die rheotypischen Arten jeweils mit % Individuenanteil vertreten, während die stagnotypischen nur 9-10 % der Gesamtpopulation einnehmen. Unter letzteren sind die stagnobionten Arten wie auch in der Elbe nicht von Bedeutung. In der rezenten und

12 fossilen sind sie aufgrund bedeutender Anteile mit 17 % beziehungsweise 16 % bei den Arten und 15 % beziehungsweise 10 % bei den Individuen hingegen charakteristisch Arten [%] Individuen [%] Elbe Ehle Ohre Tanger rezente fossile rheobiont rheophil stagnophil stagnobiont indifferent 0 Elbe Ehle Ohre Tanger rezente fossile Abb : Verteilung der Mollusca nach ihrer artspezifischen Strömungspräferenz, bezogen auf Arten- und Individuenanteile in verschiedenen Gewässertypen. Im Vergleich zu den Fließgewässern ist der stagnotypische Arten- und Individuenanteil in der rezenten mit 36 % beziehungsweise 34 % hoch. Deutlich davon unterschieden sind die Verhältnisse in der fossilen mit unverkennbar höheren stagnotypischen Anteilen von 64 % beziehungsweise 63 %. Bezüglich der rezenten ist bemerkenswert, daß trotz des mit 14 % vergleichsweise geringen Anteiles der rheotypischen Arten gegenüber 36 % der stagnotypischen die jeweiligen Individuenanteile sich mit 27 % beziehungsweise 34 % nur wenig unterscheiden Substratbindung Für die Einteilung der Arten nach Substratbindung wie auch Strömungspräferenz im folgenden wurden neben den Auswertungen autökologischer Publikationen auch eigene Freilandbeobachtungen berücksichtigt. Folgende Substrate wurden unterschieden: Feinsubstrate [stabiler Kies, Sand, Schlamm], mineralische und organische Grobsubstrate: Steine/Holz/Röhricht, den freien Wasserkörper strukturierende Substrate: submerse Pflanzen, keine bevorzugten Substrate (indifferent). Bezüglich der Strömungspräferenz wurde folgende Differenzierung vorgenommen: rheobiont (Vorkommen nur bei Wasserbewegung), rheophil (bevorzugt bei Wasserbewegung), indifferent (keine Bevorzugung), stagnophil (bevorzugt in unbewegtem Wasser), stagnobiont (ausschließlich in unbewegtem Wasser). Für einige Betrachtungen erfolgte die Zusammenfassung von rheo-(stagno-)bionten und rheo-(stagno-)philen zu rheo-(stagno-)typischen Arten. Der höchste Anteil indifferenter Arten wurde mit 28 % in der fossilen festgestellt (Abb ). Dies kann als Folge des Fehlens der den Lebensraum prägenden dynamischen Standortfaktoren Strömung und Überflutung, der resultierenden Strukturvielfalt und der daran angepaßten (spezialisierten) Arten gedeutet werden. Die größere Bedeutung der spezialisierten Arten zeigt sich in der Elbe und Ehle entsprechend auch an den vergleichsweise geringsten Anteilen indifferenter Arten mit 10 % beziehungsweise 13 %. Für Ohre, Tanger und rezente wurden jeweils etwa 20 %ige Anteile ermittelt. Die Individuenanteile dieser Arten gleichen in den meisten Fällen den jeweiligen Anteilen am Artenspektrum mit Ausnahme des Tanger und der fossilen, wo sie mit 9 % beziehungsweise 18 % deutlich geringer ausfallen

13 Grobsubstratbesiedler fehlen nur in der fossilen. In der Elbe und Ehle stellen sie die bedeutendsten Anteile von 13 % beziehungsweise 11 %, wohingegen im Tanger, der rezenten und in der Ohre nur 3-6 % der Arten diesem Siedlungstyp angehören. Hinsichtlich der Individuenanteile stellen sie nur in der Elbe einen bedeutenden Anteil von 26 %. In den übrigen Gewässertypen erreichen sie höchstens 2 % beziehungsweise 5 % in der Ohre und Ehle und fallen in der rezenten und im Tanger ganz aus (Einzelfunde). Es ist Arten [%] Elbe Ehle Ohre Tanger rezente fossile Individuen [%] Elbe Ehle Ohre Tanger rezente fossile Grobsubstrate Feinsubstrate Pflanzen indifferent Abb : Verteilung der Mollusca nach ihrer artspezifischen Substratbindung, bezogen auf Artenund Individuenanteile in verschiedenen Gewässertypen. augenscheinlich, daß nicht allein das Vorhandensein der entsprechenden Substrate wie Steine und Totholz für das Vorkommen der daran gebundenen Arten ausschlaggebend ist - Totholz kommt beispielsweise auch in der fossilen vor -, sondern das gleichzeitige Ausmaß der Wasserbewegung. Je stärker und längerwährender die Strömung, desto größer auch die Bedeutung der Grobsubstrate im Hinblick auf die darauf spezialisierten Arten. Da die Substrate vorrangig als Besiedlungsunterlage und Strömungsschutz dienen und zum Beispiel weniger im Hinblick auf die Ernährung genutzt werden, ist dieser Zusammenhang leicht erklärbar. Arten- und Individuenanteile der Feinsubstratbesiedler betragen ungefähr 60 % beziehungsweise 70 % ohne große Abweichungen für alle Fließgewässer. Unterschiede kristallisieren sich diesbezüglich zur rezenten und fossilen heraus. Mit 47 % beziehungsweise 32 % sind hier jeweils geringere Art- und mit 46 % beziehungsweise 26 % deutlich geringere Individuenanteile gegenüber den Fließgewässern zu verzeichnen. Dies erscheint vor dem Hintergrund der n generell charakterisierenden Sedimentation von Feinsubstraten überraschend und beruht vorrangig auf dem hier spärlichen Vorkommen der Muscheln (Bivalvia) im Vergleich zu allen Fließgewässern. Inwieweit diese Verhältnisse den natürlichen Gegebenheiten entsprechen und nicht zum Beispiel durch widernatürliche starke Verlandungstendenzen und geringe Sauerstoffkonzentrationen in den nsedimenten verursacht werden, bleibt zu prüfen (vgl. Kap ). Weitere Auffälligkeiten betreffen die pflanzengebundenen Arten. Die Elbe weist bezogen auf diese Arten den geringsten Anteil von 13 % auf. Es handelt sich dabei in allen Fällen um Einzelfunde. Dies deckt sich mit dem vollständigen Fehlen von Wasserpflanzen in der Elbe im Untersuchungsgebiet. Ihr relativ geringer Individuenanteil von 4 % in der Ohre ist ebenfalls vorrangig auf das weitreichende Fehlen von Wasserpflanzen zurückzuführen. In beiden Fällen ist das Fehlen der Wasservegetation mit großer Wahrscheinlichkeit nicht natürlich und mehrere Ursachen kommen dafür in Frage. Vorrangig erscheinen in der Elbe das instabile Sediment und in der Ohre die starke Verschmutzung (Versalzung). In der

14 rezenten sind sowohl der Art- als auch Individuenanteil mit 28 % beziehungsweise 31 % der pflanzengebundenen Arten größer als in den Zuflüssen. Die größte Bedeutung erlangen sie allerdings in der fossilen mit 40 %igem Anteil am Artenspektrum und 56 %igem Individuenanteil. Dies deckt sich mit der Feststellung der vergleichsweise reichhaltigsten Wasserpflanzenvegetation in den betreffenden Gewässern Ernährungstypen Für die Auswertung wurden als Filtrierer sämtliche Arten eingestuft, die sich ausschließlich (Muscheln) oder fakultativ (einige Vorderkiemer wie Viviparus, Bithynia) von Schwebstoffen ernähren. Erfolgt die Nahrungsaufnahme ausschließlich direkt vom Boden oder von festen Oberflächen (Pflanzen, Hartsubstrate) wurden die betreffenden Arten als Weidegänger im weiteren Sinne geführt. Dies betraf somit in einzelnen Ausnahmefällen auch Arten, die im engeren Sinne keine Weidegänger sind (zum Beispiel Valvata piscinalis), da bei ihnen zum Beispiel die Ernährungsweisen Zerkleinerer und Detritusfresser im Vordergrund stehen Arten [%] Individuen [%] Elbe Ehle Ohre Tanger rezente Filtrierer Weidegänger fossile 0 Elbe Ehle Ohre Tanger rezente fossile Abb : Verteilung der Mollusca nach ihrem artspezifischen Ernährungstyp, bezogen auf Arten- und Individuenanteile in verschiedenen Gewässertypen. In der fossilen besteht zu 72 % der deutlich überwiegende Anteil der Arten aus Weidegängern (Abb ). Demgegenüber steht die Elbe, wo Filtrierer das Artenspektrum dominieren (60 %). Bezogen auf die anteiligen Individuenzahlen treten die gegensätzlichen Verhältnisse deutlicher hervor. Das Verhältnis Weidegänger zu Filtrierern beträgt diesbezüglich 78:22 in der fossilen und 26:74 in der Elbe (Abb ). Bestimmend für diese ökologischen Verhältnisse sind einerseits die auf allochthone Nährstoffeinträge (anthropogen und natürlich) zurückzuführenden ständig hohen Schwebstofffrachten der Elbe und andererseits ein hauptsächlich autochthoner Nährstoffzyklus der fossilen ngewässer, der zeitweilige Klarwasserstadien ermöglicht. Für die Zuflüsse und rezente wurden etwa ausgeglichene Artanteile zwischen Weidegängern und Filtrierern festgestellt. Dies gilt auch für die Individuenanteile mit Ausnahme der rezenten. Obgleich dort das Artenverhältnis zwischen Filtrierern und Weidegängern ausgeglichen und der Filtrierer-Anteil zum Beispiel deutlich größer ist als in der fossilen, treten diese hinsichtlich der Individuendichten deutlich zurück und nehmen verglichen mit dem gesamten Gewässertypenspektrum den geringsten Anteil von nur 9 % ein. Da es sich bei den Filtrierern zum überwiegenden Teil um im Sediment lebende Bivalvia handelt, liegt die Vermutung nahe, daß deren vergleichsweise geringe (aktuelle?) Bedeutung in der rezenten im Zusammenhang mit besiedlungsfeindlichen sauerstoffzehrenden oder möglicherweise auch toxischen Schwebstoffablagerungen zu sehen ist (vgl. Kap , 6.3.1)

15 Atmungstypen Hinsichtlich des Atmungstyps wurden sämtliche Lungenschnecken (Pulmonata) als Luftatmer geführt, da sie an der Wasseroberfläche atmosphärischen Sauerstoff zur Atmung aufnehmen können. Die fakultative Sauerstoffaufnahme aus dem Wasser (zum Beispiel im Winter unter Eis über die Lungenhöhle) wurde in allen Fällen vernachlässigt. Sämtliche kiemenatmenden Mollusca (Muscheln, Vorderkiemerschnecken), die den zur Atmung benötigten Sauerstoff dem umgebenden Wasser entziehen, wurden als Wasseratmer bezeichnet. Mit zunehmender Bedeutung des Wasserkörpers im Hinblick auf Volumen und hydrodynamische Wirkungen steigt der Art- und Individuenanteil der Wasseratmer. Größte Anteile von 77 % bei den Arten und 93 % bei den Individuen erreicht dieser Atmungstyp entsprechend in der Elbe (Abb ) Arten [%] Individuen [%] Elbe Ehle Ohre Tanger rezente Wasseratmer Luftatmer fossile 0 Elbe Ehle Ohre Tanger rezente fossile Abb : Verteilung der Mollusca nach ihrem artspezifischen Atmungstyp, bezogen auf Arten- und Individuenanteile in verschiedenen Gewässertypen. Die in Mitteleuropa ausschließlich durch die Lungenschnecken (Pulmonata) repräsentierten Luftatmer können nur in relativ flachen Gewässern oder generell im amphibischen Uferbereich die Wasseroberfläche zum Atmen erreichen und sind in der Regel nur dort überlebensfähig. Starke Wasserbewegung durch Strömung und Hochwasserdynamik verhindert darüber hinaus den zur Atmung atmosphärischer Luft ausreichenden Kontakt mit der Wasseroberfläche. In den überwiegend flachen Gewässern der von der Überflutungsdynamik unbeeinflußten fossilen überwiegt der Anteil der Luftatmer mit 64 % bei den Arten und 74 % bei den Individuen. Wasseratmer spielen hier eine untergeordnete Rolle. In der rezenten ist das Verhältnis von Luft- zu Wasseratmern annähernd ausgeglichen und nur bezüglich der Individuenanteile leicht zugunsten letzterer verschoben (44:56). In den Zuflüssen dominieren wiederum die Wasseratmer gegenüber den Luftatmern mit etwa %igem Art- und %igem Individuenanteil. Im Vergleich zur Elbe kommt damit allerdings den Luftatmern eine etwas größere Bedeutung zu. Ursächlich sind das Vorhandensein von ruhigen raumkonstanten Flachwasserbereichen (Oh 3, Eh 2) und allgemein die größere Ausdehnung und Strukturierung amphibischer Uferzonen anzunehmen

16 5.2.7 Ökologische Charakterisierung der Gewässertypen Elbe Nachgewiesen wurden 30 Arten, davon mit zehn Arten ein großer Anteil lediglich subrezent (Anlage 3.1). Als Hauptarten treten die Muscheln Pisidium supinum, P. nitidum, Sphaerium corneum, Dreissena polymorpha und die Schnecken Potamopyrgus antipodarum und Radix ovata auf (Abb ). Sie stellen zusammen 89 % der gesammelten Individuen. Begleitarten sind die Schnecken Ancylus fluviatilis und Bithynia tentaculata und P. casertanum unter den Muscheln mit zusammen nur 9 % der Individuen. Elf Nebenarten bilden zusammen lediglich einen 2 %igen Anteil an den insgesamt gesammelten Individuen. SPHCOR DREPOL PISSUP POTANT RADOVA PISNIT ANCFLU BITTEN PISCAS 11 spp. 20 Arten, 3616 Ind Individuen [%] Abb : Dominanzstruktur der Mollusca in der Elbe. Bezogen auf die eigentlich zu erwartenden potamobionten Mollusca ist das Artendefizit groß (Kap ). Lebendnachweise bei den Muscheln betreffen nur mehrere ausschließlich in tieferen Kies- und Schotterschichten der Buhnen lebenden Kugelmuschelarten (Sphaeriidae) sowie die Dreikantmuschel D. polymorpha, die mit Byssusfäden an die obenliegenden Blöcke geheftet ist. Alle standorttypischen Flußmuschelarten (Unionidae) und der ökologisch anspruchsvolle S. rivicola (Sphaeriidae) wurden lediglich subrezent nachgewiesen. Generell ist neben nicht ausreichender Wasserqualität sowie Schadstoffanreicherung im Sediment vor allem die besiedlungsfeindliche widernatürliche Instabilität des Substrates als Ursache für das Fehlen dieser eingegraben lebenden Arten in Betracht zu ziehen. Das vollständige Fehlen der Flußmuscheln in der Mittelelbe kennzeichnet in besonderem Maße die im Vergleich zu übrigen bedeutenden Stromsystemen schlechteren ökologischen Bedingungen, zumal sich offensichtlich auch keine Anzeichen für eine Rekrutierung zeigen (Kap ). Zum Vergleich können die Angaben von NESEMANN (1988) dienen, der neben weiteren anspruchsvollen Arten Lebendvorkommen von sechs Flußmuschelarten für die Donau unterhalb von Wien nennt. Bei den Schnecken tritt lediglich der kleine, auf das Lückensystem der Kies- und Schotterschichten beschränkte P. antipodarum regelmäßig und häufig auf. Nur die ökologisch anspruchsloseren Arten B. tentaculata und R. ovata kommen mit Ausnahme der untersten Probestrecke an allen Strecken vor, und zwar ebenfalls ausschließlich in den Steinschüttungen. Beide Arten profitieren von hohen Nähr- beziehungsweise Schwebstofffrachten. Insgesamt dominieren die Filtrierer, vor allem vertreten durch die

17 Vorderkiemerschnecken (B. tentaculata, P. antipodarum) und die Kugelmuscheln (Pisidium spp., S. corneum), gegenüber den Weidegängern im Vergleich mit allen anderen Gewässertypen deutlich (Abb ). Auffällig ist das zahlreiche Vorkommen des rheobionten A. fluviatilis an beiden oberen Strecken. Da die Art fast ausschließlich die lagestabilen großen Blöcke der Steinschüttungen besiedelt, stellt auch starke Strömung keinen siedlungsbegrenzenden Faktor dar. In hohem Maße naturnahe Verhältnisse indizierende Arten, wie die durch subrezentes Schalenmaterial und Literaturangaben belegten Vorderkiemerschnecken Valvata piscinalis und Viviparus viviparus, fehlen. Auch die typischen Tellerschnecken (Planorbidae) strömungsarmer Bereiche größerer Fließgewässer wurden lediglich mit je einem Einzelfund von Planorbarius corneus und Planorbis planorbis nachgewiesen. Als Ursachen für das Fehlen dieser standorttypischen Flußarten sind die Instabilität der Flußsohle, das gänzliche Fehlen submerser Makrophyten und ungenügende Wasserqualität anzuführen. Sämtliche Mollusca kamen fast ausschließlich im Bereich der Buhnenköpfe vor. Dort bietet die Steinschüttung vor allem in der Unterkornschicht stabile Besiedlungsstrukturen für rheophile und rheobionte Arten. Hingegen befindet sich das überwiegend sandigschlammige Substrat der Buhnenfelder durch die Umkehrströmung in ständiger Bewegung und ist vermutlich vorrangig aus diesem Grund besiedlungsfeindlich. Durch das gänzliche Fehlen von Wasserpflanzen können sich auch keine strömungsberuhigten Nischen für stagnophile Arten ausbilden. Letztere treten wie die direkt an Pflanzen gebundenen Arten somit in der Elbe höchstens mit Einzelfunden in Erscheinung (Abb ). Extreme Wasserstandsschwankungen verursachen außerdem das großflächige und langandauernde Trockenfallen der Buhnenfelder, was zusätzlich die Besiedlungsmöglichkeiten einschränkt. Über längere Zeitspannen existente Flachwasserbereiche sowie die räumliche Konstanz der Land-, Wasser-Übergangszonen sind nicht gewährleistet, was sich auch an einem vergleichsweise äußerst geringen Arten- und Individuenanteil der Luftatmer zeigt (Abb ). Ein Vergleich der Probestrecken bezüglich der wenigen mehr oder weniger durchgängig vorkommenden Arten ergibt mit zunehmender Fließstrecke zunehmende Besiedlungsdichten für D. polymorpha und abnehmende für Acroloxus lacustris, A. fluviatilis und R. ovata. Gründe hierfür sind derzeit noch nicht zuverlässig zu benennen Ehle Es wurden 38 Arten nachgewiesen, davon mit der Bachmuschel Unio crassus und der Stumpfen Sumpfdeckelschnecke Viviparus viviparus zwei Arten nur subrezent (Anlage 3.1). Bei sämtlichen fünf Hauptarten handelt es sich um Wasseratmer, was verglichen mit den übrigen Fließgewässern vermutlich auch ein Indiz für bessere Sauerstoffverhältnisse ist. Im einzelnen gehören dazu die Vorderkiemerschnecken Bithynia tentaculata und Potamopyrgus antipodarum sowie die Kugelmuscheln Pisidium supinum, Sphaerium corneum und bemerkenswerterweise S. rivicola, der ökologisch sehr anspruchsvoll ist (Abb ). Die Hauptarten stellen im Vergleich zu den übrigen Gewässertypen einen geringen Anteil von 53 % der insgesamt gesammelten Individuen, was für ausgeglichenere ökologische Verhältnisse spricht. Dies belegt auch der hohe Individuenanteil der Begleitarten von 41 % (17 Arten) - darunter ebenfalls sehr anspruchsvolle Vertreter wie beispielsweise S. solidum und P. amnicum. 16 Nebenarten stellen noch 6 % der Individuen, was im Vergleich aller Fließgewässer den höchsten Anteil darstellt

18 Die Ehle charakterisiert somit ein relativ umfangreiches Artenspektrum, wobei auch ökologisch anspruchsvollere Mollusca von Bedeutung sind. Der Anteil rheobionter Arten ist mit circa 20 % höher als in allen anderen untersuchten Gewässertypen. Bemerkenswert sind diesbezüglich die Nachweise von vier Flußmuschel- (Unionidae-) und mehreren flußtypischen Kugelmuschel-(Sphaeriidae-)Arten. Das Vorkommen dieser im Substrat lebenden Arten zeigt, daß die Flußsohle ausreichend große stabile Siedlungsflächen aufweist. Unter diesen Bedingungen fehlen die beiden anspruchsvollsten Flußmuscheln Pseudanodonta complanata und U. crassus vermutlich nur aufgrund nicht ausreichender Wasserqualität. Das regelmäßige und stellenweise häufige Vorkommen der potamobionten Kugelmuscheln S. rivicola und S. solidum kennzeichnet die Ehle als besonders wertvolle Keimzelle im Hinblick auf ein Wiederbesiedlungspotential für die Elbe (vgl. Kap , BRINKMANN et al. 1997, NESEMANN & SCHÖLL 1988). Bei den Vorderkiemerschnecken ist vor allem das Fehlen des ökologisch anspruchsvollen V. viviparus auffällig. Ursächlich ist vermutlich die nicht ausreichende Wasserqualität. Immerhin 25 % der Arten sind stagnophil oder stagnobiont und finden vor allem in den zahlreichen strömungsarmen Ausbuchtungen des Flußlaufes einen geeigneten Lebensraum (Abb ). Hierzu zählen auch anspruchsvollere Arten wie die Vorderkiemerschnecken B. leachii und Marstoniopsis scholtzi, die beide allerdings nur spärlich vorkamen. Unzureichende Wasserqualität und ungenügend vorhandenes Siedlungssubstrat wie submerse Makrophyten könnten für die geringen Populationsdichten verantwortlich sein (ZETTLER 1999a). Da die Probestrecken keine offensichtlichen gewässermorphologischen Unterschiede aufweisen, ist ihre uneinheitliche Besiedlung möglicherweise auf unterschiedliche Wasserqualitäten zurückzuführen. Die unterste Strecke weist beispielsweise insbesondere bezüglich der langlebigen Flußmuscheln Artendefizite auf, was hier eventuell auf die Einleitung kommunaler Abwässer zurückzuführen ist. Kurzlebigere Arten werden ständig aus der Drift ergänzt und können in Zeiten vergleichsweise guter Wasserqualität wiederholt neue Populationen bilden