Embed Size (px)
Citation preview
Beitragsserie Seeufer, ein vergessenes Okoton, Beitrag 1
Beitragsserie: Seeufer, ein vergessenes Okoton
Einf/Jhrung: UWSF- Z Umweltchem Okotox 14 (4) 255-256 (2002) Beitrag 1: Die 6kologische Bewertung von Seeufern in Deutschland o Beitrag 2: Problemfeld Seeufer am Beispiel Bodensee
Beitrag 3: Einige Gedanken zum Schutzziel 'Artengemeinschaften'
Die 6kologische Bewertung von Seeufern in Deutschland
N o r b e r t Walz i*, Wolfgang Ostendorp2 und Rainer Br i iggemann 1
i Institut fiir Gew~sser6kologie und Binnenfischerei, Miiggelseedamm 310, D-12587 Berlin, [email protected], [email protected] 2 Institut ffir Limnologie, Universit~it Konstanz, Postfach 55 60, D-78434 Konstanz, [email protected]
* Korrespondenzautor ([email protected])
DOh http:/Idx.doi.orq/10.1065/uwsf2003.01.055
Zusammenfassung
Ziel und Absicht. Obwohl die Seeufer als Ubergangsbiotop zwi- schen Land und See wichtige 6kologische Funktionen erfiillen, ist fiber diese Leistungen im einzelnen wenig bekannt. Zudem mtissen die Seeufer einen hohen Nutzungsdruck aushalten und sind dadurch bereits vielfach stark ver~indert. W~ihrend die stoff- lichen Belastungen geringer werden, steigen die strukturellen Ver- ~inderungen. Leider gibt es hier ein Defizit: Es fehh bisher an um- setzbaren Bewertungsverfahren und Entscheidungshilfen. Schwerpunkte. Diesem Defizit hat auch die EU-Wasserrahmen- richtlinie nicht abgeholfen, da hier die Seeufer nur implizit be- handelt werden. In diesem Artikel werden einige bestehende Be- wertungsverfahren und ihre Konzeptionen benannt. Allerdings wurden alle diese Verfahren nicht fiir Seeufer entwickeh. Daher werden Kriterien vorgeschlagen, die ein seeuferspezifisches Bewer- tungsverfahren erffillen sollte. Ein Seeufermanagement sollte struk- turelle und biologische Parameter beriicksichtigen und die Ak- zeptanz der Bev61kerung einbeziehen. Ergebnisse und Schlussfolgerungen. Neben tier eher g~ingigen Bio- diversit~it k6nnte die biologische Funktion der Seeufer dutch ein funktionierendes Nahrungsnetz, z.B. des Makrozoobenthos, dargesteltt werden. Aber schon bei der Biodiversit~it treten er- hebliche Probleme auf, wie man sie quanrifizieren kann. Ein einfacher BiodiversitS.tsindex kann den Forderungen nach der vollst/indigen Erfassung einer komplexen Situation, dazu gekop- pelt mit Informationen zu Struktur, Praktikabilit~it, Kosten, und dergleichen mehr, nicht geniigen und kann nicht fiir die Bewer- tung einer Maflnahme herangezogen werden. EmpfeMungen und Ausblick. Ein m6glicher Ansatz, der oben ge- nannten KompiexitS, t gerecht zu werden, ist, mathematische Mo- detlansS.tze und ordnungstheoretische Verfahren in die Betrach- tung einzubeziehen.
Schlagw6rter: Biodiversit~it; Biologische Funktion; EU-Wasserrah- menrichtlmie; Forschungsbedarf; Makrozoobenthos; multimetrische Verfahren; Gew/isserschutz; sozio/bkonomische Bedeutung
Einleitung
Deutschland ist ein seenreiches Land: 766 Seen mit einer Fl/iche von jeweils mehr als 0,5 km 2 Fl~iche verteilen sich haupts~ch- lich fiber die Bundesl~inder Schleswig-Holstein, Mecklenburg- Vorpommern, Brandenburg, Baden-Wfirttemberg und Bayern (Hemm et al. 2002). Nimmt man noch die kleineren Stillgewbs- ser mit mindestens 1 ha Fl~iche hinzu, so bel/iuft sich die beim
Abstract
Ecological evaluation of lake shores in Germany
Goal and Scope. Details about the ecological function of lake shores as ecotones between land and lakes are not well-known. These ecotones are also heavily exploited and, in part, consider- ably changed. Whereas anthropogenic nutrient loading is de- creasing, structural changes are increasing. Unfortunately, there is a deficit in methods of evaluation and decision processes. Main Focus. Even the EU-water framework directive was no rem- edy for this deficit, as lake shores were included only implicitly. In this article several evaluation methods and their conceptual groundwork are presented. However, these methods were not developed for lake shore research. Therefore, criteria are proposed which could fulfill the specific demands of lake shore assessments. The management of lakes shores should consider structural and biological parameters, and be agreeable to local residents.. Results and Conclusions. In addition to conventional biodiversity methods, the ecology of lake shores could also be represented by a functional food net, for example in benthic invertebrates. But even quantification of biodiversity alone creates many prob- lems. A simple biodiversity index cannot meet all the demands placed on a method of evaluation in complex situations, espe- cially when coupled with additional information on structure, practicability, costs, etc. For these reasons, assessments for fu- ture management cannot be based on such an index. Outlook. A possible approach to include this complexity in as- sessments is to apply mathematical models and theoretical or- der concepts.
Keywords: Biodiversity; biological function; EU-water frame- work directive; macroinvertebrates; multimetric approach; wa- ter protection; socio-economic significance
derzeitigen Stand ermittelte Zahl auf etwa 9300, Niemand kennt die Gesamtgr6t~e der Wasserfl~iche. Sie mag nach eigenen Sch~it- zungen in der Gr6tgenordnung yon 104 km 2 liegen. Ebenso we- nig bekannt ist die Gesamtl~inge der Seeufer, die tiberschlags- m~iflig im Bereich yon 104 bis 10 s km liegt.
Seeufer stellen demnach linienhafte Okosysteme yon betr~ichtli- cher Ausdehnung dar, die als 0bergangslebensr~iume (Okotone l) zwischen dem freien See (Pelagial) und den terrestrischen Lebens- r/iumen vermitteln. Als solche nehmen sie 6kologische und sozio-
0koton: Grenzbereich zwisehen verschiedenen 0kosystemen oder Bioto- pen. Unterscheidung zurn Okotop: Verbindung yon Biotop und BiozSnose
UWSF - Z Umweltchem 0kotox 15 (1) 31 - 38 (2003) �9 ecomed verlagsgesellschaft AG & Co. KG, D-86899 Landsberg und Ft. Worth/TX, USA ~ Tokyo, Japan ~ Mumbai, Indien * Seoul, Korea
31
Seeufer, ein vergessenes Okoton, Beitrag 1 Beitragsserie
6konomische Funktionen wahr, die umso wichtiger und umso kostbarer werden, je mehr der menschliche Nutzungsdruck auf den See und die angrenzende Uferlandschaft zunimmt. Dies gilt besonders ffir die gr61~eren Seen im verkehrsgeographischen Ein- zugsgebiet von Ballungsr~iumen (Ostendorp et al. 2003).
Aufgrund des vielf~iltigen und hohen Nutzungsdruckes sind unsere Seeufer bereits vielfach stark anthropogen ver/indert. Im Beitrag von Ostendorp et al. (2003) wird deutlich, dass es in Deutsch- land, insbesondere in den 6stlichen Bundeslfindern (als Beispiel dazu Brandenburg), Seen gibt, deren Uferstruktur im wesentli- chen noch intakt ist. Diese intakte Uferstruktur ist jedoch stark bedroht; im Westen Deutschlands gibt es vide Beispiele, an denen die massiven Beeintdichtigungen zu sehen sled. Diese Bedrohungs- situation wird am Beispiel des Bodensees deutlich werden (siehe Beitrag 2, Problemfeld Seeufer am Beispiel Bodensee).
Seeufer haben eine grofle Bedeutung ffir die Fischerei, heute insbesondere fiir die Angelfischerei (Arlinghaus et al. 2002). Hier zeigt sich ihre sozio-6konomische Funktion, die sich auch auf andere Bereiche der Freizeitgestaltung und des Tourismus er- streckt. Es ist zu erwarten, dass der Nutzungsdruck auf die Ge- w~isser weiter steigt und sich der Druck haupts/ichlich an den Seeufern manifestiert. Damit abet ist die 6kologische Funktion des Seeufers in Gefahr. Die Schutzziele fiir ein am Nachhal- tigkeitsgedanken orientiertes Management miissen sich dem an- passen: Solange die Seen nur yon der Eutrophierung betroffen waren, stand die Beseitigung der Nfihrstoffbelastung des Frei- wasserk6rpers im Vordergrund. Nun abet werden an den Seeu- fern - wie vor einiger Zeit in den Flieflgew~issern nach dem Rfick- gang des saprobiellen Eintrags - strukturelle Belastungen wichtigec
Umso bedauerlicher ist es daher, dass bisher far die Seeuferbe- wertung umsetzbare Bewertungsverfahren fehlen. Damit fehlt ein Instrumentarium, um Handlungsoptionen aufzuzeigen und um diese kritisch bewerten zu k6nnen. Das liegt einerseits an den immer noch mangelhaften Kennmissen, die wir yon der 6ko- logischen RoUe des Ufers haben, andererseits - und als Folge davon - fehtt es an Kriterien, wie die Integritfit eines Ufers zu bewerten ist. In der EU-Wasserrahmenrichtlinie tauchen die See- ufer leider nur sehr kursorisch auf (siehe Abschnitt 4.2).
In die Gestaltung der Seeufer sollten 6kologische Kriterien ein- bezogen werden. W~ihrend ffir Fliet~gew~isser die Bedeutung der Strukturen schon seit l~ingerem erkannt wurde, mfissen fiir See- ufer strukturrelevante Kriterien erst entwickelt werden. In die- sem Beitrag werden zun,achst die Kenntnisdefizite fiber die 6k0- logische Rolle der Seeufer beleuchtet, bevor auf die Entwicklung von Kriterien eingegangen wird.
1 IBiologische Funktion der Seeufer
Die Seeufer erffillen wichtige 6kologische Funktionen innerhalb des See6kosystems und beeinflussen somit fiber komplexe und z.T. indirekte Wirkungen auch die Wasserqualit/it des Frei- wassers (Scheffer et al. 1993, Jeppesen et al. 2002). Das gilt insbesondere fiir Flachseen und ffir eutrophierte kleinere Seen, abet auch ffir ausgedehntere Litoralfl~ichen in gr6f~eren Seen. Die wichtigsten 6kologischen Funktionen sind: o die Pufferfunktion in Bezug auf diffuse terrestrische N~ihrstoffein-
tr&ge, insbesondere beim Stickstoff durch intensive Denitrifikation (z.B. Takii und Fukui 1996),
| die Filtrationsfunktion durch den Biofilm auf der Sedimentoberflb.che oder von Periphyton auf Uferpflanzen, das N&hr- und Schweb- stoffe aus dem Sedimentporenwasser in seinen Biofilm aufnimmt (Woodruff et al. 1999),
| die Funktion als 'Kinderstube' der Fische, da Fischlarven und Jungfische warme und strukturreiche (vor dem FraBdruck gr613e- rer Fische geschfitzte) Lebensr~iume ben6tigen (z.B. Mooij 1996).
Ein Seeufer bildet einen '0koton' , in dessen verschiedenen Zonen (Epi- bis Infralitoral) die meisten und unterschiedlichsten Orga- nismen vorkommen. Auf diesen Organismen beruhen die genann- ten Funktionen des Seeufers (Schiemer et al. 1995, Wetzel 1999).
2 Kenntnisdefizite
Es wird deutlich, wie wenig- vor allem in anwendungsbezogener Hinsicht- fiber Seeufer als Okosysteme, fiber ihre elastische Stabi- lit~it (Resilienz), ihre Dynamik und ihre anthropogene Belastbar- keit bekannt ist. Dies hat in der Vergangenheit dazu gefiihrt, class menschlichen Eingriffen in die Uferzone off nur mit einer eher va- gen Argumentation der Seeufer als 'atmende Seefl/ichen' rnit 'gro- t~er Selbstreinigungskapazitfit', als 'Kinderstube der Fische' bzw. mit Hinweis auf ihre Funktion als 'Pufferzone fiir den Ge- w~isserschutz' und als 'Zentrum hoher Artendiversit~it' begegnet wurde. Mit/ihnlich allgemein gehaltenen Argumenten wurden mitunter Uferschutz- und Renaturierungsmaf~nahmen begrfindet, wenn yon der 'Wiederansiedlung wertvoller Schilfgebiete', der Notwendigkeit der 'Wellenberuhigung und Uferstabilisierung' trod der 'Wiederherstellung eines natiirlichen Uferprofils' die Rede war.
Diese Kenntnisliicken haben zu einer eher sektoralen Schutzge- bietspolitik gefiihrt, indem ausgew~ihlte Uferabschnitte als Natur- schutzgebiet bzw. als fl~ichenhaftes Naturdenkmal zugunsten be- stimmter Tier- bzw. Pflanzengruppen oder Biotoptypen, oder als Laichschongebiet f/Jr die Fischerei ausgewiesen wurden, w~ihrend sich an den ~ibrigen Ufersrrecken der Nutzungsdruck verst~irkte.
Die namentlich yon der EU-Kommission und internationalen Gremien und Konferenzen (z.B. UN-Konferenz fiber Umwelt und Entwicklung, UNCED 1992 in Rio de Janeiro, und ICLE1, Internationaler Rat ffir Kommunale Umweltinitiativen) formu- lierten neuen Paradigmen fordern: �9 die Erhaltung der Biodiversitb.t o den integrativen Gew~sserschutz und das einzugsgebietsbezo-
gene Management (Richtlinie 2000/60/EG des Europ&ischen Par- laments und des Rates zur Schaffung eines Ordnungsrahmens for MaBnahmen der Gemeinschaft im Bereich der Wasserpolitik, vom 23. Oktober 2000; vgl. auch Chave 2001)
| die Anwendung des Nachhaltigkeitsbildes im Gew&sserschutz (vgl. z.B. Kahlenborn und Kraemer 1999)
�9 der Mobilisierung von Fachleuten, Verwaltung und Offentlichkeit zugunsten einer Iokalen und regionalen Umweltschutz-Aktions- bQndnissen (Agenda 21) einschliei3tich der Erprobung neuer Partizipationsmethoden.
Diese Paradigmen erfordern auch beim Schutz der Seeufer, bei der naturnahen Gestaltung yon Eingriffen und bei der Umset- zung yon Uferrenaturierungsmagnahmen neue Sichtweisen. Angesichts der Intensit~it sich fiberlagernder Nutzungen, der anhaltend hohen Attraktivit~it ffir Siedlung und Erholung, und angesichts der 6kologischen Empfindiichkeit bilden gerade die Seeufer 'hot spots', die nach der Erprobung neuer, auf Nachhal- tigkeit, Partizipation und Bewusstseinswandel der Betroffenen gerichtete Managementformen rufen.
Auch im Verh~iltnis zum Natur- und Artenschutz bestehen nach wie vor konzeptionelle Defizite. Obwohl die zukfinftige Verlust- rate limnischer Tierarten dreimal h6her als die yon terrestri- schen eingesch~itzt wird (Ricciardi et al. 1999), grfindet sich Naturschutz fast ausschliei~lich auf terrestrischen Konzepten, wogegen limnische Konzepte nur ansatzweise entwickelt sind
32 UWSF - Z Umweltchem Okotox 15 (1) 2003
Beitragsserie Seeufer, ein vergessenes Okoton, Beitrag 1
(Saunders et at. 2002). Im terrestrischen Naturschutz steht der Erhalt der Arten in einem Okosystem im Vordergrund. Im tro- pischen Regenwald, zum Beispiel, hatte jede Art im Laufe der Evolutionsgeschichte lange Gelegenheit, sich einzunischen, nicht dagegen in Siif~gew/issern, die meist sehr jung sind und in de- nen ein intensiver Artenaustausch herrscht. Da yon den an See- ufer vorkommenden Arten nut die Fische und die Makrophy- ten ansatzweise direkt geschi~tzt werden k6nnen, muss hier vor allem der Lebensraum und dessen Funktion (z.B. der Stoffum- satz oder die Stabilit~it) geschiitzt werden (Moss 2000).
Zum Abschluss der Betrachtungen der Kennmisdefizite soll nicht unerw~ihnt bleiben, dass die Deutsche Forschungsgemeinschaft 1998 mit der Etablierung des Sonderforschungsbereiches 454 'Bodenseelitoral' an der Universit/it Konstanz einen wesentlichen Impuls gegeben hat, diesen Forschungsriickstand aufzuholen.
3 Geschichtliche Entwicklung von Bewertungsverfahren
3.1 Stoffliche Belastungen
Die Bewertung der anthropogenen Belastung von Gew~issern mittels 6kologischer Methoden und Indices hat in der aquati- schen Okologie und im deutschen Gew~isserschutzes eine lange Tradition. Vor einem Jahrhundert schon ver6ffentlichten Kolk- witz und Marsson ihre 'Saprobien-Kataloge', mit deren Hilfe der Belastungsgrad von Flieflgew/issern mit f~iulnisf~ihigen Stof- fen indiziert werden sollte (Kolkwitz und Marsson 1902, 1908, 1909). Erprobung, Kritik und Weiterentwicklung des Saprobien- systems hielten tiber 80 Jahre an, bis mit der Revision von Friedrich (1990) und der Obernahme des Verfahrens in die DIN- Norm im Oktober 1990 (DIN 38410, Tell 2; DEV M2) ein vorl'aufiger Schlusspunkt gesetzt wurde. Auch die Bewertung der trophischen Belastung von Seen kann auf eine lange Tradi- tion zuriickblicken, die bei unterschiedlichen Konzepten von A. Thienemann und E. Naumann ihren Ausgangspunkt nahm (Naumann 1927, 1932, Thienemann 1919, 1921, 1928), bis schliefllich das OECD-Verfahren (Vollenweider und Kerekes 1980 a,b) in verschiedenen Varianten iibernommen wurde. Auch das bundesweit in der Erprobung befindliche Verfahren der deutschen L'anderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) greift darauf zuriick, ist aber in der Bewertung leitbildorientiert. Das fiir jeden See zu ermittelnde Leitbild besteht in dem Trophiegrad, den das betreffende Gew~isser im naturnahen, anthropogen nur wenig beeinflussten Zustand Mtte. Motor der Forschung wa- ren in beiden F~illen die stoffiichen Belastungen der Oberfl~ichen- gew~isser durch Abw~isser und die Gef~ihrdung essentieller menschlicher Nutzungen (Trinkwassernutzung, Badenutzung, Fischerei u.a.). Anzufiigen bleibt, dass im europ~iischen Aus- land eine Vielzahl anderer Bewertungsverfahren gebr~iuchlich sind (vgl. Premazzi und Chiaudani 1992, B6hmer et ai. 1997); diese wurden aber nur fiir Fliel~gew~isser entwickelt.
3.2 Strukturelle Belastungen
Die strukturelle Belastung namentlich der Fliet~gew~isser durch Gew~isserausbau und Gew~isserunterhaltung wurde hingegen erst viel sp~iter thematisiert, well die entscheidenden Eingriffe, besonders an kleineren und mittleren Gew/issern, erst in der zweiten H~ilfte des vergangenen Jahrhunderts erfolgten. Ein weiterer Grund k6nnte darin bestehen, dass zwar die Anliegen des Naturschutzes und der Landespflege dadurch negativ be- riihrt wurden, nicht aber lebenswichtige menschliche Nutzungs- anspriiche. Die Einsicht, dass der flfichenhafte Gew/isseraus-
bau massiv in den Landschaftswasserhaushalt eingreift und zu einer Erh6hung der Hochwassergef~ihrdung fiihrt anstatt sie zu vermindern, hat sich erst in jiingerer Zeit Raum verschafft (z.B. LAWA 1995). So setzte eine Diskussion um die Strukturgiite yon Flietggew~issern mit dem Schutzziel der aquatischen Bioz6nosen und der 6kologischen Integrit~it der Gewfisser erst vor gut 15 Jahren ein (Ubersicht vgl. Friedrich und Lacombe 1992, Zum- broich et al. 1999). Nach einer kurzen und intensiven Diskussi- ons- und Erprobungsphase in den Bundesl/indern entwickelte die L~inderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) ein 'Ubersichts- verfahren' und ein 'Vor-Ort-Verfahren' (LAWA 1999, Zumbroich und Miiller 1999), die nun bundesweit gelten sollen.
4 0bersicht ~ber bestehende 13ewertungsverfahren
Ein Konzept zur 6kologischen Bewertung von Seeufern gibt es dagegen erst in groben Ans~itzen. Zun/ichst stand auch hier die stoffiiche Belastung der Seen im Vordergrund: Bestimmte Orga- nismengruppen des Litorals wurden herangezogen, um den Tro- phiegrad eines Sees oder eines Uferabschnittes vorherzusagen; insbesondere die submersen Wasserpflanzen erwiesen sich als ge- eignete Indikatoren (Lachavanne et al. 1985, Melzer 1976, 1988, Schmieder 1998 u.a), daneben auch Kieselalgen im Auf-wuchs auf Wasserpflanzen (Seele et al. 2000). Zoobenthos-Arten sind da- gegen nicht so einfach zu handhaben (Fittkau und Colling 1992; siehe auch Zintz und B6hmer 2000).
Gleichwohl stand auch hier nicht eigentlich das Litoral, sondern die Freiwasserzone und deren Trophie im Zentrum des Interes- ses, da die Organismengruppe nur zur Trophie-Indikation des ge- samten Sees herangezogen wurde. So kamen wesentliche Impul- se zum Verst~indnis dessen, was Eutrophierung fiir das Litoral als Lebensraum bedeutet, nicht yon dieser Forschungsrichtung, son- dern aus der Biomanipulationsforschung (Scheffer et al. 1993, Hosper 1997, Scheffer 1998).
Einen etwas breiteren Ansatz verfolgten Lachavanne et al. (1985) bei der Uferbewertung am Vierwaldstfitter See (CH). Die Beur- teilung des Uferzustandes stiitzte sich auf (i) die Form der Ufer, (ii) die Zusammensetzung der submersen und der amphibischen Vegetation. Die Bewertungskriterien erstreckten sich auf die Ufer- beschaffenbeit, die Beschaffenheit der Wasserlinie, die Ausdeh- nung der tats~ichlichen Flachwasserzone (0-5m), die pflanzen- bewachsene Fl~iche und Vegetationsdichte der Flachwasserzone, die Artenzahl in den Pflanzenbest~inden, die Artenvielfalt (Diver- sit/itsindex). Leider ist dieser Ansatz in sp~iteren Arbeiten nicht weiterentwickelt worden.
4.1 US-EPA-Konzept
Einen anderen Weg beschreiten die im Umfeld der US-Environ- mental Protection Agency (US-EPA) entwickelten Verfahren, die sich grunds/itzlich zu einem holistischen Ansatz der Bewer- tung und des Seen-Managements bekennen. Diese Verfahren sind allerdings nicht speziell auf Seeufer zugeschnitten. Die Be- wertung von aquatischen Okosystemen erfolgt anhand yon 3 Komponenten, der chemischen, der physikalischen (u.a. Habitat- strukturen) und der biologischen, die zusammen die 6kologi- sche Qualit~it des Gew~issers ausmachen. Ausgangspunkt ist die biotische Integrit~it von aquatischen Okosystemen, die bei au- genscheinlich menschlich unbelasteten Gew~issern als gegeben vorausgesetzt wird. Die Zusammensetzung der Bioz6nosen sol-
UWSF - Z Umweltchem Okotox 15 (1) 2003 33
Seeufer, ein vergessenes Okoton, Beitrag 1 Beitragsserie
cher Gew~isser bilden die Datenbasis, vor deren Hintergrund die Eigenschaften der zu bewertenden Gew~isser betrachtet werden. Zur Beschreibung des Zustands werden je nach Art des Gew~issers und nach gewiinschten Grad an Pr~izision und Detailreichtum eine Reihe von verschiedenen biotischen Vari- ablen herangezogen - die Variablenliste ist often. Jede Variable hat ihr 'Kriterium', d.h. einen Zahlenwert, der ftir die anthro- pogen unbeeinflussten Gew~isser typisch ist. Es handeh sich also um ein dezidiert multikriterielles Verfahren (multimetric attribu- te approach). Die Bewertung des zu untersuchenden Gew~is- sers erfolgt dabei far jede Variable als 'Distanz' zu den Referenz- bedingungen entlang einer drei- oder fiinf-teiligen Skala. Die Summe fiber atle Bewertungsziffern einer definierten Anzaht yon Variablen liefert dann das Endresultat der Bewermng. Von der fachlichen Seite her ist offensichtlich, dass die Zusammenset- zung der Bioz6nosen auch vom Gew~issertyp und von den regi- onalen Umgebungsbedingungen (z.B. Seenmorphometrie, Aus- gangsgestein im Einzugsgebiet) abh~ingt; aus diesem Grunde mtissen die Variablen der biotischen Integrit~it immer auf einen bestimmten Typ einer bestimmten Region bezogen werden - der typspezifische Referenzzustand. Es ist autgerdem einzuwen- den, dass die Summenbildung Kompensationen zul/isst. So kann ein Gew~isser in einem Kriterium sehr schlecht abschneiden, was durch gute Ergebnisse in einem anderen Kriterium ausge- glichen wird. Aus 6kologischer Sicht sollte zumindest ein Zwi- schenschritt, n/imlich die Darstellung des Zustandes beziiglich aller Kriterien, eingeschoben werden.
In der internationalen Literatur vieldiskutierte Beispiele sind der Fish Index of Biotic Integrity (IBI) und der Ohio Lake Con- dition Index (LCI). Vergleichbare Indices, die andere Gewas- sereigenschaften bezeichnen, abet nach den gteichen Verfah- ren gewonnen werden, werden derzeit in anderen angels~ichsi- schen L/indern erprobt. Auch fiir die Seeufer wurden entspre- chende Indices entwickeh (US EPA 1994 a,b), die abet unserer Einschatzung eher kursorischen Charakter tragen, auch in den USA bisher wenig erprobt und in der Literatur noch nicht kritisch diskutiert wurden. Davon unabh~ngig liefert der US- EPA Konzept einen sehr interessanten Ansatz, um an mittel- europ~iische Verh~ilmisse angepasste Seeufer-Bewertungsver- fahren zu entwickeln.
4.2 EU-Wasserrahmenriclltlinie (EU-WRRL)
Das Konzept der US-EPA wurde in seinen Grundlagen, aber auch in vieten Details in die Verfahrensvorschriften der neuen EU-WRRL iibernommen. Die genaue Formulierung der Bewer- tungsverfahren und die Festlegung der Variablen obliegt aber hier den Beitrittsstaaten (in der Bundesrepublik Deutschland or- ganisiert dutch die L/inderarbeitsgemeinschaft Wasser [LAWA]). Die EU-WRRL geht nur in wenigen Passagen explizit auf die Seeufer und auf die besonderen Herausforderungen bei ihrer Qualiditsbeurteilung ein. Lediglich aus dem Textzusammenhang erschliet~t sich, dass unter einem Gew/isser stets auch der Gew/isserrand verstanden wird. Im Anhang V (Abs. 1.1.2, ste- hende Gewiisser) erkl/irt die EU-WRRL ganz klar, dass zu den Qualit/itskomponenten auch die "...Zusammensetzung und Abundanz der sonstigen Gew~isserflora" [gemeint sind hier im wesentlichen die submersen Makrophyten], "...benthische wir- bellosen Fauna" [d.h. ggf. auch die der Litoralzone], "Menge, Struktur und Substrat des Gew~isserbodens", und die "Struk- tur der Uferzone" z~ihlt.
4.3 LAWA-Verfahren
Die LAWA ist derzeitig damit befasst, in verschiedenen Berei- chen Verfahrensvorschriften zu entwickeln bzw./iltere bun&s- deutsche Verfahren weiterzuenrwickeln, die den Vorgaben der EU-WRRL geniigen. Dazu zfhlen 'Obersichtsverfahren' und ein detaillierteres 'Vor-Ort-Verfahren' zur Bewermng der Flie~- gew~isserstrukturen bzw. der strukturellen Defizite und Schad- strukturen (LAWA 1999, Zumbroich und Miitler 1999), die als Vorbild fiir die Seeuferstrukturgiiteerfassung dienen k6nnen, sowie das 'Trophieverfahren' 'Stillgew~isserbewertung nach tro- phischen Gesichtspunkten' (LAWA 1998).
Die beiden Fliet~gew~isserstrukturg/ite-Bewertungs- und -kartie- rungsmethoden weisen eine an&re Struktur auf als die entspre- chenden Habitat-Indices der US-EPA. Beiden gemeinsam ist, dass = sie sich an einem gew&ssertypspezifischen Referenzzustand ori-
entieren (hier: 'Leitbild' auf der Basis yon naturr¨ichen Gewb.ssertypen),
,, es sich um multimetrische Verfahren handelt, wobei bier allerdings die Art und die Zahl der Variablen genau festgelegt ist.
Der wesentliche Unterschied besteht in der Berechnung des Gesamt-Indexwertes fiir den welter oben aufgefiihrten Gew~is- serabschnitt. Im Falle der US-EPA Verfahren geschieht dies i.a. durch eine einfache Summenbildung, bei den LAWA-Verfahren erfolgt eine auf den ersten Blick sehr komplizierte, durch empi- risches Fachwissen geleitete Aggregierung. Ohne auf Einzelhei- ten eingehen zu k6nnen, scheint uns der Weg der Aggregierung der bessere zu sein, well er sich auf fachwissenschaftliche Argu- mente stfitzt. Mit Recht weisen Braukmann und Pinter (1997) in einer Arbeit, in der die Faktorenkomplexe Biologie, Mor- phologie, Hydrologie und Chemie als relevant fiir die Flie~- gew~isserbewertung herausgestellt werden, allerdings darauf hin, dass unflexible, und zu einfach 'gestrickte' Bewertungsverfahren unzureichend sin& Die Konzeption der Flieggew~isserstruktur- giite-Bewertung l/isst sich unseres Erachtens ohne Problem auf die Seeufer iibertragen, wobei dann selbstverst/indlich (i) die 'Leitbilder' und (ii) die Variablen neu gefasst werden miissten.
4,4 BUWAL und EAWAG-Konzepte
In Anlehnung an die europ/iischen Vorgaben hat das schweizeri- sche Bundesamt fiir Umwelt, Wald und Landschaft (BUWAL) 1998 ein Modul-Stufen-Konzept (MSK) entwickelt. Fiir die Flieg- gew/isser ist das Konzept bereits weitgehend ausgearbeitet (BUWAL 1998). Es besteht aus der gleichgewichtigen Bewertung der Module Hydrodynamik und Morphologie, Bioz6nosen und Gew/isserchemie und toxische Effekte, wobei die Untersuchun- gen auf 3 Intensit~itsstufen durchgeRihrt werden k6nnen. Die Stufe F steht fiir landesweite, fl/ichige Untersuchungen mit entsprechend geringer Intensit/it und einem relativ groben Raster an Schliissel- variablen, die Stufe S ist systembezogen und bezieht sich auf ein- zelne Flief~gew~issersysteme mit ihren Zufliissen. Die derailreichste Ebene ist die Stufe A, die flussabschnittsbezogen ist und fiir die Beantwortung yon Detailfragen herangezogen wird. Nach/ihnli- cher Vorgehensweise wird derzeit an der Eidgen6ssischen Anstalt fiir Wasserversorgung, Abwasserkl/irung und Gew/isserschutz (EAWAG, Diibendorf) ein Bewertungsschema der Litoralzone von Seen entwickelt und an einem See erprobt; dieses Verfahren weist deutliche Obereinstimmungen mit dem Konzept der LAWA-Ver- fahren zur Flieiggewfisserstrukmrgiitekartierung auf. Verfahrens- einzelheiten sind derzeit noch nicht ver6ffentlicht.
34 UWSF- Z Umweltchem Okotox 15 (1) 2003
Beitragsserie Seeufer, ein vergessenes Okoton, Beitrag 1
Aus unserer Sicht ist die Einbeziehung biologischer bis hydrody- namischer und morphologischer Information ein wichtiger Schritt in die richtige Richtung. Die Verkniipfung 6kologischer mit hydro- logischer Information ist beispielsweise in den muhivariaten Ver- fahren RIVPACS (River InVertebrate Perdiction And Classification System, siehe Wright et al. 1989) und im System LIFE (Lotic - Invertebrate Index for Flow Evaluation, siehe Extence et aL 1999) realisiert. Aber auch bei Anwendung dieser multivariaten Ver- fahren bietet es sich an, nicht gleich alle Informationen zu einer Bewertungsziffer zusammenzufassen, sondern zun~ichst, aufbau- end auf den Einzelinformationen, ein wertneutrales Ranking zu installieren. Erfahrungen zu 'wermeutralen' Rankingmethoden (basierend auf dem Konzept der partiellen Ordnung, siehe Ab- schnitt 5.3 und 3. Beitrag der Serie, Einige Gedanken zum Schutz- ziel 'Artengemeinschaften') sind in einem dreij~hrigen Projekt (gef6rdert yon der DBU) gesammelt women.
5 Vorgehensweise bei der Erarbeitung von Kriterien zur Uferbewertung
Ein rationales Seeufer-Management sollte mit einer Bewertung der 6kologischen Funktionen der einzelnen Uferabschnitte be- ginnen, wie sie auch yon der EU-WRRL gefordert wird, und die fiber den Schutzgebietsgedanken hinausgehr. Ein zweites Ele- ment k6nnte in der Akzeptanzwerbung liegen, wenn es darum geht, Nutzungsrestriktionen umzusetzen; strategische Maf~nah- men w/iren z.B. die Einbindung yon Nutzerinteressen, die Parti- zipation yon Nutzergruppen, die rezipientenorientierte Aufberei- tung und Verbreitung fachwissenschaftticher Erkenntnisse, und die mediengesttitzte Beeinflussung der 6ffentlichen Meinung. Gerade im konflikttr~ichtigen Bereich der Seeufernutzung k6nnte es sich auf Dauer gesehen als hilfreich erweisen, traditionetle 'Feindbilder' dutch neue anwendungsbezogene Forschungs- ergebnisse und durch neue Beteiligungsformen aufzubrechen.
Welchen Eignungskriterien sollten die Indices zur Uferbewertung gentigen? In einem Bewertungsverfahrens ftir Seeufer solhen strukturelle und biotische Parameter berticksichtigt werden. Die strukturelle Variablen sollten u.a. bestehen aus: Wasserstand, Relief, Vegetationsstruktur (land- und wasserseitig), Boden- substrat, anthropogene Nutzungsstrukturen Sedimente und Litoralmorphologie. Ebenso wichtig w/iren Informationen fiber den hydrologischen Austausch Grundwasser - See und tiber die Geochemie des Einzugsgebiets. Ffir die biotischen Parame- ter sollten Arteninventare des Makrophyton, Zoobenthos, Fi- sche, Vegetation der Wasserwechselzone, landseitige Ufervege- ration und Uferfauna herangezogen werden.
5.1 Analyse der Funktion am Beispiel des Makrozoobenthos
Eine M6glichkeit der Beurteilung der 6kotogischen Integrit~it eines Ufers ist die Erfassung der 6kotogischen Funktion der dort befindlichen Bioz6nosen [Stoffkreislauf, Stabilit~it (als eines der vielen Stabilit~itsmasse sei die Resilienz erw~ihnt)]. Diese k6n- nen bekanntlich nur schwer direkt untersucht werden. Eine wichtige Funktion, die eine Bioz/3nose erfiillen muss, ist die Geschlossenheit des Stoffkreislaufs. Das heterotrophe Makro- zoobenthos - hier als Beispiel herausgegriffen - bewerkstelligt den Um- und Abbau yon grobem partikul~irem organischem Material (CPOM), wie z.B. von Makrophytenresten und Fall- laub. Es nimmt dariiber hinaus feines partikul~ires organisches Material auf (FPOM), ferner auch Bakterien und Algen. Ein Tell ern/ihrt sich als wichtiges trophisches Bindeglied r~iuberisch yon anderen Invertebraten, so dass ein komplexes Nahrungs-
netz entsteht, in das auch Wasserv6gel und Fische einbezogen sind. Die Wirbellosen stellen somit eine wichtige Verbindung zwischen Mikroben und Vertebraten her (Cummins 1992). Daher kann aufgrund des Vorkommens yon Mitgliedern jeder trophischen Gilde, ffir Insekten definiert yon Cummins (1973), auf ein funktionierendes Nahrungsnetz geschlossen werden (In- dex of trophic completness - I T C , Pavtuk et al. 2000). Der ITC wurde bisher nut an Flfissen herangezogen. Die Abwesenheit bestimmter trophischer Gruppen lietg auf anthropogene Ein- fliisse schlietgen. Die Universalit~it des Index, insbesondere am Seeufer, ist aber bisher nicht nachgewiesen.
5.2 Bewertungvon Okosystemeigenschaften durch Biodiversit~t
In Ostendorp et al. (2003) werden die spezifischen Probleme ftir den Bodensee und Ostdeutschland dargestellt. Mat~nahmen wurden definiert und diskutiert - aber wie sollen verschiedene Maf~nahmen gegeneinander abgewogen werden? Es stelh sich damit die Frage nach der Kosten-Nutzen-Funktion, oder noch allgemeiner: nach einer Giitefunktion, nach der hin Maf~nah- men beurteilt und gegebenenfalls optimiert werden k6nnten. Zweifelsohne sollte mindestens ein Kriterium zur Integrit~it des Ufer-Okosystems gefunden und definiert werden k6nnen. Zu einem solchen geh6rt allerdings auch ein Indikator, der anzeigt, wie dieses Kriterium in einem Konkreten System (Seeuferab- schnitt, Mal~nahme) erffillt wird (vgl. diese Serie, 3. Beitrag so- wie Wilhelm und Brtiggemann 2000, Wilhelm und Brfiggemann 2001). Ein g~ingiger Indikator fiir eine maximale Artenvielfalt ist
- zumindest seit 1992, der Agenda yon Rio - bekannt: die Biodiversit~it. Aber auch hier treten erhebliche Probleme auf, wie man die Biodiversit/it quantifizieren kann. Ein Zeichen ftir diese Schwierigkeit ist, dass in der Literatur fiber 100 verschiedene quantitative Maf~e diskutiert werden (siehe f/.ir,eine 0bersicht: Washington 1984). Selbst wenn ftir die Biodiversit~it ein geeig- netes Marl ausgew/ihlt wurde (siehe dazu Abschnitt 5.3), stelh sich dann die Frage, ob die Mal~nahmen hierdurch ausreichend beurteilt werden k6nnen. Schlielglich sind Praktikabilit~it und selbstverst~indlich auch die Kosten miteinzubeziehen. Auf~er- dem sind keystone-Spezies, sowie Strukturparameter (s.o.) zu beriicksichtigen. Demnach entsteht ein komplexes logisches Ge- fiige: Einerseits werden Bioz6nosen u.a. durch Diversit~itsmafle bewertet, andererseits dient dieses spezielle Bewertungsergebnis als eines der Attribute zur Bewertung der Magnahmen. Von diesen wiederum h~ingt es ab, ob ein Uferabschnitt auch seine 6kologische Funktion wahrnimmt und damit die Biodiversit~it im gfinstigen Sinn beeinflusst und nicht nur als ein ~isthetisch sch6n gestaltetes Landschaftselement fungiert.
Fiir die Bewertung der Matgnahmen unter z.T. einander aus- schlietgenden Kriterien (Kosten vs. Nutzen) stehen verschiede- ne Verfahren zur Verffigung (z.B. Hassediagrammtechnik [Brfig- gemann et al. 2001], PROMETHEE [Preference Ranking Orga- nisation METHod for Enrichment Evaluation, Brans et al. 1986, Mareschal und Brans 1988], AHP [Analytical Hierarchy Process: Saaty 1994], vgl. auch Pudenz et al. 2002 zu einer Obersicht, und Pudenz et al. 2003 zu einer Weiterentxvicklung yon HDT zu METEOR [METHod of Evaluation by Order Relations]). Am Beispiel der Bewertung von Chemikalien wurden iiberdies anhand einer umfassenden Studie mit Monte Carlo-Simulatio- nen Empfehlungen erarbeitet, wann welches Verfahren beson- ders geeignet ist (Lerche et al. 2002).
UWSF - Z Umweltchem Okotox 15 (1) 2003 35
Seeufer, ein vergessenes 0koton, Beitrag 1 Beitragsserie
Tabelle 1 : Statistische Befunde zu den Biodiversit&tsmaBen nach Shannon-Wiener, Simpson / Gini und der Richness (Lande 1996)
giodiversit&tsmaB Bias Varianz
Shannon Der Bias h~ingt yon der wahren Artenzahl ('Richness') ab Die Varianz verringert sich mit der Gesamtzahl der Individuen und ist im allgemeinen gOnstiger
Um den Bias zu verringern, muss eine gr6Bere Zahl an als die Vadanz der Richness tndividuen bestimmt werden als 0berhaupt existiert
Richness Erhebliche Untersch~tzung der wahren Richness mSglich Endlicher Beitrag, offensichtlich h~her als f(Jr die beiden anderen Verfahren
Gini: 1-k (siehe Lande 1996) Es gibt hier keinen Bias Geringste Varianz
5.3 Biodiversit~t
Soil nun ein Kriterium f/Jr die Beurteilung von Maflnahmen die Maximierung der Biodiversit~it sein, so wird man mindestens ver- langen, dass die Einstufung der Mal~nahmen nach ihrem Bio- diversit/itsmat~ unabh/ingig yon der aktuellen Wahl des Biodiver- sit~itsrnaf~es ist. Leider ist dies nicht der Fall, wie Solomon (1979) nachgewiesen hat. Das bedeutet, dass eine Mal~nahme a beziig- lich der Biodiversit~it bei Verwendung etwa des Shannon-Mat~es (Shannon 1948) schlechter eingestuff werden kann als Mat~nah- me b, w/ihrend bei Verwendung eines anderen Biodiversit~its- mat~es, z.B. die reziproke Simpson-Zahl (Simpson 1949), die um- gekehrte Reihenfolge gilt (Solomon 1979).
Geht man zur/ick zu den Wurzeln des Biodiversit/itsbegriffes, so ist eigentlich klar, dass es zu Diskrepanzen kommen muss: Schlieglich soil ja dutch eine Zahl, eben dem Biodiversit~tsmag ein ganzes Tupel von Zahlen erfasst werden, ein ebenso frag- wiirdiges Unterfangen, als wollte man den Verlauf einer ge- kriimmten Kurve im 2-dimensionalen Raum durch genau eine Zahl zu charakterisieren. Man kann dieses Unterfangen auch in einem statistischen Sinn beurteilen: Eine Artenverteilung soil durch eine Zahl beschrieben werden. Es ist aber durchaus be- kannt, dass selbst Normalverteilungen zu Vergleichszwecken nut durch zwei Gr6f~en beschrieben werden k6nnen, w/ihrend andere Verteilungen dutch eine Reihe statistischer Momente charakterisiert werden miissen. Unterschiedliche Biodiversit/its- mal~e werden in diesem Sinn nut den einen oder anderen As- pekt der Verteilungsfunktion wiedergeben.
Soil man nun spezielle Mafle ausw~ihlen, so wird man sich auch davon leiten lassen, welche statistische Qualit~it sie haben: Schlief~lich werden nicht nur die Abundanzen von Taxa falsch erfasst, sondern oft kann man sich nicht einmal sicher sein, ob man alle verschiedenen Taxa innerhalb eines Systems erfasst hat, d.h. man wird nach dem Bias und der Varianz des entspre- chenden Maf~es zu fragen haben. Selbst die Frage nach der Beobachtungsebene, also ob man beispielsweise auf Arten- oder Familienebene misst, fliei~t in die Wahl des Biodiversit/itsmaf~es mit ein. Da iiber die statistischen Aspekte ein umfassender lJber- sichtsartikel von Lande (1996) verfasst wurde, sollen diese hier nicht welter vertieft werden. Tabelle 1 fasst die wichtigsten Er- gebnisse zusammen.
Ein Tell der in Tabelle 1 gemachten Aussagen wurde von Lan- de (1996) anhand von Monte-Carlo-Simulationen erhalten. Dazu wurde fiir die Artenverteilung ein log-Normalverteilung angenommen.
Welche Auswege aber gibt es aus der Zweideutigkeit im Ranking von Mat~nahmen, je nachdem welches Biodiversit/itsmag her- angezogen wird? Da letztlich eine Einstufung tier Maf~nahmen anhand der Artenverteilung vorgenommen werden soil, liegt es nahe, zuniichst verschiedene Artenverteilungen aufgrund ihrer Abundanztupel zu vergleichen. Vergleichen bedeutet Ordnen, Ordnen anhand eines mehrkomponentigen Tupels bedeutet
wiederum die Suche nach dem Umfang der partiellen Ordnung, da die einzelnen Komponenten ja nicht korreliert, ja nicht einmal rang-korreliert sein miissen. Damit ist die Biodiversit~it ein Pro- blem der Ordnungstheorie, so dass die Bewertung von Maf~- nahmen auf dem Wege der Bewertung von Artenverteilungen in einem einheitlichen theoretischen Rahmen erfolgen kann (sie- he den 3. Beitrag der Serie).
Die Biodiversit/it ist 'nur' ein Konzept, das sich auf Artenver- teilungen bezieht. Es ist daher notwendig, die Forderung nach 'mehr Struktur' in den Seeufern nicht nur mit Kennzahlen, wie solche fiir die Biodiversit/it, zu priifen. Vielmehr sollte man sich mit dem entsprechenden methodischen Instrument -Erstellung und Analyse von Nahrungsnetzen - in Seen und, falls m6glich, spezieil in Ufern/ihe - der Probiematik 'Struktur' n/ihern. Kann man den Begriff 'Struktur' durch Nahrungsnetzerstellung und Analyse operationalisieren, so ist der n/ichsre Schritt die Erstellung verallgemeinerter Integrit/its-oder 'Reifemaf~e' for Nahrungsnerze.
5.4 integrit~itsmaBe
Im vorigen Abschnitt wurde ein theoretischer Rahmen aufgezeigt, anhand dessen die Biodiversit/it in einer geschlossenen einheitli- chen Form diskutiert werden kann, so dass zu planende Maf~- nahmen dutch den zu erwartenden Gewinn an Biodiversit/it bes- set beurteilt werden k6nnen. Was muss welter geschehen?
Wenn man vonder Integrit~it des SeelSeeufer--Okosystems aus- geht, liegt es nahe, das Nahrungsnetz in Ufern/ihe zu charakte- risieren. Trotz der Schwierigkeiten, welche die Erstellung von Nahrungsnetzen im allgemeinen, aber fiir Okotone im speziel- len darstellen, wiirde es sich lohnen, nicht nur die blof~e Exis- tenz einer R/iuber-Beute-Beziehung darzustellen (bin~ire Nahrungs- netze), sondern die Massenfl/isse (oder Energiefliisse) zu be- stimmen. Eine M6glichkeit w/ire dann, auch Integrit~.tsmage fiir derartige Fluss-bewertete Graphen zu berechnen, so wie es Wilhelm und Briiggemann (2001) vorschlagen. Dabei wird davon ausgegangen, dass die bisher diskutierten Mal~e, Joint entropy (ein Maf~, das hohe Diversit/it in Nahrungsnetzverbin- dungen propagiert, vgl. Perez-Espana und Arreguin-Sanchez 19991 und Aszendenz (Ulanowicz 1997) einander v611ig entge- gengesetzte Nahrungsnetze zur Folge haben. Es ist daher ein Kompromiss zu finden, d.h. ein neues MaI~ zu entwickeln, des- sen Optimum zu Netzen fiihrt, die nicht ganz so effizient (und ohne Redundanz) sind, wie anhand der Aszendenz erhalten wird, abet auch nicht so redundant und 'st6rungssicher', wie es das Mat~ von Perez-Espana und Arreguin-Sanchez (1999) impliziert (siehe 3. Beitrag dieser Serie).
Danksagung. Die Autoren danken der Deutschen Bundesstiftung Urn- weft (DBU) for die FSrderung der Arbeiten im Rahmen eines Pilot- Projekts. ~ , ~ ~ , ~ , , ~ . ~ ~ ~
36 u w s F - z Umweltchem Okotox 15 (1) 2003
Beitragsserie Seeufer, ein vergessenes Okoton, Beitrag 1
Literatur
Arlinghaus R, Mehner T, Cowx IG (2003): Reconciling traditional inland fisheries management and sustainability in industrialized countries, with emphasis on Europe. Fish and Fisheries, in press
B6hmer Jet al. (1997): Okologische Bewertung yon Flief~gew~issern in der Europ~iischen Union und anderen L~indern. Handbuch Wasser 2, Bd. 37 (Hg. Landesanstalt fiir Umwehschutz Baden- Wiirttemberg, Karlsruhe
Brans JP, Vincke PH, Mareschal B (1986): How to select and how to rank projects: The PROMETHEE method. European Journ. Oper. Research 24, 228-238
Briiggemann R, Halfon E, Wehl G, Voigt K, Steinberg C (2001) Ap- plying the concept of partially ordered sets on the ranking of near-shore sediments by a battery of tests. J. Chem. Inf. Comp. Sc. 41,918-925
Briiggemann R, Drescher-Kaden U (2003) Einfiihrung in die modell- gest~itzte Bewertung yon Umweltchemikalien. Springer-Verlag, 520 pp
Chave PA (2001): The EU Water Framework Directive - An Intro- duction. IWA Publ., 224 pp
Braukmann U, Pinter I (1997): Concept for an integrated ecological evaluation of running waters. Acta Hydrochim. HydrobioL 25, 113-127
Cummins KW (1973). Trophic relations of aquatic insects. Ann. Rev. Entomol. 18, 183-206
Cummins KW (1992): Invertebrates. In: Calow P, Petts GE (eds.): The river handbook: Hydrological and ecological principles. Vol. I: pp. 234-250
Extence CA, Balbi DM, Chadd RP (1999): River flow indexing us- ing British benthic macroinvertebrates: A framework for set-
, ring hydroecological objectives. Regul. Rivers: Res. Manag. 15, 543-574
Fittkau EJ, Coiling M (I992): Bioiogische Trophieindikation im Li- toral yon Seen. Informationsberichte des Bayerischen Landes- amtes fiir Wasserwirtschaft, Heft 7192, Miinchen
Friedrich G, Lacombe J (eds.) (1992): Okologische Bewertung von Flieggew~issern. Limnologie aktuell, Bd. 3, Stuttgart, 462 pp
Friedrich G (1990): Eine Revision des Saprobiensystems. Z. Wasser- Abwasser-Forsch. 23, 141-152
Hosper H (1997): Clearing Lakes. Diss. Univ. Wageningen, 167 pp Gerritsen J e t al. (1998): Lake and reservoir, bioassessment and
biocriteria. United States Environmental Protection Agency, Of- fice of Water, Washington DC
Hemm M, Hoffmann A, Mischke U, Nixdorf B (2003): Natiirliche Seen Deutschlands - Aktueller Stand zur Dokumentation, Typi- sierung und Bewertung anhand des Phytoplanktons. Deutsche Gesellschaft for Limnologie, Tagungsbericht 2001, in press
Jeppesen E, SSindergaard M, S~ndergaard M, Christoffersen K, Theil- Nielsen J, Jiirgens K (2002): Cascading trophic interactions in the littoral zone: an enclosure experiment in shallow Lake Stigs- holm, Denmark. Arch. Hydrobioi. 153, 533-555
Kahlenborn W, Kraemer RA (1999): Nachhaltige Wasserwirtschaft in Deutschland. Berlin, Heidelberg: Springer, 244 pp
Kolkwitz R, Marsson M (1902): Grunds~itze fiir die biologische Beur- teilung des Wassers nach seiner Flora und Fauna. Mitt. Priifungsan- stah Wasserversorgung Abwasserreinigung 1, 33-72
Kolkwitz R, Marsson M (1908): Okologie der pflanzlichen Saprobi- en. Bet. Dt. Bot. Ges. 26a, 505-519
Kolkwitz R, Marsson M (1909): Okologie der tierischen Saprobien. Int. rev. ges. Hydrobiol. 2, 126-152
Lachavanne JB, Jaquet J-M, Juge R, Perfetta J (1985): Zustand, Erhal- tung und Schutz der Ufer des Vierwatdsditterssee. Bet. fiir das Bun- desamt f. Forstwesen und Landschaftsschutz und das Bundesamt ftir Umwehschutz, Bern, Universit~it Genf, 109 pp
Lande R (1996) Statistics and partitioning of species diversity and simi- larity among multiple communities. Oikos 76, 5-13
LAWA (L~inderarbeitsgemeinschaft Wasser) (1995): Leitlinien ftir ei- nen zukunftsweisenden Hochwasserschutz. 30 pp vcww, law a~de/ _d_~tsch/p~bs/lawa 02.htrn
LAWA (L~inderarbeitsgemeinschaft Wasser) (1998): Gew~isserbewer- tung - Stehende Gew~isser. Vorl~iufige Richtlinie fiir eine Erst- bewertung yon natiirlich entstandenen Seen nach trophischen Kriterien, 74 pp
LAWA (L/inderarbeitsgemeinschaft Wasser) (1999): Gew~isserstruk- turgi~tekartierung in der Bundesrepublik Deutschland - Ober- sichtsverfahren, 25 pp
Lerche D, Briiggemann R, Sorensen P, Carlsen L, Nielsen OJ (2002) A comparison of partial order technique with three methods of multi-criteria analysis for ranking of chemical substances. J. Chem. Inf. und Comp. Sc. 42, 1086-1098
Mareschal B, Brans Jp (1988): Geometrical representations for MCDA. European Journ. Open Research 34, 69-77
Meher A (1976): Makrophytische Wasserpflanzen als Indikatoren des Gew~isserzustandes oberbayerischer Seen. Diss. Bot. 34, 195 S
Meher A (1988): Die Gew/isserbeurteilung bayerischer Seen mit Hilfe makrophytischer Wasserpflanzen. Hohenheimer Arbeiten: Ge- f~ihrdung und Schutz yon Gew~issern, pp. 105-116
Mooij WM (1996): Variation in abundance and survival of fish larvae in shallow eutrophic Lake Tjeukemeer. Env. Biol. Fish. 46, 13-25
Moss B (2000): Biodiversity in fresh waters - An issue of species preservation or system functioning? Environ. Conserv. 27, 1-4
Naumann E (1927): Ziele und Hauptprobleme der regionalen Lim- nologie. Botan. Not. (Lund), Jg. 1927, p 81-103
Naumann E (1932): Grundz%e der regionalen Limnologie. In: Die Binnengew~isser, Bd. 11. E. Schweizerbart'sche Verlagsbuchhand- lung, Stuttgart, 176 pp
Ostendorp W (1993): Was tun? Perspektiven der Seeuferforschung und Seeuferrenaturierung. In: Ostendorp W, Krumscheid-Ptankert, P (eds): Seeuferzersr6rung und Seeuferrenaturierung in Mittele- uropa. G. Fischer, Stuttgart, Limnotogie Aktudl 5, 269 pp
Ostendorp W (1987): Die Auswirkungen yon Mahd und Brand auf die Ufer-Schilfbestiinde des Bodensee-Untersees. Natur u. Land- schaft 62, 99-102
Ostendorp W (1991): Zur Geschichte der Uferr6hrichte des Boden- see-Untersees. Schr. Ver. Gesch. Bodensee 109, 215-233
Ostendorp W, Briiggemann R, Walz N (2003) Problemfeld Seeufer am Bodensee. UWSF - Z. Umweltchem. Okotox, in Vorbereitung
Ostendorp W, Stark H, Krumscheid-Plankert P, Pier A (1996): Dy- namics and restoration of lakeside reedbdts in a prealpine lake (Lake Constance, Germany). Proc. Ecohydraulics, Quebec, June 1996, B753-B765
Pavluk TI, Bij de Vaate A, Leslie HA (2000): Development of an index of trophic completeness for benthic macroinvertebrate communities in flowing water. Hydrobiologia 427, 135-141
Perez-Espana H, Arreguin-Sanchez F (1999): A measure of ecosys- tem maturity. Ecological Modelling 119, 79-85
Premazzi G, Chiaudani G (1992): Ecological Quality of surface wa- ters. Joint Research Centre der Europ~iischen Kommission (EUR 14563 EN), Mailand, 124 pp
Pudenz S, Briiggemann R, Voigt K, Welzl G (2002): Nachhahige Ent- wicklung von Managementstrategien - Muhikriterielle Bewer- tungs- und Entscheidungshilfe-Instrumente. UWSF - Z. Umwelt- chem. Okotox. 14, 52-57
Pudenz S, Briiggemann R, Simon U (2003): METEOR - A DSS sug- gested for data analysis and partial evaluation in environmental science. European Journ. Oper. Research, in press
Ricciardi A, Neves R J, Rasmussen JB (1999): Extinction rate of North American freshwater fauna. Conservation Biology 13, 1-3
Saaty TL (1994): How to make a decision: The analytical hierarchy process. Interfaces 24, 19-43
Saunders D, Meeuwig J, Vincent AJ (2002): Freshwater protected areas: Strategies for conservation. Conservation Biology 16, 30-41
UWSF - Z Umwettchem Okotox 15 (1) 2003 37
Seeufer, ein vergessenes 0koton, Beitrag 1 Beitragsserie
Solomon DL (1979): A comparative approach to species diversity. In: Grassie JF, Patil GP, Smith W, Taillie C (eds): Ecological di- versity in theory and practice, International Co-operative Pub- lishing House, Fairland, Maryland, p 29-35
Scheffer M, Hosper SH, Meijer ML, Moss B, Jeppesen E (]993): Alternative equilibria in shaltow lakes. Trends Ecol. Evol. 8, 275-279
Scheffer M (1998): Ecology of shallow lakes. Chapman und Halt, 357 pp
Schiemer F, Zalewski M Thorpe JE (1995). Land/inland water ecotones: Intermediate habitats critical for conservation and management. Hydrobiologia 303,259-264
Sch6nfelder J (2000). Limnologischer Zustand und Bewertung n~ihrstoffarmer Seen in Brandenburg. Beitr. Gewfisser6kologie Norddeutschlands 4, 6-16
Schmieder K (1998): Submerse Makrophyten der Litoralzone des Bo- densees 1993 im Vergleich mit 1978 und 1867. Ber. Int. Gew~is- serschutzkomm. Bodensee 46, 169 pp
Seele J, Mayr M, Staab F, Raeder U (2000): Combination of two indication systems in pre-alpine lakes: Diatom index and macro- phyte index. Ecological Modelling. 130, 145-149
Shannon CE (1948) A mathematical theory of communication. Bell. System Tech. J. 27, 623-656
Simpson EH (1949) Measurement of diversity. Nature 163, 688 Takii S, Fukui M (1996}: Comparison of anaerobic mineralization
processes in sediments between littoral reed and offshore sites in a shallow hypertrophic lake. Hydrobiologia 319, 37-45
Thienemann A (1919): Untersuchungen fiber die Beziehungen zwischen dem Sauerstoffgehalt des Wassers und der Zusammensetzung der Fauna in norddeutschen Seen. Arch. Hydrobiol. 12, 1-65
Thienemann A (1921): Seentypen. - Naturwissenschaften 9, 343- 346
Thienemann A (1928): Der Sauerstoff im eutrophen und oligotrophen See. Die Binnengew~sser, Bd. 4, Stuttgart, 176 pp
Vollenweider RA, Kerekes J (1980a): OECD Cooperative Programme for Monitoring of Inland Waters (Eutrophication Control). OECD, Paris
Vollenweider RA, Kerekes J (1980b): The loading concept as a ba- sis for controlling eutrophication. Progress in Water Technol. 12, 5-39
US EPA (1994a): EMAP Surface waters field operational manual for lakes. U.S. EPA, Environmental Monitoring Systems Laboratory, Las Vegas, NV
US EPA (1994b): Environmental Monitoring and Assessment Pro- gram: Integrated quality assurance project for the Surface Wa-
ters Research Group, 1994 activities, Rev. 2.00 - EPA 600/X-91/ 080. U.S. EPA, Las Vegas, NV
Ulanowicz RE (1997): Ecology, the ascendant perspective. Colum- bia University Press, New York, 201 pp
Washington HG (1984): Diversity, biotic and similarity indices - A review with special relevance to aquatic eosystems. War. Res. 18,653-694
Wetzel RG (1999): Biodiversity and shifting energetic stability within freshwater ecosystems. Arch. Hydrobiol. (Advances in Lim- nology) 54, 19-32
Wilhelm T, Brfiggemann R (2000): Goal functions for the develop- ment of natural systems. Ecol. Mod. 132, 231-246
Wilhelm T, Brfiggemann R (2001): Information theoretic measures for the maturity of ecosystems. In: Matthies M, Malchow H, Kriz J (eds): Integrative systems approaches to natural and social dynamics Springer-Verlag, Berlin. pp 263-273
Woodruff SL, House WA, Callow ME, Leadbeater BSC (1999): The effects of a developing biofilm on chemical changes across the sediment water-interface in a freshwater environment. Int. Rev. Hydrobiol. 84, 509-532
Wright JF, Armitage PD, Furse MT, Moss D (1989): Prediction of invertebrate communities using stream measurements. Regul. Rivers: Res. Manag. 4, 147-155
Zintz K, B6hmer J (2000): Literaturstudie fiber vorhandene Klassifi- zierungs- und Bewertungsverfahren sowie Ans~itze fiir den Merkmalskomplex Makrozoobenthos bei Seen einschliefglich kritischer Wertung ihrer Anwendbarkeit entsprechend den An- forderungen der EU-Wasserrahmenrichtlinie. Bericht for die L/inderarbeitsgemeinschaft Wasser, Stuttgart, 140 pp
Zintz K, B6hmer J (2002): Makrozoobenthos-Bewertungsverfahren for Seen im Hinblick auf die Anforderungen der EU-Wasser- rahmenrichtlinie - Literaturstudie. In: Steinberg C, Bernhardt H, Klapper H (eds.) Handbuch Angewandte Limnologie 14. Erg. Lfg. 4/02:52 pp
Zumbroich T, Mtiller A, Friedrich G (eds.) (1999) : Strukturgiite yon Fliel~gew~issern. Springer Ver!ag, Berlin
Zumbroich T, Mfiller A (1999): Gew~isserstrukturgiitekartierung in der Bundesrepublik Deutschland - Verfahren ftir Heine und mit- telgrolge Flief~gew~sser. Studie im Auftrag der LLinderarbeits- gemeinschaft Wasser, 147 pp
Eingegangen: 24. Januar 2003 Akzeptiert: 25. Januar 2003
OnlineFirst: 26. Januar 2003
BriJggemann, Rainer: Studium der Chemie an der Ludwig-Maximilians-Universitat M0nchen �9 1977: Promotion 0ber ein Thema aus der Quan- tenchemie = Seit 1996: Leibniz-lnstitut for Gew&sser6kologie und Binnenfischerei Berlin = Aktuel le Arbeiten: Methodische Fragen zur Bewer- tung | Mathematische Modell ierungen zur Exposition und Wirkung von Chemikalien �9 Prozessorientierte Mathematische Modell ierungen in aquatischen 0kosystemen = Lehre: Blockvorlesung an der Universit&t in Bayreuth: Einf0hrung in die modellgest0tzte Bewertung von Umwelt- chemikalien | Seminare an der Humboldt-Universit&t zu Berlin zu Okotoxikologie und Okologie
Ostendorp, Wolfgang: Studium der Biologie, Chemie und Physik an den Universit~iten Bochum, Kiel und Freiburg | 1988 Promotion 0ber Seeufer-RShrichte, 1995 Habilitation an der Universit&t Konstanz ~ derzeit Privatdozent an der Universitb.t Kons tanz . Aktuel le Arbeiten: Pal&o6kologie der Uferzone im Zusammenhang mit siedlungsarch#,ologischen Fragen Q Sedimentologie der Ufersedimente | Okologie der RShrichte und Untersuchungen zum Schilfsterben = Lehre: seit 1995 Lehr- und Forschungst&tigkeit an den Universit&ten Greifswald, BoKu Wien, Freiburg und Konstanz 0ber SeeuferSkologie und angewandte Limnologie und Gew&sserschutz
Walz, Norbert: Studium der Biologie an der Universit&t Heidelberg und Freiburg | 1977: Promotion 0ber 0kologie der Dreikantmuschel Dreissena polymorpha | 1988: Habilitation an der Ludwig-Maximilians-Universit&t M0nchen 0ber Okologie der Rotatorien �9 1989-1990: Lehrstuhlvertretung an der Technischen Universit&t Karlsruhe + Seit 1992: Abteilungsleiter im Leibniz-lnstitut for Gew&sser6kologie und Binnenfischerei Berlin ~ Seit 1994: Executive Editor der International Review of Hydrobiology. Seit 2000: Honorarprofessur for Plankton und Benthos6kologie an der Fakult&t for Landwirtschaft und Gartenbau der Humboldt-Universit&t zu Ber l in. Aktuel le Arbeiten: Okologie, Populationsdynamik und Respiration des Zooplanktons �9 Benthisch-pelagische Koppelung in Flusssystemen �9 Biodiversit~t aquatischer Makroinvertebraten in urbanen Gewb.ssern �9 Funktion und Bewertung von Seeufern �9 Lehre: Plankton6kologie und benthisch-pelagische Koppelung an der Humboldt-Universit&t zu Bedin
38 UWSF- Z Umweltchem Okotox 15 (1) 2003
