Projekt Zooplankton - Probenahme - Baden

Landesanstalt für Umwelt, Messungen und
Naturschutz Baden-Württemberg
25000
20000
Ind. m
-3
St. 1
15000
10000
5000
0
Cladocera
Ind. m
Copepoda
-3
40000
St. 2
30000
20000
10000
0
Cladocera
Ind. m
40000
Copepoda
-3
St. 3
30000
20000
10000
0
Cladocera
Projekt Zooplankton
- Probenahme L Bericht des Instituts für Seenforschung
Copepoda
Institut für
Seenforschung
10
Landesanstalt für Umwelt, Messungen und
Naturschutz Baden-Württemberg
Projekt Zooplankton
- Probenahme L Bericht des Instituts für Seenforschung
I M PRES SU M
Herausgeber
LUBW Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg
Postfach 10 01 63, 76231 Karlsruhe, www.lubw.baden-wuerttemberg.de
Bearbeitung
LUBW Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg
H. B. Stich, G. Maier, A. Hoppe
Redaktion
LUBW Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg
Institut für Seenforschung, Langenargen
Bezug
Die Broschüre ist kostenlos erhältlich
Download unter: www.lubw.baden-wuerttemberg.de
ISSN
1437-0166
Stand
November 2010
Nachdruck – auch auszugsweise – ist nur mit Zustimmung des Herausgebers unter Quellangabe und Überlassung von
Beleg­exemplaren gestattet.
I N h a ltsv erz e ichnis
Zus a mmen fassung 7
1.
8
1.1.
M o nito ring Zooplankton
8
2. M eth o d en
11
2.1. Seenbeschreibung
2.2. Probenahmegeräte / Probenahme im Freiland
2.3. Statistik
11
11
13
3.Erg ebnisse 15
3.1.
3.2.
3.3.
3.4.
3.5.
3.6.
15
21
22
23
24
24
Netzgeometrie (Öffnung und Maschenweite)
Vergleich von vertikalen Netzzügen und Stufenfängen
Netze vs. Schöpfer
Verteilung des Zooplanktons / Patchiness
Verteilung in Kleinseen / Baggerseen
Verteilung im Zeller See (Bodensee – Untersee)
4.Dis kussi o n
25
5. Schlusswo rt 28
V er da n kung 29
6. Li ter atu r
30
7.
33
Pro b en a hme Zo o pl ankto n
Zusammenfassung
1. Unterschiedliche Netze (Durchmesser der Netzöffnung, Länge des Netzbeutels) unterscheiden sich signifikant
in ihrer Fängigkeit. Netze ohne Aufsatzkegel fangen weniger Zooplankton als Netze mit Aufsatzkegel. Netze mit
kurzem Netzbeutel fangen weniger als Netze mit langem Netzbeutel. Diese Unterschiede in der Fängigkeit verstärken sich mit abnehmender Maschenweite. Bei niedrigen Maschenweiten (30 und 55 µm) fangen Netze mit Aufsatzkegel und langem Netzbeutel zwei- bis dreimal mehr Zooplankton als Netze ohne Aufsatzkegel und kurzem
Netzbeutel. Bei großen Maschenweiten (100 µm) verringern sich diese Unterschiede.
2. Die Maschenweite beeinflusst die Artenzusammensetzung des gefangenen Zooplanktons und kann dadurch die
resultierende Artendiversität beeinflussen Große Arten und Entwicklungsstadien werden von Netzen mit kleiner
Maschenweite (30 µm) nicht repräsentativ erfasst. Umgekehrt werden kleine Arten und Entwicklungsstadien von
Netzen mit großer Maschenweite (100 µm) nicht repräsentativ gefangen. Netze mit der Maschenweite 55 µm erfassen sowohl große als auch kleine Arten und Entwicklungsstadien repräsentativ.
3. Stufenfänge erzielen deutlich höhere Abundanzen als Vertikalzüge. Der Faktor ist ≤ 3 und hängt von Netzgeometrie (Durchmesser Netzöffnung, Länge Netzbeutel) und Maschenweite ab.
4. Die Zooplanktonfalle (Volumen 25 l) ist fängiger als die getesteten Netze. Der Faktor ist ≤ 2 und variiert mit Art
und Entwicklungsstadium.
5. Die höchsten Zooplankton - Abundanzen werden mit der Planktonfalle und dem Doppelnetz erzielt, gefolgt von
dem Netz mit Aufsatzkegel, Schließmechanismus und langem Netzbeutel (SML). Die Planktonfalle ist auf Grund
ihres hohen Eigengewichts und das Doppelnetz ist durch die starre Fixierung zweier Netze mit jeweils knapp 2 m
Länge für den universellen Einsatz im Gewässermonitoring ungeeignet.
6. Die Ergebnisse zeigen, dass ein Schließnetz mit Aufsatzkegel (Durchmesser Netzöffnung: 16,5 cm, Länge des Netzbeutels: 1 m) und der Maschenweite: 55 µm sowohl kleine als auch große Formen und Entwicklungsstadien repräsentativ fängt. Die Abundanzen aus Stufenfängen sind grundsätzlich höher als aus Vertikalzügen über den gesamten Tiefenbereich.
7. Das Zooplankton ist in Seen ungleichmäßig verteilt. In kleinen Seen wurden zwischen benachbarten Probestellen
Abundanzunterschiede von bis zu 600 % gefunden. Im größeren Zeller See betrugen die Abundanzunterschiede
zwischen 3 jeweils 1 km entfernten Probestellen bis zu 800 %. Derartig hohe Abundanzunterschiede verfälschen
das Ergebnis sofern sie unberücksichtigt bleiben. In den meisten untersuchten Fällen war die Planktonverteilung
nicht homogen sondern heterogen, mit zum Teil drastischen Unterschieden hinsichtlich Abundanz aber auch der
Artendiversität. Um repräsentative Proben zu erhalten muss diese heterogene Verteilung des Zoopanktons berücksichtigt werden.
© LUBW  7
1. Monitoring
Ziel des Gewässermonitoring ist die Erfassung und
Beschreibung der spezifischen Eigenschaften eines Gewässers. Deshalb müssen die im Rahmen des Monitoring
durchgeführten Untersuchungen zu Ergebnissen führen,
die diese spezifischen Eigenschaften repräsentativ charakterisieren. Nur dann ist es möglich Gewässer, wie beabsichtigt, zuverlässig zu beschreiben und damit ihre Entwicklung zutreffend zu analysieren. Diese grundlegende
Forderung ist mit den realistischen Bedingungen des
Gewässermonitoring oft nur schwer vereinbar. Trotzdem
kann auf diese Forderung nicht verzichtet werden, weil
die aus den entnommenen Proben resultierenden Analysenergebnisse die Grundlage für weitere Aufarbeitung
und Auswertung sind. Damit beeinflusst die Probenahme maßgeblich die Bewertung eines Gewässers und ggf.
daraus abgeleitete künftige Sanierungs-, Restaurierungsoder fischereiliche Maßnahmen. Der Verzicht auf eine
repräsentative Beprobung kann zu fatalen Fehleinschätzungen der Gewässerentwicklung führen.
Neben den fachlichen existieren im Gewässermonitoring aber auch praktische Einschränkungen (Abb. 1.1). So
müssen die verwendeten Boote in der Regel meist transportabel und deshalb klein sein. Das verfügbare Platzangebot muss aber für Geräte, Probeflaschen, technische
Hilfen und mindestens zwei Mitarbeiter ausreichend
sein. Der resultierende Kompromiss muss trotzdem eine
repräsentativ Probenahme gewährleisten. Aspekte der
Arbeitssicherheit sind gleichberechtigt mit den fachlichen
Aspekten der Probenahme zu sehen, im Zweifelsfall sind
sie prioritär zu behandeln.
Die Überwachung der Gewässergüte beruht im Wesentlichen auf einem Vergleich von Daten. Untersuchungsergebnisse verschiedener Seen oder Zeiträume werden analysiert und es resultiert ein „mehr“ oder „weniger“, in der
Regel verbunden mit einem „besser“ oder „schlechter“.
Für derartige Analysen ist neben einheitlichen Methoden
auch eine vergleichbar Datenhaltung notwendig. Eine
Bewertung z.B. des Klimawandels kann nur über den Vergleich langfristig erhobener, methodisch vergleichbarer
Daten erfolgen, die in einheitlich strukturierten Datenbanken zur Verfügung stehen.
1.1. Zooplankton
Das Zooplankton steht in der Nahrungskette zwischen
dem Phytoplankton und den Fischen. Durch diese zentrale Stellung kommt dem Zooplankton für die Artenzusammensetzung und Menge des Phytoplanktons eine hohe
Bedeutung zu („top down Effekte“). Gleichzeitig beeinflussen Qualität und Quantität des fressbaren Phytoplanktons aber auch Artendiversität und Produktion des Zoo-
Abb. 1.1: Bedingungen der Probenahme:
Die technischen Möglichkeiten für die Probennahme variieren sehr stark. Im Bodensee steht ein voll ausgestattetes Forschungsschiff mit GPS,
mehreren elektrischen Winden zur Verfügung. In den meisten anderen Seen erfolgt die Probennahme unter wesentlich einfacheren Bedingungen, die die technischen Möglichkeiten der Probenahme einschränken.
8 Monitoring
© LUBW
planktons („bottom up Effekte“). Eine der bekanntesten
Wechselwirkungen zwischen Phyto- und Zooplankton ist
das so genannte Klarwasserstadium, das in vielen Seen
durch hohen Fraßdruck des Zooplanktons entsteht. Insbesondere Daphnien filtrieren Algen aus dem Wasser bis
es „klar“ wird. Mangels Nahrung reduziert sich anschließend wieder die Anzahl und damit auch der Fraßdruck
der Daphnien auf die Algen.
1978; Maier 1996) in die Bewertung mit einbeziehen. Die gewonnenen Rückschlüsse auf Phytoplankton
und Fischfauna ermöglichen eine umfassende und solide
Bewertung des Gewässerzustands.
berger
Im Verlauf der historischen Entwicklung wurden unterschiedlichste Entnahmegeräte entwickelt, benutzt, modifiziert, wieder benutzt (Schöpfer, Fallen, Pumpen, Netze,
Stecher). Einen Überblick über die entstandene VielDas Zooplankton ist seinerseits Nahrungsgrundlage für falt der Geräte findet sich z.B. in De Bernardi (1984),
Fische. Im Bodensee ist das Zooplankton die wichtigste Schwoerbel (1994) und Horn (1999). Keines der geliNahrungsgrundlage für die auch ökonomisch bedeut- steten Probenahmegeräte ist „das Beste“. Jedes Probenahsamen Bodenseefelchen (z. B. Hartmann 1980, 1983; megerät weist Eigenschaften auf, die sich bei unterschiedEckmann et al. 2002). Aber nicht nur für das Wachstum lichen Fragestellungen und Gewässern nachteilig auswirder adulten „zooplanktivoren“ Felchen ist das Zooplank- ken. Dies gilt auch für das Probenahmegerät „haben wir
ton wichtig, sondern es bestimmt auch das Überleben schon immer benutzt“, das lediglich den Vorteil eines
frisch geschlüpfter Fischlarven und die anschließende nicht gerätespezifisch variierenden Fehlers hat.
Entwicklung der Jungfische. Dies gilt – wie gesagt - nicht
nur für Felchen sondern auch für viele andere Fischarten Beim Gewässermonitoring werden zur Erfassung des Zoo(Hartmann 1983). Veränderungen in der Qualität und planktons (Copepoden, Cladoceren, Rotatorien) meist
Quantität des Zooplanktons wirken sich also auch auf die Netze benutzt, wobei die Wahl zwischen einer Vielfalt
Fischpopulationen aus.
von verfügbaren Varianten möglich ist: Große Netze, kleine Netze, Netze ohne Aufsatzkegel, Netze mit Aufsatzke. Die „bottom up“ - und „top down“ – Effekte sind nicht gel sowie Netze mit Aufsatzkegel und Schließmechanisnur vielfach dokumentiert und nachgewiesen, son- mus. Die Maschenweite der Netzbeutel kann ebenfalls
dern wurden auch in so genannten Biomanipulationen nochmals variieren, meist im Bereich zwischen 30 µm
(Benndorf et al. 1988, 2002, Jeppesen et al. 2007, Kasprz- und 150 µm. Das Netzgewebe besteht mittlerweile aus
ak et al. 1993, 2002, Mehner et al. 2002) zur Restaurie- monofiler Nylongaze, die im Wasser nicht aufquillt.
rung und Sanierung von Seen erfolgreich eingesetzt. Diese Effekte beruhen auf der zentralen Stellung des Zoo- Mit diesen Netzen erfolgt die Beprobung meist an der
planktons in der Nahrungskette; ihre Bewertung basiert tiefsten Stelle (Tmax) des Sees. Diese gewohnheitsmäßige
auf einer langen „Wissenstradition“, die im Bodensee zum Beprobung an Tmax hat eine lange limnologische TraditiBeispiel gegen Ende des 18. Jahrhunderts begann (Weis- on, obwohl man grundsätzlich nicht davon ausgehen kann,
mann 1877, Hofer 1896).
dass das Plankton in Seen gleichmäßig verteilt ist (z. B.
Elster 1958, Zitate in De Bernardi 1984). Deshalb ist es
Bedingt durch seine zentrale Stellung in der Nahrungs- unwahrscheinlich, dass die Planktonprobe bei Tmax immer
kette ist das Zooplankton für eine Bewertung des Gewäs- repräsentativ ist. Dies wäre nur möglich, wenn das Zooserzustandes unerlässlich. Abundanz, Artenzusammenset- plankton vertikal und insbesondere horizontal gleichmäzung, Größenstruktur, Trockengewicht und Gelegegröße, ßig verteilt wäre. Trotzdem wird die Beprobung meist bei
sowie die daraus ableitbaren Parameter (z.B. Artendiver- Tmax durchgeführt; die gleichmäßige Verteilung des Zoosität, Dominanz, Fekundität, Geburten- und Mortalitäts- planktons wird in der Regel weder hinterfragt noch überraten) sind wesentliche Erweiterungen für die Bewertung prüft sondern vorausgesetzt. Die Größe des Seebeckens
von Seen. Durch die Bewertung von „Bottom Up“ - und (siehe Zitate in Horn 1999), seine morphologische StrukTop Down“ – Effekten lassen sich die benachbarten tro- tur, unterschiedliche Nutzungen von Uferarealen, Meteophischen Ebenen (z. B. Gliwicz 1969; Gannon & Stem- rologie, sowie Zu- und Abflüsse beeinflussen die Vertei-
© LUBW
Monitoring 9
lung des Zooplanktons (patchiness). Wenn die Bewertung
eines Gewässers das Ziel des Monitoring ist, muss dies bei
der Probennahme entsprechend berücksichtigt werden.
Für die Probenahme von Zooplankton ist eine praktische
Anleitung oder ein Vergleich von Methoden zurzeit nicht
verfügbar. Die bestehenden Richtlinien (ÖNORM EN
15110; Deutsche Norm DIN EN 15110) beschränken sich
auf die Beschreibung unterschiedlicher Probenahmegeräte, und -methoden, mögliche Fixierungen und alternative Verfahrensweisen.
Weil die Probenahme von grundlegender Bedeutung ist,
wurden im Projekt „Zooplankton“ der LUBW (Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden
– Württemberg) die gängigen und praktikablen Entnahmemethoden zur Erfassung des Zooplanktons geprüft und
verglichen. Aus der Auswertung der Ergebnisse soll eine
Methode resultieren, die korrekt ist, die im Gewässermonitoring realisierbar ist, die eine solide und aussagekräftige
Bewertung des Gewässers gewährleistet und die mit ihrer
zukünftigen Anwendung einen methodisch verbesserten
Vergleich von erzielten Ergebnissen ermöglicht. Bei der
Erarbeitung der Methode standen die Belange des Gewässermonitoring mit der routinemäßigen Erhebung grundlegender Parameter im Vordergrund. Die resultierende
Methode kann deshalb keine „Universalmethode Zooplankton“ sein. Für spezifische Fragestellungen sind weiterhin entsprechend modifizierte und angepasste Methoden notwendig.
Im Fokus der Untersuchungen stand deshalb die Frage:
Wie wird die Probe (Netz, Falle, Tiefenprofil) an welchen
Probenstellen (Patchiness) mit welchem Netz (Öffnung
und Länge des Netzbeutels) und welcher Maschenweite
entnommen.
10 Monitoring
© LUBW
2. Methoden
2.1. Seenbeschreibung
Das LUBW – Projekt Zooplankton wurde insgesamt in
drei Baggerseen in der Rheinebene, in fünf Baggerseen im
Donau / Iller Bereich und im Zeller See (Bodensee-Untersee) durchgeführt. Die Seen unterscheiden sich in ihren
morphologischen und chemischen Eigenschaften; die
Trophie reicht von hyper- bis oligotroph (Tab. 2.1). Der
Schurrsee wird als einziger See von einem Entwässerungsgraben durchflossen. Das Thema Probennahme wurde im
Zeller See (Bodensee-Untersee) sowie in den Baggerseen
im Donau / Iller Bereich bearbeitet..
O
SM
AK
SM
2.2. Probenahmegeräte /
Abb. 2.1: Standardnetze nach Apstein.
Die Abbildung zeigt die getesteten Netze: O = offenes Netz, AK =
Probenahme im Freiland
Netz mit Aufsatzkegel, durch den die Öffnung des Netzes reduziert
wird, SM = Netz mit Aufsatzkegel und Schließmechanismus. Der
Insgesamt wurden sieben verschiedene Probenahme- Mechanismus wird in der gewünschten Tiefe durch ein Fallgewicht
ausgelöst und die Netzöffnung durch die Klappe verschlossen. Mit
Geräte (sechs Netze und eine Plankton – Falle) auf ihre diesem Netztyp ist die Entnahme von Stufenfängen möglich.
Fängigkeit getestet (Tab. 2.2, siehe Seite 13). Fünf der
sechs getesteten Netze (Abb. 2.1) sind über den Fachhandel (z. B. www.hydrobios.de) erhältlich. Als sechstes Netz Anstalt für Wasserversorgung, Abwasserreinigung und
wurde ein Doppelnetz getestet (Bürgi 1983), wie es in der Gewässerschutz) verwendet wird (Abb. 2.2). Die beiden
Schweiz zum Beispiel von der EAWAG (Eidgenössische verbundenen Netze werden auf „Ruck“ geschlossen wäh-
Tab. 2.1: Limnologische Kenndaten der untersuchten Seen
Gesamtphosphor (TP) - und Chlorophyll a (Chl a) – Konzentrationen sowie Sichttiefen (ST) wurden z.T. verschieden berechnet. Bei den Rheinseen (Rohrköpfle- bis Waltershofener See) basiert TP auf Messungen während der Frühjahrszirkulation, die Chl a - Konzentrationen und ST sind
Mittelwerte für den Sommer bzw. das gesamte Jahr. Die Werte für die Donau-Seen (Autobahnsee bis Illerzeller See sind Mittelwerte für das
Frühjahr (TP), bzw. für das gesamte Jahr (Chl a, ST). Der Schurrsee besitzt einen Durchfluss. Daten zu den Rheinseen stammen von der LUBW.
Die Daten für den Zeller See wurden dem Grünen Bericht Nr. 33 der IGKB entnommen. Die Daten für die Donau/Iller - Seen stammen aus
Diplomarbeiten und Praktikumsberichten der Universität Ulm. Im Zeller See wurden überwiegend Vergleiche zwischen Geräten (Geometrie,
Maschenweite), Vertikalzug und Tiefenprofil durchgeführt, auf horizontale Verteilungsunterschiede („Patchiness“) wurde in den Donauseen
geprüft.
Professoren Weiher
Schurrsee
Käsbohrersee
Illerzeller
See
8°07.067'
7°45.911'
8°59.179'
48°25.657’
48°26.735’
48°26.623’
48°18.764’
48°17.484’
49°07.517'
48°49.661'
48°00.742'
47°43.170'
10°08.234’
10°09.835’
10°10.287’
10°03.067’
10°04.349’
Seefläche (ha)
57
69,4
4,3
?
10,7
2,3
9,6
ca. 10,0
ca. 10,0
max. Tiefe (m)
18,7
58,2
12,8
18 - 22
7
8,8
8,3
10,0 - 12,0
10
mittl. Tiefe (m)
8,1
11,2
7,4
?
2,6
4,5
3,8
kA
kA
Sichttiefe (m)
2,9
1,5
1,4
2 - 7,5
1,7
0,9
3,5
3,0 - 4,0
2,0 - 4,0
9
36
246
18
50
≥100
15
6
10
1-2
17
35
1 - 14
20
100
7
kA
10
TP (µg L-1)
Chl a (µg L-1)
Kernsee
Zellersee
8°23.357'
Position E
Waltershofener
See
Position N
Rohrköpflesee
Autobahnsee
Parameter /
Seen
Kiesgewinnung
nein
ja
nein
nein
nein
nein
nein
nein
ja
Besonderheiten
keine
keine
keine
Rhein
Einfluss
keine
keine
Durchfluss
keine
keine
Biomasse
Biomasse
Biomasse
Geräte
Patches
Patches
Patches
Patches
Patches
Patches
Bearbeitungsthema
© LUBW
Methoden 11
Abb. 2.2: Das Doppelnetz
Das Doppelnetz (Bürgi 1983) besteht aus zwei fest verbundenen
Netzbeuteln (Netzöffnung 17, 5 cm, Netzlänge 180 cm). Es wird
häufig in der Schweiz verwendet. Eine plötzliche und kurzfristige Verstärkung der Hievgeschwindigkeit (Ruck) bewirkt ein Umklappen der
Netzöffnungen, beim weiteren Hieven kann das Wasser nicht mehr
durch die beiden Netze strömen, sie sind „verschlossen“.
Abb. 2.3: Die Planktonfalle
Bei der Planktonfalle sind Deckel und Boden beim Fieren geöffnet.
Beim Hieven schließt der Wasserdruck den Boden. Da der Boden
über ein Seil mit dem Deckel verbunden ist, wird dieser aus der
Magnethalterung gelöst und dann ebenfalls durch den Wasserdruck
vollständig geschlossen.
(30 µm, 55 µm, 100 µm). Die beiden Netzbeutel des
Doppelnetzes waren nur in der Maschenweite 100 µm
verfügbar. Die Siebfläche ist der prozentuale Anteil der
offenen Netzfläche, der vom Wasser durchströmt werden kann (die Summe der Löcher). Mit abnehmender
Maschenweite (Zunahme der Fäden) nimmt die Siebfläche deutlich ab, von 47 % bei einer Maschenweite
Die getesteten Netze unterscheiden sich in ihren tech- von 100 µm auf 17 % bei einer Maschenweite von 30
nischen Merkmalen (Tab. 2.2). Die variierenden Netz- µm. Das Verhältnis von Siebfläche zu Netzöffnung ist
flächen ergeben sich aus Länge und Öffnung der Netze. ein Maß für die potentielle Filtrierleistung des Netzes.
Alle Netze wurden mit drei Maschenweiten getestet Neben den Netzen wurde zu Vergleichszwecken auch
rend der Schließmechanismus der übrigen Netze durch
ein Fallgewicht ausgelöst wird. Die zeitliche Verzögerung
vom Auslösen des Fallgewichtes bis zum Verschluss des
Netzes (ca. 30 sec. bei 100 m Falltiefe; Schwoerbel 1994)
entfällt beim Doppelnetz, was eine eventuelle Flucht des
Zooplanktons weitgehend ausschließt.
12 Methoden
© LUBW
Tab. 2.2: Technische Kenndaten der getesteten Netze
Die getesteten Netze unterscheiden sich in ihrem Durchmesser und entsprechend in ihrer Öffnung. Die Netzbeutel waren unterschiedlich lang
(50 cm, 100 cm, 180 cm). Die Netzflächen sind aus Länge und Öffnung der Netze berechnet. Außer beim Doppelnetz (100 µm) wurden bei
allen Netzen drei Maschenweiten getestet (30 µm, 55 µm, 100 µm). Die Abkürzungen bedeuten: O: offenes Netz, K: kurzer Netzbeutel, L: langer Netzbeutel, AK: Netz mit Aufsatzkegel, SM: Netz mit Aufsatzkegel und Schließmechanismus (Abb.2.1), Doppel: Doppelnetz (Abb. 2.2). Ein
SML ist also ein Netz mit Aufsatzkegel, Schließmechanismus und langem Netzbeutel, ein OK ist ein offenes Netz mit kurzem Netzbeutel.
Parameter / Netze
OK
OL
AKK
SMK
SML
DOPPEL
Durchmesser (cm)
25
49
9,4
8,5
16,5
Länge (cm)
50
100
50
50
100
180
0,049
0,189
0,007
0,006
0,021
0,024
Netzöffnung (m²)
Netzfläche (ca. m²)
Maschenweiten (µm)
Offene Siebfläche (%)
17,5
0,2
0,8
0,22
-
0,72
-
30 / 55 / 100
30 / 55 / 100
30 / 55 / 100
30 / 55 / 100
30 / 55 / 100
100
47
17 / 32 / 47
17 / 32 / 47
17 / 32 / 47
17 / 32 / 47
17 / 32 / 47
Netzfläche : Netzöffnung
4
4
31
ca. 35
34
7
Siebfläche /. Netzöffnung
0,7 / 1,3 / 1,9
0,7 / 1,4 / 2,0
5,0 / 10,0 / 15,0
6,0 / 11,0 / 16,0
6,0 / 11,0 / 16,0
15
nein
ja
ja
Schließmechanismus
nein
nein
ja
eine Planktonfalle (www.uwitec.at) eingesetzt (Abb. Zur Erfassung großräumiger, horizontaler Unterschiede
2.3).
in der Planktonverteilung (Patchiness) wurde an den drei
Stellen im Zeller See Proben durch Vertikal- (20 - 0 m)
Alle Proben wurden vom fest verankerten Boot aus wäh- und Stufenfänge (5 - 0 m, 10 - 5 m, 15 - 10 m, 20 - 15 m)
rend der Vegetationsperiode im Jahr 2007 entnommen entnommen (Abb. 2.5).
und sofort in einer ca. 4 % Formalin-Rohrzuckerlösung
(Endkonzentration) fixiert (Haney & Hall 1973).
2.3. Statistik
Der Variabilitätskoeffizient (V = Standardabweichung in
Zur Erfassung kleinräumiger, horizontaler Unterschiede % des Mittelwertes) ist eine Kenngröße zur Beschreibung
in der Planktonverteilung (Patchiness) wurden an zwei ca. der Variabilität innerhalb einer Messreihe. Er wurde zur
200 m entfernten Stellen in den Donau/Iller Seen (Abb. Charakterisierung der Streuung der Zooplankton - Abun2.4) Proben mittels vertikaler Netzzüge (Grund bis Ober- danzen aus parallelen Netzzügen sowie zur Abschätzung
fläche) genommen. An jeder der beiden Stellen wurden der Patchiness benutzt. Effekte verschiedener Netztypen
jeweils drei parallele Netzzüge um das Boot herum (Radi- bzw. Entnahmegeräten und Maschenweiten, von Stufenus ca. 10 m) durchgeführt.
Abb. 2.4: Die Donau / Iller Seen
Die Seenkette bei Weissingen an der Donau mit Professorenweiher (1) und Schurrsee (2). Diese Seen sind ehemalige Baggerseen.
Sie werden durch Grundwasser und durch Druckwasser aus der
gestauten Donau gespeist.
Abb. 2.5: Der Zeller See
IIm Zeller See wurden Netzfänge an den drei Probestellen durchgeführt. Der Zeller See ist ein Teil des Untersees. Dieser ist über den
Seerhein mit dem Obersee verbunden. Die obere Bildhälfte zeigt den
als Überlinger See bezeichneten Teil des Obersees.
© LUBW
Methoden 13
Tab. 2.3: Fragestellungen und Untersuchungen
*Um eine Vergleichbarkeit der Resultate mit den Netzfängen zu erhalten wurde mit der Planktonfalle die Wassersäule bis zu der Tiefe von 20 m
meterweise beprobt (=20 Proben à 25 Liter pro Probenstelle). In Monitoringuntersuchungen ist dieser Aufwand nicht durchführbar.
Thema/Fragestellung
Verfahrensweise
Einfluß von Netzgeometrie
und Maschenweite
Vertikalzüge mit den in Tabelle 2.2 aufgelisteten Netzen an den drei Probestellen im Zellersee..
Fängigkeit von Netzen
(Verstopfen der Netzporen)
Vertikalzüge (20 m bis Oberfläche) und Netzzüge in vier Tiefenstufen (0 - 5; 50 - 10, 15 - 10 und 15 - 20 m)
mit den Netzen SML, SMK und Doppelnetz an den drei Probestellen im Zellersee.
Vergleich von Netz und Schöpfer
(Zooplanktonfalle)
Netzzüge in vier Tiefenstufen (0 - 5; 50 - 10, 15 - 10 und 15 - 20 m) mit den Netzen SML, SMK, Doppelnetz
und Planktonfalle * an den drei Probestellen im Zellersee.
Homogenität der Verteilung
1. kleinräumige Patchiness
Jeweils drei Vertikalzüge an zwei ca. 300 m entfernten Probestellen im Professoren Weiher und im Schurrsee mit den Netzen OK, OL und den Maschenweiten 55 µm und 100 µm.
Homogenität der Verteilung
2. großräumige Patchiness
Vertikal- und Netzzügen (Tiefenstufen (0 - 5; 50 - 10, 15 - 10 und 15 - 20 m) an den drei Probestellen im
Zellersee mit den Netzen SML, SMK und Doppelnetz jeweils mit den Maschenweiten 30 µm, 55 µm, und
100 µm (nur für SML, SMK).
bzw. Vertikalfängen wurden mittels parameterfreier Tests
für verbundene Stichproben (Friedman-Test gefolgt von
einem Wilcoxon-Test) bewertet. Beim Friedman-Test wurde in der Regel die Rangfolge angegeben, wobei höhere
Ränge eine bessere Fängigkeit bedeuten. Eine Ausnahme machte der Vergleich verschiedener Entnahmestellen
in den Donau-Iller Seen. Hier wurde ein Test für nicht
– verbundene Stichproben (U-Test / Mann Whitney) verwendet. Die Fängigkeit von Netzen unterschiedlicher
Maschenweiten im Jahresgang wurde noch mittels ChiQuadrat-Test geprüft. Parameterfreie Tests wurden verwendet, weil die Stichprobenzahlen relativ niedrig waren
und damit keine Normalverteilung (und keine Varianzengleichheit) gegeben bzw. vorauszusetzen waren. Wenn
nicht anders angegeben, ist das Signifikanzniveau p < 0,05.
Eine allgemeine Beschreibung der statistischen Tests und
ihrer Anwendung findet sich in fast jedem Lehrbuch der
Statistik (z. B. Ebner 1989, Lozan & Kausch 1998).
14 Methoden
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3. Ergebnisse
3.1. Netzgeometrie
(Öffnung und Maschenweite)
Die verschiedenen Netzgeometrien und Maschenweiten haben einen signifikanten Einfluss auf das Ergebnis
der Probenahme (Tab. 3.1, 3.2). Die Verwendung offener
Netze (OK, OL) ergibt für alle taxonomischen Gruppen
niedrigere Individuendichten als die Verwendung von
Netzen mit Aufsatzkegel (AK) bzw. Schließmechanismus
(SM). Der Wilcoxon-Test (post hoc Test zu Friedman)
ergibt für Cladoceren und Copepoden Unterschiede in
der Fängigkeit zwischen dem Netz OK und den übrigen
Netzen. Bei den Nauplien und Rotatorien sind insbesondere die Unterschiede zwischen den Netzen SML, AKK
versus OK, OL deutlich bzw. signifikant.
Tab. 3.2: Bewertung der Fangergebnisse in Abhängigkeit von
der Maschenweite
Statistische Ergebnisse (Friedman-Test) für die Unterschiede in der
Fängigkeit der getesteten Netze in Abhängigkeit von der Maschenweite, getrennt berechnet für Cladoceren, Copepoden, Nauplien und
Rotatorien. Die Unterschiede zwischen den Maschenweiten sind
hoch signifikant.
RangNetztyp mittel
Taxon
CLADOCERA
COPEPODA
NAUPLIEN
ROTATORIA
100
2,47
55
2,40
30
1,13
100
2,60
55
2,40
30
1,00
100
1,13
55
3,00
30
1,87
100
1,07
55
2,53
n
x²
df
P
15
16,90
2
0,0002
15
22,80
2
0,0001
15
26,53
2
0,0001
15
19,70
2
0,0001
Für unterschiedliche Maschenweiten ergeben sich über30
2,40
wiegend signifikante Unterschiede in den Individuendichten, allerdings sind die Ergebnisse für die verschiedenen
taxonomischen Gruppen nicht einheitlich (Tab. 3.2).
Maschenweiten von 100 µm und 55 µm ergeben bei Cla- doceren und Copepoden (ohne Nauplien) höhere Individuendichten als die Maschenweite 30 µm (Abb. 3.1), d.h.
große Zooplankter werden mit kleiner Maschenweite (30
Tab. 3.1: Bewertung der Fangergebnisse in Abhängigkeit von
µm) schlechter gefangen. Die Maschenweiten 30 µm und
der Netzgeometrie
Statistische Ergebnisse (Friedman-Test) für die Unterschiede in der
55 µm ergeben bei Nauplien und Rotatorien höhere IndiFängigkeit der getesteten Netze in Abhängigkeit von der Netzgeometrie (Netzöffnung, -länge) getrennt nach Cladoceren, Copepoden,
viduendichten als die Maschenweite 100 µm, d.h. kleine
Nauplien und Rotatorien. Verallgemeinernd lässt sich sagen, dass
Netze mit hohem Rangmittel auch eine hohe Fängigkeit haben.
Zooplankter werden erwartungsgemäß mit der großen
Maschenweite (100 µm) schlechter erfasst (Abb. 3.2). KeiRangTaxon
Netztyp mittel n
x²
df
P
ne signifikanten Unterschiede bestehen bei den CladoCLADOCERA
OK
1,56
9
10,7
4
0,0310
ceren und Copepoden zwischen den Maschenweiten 100
OL
2,89
µm und 55 µm und bei den Nauplien und Rädertieren
SMK
3,33
zwischen den Maschenweiten 55 µm und 30 µm, d.h. die
SML
3,67
AKK
3,56
Maschenweite 55 µm kann also sowohl für den Fang groCOPEPODA
OK
1,56
9
14,6
4
0,0060
ßer als auch kleiner Zooplankter verwendet werden.
OL
2,61
NAUPLIEN
ROTATORIA
SMK
3,06
SML
3,56
AKK
4,22
OK
1,44
OL
2,44
SMK
2,56
SML
4,56
AKK
4,00
OK
1,89
OL
1,89
SMK
2,56
SML
4,22
AKK
3,67
9
22,8
4
0,0002
9
12,5
4
0,0140
Die Siebfläche, Netzöffnung und deren Verhältnis zueinander sind für die Fängigkeit eines Netzes von wesentlicher Bedeutung. Bei großer Maschenweite (100 µm) ist
die Siebfläche groß, wodurch die Netzgeometrie (Öffnung
des Netzes, Länge des Netzbeutels) eine untergeordnete
Rolle spielt. Mit abnehmender Maschenweite (55 µm, 30
µm) verringert sich die Siebfläche wodurch der Effekt der
Netzgeometrie deutlich zunimmt. Netze mit reduzierter
Öffnung (AK, SM) erzielen höhere Abundanzen als Netze
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Ergebnisse 15
CLADOCERA
COPEPODA
Ind. m-3
100µm
16000
14000
12000
10000
8000
6000
4000
2000
0
Ind. m-3
100µm
30000
25000
20000
15000
10000
5000
0
OK
16000
14000
12000
10000
8000
6000
4000
2000
0
35000
OL
SMK SML
Ind. m-3
OK
AKK
55µm
OL
35000 3Ind. m
SMK SML AKK
55µm
30000
25000
20000
15000
10000
5000
0
OK
OL
Ind. m-3
SMK SML
30µm
16000
14000
12000
10000
8000
6000
4000
2000
0
OK
AKK
OL
Ind. m-3
SMK SML
AKK
30µm
35000
30000
25000
20000
15000
10000
5000
0
OK
OL
SMK SML AKK
OK
OL
SMK SML
AKK
Abb. 3.1: Effekte von Netzgeometrie und Maschenweite bei Cladoceren und Copepoden
Mit den verschiedenen Netzen und Maschenweiten wurden an den drei Probestellen im Zeller See am 30.07.2007 Proben entnommen (Stelle
1 = grau, Stelle 2 = rot, Stelle 3 = schwarz). Aus den Zählergebnissen wurde die Abundanz für alle Cladoceren und alle Copepoden berechnet,
jeweils für die drei Maschenweiten 100 µm, 55 µm und 30 µm und die fünf getesteten Netze (OK: offenes Netz mit kurzem Netzbeutel, OL:
offenes Netz mit langem Netzbeutel, SMK: Netz mit Aufsatzkegel, Schließmechanismus und kurzem Netzbeutel, SML: Netz mit Aufsatzkegel,
Schließmechanismus und langem Netzbeutel).
mit großer Öffnung (O). Die Abundanzen unterscheiden
sich je nach Art und Entwicklungsstadium um den Faktor
2 bis 5. Bei Verwendung der Maschenweite 30 µm ergibt
sich die höchste Variabilität (Abb. 3.3), d.h. bei dieser
Maschenweite sind die Unterschiede zwischen parallelen
Netzzügen am größten. Der Friedman-Test ergibt signifikante Unterschiede im Variabilitätskoeffizient für Netze
verschiedener Maschenweiten (x2 = 13.8(2), P < 0.002).
16 Ergebnisse
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Der Wilcoxon-Test ergibt signifikante Unterschiede in
der Fangvariabilität zwischen den mit 100 µm und 30 µm
bestückten Netzen (Z = -2.85, P < 0.005) sowie zwischen
den mit 55 µm und 30 µm bestückten Netzen (Z = -3.06,
P < 0.003), aber keine Unterschiede in der Fangvariabilität
zwischen den mit 100 µm und 55 µm bestückten Netzen
(Z = 0.71, P = 0.48).
NAUPLIEN
35000
ROTATORIA
Ind. m-3
100µm
-3
400000 Ind. m
350000
300000
250000
200000
150000
100000
50000
0
30000
25000
20000
15000
10000
5000
0
OK
OL
SMK
Ind. m-3
AKK
OK
OL
SMK
Ind. m-3
SML
OK
AKK
55µm
OL
SMK SML AKK
Ind. m-3
30µm
OL
SMK SML AKK
400000
350000
300000
250000
200000
150000
100000
50000
0
35000
30000
25000
20000
15000
10000
5000
0
OK
OL
Ind. m-3
55µm
35000
30000
25000
20000
15000
10000
5000
0
OK
SML
100µm
30µm
400000
350000
300000
250000
200000
150000
100000
50000
0
SMK SML AKK
OK
OL
SMK SML AKK
Abb. 3.2: Effekte von Netzgeometrie und Maschenweite bei Nauplien und Rotatorien
Mit den verschiedenen Netzen und Maschenweiten wurden an den drei Probestellen im Zeller See am 30.07.2007 Proben entnommen (Stelle
1 = grau, Stelle 2 = rot, Stelle 3 = schwarz). Aus den Zählergebnissen wurde die Gesamtabundanz für Nauplien und Rotatorien berechnet,
jeweils für die drei Maschenweiten 100 µm, 55 µm und 30 µm und die fünf getesteten Netze (OK: offenes Netz mit kurzem Netzbeutel, OL:
offenes Netz mit langem Netzbeutel, SMK: Netz mit Aufsatzkegel, Schließmechanismus und kurzem Netzbeutel, SML: Netz mit Aufsatzkegel,
Schließmechanismus und langem Netzbeutel).
50
V (%)
Abb. 3.3: Variabilitätskoeffizienten und Maschenweiten
Die mittlere Variabilitätskoeffizienten (± SD) wurden aus den Abundanzen für Cladoceren, Copepoden, Nauplien und Rädertiere berechnet, die sich aus den Probenahmen mit den verschiedenen Netzen
und Maschenweiten ergaben. Die Mittelwerte wurden über die drei
Probestellen des Zeller Sees für die Proben vom 30.07.2007 berechnet.
Clad
Cop
Naupl
Rot
60
± SD
40
30
20
10
40
60
80
Maschenweite (µm)
100
Die Abundanz, auch Individuendichte genannt, ist eine
absolute Zahl und gibt an, wie häufig ein Tier im Gewässer vorkommt. Die Dominanz ist ein relatives Maß und
beschreibt den prozentualen Anteil der einzelnen Arten
/ Taxa an der Abundanz aller vorkommenden Arten / Taxa.
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Ergebnisse 17
Daphnia
Bosmina
Ceriodaphnia
Eudiaptomus
Thermocyclops
Diaphanosoma
Mesocyclops
Cyclops
Abb. 3.4: Dominanzverteilungen von Cladoceren
Die Abbildung zeigt die Dominanzverteilung der einzelnen Cladocerenarten (Daphnia hyalina, Eubosmina cf. longispina, Ceriodaphnia
pulchella, Diaphanosoma brachyurum) in Abhängigkeit von Netzgeometrie und Maschenweite. Die farbliche Kennung der prozentualen
Anteile entspricht den farblichen Markierungen der Arten. Die Auswertung basiert auf der Probennahme vom 30.07.2007 im Zeller See.
(Abkürzungen Netze: OK: offenes Netz mit kurzem Netzbeutel, OL:
offenes Netz mit langem Netzbeutel, SMK: Netz mit Aufsatzkegel,
Schließmechanismus und kurzem Netzbeutel, SML: Netz mit Aufsatzkegel, Schließmechanismus und langem Netzbeutel, AKK: Netz mit
Aufsatzkegel und kurzem Netzbeutel).
18 Ergebnisse
© LUBW
Abb. 3.5: Dominanzverteilungen von Copepoden
Die Abbildung zeigt die Dominanzverteilung der einzelnen Copepodenarten (Eudiaptomus gracilis, Thermocyclops oithonoides, Mesocyclops leuckarti, Cyclops strenuus landei) in Abhängigkeit von Netzgeometrie und Maschenweite. Die farbliche Kennung der prozentualen
Anteile entspricht den farblichen Markierungen der Arten. Die Auswertung basiert auf der Probennahme vom 30.07.2007 im Zeller See.
(Abkürzungen Netze: OK: offenes Netz mit kurzem Netzbeutel, OL:
offenes Netz mit langem Netzbeutel, SMK: Netz mit Aufsatzkegel,
Schließmechanismus und kurzem Netzbeutel, SML: Netz mit Aufsatzkegel, Schließmechanismus und langem Netzbeutel, AKK: Netz mit
Aufsatzkegel und kurzem Netzbeutel).
Ind. m-2
Rotatoria
9000000
8000000
7000000
6000000
5000000
4000000
3000000
2000000
1000000
0
17.4
17.5
16.6
16.7
15.8
14.9
Ind. m-2
1400000
Nauplien
1200000
1000000
800000
600000
400000
200000
0
3.4
3.5
2.6
2.7
1.8
31.8
30.9
-2
Ind. m
1200000
Crustacea (ohne Nauplien)
1000000
800000
600000
400000
200000
0
3.4
3.5
2.6
2.7
1.8
31.8
30.9
Abb. 3.7: Saisonale variierender Effekt der Maschenweiten
Der Jahresgang von Rädertieren, Nauplien und Crustaceen (Summe
aller Arten) zeigt den saisonal variierenden Effekt der Maschenweite (Maschenweite 100 µm = grün, Maschenweite 55 µm = rot,
Maschenweite 30 µm = dunkelblau). Die Probenahme erfolgte wieder im Zeller See; mit der Maschenweite 55 µm wurden erst ab der
zweiten Jahreshälfte Proben genommen. Die Skalierung der y-Achse
wurde an die unterschiedlichen Abundanzen angepasst
Polyarthra
Kellicottia
Conochilus
Keratella
Abb. 3.6: Dominanzverteilungen von Rädertieren
Die Abbildung zeigt die Dominanzverteilung der einzelnen Rädertierarten (Polyarthra cf. remata, Conochilus cf. unicornis, Kellicottia
longispina, Keratella cochlearis) in Abhängigkeit von Netzgeometrie
und Maschenweite. Die farbliche Kennung der prozentualen Anteile
entspricht den farblichen Markierungen der Arten. Die Auswertung
basiert auf der Probennahme vom 30.07.2007 im Zeller See. (Abkürzungen Netze: OK: offenes Netz mit kurzem Netzbeutel, OL: offenes
Netz mit langem Netzbeutel,, SMK: Netz mit Aufsatzkegel, Schließmechanismus und kurzem Netzbeutel, SML: Netz mit Aufsatzkegel,
Schließmechanismus und langem Netzbeutel, AKK: Netz mit Aufsatzkegel und kurzem Netzbeutel).
Die Effekte von Netztypen und Maschenweiten auf die
Dominanzen von Cladoceren und Copepoden sind gering,
was sich in den niedrigen Unterschieden der prozentualen Anteile zeigt. In den mit verschiedenen Netzen und
Maschenweiten gezogenen Proben sind die Cladoceren
Daphnien, Bosminen und Diaphanosoma prozentual annähernd in gleichen Anteilen vertreten (Abb. 3.4).
Bei den Copepoden dominiert Thermocyclops in allen Proben, die Gattung Cyclops ist immer am schwächsten vertreten ist (Abb. 3.5).
Bei den Rädertieren zeigen sich deutliche Effekte der
Maschenweite auf die Dominanzstruktur (Abb. 3.6).
Bei Verwendung der Maschenweite 100 µm dominieren
koloniebildende Tiere der Gattung Conochilus, gefolgt
© LUBW
Ergebnisse 19
Crustacea
Rotatoria
03.07.2007
03.07.2007
100%
80%
60%
40%
20%
0%
100%
80%
60%
40%
20%
0%
30 µm
55 µm
100 µm
30 µm
55 µm
100 µm
55 µm
100 µm
07.08.2007
07.08.2007
100%
100%
80%
60%
40%
20%
0%
80%
60%
40%
20%
0%
30 µm
55 µm
100 µm
30 µm
09.10.2007
09.10.2007
100%
100%
80%
80%
60%
40%
60%
40%
20%
20%
0%
0%
30 µm
55 µm
100 µm
30 µm
55 µm
100 µm
Mesocyclops
Thermocyclops
Übrige
Synchaeta
Cyclops
Diaphanosoma
Pompholyx
Polyarthra
Ceriodaphnia
Bosmina
Keratella quadrata
Gastropus
Keratella cochlearis
Kellicottia
Conochilus
Ascomorpha
Daphnia
Asplanchna
Abb. 3.8: Saisonale Dominanzunterschiede
Drei aus dem Jahresgang ausgewählte Beispiele zeigen die saisonale Änderung in der Dominanz der Arten. Die Effekte der drei unterschiedlichen Maschenweiten zeigen sich bei den Crustaceen nur wenig, bei den Rädertieren sind die Effekte aber deutlich zu sehen.
1
von große Synchaeten (S. cf. pectinata), Euchlanis dilatata
und Kellicottia longispina. Bei Verwendung der Maschenweite 55 µm und 30 µm sind die kleinere Taxa (z.B.
Keratella cochlearis und Polyarthra spp.) deutlich stärker vertreten.
20 Ergebnisse
© LUBW
Mit dem SML (Netz mit Aufsatzkegel, Schließmechanismus und langem Netzbeutel) wurde der Zeller See
an der Probenstelle 2 während des Jahres 2007 mit den
Maschenweiten 100 µm und 30 µm und ab Juli auch mit
der Maschenweite 55 µm beprobt. Die saisonalen Unter-
schiede in den Abundanzen (Abb. 3.7) bestätigten die
bereits erläuterten Ergebnisse. Bei den Nauplien und
Rotatorien erweisen sich die kleinen Maschenweiten 55
µm und 30 µm deutlich fängiger als die Maschenweite
100 µm.
Ind. m
-3
SML
600000
500000
30 µm
400000
55 µm
100 µm
300000
200000
100000
3.2. Vergleich von vertikalen Netzzügen
und Stufenfängen
Alle Planktonpartikel, die größer als die jeweilige
Maschenweite sind, werden im Netz zurückgehalten, setzen offene Poren zu und reduzieren dadurch die verfügbare Siebfläche des Netzes. Besonders in eutrophen Seen
mit vielen Partikeln kann das Netz dadurch schnell „verstopfen“.
Zur Prüfung dieses „Verstopfungeffekts“ wurden Vertikalzüge (Netzzug von 20 m Tiefe bis zur Oberfläche (= 0 m) und
Stufenfänge verglichen, in denen der Tiefenbereich 20 - 0 m
in vier Teilbereiche (20 – 15 m, 15 – 10 m, 10 - 5 m, 5 – 0
m) untergliedert wurde. Verwendet wurde ein Schließnetz
la
do
ce
op ra
ep
od
a
N
au
pl
ie
n
R
ot
at
or
ia
C
C
la
do
ce
op ra
ep
od
a
N
au
pl
ie
n
R
ot
at
or
ia
C
C
C
la
do
ce
op ra
ep
od
a
N
au
pl
ie
n
R
ot
at
or
ia
0
C
Bei den Crustaceen (Summe Cladoceren und Copepoden, ohne Nauplien) erweist sich die Maschenweite 100
µm fängiger als die Maschenweite 30 µm (Fisher´s exact
P < 0.001). In der Mehrzahl der Fälle (11 von 13 Probenahmen) lieferte das SML mit der Maschenweite 100 µm
höhere Abundanzen als das SML mit der Maschenweite
30 µm. Die Abundanzen unterscheiden sich maximal um
den Faktor 2,5. Die Maschenweite 55 µm liefert tendenziell etwas geringere Abundanzen als die Maschenweite
100 µm, die Unterschiede sind aber nicht signifikant. Hinsichtlich des Dominanzspektrums ergeben sich für die
Crustaceen (ohne Nauplien) keine Unterschiede zwischen
den drei Maschenweiten (Abb. 3.8), während sich bei
den Rotatorien wiederum erhebliche Unterschiede insbesondere zwischen den Maschenweiten 100 µm und 30
µm ergeben. Bei Verwendung der Maschenweite 100 µm
dominieren große Arten (z.B. Synchaeta, Conochilus, Kellicottia), während kleine Arten (z.B. Keratella cochlearis,
Polyarthra spp.) praktisch nicht gefangen werden. Bei Verwendung der kleinen Maschenweiten verschieben sich die
Dominanzverhältnisse zu den tatsächlich aspektbestimmenden kleinen Arten K.cochlearis und Polyarthra spp.,
wobei das 55 µm Netz allerdings etwas höhere Anteile an
Conochilus fängt als das 30 µm Netz (Abb. 3.8).
Abb. 3.9: Vergleich Vertikalzug – Stufenfänge mit dem SML
Die aus Vertikalzug (0-20m) und Stufenfängen (∑ 0 - 5 m, 5 - 10 m,
10 - 15 m, 15 - 20 m) ermittelten Abundanzen unterscheiden sich. In
der Regel sind die aus Stufenfängen ermittelten Abundanzen höher
als die Abundanzen aus Vertikalzügen. Die Unterschiede variieren
in Abhängigkeit von der Maschenweite. Die Proben wurden am
15.08.07 mit dem SML (Netz mit Aufsatzkegel, Schließmechanismus
und langem Netzbeutel) an der dritten Probenstelle im Zeller See
genommen (Vertikalzüge = rot, Summe Stufenfänge = schwarz).
mit Aufsatzkegel und langem Netzbeutel (SML). Die aus den
Vertikalzügen ermittelten Abundanzen sind niedriger als die
über den identischen Tiefenbereich aufsummierten Abundanzen der einzelnen Stufenfänge (Abb. 3.9). Netze mit kleiner Maschenweite (30 µm, 55 µm) und damit geringer Siebfläche verstopfen schneller als Netze mit großer Maschenweite (100 µm) und größerer Siebfläche. Bei Netzen mit geringer
Siebfläche (30 µm und 55 µm Maschenweite) ist der „Verstopfungseffekt“ also stärker ausgeprägt. Der maximale Unterschied zwischen den Abundanzen der jeweiligen Taxa liegt
ca. bei Faktor 2. Beim Schließnetz mit der Maschenweite 100
µm zeigen sich bei den Rotatorien geringe Unterschiede zwischen Vertikalzug und Stufenfang (Abb. 3.9).
300000
Ind. m
-3
250000
100 µm
200000
150000
100000
50000
0
Cladocera
Copepoda
Nauplien
Rotatoria
Abb. 3.10:Vergleich Vertikalzug –
Stufenfänge mit dem Doppelnetz
Auch bei Verwendung des Doppelnetzes (Maschenweite 100 µm)
ergeben sich zwischen Vertikalzug (0 - 20 m) und Stufenfängen (∑ 0 5 m, 5 - 10 m, 10 - 15 m, 15 - 20 m) Unterschiede in den ermittelten
Abundanzen. Dargestellt sind die aus den Abundanzen beider Netze
berechneten Mittelwerte. Die aus den Stufenfängen berechnete
Abundanzen sind höher als die, die aus den Vertikalzügen berechnet
wurden. Die Proben wurden am 15.08.07 an der dritten Probenstelle
im Zeller See genommen (Vertikalzüge = rot, Summe Stufenfänge =
schwarz).
© LUBW
Ergebnisse 21
Tab. 3.3: Vergleich Fangergebnisse Vertikalzug - Stufenfänge
Die Ergebnisse des Wilcoxon-Test zeigen, dass die Abundanzunterschiede zwischen Vertikalzug (0 - 20 m) und Stufenfängen (0 - 5 m,
5 - 10 m, 10 - 15 m, 15 - 20 m) signifikant sind. Die Rangmittel für Vertikalzüge und Stufenfänge wurden nach dem Friedman-Test berechnet. Der Test beinhaltet die Ergebnisse für die getesteten Netze und
Maschenweiten und die drei Probestellen im Zellersee.
Taxon
CLADOCERA
Z
-3,56
P
Rangmittel
Vertikalzug Stufenfang
0,0008
1,10
1,90
COPEPODA
-3,70
0,0003
1,05
1,95
NAUPLIEN
-2,50
0,0120
1,20
1,80
ROTATORIA
-2,24
0,0300
1,25
1,75
Tab. 3.4: Unterschiede zwischen Probenahmegeräten
Die Ergebnisse des Friedman Tests zeigen, dass die verschiedenen
Probenahmegeräte (SML, SMK Doppelnetz und Planktonfalle
sowohl bei Vertikalzügen (a), als auch bei Stufenfängen (b) signifikant verschiedene Ergebnisse liefern. Abkürzungen: SML: Netz mit
Aufsatzkegel, Schließmechanismus und langem Netz, SMK: Netz
mit Aufsatzkegel, Schließmechanismus und kurzem Netzbeutel, Vertikalzug: 0-20 m, Stufenfänge 0-5 m, 5-10 m, 10-15 m, 15-20 m. Die
Probenahme mit der Planktonfalle erfolgte meterweise, das Volumen
der Falle beträgt 25 L.
Gerät
a) SML
3.3. Netze vs. Schöpfer
Um einen eventuell grundsätzlichen Fehler in der
Methode „Netz“ abzuschätzen wurden Schließnetze
mit kurzem und langem Netzbeutel (SMK, SML) und
das Doppelnetz mit einer Planktonfalle (siehe 2.2) verglichen. Die Planktonfalle hat ein Volumen von 25 Liter,
eine Höhe von 75 cm und einen Durchmesser von 30
cm (www.uwitec.at). Sie entleert sich erst beim Auftauchen aus dem Wasser durch ein Ablaufsieb. Da auch
die Planktonfalle nur mit einer Maschenweite von 100
µm zur Verfügung stand, wurden bei den Schließnetzen
die Maschenweiten 55 µm und 30 µm nicht getestet.
Außerdem werden nur die Ergebnisse für Crustaceen
dargestellt, weil nur diese mit der Maschenweite 100 µm
quantitativ gefangen werden. Netze filtrieren beim Hieven kontinuierlich, die Planktonfalle hingegen entnimmt
konstruktionsbedingt aus einer 75 cm mächtigen Wasserschicht (= Länge der Planktonfalle) ein Volumen von
25 Liter. Um auch mit der Planktonfalle möglichst den
22 Ergebnisse
© LUBW
x²
12
29,8
0,0001
12
18,7
0,0001
1,25
DOPPELNETZ
3,58
b) SML
Die aus den beiden einzelnen Netzen des Doppelnetzes
berechneten Abundanzen und Dominanzen stimmen sehr
gut überein. Der Wilcoxon-Test ergibt keine signifikanten
Unterschiede (Vertikalfang: Z = -3.8, P = 0.754; Stufenfänge: Z = -1.5, P = 0.136).
n
1,75
SMK
PLANKTONFALLE
Auch beim Doppel–Netz (das nur mit einer Maschenweite von 100 µm verfügbar war) sind die aus Stufenfängen
ermittelten Abundanzen aller Taxa höher als die über
Vertikalzüge ermittelten Abundanzen (Abb. 3.10). Auf
Grundlage der verfügbaren Daten ergibt der WilcoxonTest für alle taxonomischen Gruppen signifikante Unterschiede (Tab. 3.3), wobei der Friedman Test immer den
Stufenfängen die höheren Rangmittel zuordnet.
Rangmittel
3,42
1,00
DOPPELNETZ
2,67
PLANKTONFALLE
2,33
25000
20000
Ind. m
P
-3
St. 1
15000
10000
5000
0
Cladocera
Ind. m
Copepoda
-3
40000
St. 2
30000
20000
10000
0
Cladocera
Ind. m
40000
Copepoda
-3
St. 3
30000
20000
10000
0
Cladocera
Copepoda
Abb. 3.11:Vergleich Netz (SML) – Planktonfalle
Die aus den Probenahmen mit dem Netz und der Planktonfalle
berechneten Abundanzen unterscheiden sich an allen drei Probestellen des Zeller Sees. Mit dem SML (Netz mit Aufsatzkegel, Schließmechanismus und langem Netzbeutel) wurden Stufenfänge durchgeführt,
mit der Planktonfalle (Volumen 25 L) wurde meterweise beprobt. Die
Maschenweite von Netz und Planktonfalle betrug 100 µm. (Netzfang
= rot, Planktonfalle = dunkelgrau).
gesamten Tiefenbereich 20 m - 0 m abzudecken, wurde 19mal in Meterabständen beprobt (Oberkante Falle
= voller Meter: 0 m - 0,75 m, 1 m -1,75 m, - - , 19 m 19,75m). Bei der Probenahme mit der Planktonfalle fehlt
also eine jeweils 25 cm mächtige Wasserschicht. Dieser
für Monitoring – Untersuchungen unrealistisch hohe
Probenaufwand wurde durchgeführt, um eine möglichst
hohe Vergleichbarkeit zwischen Netzen und Falle zu
erreichen. Die mit verschiedenen Probenahmegeräten
ermittelten Abundanzen der Crustaceen unterscheiden
sich signifikant (Tab. 3.4): Der Friedman-Test ordnet dem
SMK Netz den niedrigsten, dem Doppelnetz und der
Falle höhere Ränge zu. Der Wilcoxon-Test ergibt signifikante Unterschiede in der Fängigkeit zwischen den Netzen SMK, SML einerseits und Planktonfalle, Doppelnetz,
andererseits (P < 0,003). Kein signifikanter Unterschied
in der Fängigkeit besteht zwischen Planktonfalle und
Doppelnetz (P = 0,388 bzw. P = 0,209). Zwischen SML
und SMK sind die Unterschiede in der Fängigkeit fast
signifikant (P = 0.06).
.
Die Planktonfalle liefert an allen drei Probestellen des
Zeller Sees höhere Abundanzen als das SML (Abb. 3.11).
Die Unterschiede in der Fängigkeit zwischen beiden Probennamegeräten sind aber kleiner als Faktor 2.
3.4. Verteilung des Zooplanktons /
Patchiness
Eine ungleichförmige Verteilung des Zooplanktons wurde in zahlreichen Studien nachgewiesen (Siebeck 1960,
Jacobson & Johnson 1987, Nogrady 1988, Moen & Langeland 1989, Zánkai 1989, Patalas & Salki 1992, George & Winfield 2000, Masson et al. 2001, Pinel-Alloul et
al. 2004, Woital et al. 2007, Takikawa et al. 2009). Die
ungleichförmige, heterogene Verteilung des Zooplanktons
ist seit langem bekannt (Elster 1958) und unabhängig
von der Größe des Sees. Sie kann auf aktiver Wanderung
(z.B. Stich 1989) oder passiver Verdriftung (z.B. Wolf et
al. 2006, Rinke 2009) beruhen. Setzt man die hohe sommerliche Wanderamplitude (ca. 80 m) der Daphnien im
Bodensee (Stich & Lampert 1981) in Relation zur Größe
1
Profes.weiher
N
2
1
Schurrsee
Seenkette
Weissingen
-3
7000
Ind. m
6000
2
Weissingen I
1.
Schurrsee
30000
2.
1.
25000
5000
2.
20000
4000
15000
3000
10000
2000
5000
1000
0
0
1
2
3
1
2
3
1
2
3
1
2
3
Abb. 3.12:Heterogenität der Verteilung in Baggerseen
Die Abbildung zeigt die Variabilität der Abundanz an zwei ca. 200 m entfernten Probenahme-Stellen (Stelle 1 linke Spalte; Stelle 2 rechte Spalte) im Professorenweiher und im Schurrsee am 19. Juli 2007. Die Nummern 1, 2, 3 innerhalb einer Graphik repräsentieren drei verschiedene
Netzzüge an derselben Stelle. Sowohl zwischen den drei Netzzügen pro Probenort, als auch zwischen den beiden Probenorten zeigen sich
insbesondere für Daphnia (Professorenweiher) und Bosmina (Schurrsee) deutliche Unterschiede in den Abundanzen (Daphnia = blau, Bosmina
= lila, Ceriodaphnia = cremefarben, Diaphanosoma = hellblau)..
© LUBW
Ergebnisse 23
der Tiere (ca. 2 mm), dann müsste ein Mensch mit 1,80
m Körpergröße ca. 70 km wandern, zwar nur im Sommer,
dafür aber täglich. Trotzdem wird oft davon ausgegangen,
dass die Beprobung einer einzigen Stelle, meist der Probenstelle Tmax, ausreicht um eine für Monitoring - Untersuchungen hinreichend genaue Erfassung von Abundanz
und Diversität des Zooplanktons zu gewährleisten. Diese
Annahme wurde geprüft.
3.5. Verteilung in Kleinseen / Baggerseen
Einen Vergleich von Probeserien an 2 ca. 200 m voneinander entfernten Probestellen (jeweils 3 Parallelproben
pro Stelle) in Baggerseen des Iller / Donaubereichs zeigt
Abbildung 3.12. Der Professorenweiher zeigt eine vergleichsweise gute Übereinstimmung in den Gesamtabundanzen der beiden Probestellen. Allerdings wird bereits
hier deutlich, dass die Ergebnisse zwischen den Parallelproben erheblich (bei den Daphnien um den Faktor 2)
abweichen können. Der Variabilitätskoeffizient für Parallelproben und die taxonomischen Großgruppen (Cladoceren, Copepoden, Rädertiere) liegt in diesem See an
Probenstelle 1 zwischen 9 und 27 % und an Probenstelle
2 zwischen 12 und 21 %. Im Schursee ergeben sich erhebliche Unterschiede zwischen den zwei Probestellen (Abb.
3.12). Insbesondere die Abundanz der Bosminen ist in
diesem See an Probenstelle 2 deutlich höher als an Probenstelle 1, während die Abundanz der Daphnien an Probenstelle 2 niedriger ist als an Probenstelle 1. Der Variabilitätskoeffizient für Parallelproben und die taxonomischen
Großgruppen (Cladoceren, Copepoden, Rädertiere) an
Probenstelle 1 (befindet sich in Nähe des Zuflusses) liegt
zwischen 41 und 62 %, an Probenstelle 2 (weiter abgelegen von Zu- und Abfluss) zwischen 9 und 36 %. Vergleicht
man die Abundanzen aspektbestimmender Taxa an den
beiden Probestellen in den vier beprobten Baggerseen des
Iller / Donaubereichs mittels U-Test (Tab. 3.5), so ergeben sich signifikante Unterschiede zwischen den nur 200
m entfernten Probestellen für 3 der untersuchten Seen.
Lediglich im Professorenweiher sind die Unterschiede
zwischen den Probestellen nicht signifikant (Tab. 3.5).
3.6. Verteilung im Zeller See
(Bodensee – Untersee)
Im Zeller See unterscheiden sich die 3 Probestellen deutlich (Abb. 3.13). Der Friedman-Test ergibt hoch signifi-
24 Ergebnisse
© LUBW
Tab. 3.5: Patchiness – Abweichung zwischen Parallelzügen
Um die Unterschiede zwischen den beiden Probestellen für die
aspektbestimmenden Arten zu überprüfen wurde ein U-Test durchgeführt. Die signifikanten Ergebnisse sind fett gedruckt.
See
Taxon
Professorenweiher
Daphnia
Schurrsee
Z
P
780
-1,68
0,0930
Thermocyclops
1304
-1,59
0,1120
Nauplien
3605
-1,19
0,2330
K. cochlearis
328
-0,22
0,8270
Polyarthra
657
-1,11
0,2680
Asplanchna
378
-0,25
0,5100
Bosmina
847
-3,58
0,0005
Thermo. / Mesocyclops
358
-2,12
0,0340
0,0040
Nauplien
gez. Ind.
1298
-2,92
K. cochlearis
715
-1,96
0,0500
Polyarthra
852
-0,22
0,8300
Bosmina
355
-3,58
0,0004
Ceriodaphnia
607
-3,58
0,0004
Nauplien
513
-0,71
0,4770
Illerzeller See Bosmina
1018
-2,52
0,0120
Nauplien
634
-2,95
0,0040
K. cochlearis
334
0
1,0000
Käsbohrer
See
kante Unterschiede in den Abundanzen (Friedman Test:
x2 = 73,3(2), n = 48, P < 0,0001). Die höchsten Zooplankton Abundanzen wurden an Probenstelle 3, die niedrigsten an Probenstelle 1 gemessen. Das Rangmittel ist
für Stelle 1 immer am niedrigsten, für Stelle 2 intermediär und für Stelle 3 immer am höchsten. Sowohl bei den
aspektbestimmenden Cladoceren also auch bei Copepoden steigen die Abundanzen von Stelle 1 zu Stelle 3 hin
an (z. T. bis zu 8fach vgl. Diaphanosoma brachyurum SML 100
µm). Deutliche Unterschiede zwischen den Stellen bestehen auch in den Abundanzen der Nauplien und Rotatorien.
4. Diskussion
3
1
2
Bodensee Untersee (Stationen 1-3)
CLADOCERA
-3
Ind. m
18000
3.
SML
15000
2.
12000
9000
1.
6000
3000
0
100µm
30µm
100µm
30µm
100µm
30µm
3
1
2
Bodensee Untersee (Stationen 1-3)
COPEPODA
Ind. m
25000
-3
S ML
3.
20000
2.
15000
Ziel dieser Untersuchung war nicht die Entwicklung einer
„besten“ Methode, sondern die Entwicklung einer „einfachsten“ Methode, die möglichst universell und überall
anwendbar ist. Weitergehende, über das Gewässermonitoring hinausgehende Fragestellungen müssen unabhängig
davon mit spezifischen Methoden bearbeitetet werden.
1.
10000
5000
3
0µ
m
m
m
0µ
µ
00
1
5
m
m
0µ
0µ
3
5
µm
1
00
m
m
0µ
3
0µ
5
00
µ
m
0
1
Die Entnahme von Zooplanktonproben erfolgt oft mit
unterschiedlichen Gerätschaften, nicht immer aus fachlichen sondern manchmal auch aus praktischen Gründen
(z.B. Verfügbarkeit von Probenahmegeräten). Weil unterschiedliche Methoden und Verfahren unterschiedliche
Ergebnisse liefern, können nur methodisch vergleichbare
Daten die Basis für Bewertungen und Erfolgskontrollen
sein. Diese grundlegende Forderung der Qualitätssicherung ist auch für die Bearbeitung des Zooplanktons gültig.
Abb. 3.13:Heterogenität der Verteilung im Zeller See
Die Abundanzen der Cladoceren und Copepoden unterscheiden sich
an den drei Probestellen im Zeller See deutlich. Insbesondere für
Diaphanosoma (Cladocera) und Thermocyclops (Copepoda) zeigen
sich sehr große Unterschiede. Die Proben wurden am 15.08. 2007
mit dem Netz SML (Netz mit Aufsatzkegel, Schließmechanismus
und langem Netzbeutel) und den drei Maschenweiten (100 µm, 55
µm, 30 µm) entnommen (Cladocera: Daphnia = blau, Bosmina = lila,
Ceriodaphnia = cremefarben, Diaphanosoma = hellblau. Copepoda:
Eudiaptomus = blau, Thermocyclops = grün, Mesocyclops = dunkelblau, Cyclops = hellblau.)
Die Ergebnisse zeigen, dass das Verhältnis Siebfläche:
Netzöffnung für die Fängigkeit eines Netzes von Bedeutung ist. Die Siebfläche lässt sich durch die Verlängerung des Netzbeutels erhöhen. Dieser Verlängerung des
Netzbeutels sind praktische Grenzen gesetzt, genauso
wie eine Reduktion der Netzöffnung durch die Fluchtdistanz des Zooplanktons begrenzt wird, die besonders bei
Copepoden ausgeprägt ist. Die Untersuchung ergab, dass
ein Schließnetz mit Aufsatzkegel und einer Maschenweite von 55 µm sowohl große als auch kleine Zooplankter
repräsentativ fängt.
Likens & Gilbert (1970) empfehlen Maschenweiten von
≤ 35 µm zur quantitativen Erfassung von Rotatorien.
Chick et al. (2010) vergleichen Netze mit 63 µm und
20 µm Maschenweite und fanden, dass Netz mit 63 µm
Maschenweite die Abundanz der Rotatorien gegenüber
dem Netz mit der Maschenweite 20 µm deutlich unterschätzt. Ein Netz mit der Maschenweite 20 µm ist aber
in eutrophen Systemen praktisch nicht einsetzbar, da es
durch die hohe Planktondichte bereits nach kurzer Zugstrecken verstopfen würde. Selbst bei der Maschenweite
55 µm bestehen nur 32 % der Netzfläche aus Löchern,
durch die das einströmende Wasser wieder ausfließen
kann.
© LUBW
Diskussion 25
Das filtrierte Volumen wird aus der Fläche der Netzöffnung und der Höhe des Netzzuges (V = π r2 x h) berechnet. Diese Volumenberechnung ist gültig, wenn der
Durchfluss (durch die Netzöffnung einströmendes Wasser = durch die offene Siebfläche ausströmendes filtriertes
Wasser) nicht durch ein Verstopfen der Poren reduziert
wird. In manchen Fällen wird versucht den „Verstopfungseffekt“ über die Verwendung so genannter „Flowmeter“
zu korrigieren. Bei diesen „Flussmessern“ korrelieren die
angezeigten Umdrehungen des Propellers mit der Länge des Netzzuges (z. B. 1 Umdrehung = 0,27 m). Bei der
Berechnung des filtrierten Wasservolumen (V= π r2 x
h) wird die Höhe h (Länge des Netzzuges) nun aus der
Anzahl der Umdrehungen des Propellers abgeleitet. Mit
zunehmender Verstopfung vermindert sich die Anströmung des Propellers, die Anzahl der Propellerumdrehungen reduziert sich, die abgeleitete Höhe h ist niedriger
(kürzer als die tatsächliche Strecke des Netzzuges). Die
niedrigere Höhe ergibt bei der Berechnung ein geringeres
Wasservolumen, wodurch die Verstopfung des Netzes bei
der Berechnung der Zooplanktonabundanz scheinbar
berücksichtigt wird. In tieferen, meist planktonärmeren
Wasserschichten wird der Wasserdurchfluss durch das
Netz in der Regel nicht beeinträchtigt, abgeleitete Höhe
und tatsächliche Länge des Netzzuges sind identisch. Die
oberen Wasserschichten sind meist planktonreicher, weil
hier neben dem Zooplankton auch das Phytoplankton
vorkommt. Wenn es zu einer Netzverstopfung, kommt,
sind abgeleitete Höhe und tatsächliche Länge des Netzzuges nicht mehr identisch. Die unteren planktonärmeren
Wasserschichten gehen mit dem vollen Volumen und die
planktonreichen oberen Wasserschichten nur mit einem
reduzierten Volumen in die Berechnung der Zooplanktonabundanz ein. Das Flowmeter kann nicht unterscheiden zwischen „unten“ und „oben“, seine Anzeige wird
für die Berechnung des „korrigierten“ Volumens für die
gesamte Länge des Netzzugs benutzt; die ermittelten Zooplanktonabundanzen sind folglich nicht korrekt.
bereits im mesotrophen Zeller See mit Stufenfängen
deutlich höhere Abundanzen erreicht werden als mit Vertikalzügen (Faktor ≥ 2). Zu einem ebenso eindrucksvollen
Ergebnis kommt A. Nienhüser in einer unabhängigen
Untersuchung in der Großen Dühntalsperre (pers. Mitt.
2009, Tagung Arbeitskreis Biologie der ATT, WTV).
Die filtrierte Wassermenge wird nicht nur durch Netzöffnung und Siebfläche sondern auch durch die Geschwindigkeit bestimmt, mit der das Netz durch die Wassersäule gezogen wird. Dieser Effekt wurde von uns nicht
geprüft. Nach Tranter (1967) sowie Tranter & Heron
(1967) – zitiert in Schwoerbel 1994 - sollte die Netzzuggeschwindigkeit < 1,5 m s-1 betragen. Nach neueren
Untersuchungen ergeben sich die besten Fangergebnisse
bei Zuggeschwindigkeiten von 0,8 - 1,2 m s-1 (McQueen
& Yan 1993). Die Festsetzung einer Geschwindigkeit ist
nur bei einer entsprechenden Kontrolle möglich und
sinnvoll. Diese Kontrolle setzt Winden voraus, die nicht
nur die Tiefe sondern auch die Geschwindigkeit anzeigen.
Derartige Winden bzw. Kontrollanzeigen sind im Handel
erhältlich (z.B. www.kc-denmark.dk), aber bei den meisten Monitoringuntersuchungen erfolgt die Probenahme
bislang entweder von Hand (mittels markierter Leine)
oder unter Verwendung einer Winde mit Tiefenanzeige.
Da eine eindeutige Kontrolle in der Praxis meistens nicht
gewährleistet ist, sollte das Netz gleichmäßig mit einer
Geschwindigkeit zwischen 0,5 bis 1 m s-1 gehievt werden.
Die höchsten Abundanzen ergaben sich bei Verwendung
des Doppelnetzes und der Planktonfalle. Daraus folgt
eigentlich, dass diese beiden Geräte für die Probennahme verwendet werden müssten. Durch die fest verbundenen doppelten Netze ist das Doppelnetz relativ sperrig,
die beiden Netzbeutel sind lang. Die hier getestete Falle
ist schwer, die Handhabung erfolgte von einem stabilen
Schiff aus über eine motorisierte Winde, also unter optimalen Bedingungen. Die Beprobung der Wassersäule war
trotzdem zeitaufwendig. Aus den genannten Gründen
können beide Geräte trotz der nachgewiesenen hohen
Fangeffizienz für Monitoringuntersuchungen nicht empfohlen werden.
Der Verstopfungseffekt (in der Literatur manchmal auch
Netzfaktor oder Clogging genannt), ist abhängig von der
Länge des Netzzuges. Der Effekt kann also ganz einfach
vermieden werden, wenn die Wassersäule nicht mehr in
einem „langen“ Vertikalzug, sondern in mehreren „kurzen“ Bislang besagen die Ergebnisse, dass mit der Verwendung
Stufenfängen beprobt wird. Die Ergebnisse zeigen, dass eines Schließnetzes mit der Maschenweite 55 µm und
26 Diskussion
© LUBW
bei Durchführung von Stufenfängen eine reproduzierbare und robuste quantitative Beprobung des Zooplanktons erreicht wird. Dieses Netz hat eine Gesamtlänge von
ca. 1,50m (Länge Aufsatzkegel 0,25, Länge Netzbeutel
1 m, Länge Netzbecher 0,24 m). Bei dieser Gesamtlänge
ist eine Beprobung von flachen Seen schwierig und ab
einer Wassertiefe ca. ≤ 3,5 m kritisch, weil entweder beim
Absetzen des Netzes auf Grund die Probenahme durch
aufgewirbeltes Sediment gestört wird, oder ein erheblicher Teil der Wassersäule nicht beprobt wird. In flachen
Seen ist deshalb eine „integrierende“ Beprobung über die
gesamte Tiefe nur mit einer Planktonfalle möglich. Die
hohe Fangeffizienz der getesteten Planktonfalle zeigt, dass
sie für die Beprobung von Zooplankton hervorragend
geeignet ist. Bedingt durch ihr hohes Gewicht ist sie aber
für den Einsatz im Gewässermonitoring leider nicht geeignet ist. Im Handel (z.B. www.uwitec.at) werden (baugleich
zu der hier getesteten Planktonfalle) Planktonfallen mit
geringerem Durchmesser und entsprechend verringertem
Gewicht angeboten. Unbekannt ist allerdings, ob ihre
Fangeffizienz vergleichbar mit der hier getesteten Falle ist.
Die Beprobung eines Sees an einer Stelle beruht auf der
Annahme einer homogenen Verteilung des Zooplanktons.
Nur dann sind Abundanz und Diversität der Arten „repräsentativ“. Die zitierten Untersuchungen und die eigene
Überprüfung dieser Annahme zeigen, dass selbst in kleinen Seen mit homogener Beckenmorphologie die Verteilung des Zooplanktons inhomogen sein kann. Bedingt
durch diese „Patchiness“ wurden in den untersuchten
kleinen Donau-Iller Seen teilweise erhebliche Unterschiede in der Abundanz des Zooplanktons zwischen verschiedenen nur wenigen 100 m entfernten Probestellen
nachgewiesen. Bei konsequenter Beachtung eines Qualitätsmanagements müssten deshalb neben der Probenstelle
Tmax weitere Stellen beprobt werden. Erst dann sind verlässlich Rückschlüsse auf die Gewässergüte möglich. Die
Lage der zusätzlichen Probestellen wird durch Größe und
Struktur des Seebeckens bestimmt.
Zuckerformol fixiert, das für die Auszählung der Proben
durch Wasser ersetzt wurde. Müssen die Proben archiviert werden, ist eine erneute Fixierung notwendig. Ein
Test von Fixierungs- und Betäubungsmitteln wurde nicht
durchgeführt.
Im Rahmen dieses Projektes ebenfalls nicht getestet wurde die wichtige Frage des Beprobungsintervalls, d. h. die
Frage wie oft Proben genommen werden sollen bzw. müssen. Welche Probenfrequenz ist notwendig, welche ist
wünschenswert? Neueste Untersuchungen zeigen, dass
die Probenfrequenz für die Beurteilung von Gewässern
von Bedeutung sein kann (Vadadi-Fülöp et al 2010). Bei
Zooplanktern dauert die Eientwicklung Stunden bzw.
Tage, das Wachstum Tage bzw. Wochen und die Generationszeit Tage bis Monate. Die genannten Zeiten sind
vom jeweiligen Taxon abhängig und variieren mit der
Wassertemperatur, der verfügbaren Futterkonzentration
und nach neueren Untersuchungen auch mit der Futterqualität (z. B. Fettsäuren, Phosphorkonzentrationen).
Diese biologische Dynamik kann im Gewässermonitoring
über die Entnahme von Stichproben nicht erfasst werden.
Leider gibt es aber bislang keine Untersuchung über den
für eine eindeutige Erfassung der Gewässergüte notwendigen bzw. ausreichenden Probenumfang. Im Verlauf der
Trophieänderung wechselte die Probenahmefrequenz
im Bodensee zwischen wöchentlich, 14tägig und monatlich. Die hier gewonnen Erfahrungen zeigen, dass aus den
wöchentlichen Probenahmen eine gute Beschreibung biologischer Prozesse resultiert (z.B. Populationsdynamik).
Monatliche Probenahmen sind ausreichend für die Erfassung von Artenspektrum, Abundanz und Dominanz und
ermöglichen die Charakterisierung der Gewässergüte von
Seen. Geografisch benachbarte Seen sollten im gleichen
Zeitraum untersucht werden, damit der Vergleich von
Ergebnissen nicht durch variierende z.B. klimatische Faktoren erschwert wird.
Die Fixierung und Konservierung von Zooplanktonproben wird in der Literatur kontrovers diskutiert (Bottrell
et al. 1976; IBP Handbook 17; Schwoerbel 1994, Horn
1999, Black & Dodson 2003). Die im Rahmen des Projekts genommenen Zooplanktonproben wurde in ca. 4 %
© LUBW
Diskussion 27
5. Schlusswort
Ziel eines Gewässermonitoring ist die Überwachung von
Seen. Dafür notwendig sind einheitliche Kriterien mit
denen physikalische, chemische und biologische Parameter und Prozesse erfasst werden. Manche Seen sind einander „ähnlich“, identisch sind keine. Diese „Individualität“
von Seen erschwert die Überwachung und vergleichende
Bewertung. Sie lässt sich nur vermeintlich durch die Definition standardisierter „Wasserkörper“ und „Rahmenbedingungen“ eliminieren. Durch derartige formalistische
Kriterien können limnologische Zusammenhänge nur vermeintlich erfasst werden und die Reduzierung von Ökosystemen auf normierte Wasserkörper zur Optimierung der
Standardisierung kann nicht das Ziel sein.
Diese Richtlinien konnten nicht übernommen werden,
weil die Dimensionen des marinen Equipments schlicht
„zu groß“ sind. Der Durchmesser des empfohlenen Netzes
WP 2 beträgt 57 cm und die Länge des Netzbeutels 260
cm. Netze dieser Dimension sind für Monitoring – Untersuchungen im limnischen Bereich schlicht nicht handhabbar.
Die Zusammenfassung von De Bernardi (1984) im IPBHandbuch Nr. 17 „ A manual on methods for the assessment of secondary productivity in fresh waters” beschreibt
verschiedene Probenahmegeräte, sie enthält aber keine
Empfehlung für eine einheitliche Probenahme. Dies gilt
auch für die ÖNORM EN 15110 (2006), die DIN EN
Vergleichen setzt voraus, dass Vergleichbares verglichen 15110 (2007) und die LVLimn-DGL (in Vorbereitung), die
wird. Ziel des Projektes war es deshalb eine einfache Ver- alle in ähnlicher Weise die theoretischen Möglichkeiten
fahrensweise für die Probenahme des Zooplanktons so der Probenahme von Zooplankton beschreiben, ohne einfestzulegen, sodass sie in möglichst vielen Seen einheit- heitliche Entnahmemethoden zu empfehlen die für ein
lich realisiert werden kann und die daraus resultierenden Gewässermonitoring praktikabel wären. Diese fehlen auch
Ergebnisse vergleichbar sind.
in der ausführlichen Methodensammlung von Schwoerbel (1994).
Die in den „Empfehlungen“ (siehe Anhang) vorgeschlagenen Entscheidungen zu wesentlichen Fragen wie Pro- Bei der Arbeitsgemeinschaft Trinkwassertalsperren
benstelle, Fangtiefe, Netztyp basieren auf den Ergebnis- (ATT) werden für eine vollständige Erfassung des Crustasen dazu durchgeführter Untersuchungen. Bei manchen ceenplanktons Maschenweiten von 100 µm bis 150 µm
Ergebnissen liegt der Kommentar nahe „war zu erwarten“. empfohlen und für die Erfassung von Rotatorien eine
Aber es ist sicher von Vorteil, dass Untersuchungsergeb- Maschenweite von 55 µm. Auf Grund der hier vorlienisse die Grundlagen für die wesentlichen Empfehlungen genden Ergebnisse wird bei der ATT eine entsprechende
zur Probenahme sind. Natürlich konnte auch in diesem Änderung der Methodik diskutiert. Weil die RohwassergüProjekt nicht alles untersucht, bewertet, bestimmt und te des Trinkwassers effektiv überwacht werden soll, erfolgt
entschieden werden. Trotzdem sind die dokumentierten die Probenahme aber weiterhin in der Nähe der WasErgebnisse eine Basis für die Empfehlung einer im Gewäs- serentnahme. Für die Aufbereitung von Trinkwasser ist die
sermonitoring praktikablen Probenahme „Zooplankton“, Entfernung von Partikeln wichtig. Weil große Daphnien
die die Vergleichbarkeit der Ergebnisse wesentlich ver- über ihre hohe Filtrierleistung die Partikel „Algen“ effekbessert und eine nachhaltige und solide Bewertung des tiv eliminieren können, werden für ihre gezielte Erfassung
Gewässerzustands ermöglicht.
zusätzliche Probenahmen mit Netzen großer Maschenweiten (z. B. 250 µm, 780 µm) durchgeführt.
Die detaillierte Unesco-Monographie „Zooplankton-sampling“ (1979) beschreibt ausführlich die methodischen Die in den Leistungsverzeichnissen einzelner BundeslänMöglichkeiten und Probleme bei der Zooplanktonproben- der enthaltenen Vorgaben für die Probenahme von Zoonahme. In dem Bericht der Helcom-Kommission (http:// plankton variieren. Die Angaben für die Maschenweiten
www.helcom.fi/) sind einheitliche Richtlinien für die schwanken zwischen fehlend und 250 µm; das Netz soll
Beprobung der Ostsee durch die Anrainerländer festlegt. in der Regel einen Aufsatzkegel haben und der Durch-
28 Schlusswort
© LUBW
messer der Netzöffnung 10 cm betragen. Wenn der Pro- not received much attention in terms of quality assurance
benort angegeben wird, dann meist die tiefste Stelle.
(QA) and good measuring practice (GMP). It is recommended that attention is focused not only on the laboraIm technischen Handbuch Gewässer Analytik (tGewA) tory analysis but on developing / including QA and GMP/
des Bayerischen Landesamtes werden als Geräte ebenfalls GLP procedures for that part of the analysis that relates to
Schließnetz und Planktonfalle und als Maschenweite 55 the samples before they reach the (clean) laboratory”.
µm festgelegt. Die Probenahme unterscheidet sich allerdings wesentlich von den hier gemachten Empfehlungen.
In Seen > 2 m Tiefe werden Einzelproben mit einer Planktonfalle „in 2 m – Schritten bis zur Tiefenstufe 20 m bzw.
bei geringerer Tiefe bis 1 m über Grund“ entnommen; Für ihre Mitarbeit bedanken wir uns bei: J. Bäthe, E.
das beprobte Volumen soll ≥ 30 l sein. Auf Grund dieser Coring, B. Engesser, H. Horn, W. Horn, B. Kaiser, P.
Vorschrift wird ein beträchtlicher Teil der limnologisch Kasprzak, M. Morchers, A. Meybohm, A. Müller, A. Nienwichtigen euphotischen Zone nicht beprobt. Der genaue hüser, K. Sarembe, B. Schneider, H. G. Schröder und I.
Anteil wird von den Dimensionen des jeweils verwende- Zickner
ten Gerätes bestimmt. Die Probenvorschrift wird bei Nutzung von z.B. Wasserschöpfern ab einem Volumen von 2.8
L erfüllt (Mindestvolumen ≥ 30 l, Anzahl Tiefenstufen
11). Die tGewA schreibt für tiefe Seen einen zusätzlichen
Netzzug von 2 m über Grund bis zur Tiefenstufe 21 m
vor. Die Beprobung flacher Seen (<2 m) erfolgt ebenfalls
mit einer Planktonfalle, allerdings nur in der einzigen Tiefenstufe 1 m.
Verdankung
In der Probenahme „Stehende Gewässer“ (SOP M-044)
das Amtes für Umwelt, Kanton Thurgau, wird das Doppelnetz mit einer Maschenweite von 100 µm für die Entnahme des Zooplanktons vorgeschrieben. Entsprechend
dieser Vorschrift werden im Rheinsee drei, Vertikalzüge
von 30 m Tiefe bis zur Wasseroberfläche durchgeführt;
die Einzelproben werden ebenfalls zu einer Sammelprobe
vereint.
„Neu“ bei der von uns für das Gewässermonitoring empfohlenen Probenahme ist die Durchführung von Stufenfängen und die Beprobung zusätzlicher Probestellen. Diese Empfehlungen beruhen auf den eindeutigen Ergebnissen des Projektes und sollten im Interesse der Qualitätssicherung realisiert werden. Wie schon gesagt, am Anfang
steht die Probenahme und aus einer „schlechten“ Probe
können mit keinem analytischen Aufwand „gute“ Ergebnisse erzielt werden. Kramer (1994) hat es so ausgedrückt:
“ …It should be realized, however, that sampling, sample
pre-treatment, transport and storage, are an integral part
of the analysis. These sample handling procedures have
© LUBW
Schlusswort 29
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7. Probenahme Zooplankton
Das Zooplankton spielt auf Grund seiner Stellung im
Nahrungsnetz eine zentrale Rolle in Seen. Es verändert
Menge und Artenzusammensetzung seiner Nahrungsgrundlage Phytoplankton und dient selbst gleichzeitig als
Nahrung für Fische.
stattung, Messgenauigkeit). Dies gilt auch für die Dokumentation von Methode und Bearbeitung (Qualitätssicherung, SOP, LIMS).
Für die Bewertung von Seen sind Ergebnisse notwendig,
die mit einheitlichen Methoden und Verfahren gewonnen
wurden und dadurch vergleichbar sind. Ziel der Empfehlung ist deshalb die Verbesserung der Bewertungsgrundlagen von Seen durch die Anwendung einheitlicher Methoden und Verfahren.
Auf Grund der Ergebnisse der durchgeführten Untersuchungen wird folgende Probenahme vorgeschlagen:
Aber durch keinen analytischen Bearbeitungsaufwand
können Fehler bei den Probenahmen kompensiert werDie hier empfohlene Methode soll im Gewässermoni- den. Deshalb ist die Entnahme einer repräsentativen Protoring zum Einsatz kommen, wo Seen routinemäßig zur be mit allen daraus resultierenden Konsequenzen notwenÜberwachung ihrer Gewässergüte untersucht werden.
dig und gerechtfertigt.
Die aus dem Gewässermonitoring resultierenden Untersuchungsergebnisse sind auch Grundlage für eventuell
nachfolgender Maßnahmen (z.B. Sanierungs-, Restaurierungs- oder fischereilichen Maßnahmen). Deshalb müssen
die entnommenen Proben den See zutreffend charakterisieren, sie müssen repräsentativ sein.
Im Labor erfolgt die Bearbeitung und Auswertung der
Proben meist mit hohem Aufwand (z.B. apparativer Aus-
Die Besitzer / Pächter und zuständige Behörde werden
vor der Beprobung unterrichtet. Die Geräte (Boot, Winde,
markierte Leine, Netz, Falle etc.) sind auf einwandfreie
Funktion überprüft. Die Beprobung erfolgt aus Sicherheitsgründen durch zwei Personen. Die notwendigen
Probestellen (GPS-Koordinaten) und die Tiefenstufen
der Netzfänge sind festgelegt. Die Probenflaschen sind
eindeutig und vollständig mit wasserfestem Stift gekennzeichnet (Kennzeichnung als Zooplanktonprobe, Datum,
Tageszeit, Seename, Auftraggeber, Messstelle (GPS), Probenahme Netz (Angabe Tiefenstufe/55 µm), Falle (Tiefe,
Maße, Volumen).
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Probenahme Zooplankton 33
Probenort
Die Proben werden an der tiefsten Stelle des Sees (Tmax) entnommen. Der Ort „Tmax“ ist
über seine GPS-Koordinaten definiert, diese werden bei den Probenahmen überprüft,
ggf. protokolliert.
Parallelproben
Ist die Verteilung des Zooplanktons unbekannt oder ist auf Grund seenspezifischer
Eigenschaften (z. B. strukturiertes Seebecken, Größe, Zuflüsse, Windexposition, unterschiedliche Ufernutzung) eine ungleichförmige (heterogene) Verteilung des Zooplanktons möglich, sollten weitere Parallelproben entnommen werden. Die Lage der zusätzlichen Probenorte ist durch die GPS-Koordinaten definiert, diese werden bei der Probenahme überprüft, ggf. protokolliert. Bei oligotrophen Seen sind Doppelproben zu
entnehmen.
Probenahme
a) In tiefen Seen (≥ 3,5 m Tiefe) erfolgt die Entnahme der Zooplanktonproben mit
einem Schließnetz mit Aufsatzkegel. Die Öffnung des Aufsatzkegels hat einen Durchmesser von 15 cm, die Länge des Netzbeutels beträgt 1m und seine Maschenweite ist 55
µm. Die Netze müssen so gespült werden, dass durch sie keine Organismen zwischen
Seen verschleppt werden. Spülwasser (zooplanktonfreies Wasser) muss ausreichend mitgeführt werden.
b) In flachen Seen (Tiefe ≤ 3,5 m) wird eine transparente Zooplanktonfalle verwendet,
Der Durchmesser der Öffnungen ist ≥ 15 cm. Die Beprobung erfolgt in Meterstufen
(Oberkante Falle = voller Meter), das beprobte Volumen beträgt insgesamt ≥ 25 l. Die
Deckel stehen bei geöffnerter Falle senkrecht.
Tiefenstufen
Bei der Beprobung mit dem Schließnetz wird in mehreren Tiefenstufen beprobt, deren
Höhe durch die Seetiefe über eine geometrische Reihe bestimmt wird, z. B.
Seetiefe 8 m:
Seetiefe 12 m: Seetiefe 16 m:
Seetiefe 20 m:
usw.
0 - 2 m, 2 - 4 m, 4 - 8 m,
0 - 3 m, 3 - 6 m, 6 - 12 m
0 - 4 m, 4 - 8 m, 8 - 16 m
0 - 5 m, 5 - 10 m, 10 - 20 m
Die unterste Tiefenstufe wird an die jeweils vorhandene Seetiefe angepasst (z.B. 4-10m,
6-14m). Bei der Entnahme der Proben wird mit der obersten, ersten Tiefenstufe begonnen. Sind bei Parallelproben die Tiefen der Probenorte verschieden, werden möglichst
identische Tiefenstufen gewählt, damit die Bildung von Summenproben im Labor
erleichtert wird. Für die Auswertung müssen die gewählten Tiefenstufen protokolliert
werden.
Zuggeschwindigkeit
Das Hieven des Netzes erfolgt mit einer gleichmäßigen Zuggeschwindigkeit zwischen
0,5 und 1 m s-1.
Fixierung
Der Netzbeutel wird an der Wasseroberfläche auf und ab bewegt, um alle Zooplankter in den Netzbecher zu spülen; sein Inhalt wird dann in die Probenflaschen abgelas-
34 Probenahme Zooplankton
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sen. Abschließend erfolgt eine Sichtkontrolle des Netzbechers; eventuell noch vorhandene Zooplankter müssen mit zooplanktonfreiem Wasser ebenfalls in die Probenflasche
gespült werden. Um eine Abtrennung von Eiern bzw. Eipaketen zu vermeiden wird das
Probenvolumen nicht durch Schütteln, Filtrieren o. ä. eingeengt,. Die Zooplanktonprobe
wird direkt anschließend mit 8 % Zuckerformol im Verhältnis 1:1 fixiert. Ist das Probenvolumen dafür zu groß, wird im Labor nachfixiert. Alle Proben (Tmax + Parallelproben
+ Tiefenstufen) werden einzeln fixiert, eine Vereinigung zur Summenprobe erfolgt im
Labor. Erkennbare Unterschiede in den Individuendichten zwischen den einzelnen Proben werden protokolliert.
Probenfrequenz
Die Entnahme von Proben erfolgt monatlich, bei Eisbedeckung kann sie entfallen.
Wartung
Nach der Probennahme wird der Netzbecher abgeschraubt, das Netz und der abgeschraubte Netzbecher werden mit Seewasser gespült, der Netzbecher wird zusätzlich
mit zooplanktonfreiem Wasser nachgespült. Nach Beendigung der Probenahme werden
Netzbeutel und Netzbecher im Labor mit klarem Wasser nachgespült und auf Beschädigung oder Risse geprüft, Funktion und Dichtigkeit des Schließmechanismus wird kontrolliert.
Diese empfohlene Probenahme „Zooplankton“ beruht auf den Auswertungen des
LUBW-Projektes Zooplankton – Probenahme.
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Probenahme Zooplankton 35
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