Das Makrozoobenthos als Indikatorgruppe zur Bewertung großer Flüsse unter Einbeziehung auenökologischer Aspekte; Macrozoobenthos as an indicator group for the assessment of major

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386 Das Makrozoobenthos als Indikatorgruppe zur Bewertung großer Flüsse unter Einbeziehung auenökologischer Aspekte

Österr Wasser- und Abfallw (2013) 65:386–399DOI 10.1007/s00506-013-0117-z

Das Makrozoobenthos als Indikatorgruppe zur Bewertung großer Flüsse unter Einbeziehung auenökologischer AspekteWolfram Graf · Andreas Chovanec · Severin Hohensinner · Patrick Leitner · Astrid Schmidt-Kloiber · Ilse Stubauer · Johann Waringer · Gisela Ofenböck

Online publiziert: 7. November 2013© Springer-Verlag Wien 2013

finden, viele charakteristische Arten sind bereits ausgestorben und oft werden die Lebensgemeinschaften von Neozo-en dominiert. Dazu kommen aufgrund der Größe und Tiefe der Gewässer auch Probleme bei der Methodik der Probe-nahme. Zudem hat sich gezeigt, dass sich alle derzeit vorliegenden Methoden zur Erhebung des ökologischen Zustands ausschließlich mit dem Hauptstrom der Großen Flüsse beschäftigen, die Vielfalt der verschiedenen Habitate großer Fluss-Au-Systeme werden derzeit in den Be-wertungssystemen nicht berücksichtigt. Es besteht aber internationaler Konsens, dass diese dem Gewässertyp zugehöri-gen Auensysteme die Schlüsselbereiche der gewässertypspezifischen Prozesse und der Biodiversität darstellen und daher für die Funktionsfähigkeit großer Flüsse bedeutend sind.

Im Rahmen eines vom Lebensminis-terium geförderten Forschungsprojekts wird gegenwärtig vom Institut für Hyd-robiologie und Gewässermanagement,

Zusammenfassung Mit der Richtlinie 2000/60/EG zur Schaffung eines Ord-nungsrahmens für Maßnahmen der Ge-meinschaft im Bereich der Wasserpolitik hat die Umweltpolitik der Europäischen Gemeinschaften eine neue Dimension erreicht. Ziel dieser Richtlinie ist (neben anderen Vorgaben) die Schaffung eines Ordnungsrahmens für den Schutz der Binnenoberflächengewässer, der Über-gangsgewässer, der Küstengewässer und des Grundwassers zwecks Vermeidung einer weiteren Verschlechterung sowie Schutz und Verbesserung des Zustands der aquatischen Ökosysteme und der direkt von ihnen abhängenden Landöko-systeme und Feuchtgebiete im Hinblick auf deren Wasserhaushalt.

Gerade die großen europäischen Flüsse wie Donau, Rhein oder Elbe sind durch vielfältige Nutzungen, wie z. B. Wasserkraftnutzung, Hochwasserschutz, Schifffahrt, in ihrer typologischen Cha-rakteristik massiv verändert. Referenz-bedingungen sind heute kaum mehr zu

Arbeitsgruppe Benthosökologie und Ge-wässerbewertung in Zusammenarbeit mit der Universität Wien und dem Um-weltbundesamt die Entwicklung eines auf das Qualitätselement Makrozoobent-hos ausgerichteten umsetzungsorientier-ten Auen-Index durchgeführt.

Wasserrahmenrichtlinien-konforme Bewertungssysteme von Auen existieren zurzeit in Europa nicht. Da sich existie-rende Methoden ausschließlich auf den Hauptstrom beschränken und damit im Widerspruch zu einer holistischen Sicht eines gewässerökosystemaren Ansatzes stehen, hat das vorliegende Projekt den Charakter einer Vorreiterrolle innerhalb des europäischen Gewässermanagements.

Macrozoobenthos as an indicator group for the assessment of major rivers incorporating riparian ecological aspects

Abstract With the guideline 2000/60/EG, which called for the creation of a frame-work on water policy, the environmental policy of the European Community took on a new dimension. The goal of the guideline is (among others) the creation of a framework for the protection of in-land surface waters, transitional waters, coastal waters and groundwater in order to avoid their deterioration; and to pro-tect and improve the status of aquatic ecosystems, their associated land eco-systems directly dependent on them, and wetlands in terms of their water budget.

Thanks to various forms of use, e.g. hydropower production, flood protection and ship traffic, especially major Europe-an rivers like the Danube, Rhine and Elbe have changed massively from their origi-nal typological characteristics. Reference conditions are hardly anywhere to be found, many native species are now ex-tinct, and river biotopes are often domi-nated by invasive species. The size and

Ass.-Prof. Dr. W. Graf () · DI Dr. S. Hohensinner · DI P. Leitner · DI Dr. A. Schmidt-Kloiber · DI Dr. I. StubauerUniversität für Bodenkultur Wien,Department Wasser – Atmosphäre – Umwelt, Institut für Hydrobiologie und Gewässermanagement, Max-Emanuel-Straße 17, 1180 Wien, ÖsterreichE-Mail: [email protected]

DI Dr. S. HohensinnerE-Mail: [email protected]

DI P. LeitnerE-Mail: [email protected]

DI Dr. A. Schmidt-KloiberE-Mail: [email protected]

DI Dr. I. StubauerE-Mail: [email protected]

Univ.-Doz. Mag. Dr. A. ChovanecUmweltbundesamt GmbH, Spittelauer Lände 5, 1090 Wien, ÖsterreichE-Mail: [email protected]

ao.Univ.-Prof. Dr. J. WaringerDepartment für Limnologie, Universität Wien, Althanstraße 14, 1090 Wien, ÖsterreichE-Mail: [email protected]

Mag. G. OfenböckBundesministerium für Land- und Forstwirtschaft, Umwelt und Wasserwirtschaft, Marxergasse 2, 1030 Wien, ÖsterreichE-Mail: [email protected]

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Das Makrozoobenthos als Indikatorgruppe zur Bewertung großer Flüsse unter Einbeziehung auenökologischer Aspekte 387

depth of these rivers also pose challeng-es in terms of taking samples, and it has also become apparent that all methods currently used to assess rivers’ ecological status focus solely on the main channels; the various habitats to be found in large rivers’ riparian systems aren’t taken into account. However, there is international consensus that these systems are key ele-ments in rivers’ processes and biodiver-sity, and as such are significant for the continuing functionality of major rivers.

In the context of an Austrian Ministry of Life-funded research project, the In-stitute of Hydrobiology and Aquatic Eco-system Management’s Working Group on Benthic Ecology and Ecological Status Assessment, together with the University of Vienna and the Environment Agency Austria, is currently working to develop a practice-oriented riparian zone index based on macrozoobenthos as an indica-tor of quality.

To date, Europe has no Water Frame-work Directive-compliant assessment systems for riparian zones. Given the fact that established methods are lim-ited to river’s main channels, precluding a holistic view of and approach to river ecosystems, this project represents a pio-neering work in the field of European wa-ter resource management.

1. Einleitung

Die Umweltpolitik der Europäischen Gemeinschaften – wasserbezogen ur- sprünglich zersplittert in Emissions-regelungen für bestimmte Stoffe, nut-zungsorientierte Immissionsregelungen und einzelproblemorientierte Regelun-gen – hat mit der Richtlinie 2000/60/EG zur Schaffung eines Ordnungsrahmens für Maßnahmen der Gemeinschaft im Bereich der Wasserpolitik eine neue Dimension erreicht. Ziel dieser Richtlinie ist (neben anderen Vorgaben) die Schaf-fung eines Ordnungsrahmens für den Schutz der Binnenoberflächengewässer, der Übergangsgewässer, der Küstenge-wässer und des Grundwassers zwecks Vermeidung einer weiteren Verschlechte-rung sowie Schutz und Verbesserung des Zustands der aquatischen Ökosysteme und der direkt von ihnen abhängenden Landökosysteme und Feuchtgebiete im Hinblick auf deren Wasserhaushalt.

Benthische Evertebraten spielen bei der Beurteilung der ökologischen Zu-standsklasse von Fließgewässern nach Wasserrahmenrichtlinie neben Algen, Fischen und Makrophyten eine große Rolle als biologisches Qualitätselement

(Hellawell 1986; De Pauw et al. 1992; Rosenberg und Resh 1993). Durch Verän-derungen der Zönosenstruktur oder ihrer Funktionen spiegeln sie unterschiedliche anthropogen bedingte Störungen wider und ermöglichen so eine Bewertung des ökologischen Zustandes im Allgemeinen. Benthische Evertebraten sind sensitiv hinsichtlich stofflicher Veränderungen und reagieren auf Versauerung, Habitat-verluste oder allgemeine Degradation von Fließgewässern (Hering et al. 2004). Die unterschiedlichen Nationalstaaten haben durch unterschiedliche Traditio-nen auf dem Gebiet der Gewässerbe-wertung unterschiedliche methodische Ansätze entwickelt (Knoben et al. 1995; Nixon et al. 1996; Birk und Hering 2002), der Fokus wird dabei ausschließlich auf Fließgewässer gelegt, die sie umge-benden und miteinander verbundenen Auensysteme werden dabei nicht erfasst.

In der Beilage zum Erlass Qualitätsziel- verordnung Ökologie Oberflächengewäs-ser (Zl. BMLFUW-UW.4.1.4/0002-I/4/2011) werden maßgebliche Uferbereiche als wesentliche Teile des aquatischen Öko-systems explizit angeführt: „Der Schutz der Gewässer umfasst das Gewässer in seiner Gesamtheit (Welle, Bett und Ufer). Welche Uferbereiche für die ökologische Funktionsfähigkeit maßgebend sind, hängt von der Sachlage an der jeweiligen Gewässerstrecke ab (so schon die EB zur RV zur WRG-Novelle 1990, 1152 BlgNR 17. GP, 27). In der Regel wird als für die öko-logische Funktionsfähigkeit maßgeblicher Uferbereich der Bereich bis zur Wasseran-schlaglinie bei HW 30 (= Wasserstandslinie bei einem 30-jährigen Hochwasser) im natürlichen Zustand des Gewässers zu ver-stehen sein (siehe auch ÖNORM M 6232)“. Damit werden definitionsgemäß große Areale von flussbegleitenden Feuchtgebie-ten in die Bewertung miteinbezogen.

2. Problemstellung

Im Zuge der europaweiten Interkalibrie-rung werden die Methoden zur Bewer-tung des ökologischen Zustands sowie die Werte der Klassengrenzen des sehr guten und des guten Zustands verglichen. Da die Bewertung sehr großer Flüsse mit einigen methodischen Schwierigkeiten verbunden ist, konnte die Interkalibrie-rung für diese Gewässertypen noch nicht abgeschlossen werden (geplant bis 2016). Gerade die großen europäischen Flüsse wie Donau, Rhein oder Elbe sind durch vielfältige Nutzungen, wie z. B. Wasser-kraftnutzung, Hochwasserschutz oder Schifffahrt in ihrer typologischen Charak-

teristik massiv verändert. Referenzbedin-gungen sind heute kaum mehr zu finden, viele charakteristische Arten sind bereits ausgestorben und oft werden die Lebens-gemeinschaften von Neozoen dominiert (Schöll et al. 2011). Dazu kommen auf-grund der Größe und Tiefe der Gewässer auch Probleme bei der Methodik der Pro-benahme. Zudem hat sich gezeigt, dass sich alle derzeit vorliegenden Methoden zur Erhebung des ökologischen Zustands ausschließlich mit dem Hauptstrom der großen Flüsse beschäftigen, die Vielfalt der verschiedenen Habitate großer Fluss-Au-Systeme wird derzeit in den Bewer-tungssystemen nicht berücksichtigt. Es besteht aber internationaler Konsens, dass diese dem Gewässertyp zugehörigen Auensysteme die Schlüsselbereiche der gewässertypspezifischen Prozesse und der Biodiversität darstellen und daher für die Funktionsfähigkeit großer Flüsse bedeutend sind.

Gemäß der WRRL wurden für das Qualitätselement Makrozoobenthos, im Speziellen für die Indikatorengruppen Libellen (Chovanec und Waringer 2001, 2005; Chovanec et al. 2004) und Köcher-fliegen (Waringer und Graf 2002), Bewer-tungsmodelle von Auen vorgestellt. Der Floodplain-Index (Chovanec et al. 2005) ist eine Weiterentwicklung eines leitbild-gemäßen Bewertungsschemas anhand unterschiedlicher Indikatorgruppen (Fi-sche, Amphibien, Weichtiere, Libellen, Köcherfliegen) in einem fünfstufigen Bewertungsschema nach WRRL. Dabei werden die z. T. sehr unterschiedlichen, sich jedoch ergänzenden hydrologischen Präferenzen der Indikatoren in idealer Weise genutzt, um die hydrologischen Ist-Zustände in einem Untersuchungsgebiet zu dokumentieren und aufgrund der Ab-weichung von (historischen) Referenzzu-ständen zu bewerten.

Im Rahmen eines vom Lebensminis-teriums geförderten Forschungsprojekts wird vom Institut für Hydrobiologie und Gewässermanagement, Arbeitsgruppe Benthosökologie und Gewässerbewer-tung in Zusammenarbeit mit der Uni-versität Wien (ao.Univ.-Prof. Dr. Johann Waringer) und dem Umweltbundesamt (Univ.-Doz. Dr. Andreas Chovanec) die Entwicklung eines auf MZB ausgerichte-ten umsetzungsorientierten Auen-Index durchgeführt. Als biologische Qualitäts-elemente soll der Index die Gruppen Li-bellen und Köcherfliegen beinhalten, es wird überprüft, ob die Mollusken und/oder eine andere MZB-Gruppe integriert werden sollen.

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stand plus 0,3/0,4 m; heute hingegen in ungestauten Abschnitten ca. MW + 0,5 m (Hohensinner 2008). Die Abgrenzung des Untersuchungsgebietes erfolgt hier nach geomorphologischen Gesichtspunkten. Das heißt, es wird die gesamte flussmor-phologisch aktive Zone der Neuzeit (seit ca. 1500; AZ) im Donauabschnitt der Unte-ren Lobau als räumliche Einheit betrachtet (links- und rechtsufrig). Würde man sich nur auf den Ausschnitt der eigentlichen (linksufrigen) Unteren Lobau beschrän-ken, so würde man bei der Analyse histo-rischer Situationen nur einen zufälligen Ausschnitt der Flusslandschaft betrachten (da sich die Flussarme so stark verlagert haben). Dadurch würde man keine reprä-sentativen Vergleichswerte erhalten.

Im Jahr 1817 wurden insgesamt 36 % der flussmorphologisch aktiven Zone der Neuzeit (AZ) von Gewässern eingenom-men, wobei ca. zwei Drittel davon alleine auf die Hauptstromarme (Eupotamon A) entfielen. Betrachtet man alleinig die Au-gewässer (ohne Zubringer), so nahmen diese in Summe 13 % der AZ ein (anders ausgedrückt 43 ha je km Talachsenlänge). Bei Niederwasser durchströmte Nebenar-me (Eupotamon B) erreichten dabei mit ca. 28 ha/km Talachsenlänge die weitaus größten Anteile (Abb. 1).

Dies bedeutet, dass selbst bei einem extremen Niederwasser zwei Drittel der Augewässer noch durchströmt wurden (Abb. 2). Dynamische Altarme, welche temporär bei Wasserständen zwischen erhöhtem Niederwasser und sommer-lichem Mittelwasser durchströmt wur-den, kamen auf 20 % der Augewässer. Dieser Gewässertypus war durch offene Sedimentflächen (z. B. Schotterbänke) gekennzeichnet, die bei Niederwasser trockenfielen. Einseitig angebundene Altarme (Parapotamon B) nahmen als Ruhigwasserhabitate mit ca. 12 % aller Augewässer geringere Flächen ein.

Die weitaus geringsten Anteile, näm-lich nur 1,4 %, kamen auf isolierte Altwäs-ser (Totarme, Plesio-/Paläopotamon). Somit zeigt sich für das anthropogen un-beeinflusste Donausystem in der Unteren Lobau, dass dieses primär einen lotischen (eupotamalen) Charakter aufgewiesen hat (siehe Abb. 4). Diese Bedingungen ka-men generell rheophilen Zönosen zugute. Tab. 1 stellt die beschriebenen Gewässer-typen jenen Habitattypen gegenüber, die zur Ermittlung des Auen-Index heran-gezogen werden. Demnach wurden 1817 rund 86 % aller Augewässer vom Typ H1 (inkl. Parapotamon A = Übergangstyp H1-H2) eingenommen.

1996). Entsprechend ihrem alpin gepräg-ten hydrologischen und sedimentolo-gischen Regime entwickelte die Donau in ihrem Mittellauf „medium-energy non-cohesive floodplains“, die vor der Regulierung primär aus locker gelagerten Sedimenten aufgebaut wurden (Nanson und Croke 1992). Die Lobau entspricht diesem Auentypus. Die flussmorpho-logische Analyse der Situation vor der systematischen Regulierung der Donau zeigt, dass das Donausystem vor allem in den breiteren Augebieten (Tullner Becken, Obere Lobau) durchaus auch über längere Zeiträume stabile Bereiche aufwies, die durch Verlandung und struk-turelle Sukzession von Gewässerhabita-ten geprägt waren. Hingegen war z. B. die Entwicklung von ausgeprägten Fluss-/Mäanderbögen und die Abschneidung derartiger Bögen (Cut-off, Avulsion) ein typischer Prozess in den dynamischeren Bereichen der Flusslandschaft, der zeit-gleich zur Entstehung neuer Habitate und Transformation bestehender Habitate führte (Hohensinner et al. 2008).

3.1.2. Gewässertypen im Bereich der Unteren Lobau – Referenzsituation 1817

Als Basis für die Beschreibung des fluss-morphologischen Referenzzustandes wurde auf das früheste detailliert ausge-führte Kartenwerk der österreichischen Donau zurückgegriffen – die sogenannte Lorenzo-Karte, vermessen 1816/1817. Bei der Interpretation der Ergebnisse ist zu beachten, dass die damalige Aufnahme bei einem extremen Niederwasserstand erfolgte, wodurch sich der Anteil der durchströmten Nebenarme (Eupotamon B) reduziert und jener der dynamischen Altarme (Parapotamon A) erhöht. Eine Kartierung bei einer gewöhnlichen Nie-derwassersituation würde somit einen höheren Anteil durchströmter Arme und weniger dynamische Altarme ergeben. Da Totarme (Plesio-/Paläopotamon) in den historischen Grundlagen immer unter-repräsentiert sind, wurde deren Anteil basierend auf Erfahrungen in vergleich-baren Donauabschnitten um den Fak-tor 4 erhöht. Die nachfolgend genannten Werte beziehen sich immer auf die akti-ven Gerinne der Gewässer (= Wasser- und offene Sedimentflächen). Das aktive Gerinne entspricht dabei ungefähr jener Wasserbedeckung, die beim sommerli-chen Mittelwasser (SMW) erreicht wird. Bis zur systematischen Donauregulierung entsprach dies ca. einem Mittelwasser-

Die grundlegende Innovation des vor-liegenden Projektes ist die Umlegung des Auenindex nach Chovanec et al. (2005) in eine praxistaugliche Richtlinie zur Bewertung von Auensystemen auf Basis des Qualitätselementes Makrozoobent-hos gemäß EU-WRRL, wobei sowohl die Bewertung des ökologischen Zustandes naturnaher Systeme als auch des ökolo-gischen Potenzials erheblich veränderter Systeme möglich ist. Der Schwerpunkt der Untersuchungen soll vorerst auf den Flüssen Donau, March und Thaya liegen.

Ähnliche Bewertungssysteme existieren zurzeit in Europa nicht. Da sich existie-rende Methoden ausschließlich auf den Hauptstrom beschränken und damit im Widerspruch zu einer holistischen Sicht eines gewässerökosystemaren Ansatzes stehen, hat das vorliegende Projekt den Charakter einer Vorreiterrolle innerhalb des europäischen Gewässermanagements.

3. Hydromorphologische Veränderungen großer Flüsse

Große Flüsse und ihre Auen sind kom-plexe Ökosysteme, die primär durch hyd-rologische Prozesse gesteuert werden. Die laterale Konnektivität und Austausch-vorgänge zwischen dem Fluss und dem Feuchtgebiet werden heute als wesent-lichste Steuerungsgrößen für das ecosys-tem functioning gesehen (Amoros und Roux 1988; Junk et al. 1989; Henry und Amoros 1995; Sparks 1995; Ward und Stan-ford 1995; Schiemer 1999; Ward et al. 1999; Findlay et al. 2002; Gergel et al. 2002).

Im Folgenden wird beispielhaft für die Entwicklung großer Flüsse die Ver-änderung von hydromorphologischen Habitattypen an Donau und Salzach dar-gestellt.

3.1. Hydromorphologische Gewässertypen der Donau am Beispiel der Lobau – Referenzzustand und aktueller Zustand

3.1.1. Genereller Flusstyp

Die Donau wies vor der Regulierung des 19. Jahrhunderts in den alluvia-len Abschnitten sowohl Elemente eines verzweigten als auch eines gewunden-mäandrierenden Flusstyps auf. Daher ist sie am besten als „gravel-dominated, laterally active anabranching river“ ein-zustufen, der durch eine hohe hydromor-phologische Dynamik gekennzeichnet ist (in Anlehnung an Nanson und Knighton

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Marchfeldschutzdamm und wurden erst im Zuge der Gewässervernetzungsmaß-nahmen bei Schönau bis 2006 wieder her-gestellt. Hinter dem Schutzdamm liegen derzeit keine eupotamalen Augewässer oder dynamische Altarme (Parapotamon A). Lediglich an drei Probestellen konn-ten auf kurzen Abschnitten quasi-eupo-tamale Gewässerhabitate vorgefunden werden (siehe Abb. 3). Es handelt sich dabei um kurze Gewässerabschnitte, die zumindest zeitweise schwach durch-strömt werden. Die Strömung ergibt sich dabei primär aus Spiegelschwankungen des Grundwasserkörpers und ist weniger einer oberflächigen Anbindung geschul-det (mit Ausnahme der geringen Dotation aus der Oberen Lobau). Diese Gewässer stellen somit einen Mischtyp dar, der so-wohl eupotamale als auch parapotamale Merkmale aufweist und kann daher nur bedingt mit den historisch beschriebe-nen Gewässertypen verglichen werden. Daher werden diese Gewässer hier als „Pseudopotamon“ ausgewiesen (in An-lehnung an Amoros et al. 1982).

Die Zuordnung der Gewässertypen zu den Habitattypen des Auen-Index ergibt, dass aktuell nur mehr ca. 14 % der Auge-wässer dem Typ H1 zugerechnet werden können (wobei es sich hierbei genauge-nommen ausschließlich um den Über-gangstyp H1-H2 handelt). Die Typen H3 und H4 nehmen hingegen 77 % aller Au-gewässer ein (Tab. 1).

Das aktuelle Gewässersystem in der Unteren Lobau ist sowohl durch einen starken quantitativen Verlust an Gewässer-lebensräumen als auch durch einen quali-tativen Wechsel hin zu einem statischen System geprägt. Die genauere Analyse der Verlandungsgeschichte in der gesam-ten Lobau seit 1938 zeigt, dass seither 27 % der Augewässerflächen verschwun-den sind (basierend auf Ergebnissen des provision-Forschungsprojektes Optima Lobau; Hohensinner, unpubliziert). Im Zustand vor der Regulierung wurden die Augewässer durch die hohe Dynamik der Donau periodisch oder episodisch erneu-ert. Ältere Augewässer wurden von den sich verlagernden Donauarmen erodiert, während neue Altwässer entstanden. Durch die Regulierung im 19. Jhdt. wurde diese Erneuerung der Augewässer unter-bunden und die Flusslandschaft verharrt in einem statischen Zustand. Während das Median-Alter (50-%-Alter) der aqua-tischen Habitate vor der Regulierung bei nur rund 10 Jahren lag, nahm dieses bis 2001 je Gewässertyp auf 63 bis 124 Jahre zu (Hohensinner und Jungwirth 2009; un-publizierte Daten Hohensinner). Neben

durchströmten Nebenarme (Eupotamon B) verschwanden vollständig. Ebenso wurden dynamische Altarme (Parapota-mon A) und einseitig angebundene Alt-arme (Parapotamon B) stark reduziert. Im Gegenzug nahmen die ehemals flä-chenmäßig untergeordneten Totarme (Plesio-/Paläopotamon) sehr stark zu und machen nun rund zwei Drittel aller Augewässer aus. Somit nehmen sie quan-titativ nun jene Stellung ein, die ehemals den durchströmten Augewässern zukam.

Abbildung 2 verdeutlicht die Um-kehrung des ehemals primär lotischen Charakters der Augewässer hin zu einem statischen System. Die ausgewiesenen parapotamalen Gewässer liegen allesamt im Vorland zwischen der Donau und dem

3.1.3. Gewässertypen im Bereich der Unteren Lobau – aktuelle Situation

Aufgrund der umfassenden Regulierung der Donau in der Unteren Lobau in der zweiten Hälfte des 19. Jhdts. und der darauffolgenden Verlandung hat sich die Verteilung der Gewässertypen bis heute vollständig geändert. Die Ausdehnung sämtlicher Gewässer inklusive der Haupt-stromarme ging von 36 % auf nunmehr 15 % bezogen auf die AZ zurück, wobei der Hauptstrom alleine rund 60 % aller Gewässerflächen ausmacht. Alle Auge-wässer zusammen erfuhren einen quan-titativen Rückgang um mehr als die Hälfte (Abb. 1). Die ehemals so bedeutenden

Abb. 2 Qualitative Veränderungen der Augewässer 1817 und aktuell: Flächenanteile der Gewässertypen an allen Augewässern im Bereich der Unteren Lobau (% der Augewässer)

Abb. 1 Quantitative Veränderungen der Augewässer 1817 und aktuell: Flächenantei-le der Gewässertypen im Bereich der Unteren Lobau (ha/km Talachsenlänge)

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Dieser ehemals pendelnd-verzweigte Flussabschnitt wies nicht nur verhältnis-mäßig viele Altarme vom Typ Parapo-tamon B auf, sondern war auch durch eine Vielzahl an grundwassergespeisten Lauenbächen gekennzeichnet. Letztere waren vermutlich bereits damals zum Teil anthropogenen Ursprungs und gin-gen aus vernässten Zonen des Talbodens hervor.

Flussab von Bramberg bis Utten-dorf, wo die Salzach vor der Regulie-rung einen mäandrierend/pendelnden Charakter aufwies (unterbrochen durch kurze Furkationsabschnitte hervorgeru-fen durch geschiebereiche Zubringer), war die Ausdehnung der Augewässer mit 1,7 ha pro km Talachse beinahe doppelt so groß. Hier gewannen isolierte Altwäs-ser (Plesio-/Paläopotamon) und vor al-lem grundwassergespeiste Lauenbäche stark an Bedeutung (Abb. 6).

Für diesen Flussabschnitt ist histo-risch belegt, dass bis 1808 bereits viel-fältige Meliorisierungen vorgenommen wurden, um die landwirtschaftliche Nutzbarkeit des Talbodens zu verbessern.

Abbildung 3 und 4 zeigen drastisch die gravierenden hydromorphologischen Veränderungen zwischen 1817 und 2011 der Unteren Lobau auf.

Eine hydrologische Dynamisierung der Unteren Lobau ist als die Schlüssel-maßnahme anzusehen, um eine An-näherung an die Referenzsituation zu erreichen.

3.2. Vergleich mit anderen Flusstypen

Die Zusammensetzung der Augewässer war vor der Regulierung stark vom jewei-ligen Flusstyp abhängig. Während die lotischen und semi-lotischen Habitate (Eupotamon B und Parapotamon A) an der Donau in der Lobau in Summe ehe-mals rund 86 % aller Augewässer aus-machten, betrugen diese zum Beispiel an der Oberen Salzach im Pinzgau (Neu-kirchen – Bramberg) um 1808 nur 50 % (Abb. 5). Insgesamt erreichten sämtliche Augewässer zusammen eine Fläche von ca. 0,9 ha je km Talachsenlänge (vgl. dazu 43 ha/km Talachse in der Unteren Lobau 1817).

den quantitativen Verlusten durch die laufenden Verlandungsprozesse zeigt sich die zunehmende Überalterung der Ge-wässerhabitate aber auch in qualitativen Veränderungen. Das zunehmende Habi-tatalter äußert sich in Veränderungen des Substrates (generell mehr Feinanteile und mehr organische Anteile), des Sauerstoff-gehaltes im Substrat und folglich in geän-derten Lebensraumbedingungen für die aquatischen Zönosen (Amoros et al. 1987; Amoros und Bornette 2002).

Tab. 1 Habitat- bzw. Gewässertypen in der Unteren Lobau 1817 und aktuell (Anteile bez. auf alle Augewässer ohne Zubringer in %)

Habitat-/Gewässertyp 1817 Aktuell

H1: Eupotamon B 66,2 0,0

H1-H2: Parapotamon A 20,0 13,9

H2: Parapotamon B 12,4 8,7

H3 + H4: Plesio-/Paläo-potamon

1,4 76,9

Pseudopotamon 0,0 0,5

Gesamt 100,0 100,0

Abb. 3 Hydromorphologische Klassifizierung (Habitat-/Gewässertypen) im Bereich der Oberen und Unteren Lobau: aktuelle Situation

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Grundlagen anzunehmen, dass der An-teil der isolierten Altwässer noch etwas größer war als in Abb. 6 dargestellt.

Die Regulierungsmaßnahmen des 19. und 20. Jhdts. führten in beiden Salzach-Abschnitten zu einer signifikanten Re-duktion der Augewässer (Piller 2012). Im oberen Abschnitt verringerten sie sich um ca. ein Drittel und im unteren Abschnitt um beinahe zwei Drittel. Da die anderen Gewässertypen stark reduziert wurden, nahmen die Lauenbäche in beiden Ab-schnitten – relativ betrachtet – signifikant zu, was auf verstärkte Entwässerungs-maßnahmen zurückzuführen ist. Flussauf von Bramberg ist interessanterweise auch eine Zunahme durchströmter Nebenar-me (Eupotamon B) zu verzeichnen. Dies ist auf einen Mühlbach und jüngere Re-vitalisierungsmaßnahmen bei Habach zurückzuführen.

Talbodens handelt, die bereits damals drainagiert worden waren. Ebenfalls ist aufgrund der verwendeten historischen

Anzunehmen ist, dass es sich bei den ausgewiesenen Lauenbächen großteils um ehemalige Vernässungszonen des

Abb. 5 Qualitative Veränderungen der Augewässer 1808 und aktuell: Flächenanteile der Gewässertypen an allen Augewässern an der Oberen Salzach zwischen Neukir-chen und Bramberg (% der Augewässer)

Abb. 4 Hydromorphologische Klassifizierung (Habitat-/Gewässertypen) im Bereich der Oberen und Unteren Lobau: Situation um 1817

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und Roux 1988; Ward und Stanford 1995; Abb. 7). Die Differentialkriterien sind im Wesentlichen die Wasserführung (per-manent/temporär), die Anbindung an den Hauptstrom und die Makrophyten-bedeckung (siehe Chovanec et al. 2005).

Neben diesen biologisch relevanten Habitattypen wurden von Hohensinner et al. (2005), aufbauend auf Amoros et al. (1987), morphologische Gewässertypen von Auenlandschaften definiert, die im Wesentlichen die Anbindungshäufigkeit zum Hauptstrom widerspiegeln. Dadurch bestehen funktionelle Übereinstimmun-gen beider Systeme, die eine Vergleich-barkeit ermöglichen (Tab. 2).

4.2. Bisherige Untersuchungen

In einem ersten Schritt wurden bereits erhobene Daten aus den Aubereichen von Klosterneuburg, Altenwörth und der Lobau gesichtet und statistisch ana-lysiert. Dabei wird die Aussagekraft der im Floodplain-Index nach Chovanec et al. (2005) inkludierten makrozoo-benthischen Gruppen unter besonde-rer Berücksichtigung der Köcherfliegen (Trichoptera), Libellen (Odonata) und Weichtiere (Mollusca) hinsichtlich der Fragestellung getestet.

4.3. Ermittlung des Floodplain-Index, Umlegung in Habitattypen und Bewertungssystem

4.3.1. Der Floodplain-Index

Der Floodplain-Index basiert auf einer Addierung von artspezifischen Habitat-Werten (HV) und Indikationsgewichten (IW) aller dokumentierten Arten einer Untersuchungsstelle und wird wie folgt berechnet:

FI =∑

(HV * IW) /∑

IW

Die Berechnung erfolgt auf Basis von presence/absence-Angaben bzw. auch mit ermittelten Abundanzwerten. Sein Wert schwankt theoretisch zwischen 1 und 5 und indiziert die Habitatpräfe-renzen der Zönose einer spezifischen Untersuchungsstelle. Die Zuordnung von THI-Werten zu einem hydrologischen Habitattypus ist in Tab. 2 dargestellt.

Die artspezifischen Habitatpräferen-zen (HV) werden numerisch mit einem 10-Punke-System dargestellt und wie folgt berechnet.

HV = (1*H1 + 2*H2 + 3*H3

+ 4*H4 + 5*H5)/10

der hydrologischen ober- und unterirdi-schen Anbindung an den Hauptstrom. Die unterschiedlichen Habitattypen ent-sprechen dem Spektrum von Gewässern entlang eines theoretischen Gradien-ten der lateralen Konnektivität in einem unbeeinflussten Augebiet vom dynami-schen Eu- und Parapotamon (H1, H2) bis hin zu isolierten und astatischen Gewäs-sern (H5) (Amoros et al. 1987; Amoros

4. Entwicklung eines umsetzungsorientierten Auen-Index auf Basis des Makrozoobenthos

4.1. Methodik

Amoros et al. (1982, 1987) klassifizieren die Gewässertypen einer hypothetischen Aulandschaft entsprechend der Intensität

Tab. 2 Morphologische Gewässertypen nach Hohensinner et al. (2005, 2011) und entsprechende Habitattypen nach Ward und Stanford (1995); Chovanec et al. (2005); Connectivity-Faktoren fC der historischen morphologischen Gewässertypen berechnet auf Basis der mittleren jährlichen Dauer der ober- und unterstromigen Anbindungen an den Hauptstrom (Hohensinner 2008; Hohensinner et al. 2013)

Morphologischer Gewässertyp Connectivity-Faktor fC Habitattypen

Hauptstrom(arme) (Eupotamon A) 1,000 H1

Ständig durchströmte Nebenarme (Eupotamon B) 0,979 H1

Zeitweise durchströmte, dynamische Altarme (Parapotamon A) 0,583 H1-H2

Einseitig angebundene Altarme (Parapotamon B) 0,450 H2

Isolierte Altwässer/ Totarme(Plesio-/Paläeopotamon)

0,204 H3/H4

Abb. 7 Schematische Darstellung einer hypothetischen Auenlandschaft nach Amo-ros et al. (1982, 1987) (Grafik: Waringer)

Abb. 6 Qualitative Veränderungen der Augewässer 1808 und aktuell: Flächenanteile der Gewässertypen an allen Augewässern an der Oberen Salzach zwischen Bram-berg und Uttendorf (% der Augewässer; die Flächenwerte wurden auf Basis von Gewässerachsenlängen und zusätzlich ermittelten Längen-Flächen-Umrechnungs-faktoren je Gewässertyp und Zeitsituation hochgerechnet; basierend auf Piller 2012)

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4.3.2. Umlegung des Floodplain-Index in Habitat- und morphologische Gewässertypen

Die Habitattypen entlang eines theoreti-schen lateralen Konnektivitätsgradienten können nach Abb. 8 mittels hydrologi-scher Kennwerte und der Makrophyten-bedeckung grob ermittelt werden.

Eine detaillierte Definition der unter-schiedlichen Habitattypen kann Tab. 3 entnommen werden.

Für die Umlegung des Floodplain-In-dex in Habitattypen wird Tabelle 4 nach Chovanec et al. (2005) herangezogen:

4.3.3. Bewertung des ökologischen Zustandes von Auen auf Basis des Floodplain-Index

Entsprechend des WRRL-Ansatzes wird der ökologische Zustand von Auen durch den Vergleich mit unbeeinflussten und im Fall von großen Flüssen wie der Donau mit historischen Referenzstellen ermit-telt. Nach Waringer et al. (2005) erfolgt die Klassenzuordnung in Bezug auf die öster-reichische Donau nach dem fünfstufigen System durch die Abweichung von der Referenzsituation wie folgt:

z Ökologische Zustandsklasse I: Ver-teilung und Bereich des FI entspricht der Referenzsituation und indizieren, dass alle flusstypischen Habitattypen vertreten sind (bei einem Dominieren von H1).

z Ökologische Zustandsklasse II: Ver-teilung und Bereich des FI indizieren, dass alle flusstypischen Habitattypen vertreten sind; H1 dominiert nicht oder ein flusstypischer Habitattyp fehlt.

z Ökologische Zustandsklasse III: Ver-teilung und Bereich des FI indizieren, dass H1 oder zwei flusstypische Habi-tattypen fehlen.

z Ökologische Zustandsklasse IV: Ver-teilung und Bereich des FI indizieren, dass nur zwei flusstypische Habitate vorhanden sind; nur wenige sensitive Arten können gefunden werden.

wicht > 3 werden als sensitive Arten defi-niert (Sladecek 1964).

Die hydrologische Einstufung der Ein-zelarten folgt Waringer et al. (2005).

wobei H1-H5 die prozentuellen Werte der einzelnen Habitatpräferenzen sind.

Das Indikationsgewicht schwankt zwi-schen 1 für euryöke bis 5 für stenotope Arten. Arten mit einem Indikationsge-

Tab. 3 Definition der Habitattypen nach Ward und Stanford (1995); Chovanec et al. (2005)

Habitat type Characterisation

H1 Hydrologically dynamic water bodies, full-width surface connection with the main channel at both ends at mean water discharge and not fragmented by impoundments (e.g. small weirs); generally high water velocities; no macrophyte communities in the open water; open banks or Phalaridetum stands in the littoral area; sand and gravel substrate are dominating, occurrence of sand and gravel bars.

H2 Water bodies which lack unidirectional current; full-width surface connection which also lacks fragmentation by impoundments (e.g. small weirs) only at the downstream end at mean water level; only few macrophytes (e.g. Phalaridetum); high proportion of sand and gravel substrates, occurrence of sand and gravel bars.

H3 No connectivity with the main channel at mean water level; terrestrialisation proces-ses; macrophyte cover of open water areas does not exceed 20 % of open water area; dominating macrophyte communities: Phragmitetum, Typhetum, Sagittario-Sparganietum, Myriophyllo-Nupharetum, Magnocaricetum; increased degree of sedimentation.

H4 No connectivity with the main channel at mean water level; terrestrialisation processes; macrophyte cover of open water areas exceeds 20 % of open water area; dominating macrophyte communities: Phragmitetum, Typhetum, Sagittario-Sparganietum, Myriophyl-lo-Nupharetum, Magnocaricetum; high degree of sedimentation.

H5 Temporary pools; sedimentation high; most years with at least one dried-up period (main-ly summer-autumn); dominating macrophyte communities: Phragmitetum, Typhetum, Sagittario-Sparganietum, Magnocaricetum; terrestrial vegetation.

Abb. 8 Kriterien für die Differenzierung der Habitat-Typen (Definitionen in Tab. 3)

Tab. 4 Zuordnung von THI-Werten zu Habitattypen (Chovanec et al. 2005)

THI – Bereich Habitattyp

1.0–1.8 H1

1.9–2.6 H2

2.7–3.4 H3

3.5–4.2 H4

4.3–5.0 H5

Originalarbeit


eines potenziellen ökologischen Zustand definiert werden.

4.3.4. Test der prinzipiellen Eignung und Aussagekraft der im Floodplain-Index nach Chovanec et al. (2005) inkludierten Indikator-Gruppen

Waringer et al. präsentieren 2005 eine Artenliste mit Klassifizierungen der artspezifischen Habitatvalues, die die Basis des Auenindex nach Chovanec et al. (2005) darstellt. Das Arteninven-tar umfasst dabei Taxa, die große Flüsse und ihre Auen der ungarischen Tiefebene (Ökoregion 11) besiedeln (wobei das Hauptaugenmerk auf die österreichische Donau gelegt wurde).

Dabei weist die Insektenordnung Trichoptera mit 122 Arten die weitaus höchste Diversität auf, gefolgt von den Mollusca mit 72 Arten. Die Odonata tre-ten mit 60 Arten, die Fische mit 44 Arten auf. Amphibien werden mit 13 Arten an-geführt (Abb. 9).

Bei Betrachtung der makrozoobenthi-schen Gruppen (Trichoptera-, Odonata- und Molluskenarten) des österreichischen Donaubereiches wird deutlich, dass bei einer Gesamtartenzahl von 254 Arten ty-pische Bewohner von Stillgewässern der Auen (Plesio- und Paläopotamon sowie temporärer Autümpel) mit der hohen An-zahl von 145 Arten auftreten (Abb. 10). Dies bedeutet wiederum einen hohen

morphologischen Analysen verschnit-ten. Dabei zeigt sich, dass das Auengebiet – basierend auf dem stellenbezogenen Trichopterenhabitat-Index in Habitat-typen – weitgehend dem Paläo- bis Ple-siopotamon, also undynamischen und stark verlandeten Gewässern zuzuord-nen ist. Dies deckt sich weitgehend mit morphologischen Gewässertypen nach Hohensinner et al. (2011). Im Vergleich mit historischen Referenzzuständen kann das Gebiet aufgrund des Verlustes an dynamischen Habiattypen in einen öko-logischen Zustand gemäß der WRRL ein-gestuft werden und das Entwicklungsziel

z Ökologische Zustandsklasse V: Aqua-tische Habitate im Aubereich fehlen völlig oder Verteilung und Bereich des FI indizieren, dass nur ein Habitattyp vorhanden ist. Es sind keine oder na-hezu keine sensitiven Arten vorhan-den.

Bisher wurden mittels des Floodplain-In-dex die Klosterneuburger Au (Chovanec et al. 2005) und die Untere Lobau analog auf Basis der Indikatorgruppe der Tri-choptera beurteilt (Graf et al. 2012). Im Fallbeispiel Untere Lobau wurden die biotischen Indices interdisziplinär mit

Abb. 10 Artenzahlen der Trichoptera-, Odonata- und Molluskenarten des österreichischen Donaubereiches und Aufteilung in Arten des Hauptstromes und angebundener Nebenarme (eu- und parapotale Arten) sowie in Arten der Auen (Paläo-, und Plesio-potamon sowie astatische Gewässer) sowie alle Gruppen zusammen (TOM) (Klassifizierung nach Waringer et al. 2005)

Abb. 9 Gesamtartenzahl aller eingestuften Arten pro Großgruppe

Originalarbeit


torgruppe für die unterschiedlichen hy-drologischen Habitate dar. Gegenläufige Präferenzen sind bei Fischen und Am-phibien zu erkennen, wobei erstere vom Eupotamon hin zu temporären Systemen deutlich abnehmen, während die Amphi-bien ihr höchstes Vorkommen und damit auch die höchste Indikation in eben diesen entwickeln. Die Odonata, Mollusca und Trichoptera lassen eine Einnischung in alle Gewässertypen erkennen, wenngleich mit unterschiedlichen Schwerpunkten hinsichtlich der hydrologischen Dynamik (Trichoptera im Eupotamal, Odonata im Paläopotamon und Mollusca im Plesio-potamon). Hinsichtlich temporärer Ge-wässer weisen die Odonata die höchsten Habitatvalues neben den Amphibien auf.

Die potenziellen Artenzahlen pro Ha-bitattyp, ausgedrückt durch die Vertei-lung der arttypischen Habitatvalues, zeigt Abb. 13. Auch hier zeigen die Tricho-pteren generell die höchsten Werte und werden nur im Plesiopotamon (H3) und in temporären Systemen (H5) von den Mollusca bzw. den Odonata übertroffen. Hohe Artenzahlen über alle Typen zeigen die Mollusca, Odonata weisen neben den temporären Gewässern auch im Paläopo-tamon (H4) hohe Artenzahlen auf.

Zusammenfassend kann gesagt wer-den, dass prinzipiell jede besprochene Tiergruppe eine hohe Aussagekraft hin-sichtlich der hydrologischen Konnektivi-tät besitzt, jede einzelne jedoch deutlich unterschiedliche Indikator-Profile auf-grund ihrer ökologischen Einnischung aufweist. Die Makrozoobenthos-Gruppen (Mollusca, Odonata und Trichoptera) er-gänzen sich gut und sind theoretisch her-vorragend geeignet, die Dynamik eines Aubereichs widerzuspiegeln und damit die Basis einer ökologischen Bewertung nach Wasserrahmenrichtlinie zu liefern.

Im Folgenden soll der Versuch ge-macht werden, die Indikation der ein-zelnen Tiergruppen anhand der beiden Testgebiete Altenwörth und Klosterneu-burg zu evaluieren.

Abbildung 14 zeigt die Werte des Floodplain-Index pro Untersuchungs-stelle sowie die Indexwerte der einzel-nen Indikatorgruppen. Dabei zeigen sich Unterschiede sowohl pro Gruppe als auch pro Untersuchungsgebiet. Am-phibien indizieren durchgehend zu hohe Werte (gemessen am Floodplain-Index) wie auch die Odonaten und Mollusken in Klosterneuburg. In Altenwörth zeigen die Fische deutlich niedrigere Werte, bis auf die Amphibien ist die Varianz der Einzel-gruppenwerte generell viel geringer als in Klosterneuburg.

lung durchaus unterschiedlich sind; die Mehrheit der Köcherfliegen ist nahe des Eupotamals eingenischt (H1), dieser Wert erhöht sich bei den Mollusca auf 2,7 und ist bei den Odonata mit 3,4 am höchsten. Die Fische zeigen eine geringere ökologi-sche Spannweite, ihr Median liegt bei 1,6. Die größte ökologische Diversität, ausge-drückt durch den 25- bis 75-Perzentilbe-reich weisen die Köcherfliegen auf.

Abbildung 12 zeigt die Mittelwerte der Valenzen pro Habitat (H1 bis H5) und stellt die prinzipielle Eignung als Indika-

potenziellen Biodiversitätsverlust im Fall der Reduktion von Feuchtflächen.

Die potenzielle Aussagekraft der unter-schiedlichen Gruppen entlang des hydro-logischen Gradienten wird anhand der Box-und-Whisker-Darstellung der Ha-bitatvalues (HV) in Abb. 11 deutlich. Die Amphibien sind in ihrer Habitatpräferenz im Wesentlichen auf undynamische Ge-wässer beschränkt (HV: 4 bis 5, Median: 4,5). Mollusca, Odonata und Trichoptera decken einen weiten Bereich von H1 bis H5 ab, wobei die Mediane der Vertei-

Abb. 12 Mittelwert der Valenzen pro Habitat (Schwerpunkt jeder Indikatorgruppe entlang dem lateralen Konnektivitätsgradienten)

Abb. 11 Habitatvalues aller eingestuften Arten; Großgruppen

Originalarbeit


5. Zusammenfassende Diskussion

Während der letzten Jahrzehnte gelang-ten Feuchtgebiete großer Flüsse in den Fokus theoretischer und angewandter limnologischer Forschungen (Amoros und Roux 1988; Junk et al. 1989; Schie-mer 1999; Ward et al. 1999; Findlay et al. 2002). Durch anthropogene Einflüsse wie Regulierung und Aufstau zählen diese Hotspots der Biodiversität (Tockner und Stanford 2002) jedoch zu den gefähr-detsten Ökosystemen weltweit (Petts et al. 1989; Dynesius und Nilsson 1994; Schiemer 1999). Athropogene Einflüsse führten zu longitudinaler und lateraler Fragmentierung von Flusssystemen mit allen negativen biologischen Konsequen-zen (Dynesius und Nilsson 1994; Schie-mer 1999). Aquatische Ökosysteme wie Flussauen zählen daher heute zu den gefährdetsten Lebensräumen weltweit (Brinson und Malvarez 2002; Malmqvist und Rundle 2002; Sala et al. 2000; Vörös-marty et al. 2010). Bis zu 90 % der Auen-bereiche in Europa und Nordamerika sind stark beeinflusst und degradiert (Tockner and Stanford 2002) und auch in Österreich sind Aubereiche aufgrund ver-

sehr gut, gefolgt von den Mollusken und den Fischen. Basierend auf diesen Ergeb-nissen kann zusammenfassend gesagt werden, dass Köcherfliegen, Libellen und Fische – gemessen am Floodplainindex – in den beiden Untersuchungsgebieten am treffsichersten indizieren (Abb. 17).

Abbilding 15 und 16 zeigen die Abwei-chung der Einzelindices pro Indikator-gruppe vom Floodplain-Index in den zwei Testgebieten. In Klosterneuburg weisen die Fische die geringsten Abweichungen auf, gefolgt von den Köcherfliegen und den Libellen. In Altenwörth wiederum indizieren Köcherfliegen und Libellen

Abb. 13 Anzahl der Arten mit Einstufung pro hydrologischem Habitattyp

Abb. 14 Werte des Floodplain-Index pro Stelle (K = Klosterneuburger Au; A = Altenwörther Au) und Tiergruppe; FLOX ges = Index aller vorgefundenen Indikatorarten pro Stelle

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dem Ziel einer stärkeren Vernetzung von Fluss und Feuchtgebiet durchgeführt. All diese Maßnahmen sehen den Fluss und sein Umland als ein – voneinander abhängiges – Ökosystem, dessen Kompo-nenten ökologisch untrennbar miteinan-der gekoppelt sind.

Verluste an Feuchtflächen sind je-doch nicht nur auf den Ausuferbereich großer Flüsse beschränkt, sondern tre-ten an allen hydrologisch dynamischen Gewässern mit starken anthropogenen Beeinflussungen durch morphologische Veränderungen und verstärkter Land-nutzung auf. Zu den Besonderheiten zählen heutzutage astatische, makro-phytenreiche Überschwemmungswiesen, deren Ursprung in der frühjährlichen Ab-flussdynamik liegt. Das regelmäßige Aus-ufern des Flusses bietet für ethologisch/physiologisch speziell adaptierte Orga-nismen einen Lebensraum, der in den vielfältig und intensiv genutzten Niede-rungsbereichen mitteleuropaweit zu den seltensten aquatischen Biotopen zählt. Dementsprechend gefährdet sind auch jene Tierarten, die aufgrund rasanter lar-valer Entwicklung die Verwandlung zum terrestrischen Stadium vor dem Trocken-fallen abschließen können.

Die Erhaltung solcher durch Draina-gierungen bzw. durch Regulierungsmaß-nahmen hochgefährdeter Lebensräume muss ein prioritäres Ziel von naturschutz-fachlichen bzw. allgemein ökologisch orientierten Projekten sein (Dettin-ger–Klemm 2000). Die Sensibilität solch komplexer aquatischer Ökosysteme wird, neben topografischen Gegebenheiten, weitgehend durch das Zusammenspiel folgender hydrologischer und morpholo-gischer Faktoren bedingt: 1) ein natürlich ausgeprägtes Abflussregime, 2) ein hoher Grundwasserspiegel in der Au, 3) ein ho-hes Ausuferungspotenzial und 4) die zeit-liche Dimension der Ausuferung.

Demgemäß zählt die Auen-Restaura-tion im weitesten Sinn zu den wichtigs-ten Zielen von Naturschutz-Strategien im Rahmen des modernen Gewässer-managements, was sich beispielsweise in den die Vorgaben der Wasserrahmen-richtlinie der EU (WFD, 2000/60/EC; European Commission 2000) wider-spiegelt. Danach sollen alle Wasserkör-per zumindest den guten ökologischen Zustand aufweisen, wobei terrestrische Lebensräume und Feuchtgebiete, die von aquatischen Ökosystemen abhän-gen, ebenfalls berücksichtigt werden. Die Bewertungssysteme basieren auf aqua-tischen Organismengemeinschaften, wobei der ökologische Status durch den

abgetrennter Nebenarme (Paillex et al. 2009; Reckendorfer et al. 2006, 2005; Simons et al. 2001) oder hydrologische Anbindungen durch Deichabsenkungen oder Neuschaffung von Kanälen (Mau-champ et al. 2002; Navodaru et al. 2005; Cals et al. 1998; Simons et al. 2001; de Vaate et al. 2007) werden weltweit mit

änderter morphologischer Ausprägung der Flüsse sowie hohen Nutzungsdru-ckes auf ca. 15 % ihrer ehemaligen Aus-dehnung reduziert (Poppe et al. 2003). Die Erhaltung und Restauration von bestehenden Feuchtgebieten sind daher wesentliche Anforderungen (Ormerod 2003; Giller 2005). Wiederanbindungen

Abb. 16 Abweichung der einzelnen Indexwerte der Indikatorgruppen vom Flood-plain-Index im Untersuchungsgebiet Altenwörth

Abb. 15 Abweichung der einzelnen Indexwerte der Indikatorgruppen vom Flood-plain-Index im Untersuchungsgebiet Klosterneuburg

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päischen Wasserrecht, im Natur- und Ge-wässerschutz wie auch in der Umsetzung der Biodiversitätsstrategie.

Zusammenfassend kann gesagt wer-den, dass prinzipiell jede besprochene Tiergruppe des Makrozoobenthos (Mol-lusken, Libellen und Köcherfliegen) eine hohe Aussagekraft hinsichtlich der hy-drologischen Konnektivität besitzt, jede einzelne jedoch deutlich unterschied-liche Indikator-Profile aufgrund ihrer ökologischen Einnischung aufweist. Die Makrozoobenthos-Gruppen (Mollusca, Odonata und Trichoptera) ergänzen sich gut und sind theoretisch hervorragend geeignet, die Dynamik eines Aubereichs widerzuspiegeln und damit die Basis einer ökologischen Bewertung nach Was-serrahmenrichtlinie zu liefern.

6. Danksagung

Die historischen Auswertungen für die Obere Salzach wurden im Rahmen des FWF-Forschungsprojektes DYNAFISH (Projekt-Nr. I 450-B16) durchgeführt. Dem Umweltbundesamt wird für die Durchführung von Vorversuchen herz-lich gedankt. Die Finanzierung des Projektes „Flox“ im Rahmen der Förder-schiene DAfne wird dankenswerter Weise vom Lebensministerium übernommen. ■

und Bewertungssysteme für alle aquati-schen Lebensräume ist dabei ein weiterer und wesentlicher Schritt sowohl im euro-

Vergleich des Ist-Zustandes mit einem Referenzzustand charakterisiert wird. Die Entwicklung biologischer Indikator-

Abb. 17 Abweichung der einzelnen Indexwerte der Indikatorgruppen vom Flood-plain-Index (alle Untersuchungsgebiete)

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Das Makrozoobenthos als Indikatorgruppe zur Bewertung großer Flüsse unter Einbeziehung auenökologischer Aspekte; Macrozoobenthos as an indicator group for the assessment of major