Europäische Wasserrahmenrichtlinie
Gewässertypen – ein neues Element in der deutschen Gewässergütebetrachtung	(KA 11/2002)
Marlene Liebeskind (Wuppertal)
Im Dezember 2000 ist die Europäische Wasserrahmenrichtlinie (EU-WRRL) in Kraft getreten. In der Richtlinie ist festgelegt, dass die europäischen Gewässer in Gewässertypen einzuordnen sind, für die dann jeweils ökologische Leitbilder ermittelt werden. Nachstehend werden die Hintergründe zur Typologisierung im Vergleich zum bisherigen deutschen System der Gewässergütebetrachtung beleuchtet.
Gründe für die Einführung des Saprobienindex als Messparameter der Gewässergüte
In den vergangenen Jahrzehnten wurden in Deutschland erhebliche Anstrengungen zur Gewässerreinhaltung unternommen. Der Erfolg der Maßnahmen wurde zunächst anhand von chemischen Messwerten im Vergleich zu gesetzten Grenzwerten, ab den späten 60er Jahren auch anhand des Saprobienindex als biologischem Qualitätskontrollparameter (DIN 38410 [1]) überprüft.
Biologische Qualitätsparameter wurden eingeführt, um bei Fließgewässern eine zeitlich integrierte Wasserqualitätsaussage für einen gewählten Standort zu erhalten. Während chemische Messungen immer nur Daten für ein vorbeifließendes Wasservolumen zu einem konkreten Zeitpunkt liefern können (mit Ausnahme der inzwischen vielfältig entwickelten Online-Geräte), erhält man mittels biologischer Parameter – je nach Lebensalter der betrachteten Spezies – Aussagen über die Wasserqualität der vergangenen Wochen, Monate oder Jahre sowie Aussagen über die Wirkung von Substanzgemischen im Gewässer. Aus diesem Grund haben sich in fast allen europäischen Ländern verschiedenste biologische Verfahren zur Gewässerbeurteilung etabliert (Zusammenstellung siehe Böhmer et al. [2]).
Da die organische Verschmutzung der Gewässer zu Beginn der Gewässergütebetrachtung in Deutschland den wesentlichen Parameter der Gewässerbeeinträchtigung darstellte und zusätzlich der Wunsch bestand, Verursacher von Verschmutzung bundesweit gleich zu behandeln, war es notwendig, einen biologischen Parameter für Zustands- und Erfolgskontrollen zu entwickeln, der sich bundesweit für alle Gewässer – vom kalkgeprägten Alpenbach bis zum sandgeprägten Tieflandfluss – gleichförmig anwenden ließ (Abbildung 1 [3], Abbildung 2 [4]).

Abb. 1: Gewässergütekarte Niedersachsen [3]
(Quelle: http://www.mu.niedersachsen.de/GEOSUM/ Karten/gewguete/gewguete_a4.pdf)

Abb. 2: Gewässergütekarte Bayern [4]
(Quelle: http://www.umweltministerium.bayern.de/bereiche/wasser/forsch/sap_ogr.pdf)
Hierzu wurden Kleinlebewesen (Makrozoobenthos) im Gewässer als Indikatoren herangezogen, die sich von organischem Material ernährten (Untersuchung der organischen Verschmutzung), verschiedene Arten von Sauerstoffdefiziten tolerieren konnten, ubiquitär in deutschen Fließgewässern verbreitet waren und keine spezifischen Ansprüche an ihr Habitat stellten. Dies war logischerweise nur eine kleine Auswahl der in deutschen Gewässern vorkommenden Makrozoobenthos-Organismen. Die unterschiedlichen Präferenzen dieser Organismen für verschiedene Verschmutzungsklassen führten zum Saprobienindex als Verfahren der Gewässergütebestimmung. Mithilfe der ausgewählten Organismen ließ sich ein weitestgehend gewässertyp-unspezifisches praktikables biologisches Messsystem zur organischen Gewässerverschmutzung aufbauen.
Grenzen des Saprobienindex
Die Vorstellung ubiquitär vorkommender Organismen mit alleiniger Anzeigewirkung für die organische Verschmutzung entspricht nur bedingt der Realität. Unterschiede in Strömungsgeschwindigkeit, Turbulenz, Temperatur, Geologie, Habitatstrukturen und unterschiedliche naturräumliche Zuordnung üben Einfluss auf das Makrozoobenthos aus. Dies führte in der Vergangenheit zu einer gewissen Ungleichbehandlung von Verschmutzungsverursachern an unterschiedlichen Gewässern. Dies wurde jedoch toleriert, da dem Wert einer gleichförmigen Beurteilungsgrundlage der Vorzug gegeben wurde und kein besseres System zur Verfügung stand.
In anderen europäischen Ländern wurde die Möglichkeit des Aufbaus eines gewässertyp-unspezifischen biologischen Messsystems im Hinblick auf einen einzigen Wirkparameter (organische Verschmutzung) aufgrund der Gewässerdiversität nicht in Betracht gezogen. Hier wurden gewässertypspezifische Systeme entwickelt (z.B. in Großbritannien, BWMP-ASTP-Score, Chandlers Biotic Score [Böhmer et al.[2]), die die Ähnlichkeit von aufgefundenen Makrozoobenthos-Biozönosen mit Referenz-Biozönosen feststellen und bewerten. Diese Systeme haben sich letztendlich vom Ansatz her fachlich in der EU-WRRL durchgesetzt. Der Saprobienindex behält jedoch seinen Wert insofern, als er die organische Verschmutzung als eine der wesentlichen Arten der Gewässerbelastung deutlich genauer als einige der leitbildbasierten Systeme abbildet. Die DIN 38410 [1] wird derzeit novelliert, um auch im Rahmen des Saprobienindex' der Gewässertypspezifität der hier betrachteten Makrozoobenthos-Organismen Rechnung zu tragen.
Ansatz der EU-WRRL
Der leitbildgestützte Ansatz der EU-WRRL macht es für Deutschland und viele andere europäische Staaten notwendig, biologische Leitbilder für die Biozönosen der verschiedenen Gewässertypen zu definieren, zu denen nicht nur das Makrozoobenthos, sondern nach EU-WRRL auch die Fische, die Makrophythen, das Phythobenthos und das Phythoplankton gehören. Die bisher erhobenen Makrozoobenthos-Daten des Saprobienindex' sind hierfür aus oben genannten Gründen wenig geeignet, woraus sich ein erheblicher Forschungsbedarf und Aufwand ergeben.
Da dieser innerhalb der zur Verfügung stehenden Zeit für das Makrozoobenthos, die Fische, die Makrophythen, das Phythobenthos und auch das Phythoplankton nicht abschließend behandelt werden kann, müssen ersatzweise Systeme einer Gewässertypklassifizierung geschaffen werden, welche dann nach und nach durch biologische Leitbilddaten bestätigt oder verworfen werden. Ein abiotisches System der Typologie ist die Gewässergröße, weitere abiotische Systeme sind z.B. die Geologie, die Geomorphologie und die naturräumliche Ordnung (Ökoregionen).
Typisierung ist kein Selbstzweck an sich, sondern dient vor allem der Zuordnung von Referenz-Biozönosen. Es ist anzunehmen, dass die genannten abiotischen Parameter einen Einfluss auf die Gewässerorganismen ausüben. Ob dieser jedoch ausreicht, um voneinander unterscheidbare biozönotische Leitbilder auszuprägen, werden zukünftige Untersuchungen zeigen. Auch der umgekehrte Fall ist nicht unwahrscheinlich, nämlich dass aufgrund geophysikalischer Bedingungen definierte Regionen in weitere Unterregionen unterteilt werden müssen.
Die bisherigen Ergebnisse im Bereich der Forschungsvorhaben zum Themenkomplex “Makrozoobenthos” in Verbindung mit den oben genannten abiotischen Typologie-Ansätzen haben in der LAWA-Arbeitshilfe zu einer vorläufigen Abgrenzung von 20 Fließgewässer-Typen in Deutschland geführt (Abbildung 3, [5]). Hier zeigen sich bereits erste “Verschmelzungen” von Größenklassentypen. Die Ergebnisse zum Themenkomplex Fische, Makrophythen/Phythobenthos und Phythoplankton stehen noch aus.

Abb 3: Typologie der Fließgewässer nach LAWA-Arbeitshilfe (www.lawa.de) [5]
Für die Bundesrepublik wurden Typologien anhand geologisch-morphologischer Gewässermerkmale erstellt (vergl. Briem, [6, 7]). Beispielhaft sind die nordrhein-westfälischen Ergebnisse des LUA-Merkblattes 17 “Leitbilder für kleine bis mittelgroße Fließgewässer in Nordrhein-Westfalen-Gewässerlandschaften und Fließgewässertypen” [8] dargestellt (Abbildung 4 [8]). Auch die Seen-Typisierung der LAWA stützt sich derzeit im Wesentlichen auf morphologisch-geologische Merkmale.

Abb. 4: Karte der Fließgewässerlandschaften in Nordrhein-Westfalen (LUA-Merkblatt Nr. 17 [8])
Gewässertypen machen nur Sinn, wenn sie sich über klar unterscheidbare Leitbilder abbilden lassen. Kommende Ergebnisse von Forschungsvorhaben, insbesondere aus dem Bereich, “Fische” werden daher mit hoher Wahrscheinlichkeit noch zur Revision der derzeit gebildeten Gewässertypen führen. Die Formulierung von Gewässertypen ist somit ein iterativer Prozess.
Die Seen werden nach Ökoregion, Calciumkonzentration, Volumenquotient (Einzugsgebietsgröße zu Seevolumen), Trophie, Schichtung und Verweildauer unterteilt. Aus der Typologie ergeben sich vorläufig vier Seentypen für die Alpen und Voralpen, fünf Seentypen für die Mittelgebirge und fünf Flachland-Seentypen [9].
Für die Küsten- und Übergangsgewässer orientiert sich die Typologie an der Salinität, dem Tideeinfluss, der Verweilzeit, der Wellenexposition und der Tiefe sowie anderen Faktoren wie dem Substrat, der Strömungsgeschwindigkeit und der Eisbedeckung. Die Küstengewässer lassen sich grob in drei Ökoregionen einteilen, den nordöstlichen Atlantik (inklusive Nordsee, Norwegischer See und Barentsee), die Baltische See/Ostsee und das Mittelmeer. Einen Überblick gibt die Karte B der Wasserrahmenrichtlinie [10]. Genaue Angaben zu den für die Ausprägung von Typen relevanten Wertebereichen der oben genannten Parameter wird der Leitfaden (Guidance Document) der europäischen CIS-Arbeitsgruppe 2.4 COAST liefern (noch nicht veröffentlicht). Derzeit werden fünf Küstengewässertypen für die Ostsee, ca. drei Küstengewässertypen für die Nordsee und zwei Übergangsgewässertypen für die Nordsee vorgeschlagen. Für Gesamtdeutschland ergeben sich somit insgesamt ca. vier Gewässertypen.
Mit der abgeschlossenen Typisierung der Gewässer können allen Gewässern Leitbilder zugeordnet werden, die den “Idealzustand” der Fauna und Flora des jeweiligen Gewässertyps beschreiben. Die Typisierung liefert somit die Grundlage für eine nachfolgende Zustandsbeschreibung (sehr gut, gut, mäßig, unbefriedigend oder schlecht) des jeweils betrachteten Gewässerabschnittes innerhalb eines Gewässertyps. Die Vorgabe der weiteren Untergliederung der Gewässer in Gewässerabschnitte, so genannte “Wasserkörper”, wird voraussichtlich Ende diesen Jahres in Form einer so genannten “Horizontal Guidance” von der Europäischen Kommission veröffentlicht werden. (http://forum.europa.eu.int/Public/irc/env/Home/main, Unterpunkt “WFD Circa – Implementing the Water Framework Directive”).
Literatur
 [1]	 Deutsche Einheitsverfahren zur Wasser-, Abwasser- und Schlammuntersuchung, Biologisch-ökologische Gewässeruntersuchung, Verfahren zur Bestimmung des Saprobienindex (M2), DIN 38410, Teil 2, 1989
 [2]	Böhmer. J., Rawer-Jost, C., Kappus, B.: Ökologische Fließgewässerbewertung. Biologische Grundlagen und Verfahren. Kapitel VIII-7.2 in: Handbuch Angewandte Limnologie, Steinberg, Calmano, Klapper und Wilken, ecomed Verlag, 9. Erg.-Lfg. 4/2000
 [3]	Niedersächsisches Ministerium für Umwelt, 2000: http://www.mu.niedersachsen.de/GEOSUM/Karten/gewguete/gewguete_a4.pdf
 [4]	Bayerisches Umweltministerium, 1998 http://www.umweltministerium.bayern.de/ bereiche/wasser/forsch/sap_ogr.pdf
 [5]	Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA): Arbeitshilfe zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie, Stand 20. Februar 2001; http://www.lawa.de
 [6]	Briem, E.: Die Fließgewässerlandschaften der Bundesrepublik Deutschland, ATV-DVWK, Hennef (in Vorbereitung, (2002a))
 [7]	Briem, E.: Formen und Strukturen der Fließgewässer. ATV-DVWK, Hennef, August 2002
 [8]	Landesumweltamt Nordrhein-Westfalen: Merkblatt 17: “Leitbilder für kleine bis mittelgroße Fließgewässer in Nordrhein-Westfalen – Gewässerlandschaften und Fliessgewässertypen”, Essen, 1999
 [9]	mündliche Mitteilung, J. Schaumburg, Karlsruhe, 27./28. März 2002
[10]	Amtsblatt der Europäischen Gemeinschaften L 327/1 vom 22. Dezember 2000: Richtlinie 2000/60/EG des europäischen Parlamentes und des Rates vom 23. Oktober 2000 zur Schaffung eines Ordnungsrahmens für Maßnahmen der Gemeinschaft im Bereich der Wasserpolitik.
Autorin
Dr. Marlene Liebeskind Wupperverband Untere Lichtenplatzer Straße 100 42289 Wuppertal E-Mail: lie@wupperverband.de