I NVERTEBRATEN IN T RINKWASSERVERTEILU NG SSYSTEMEN Lebensrau m, Ver breitung, Nahru ngsbez iehungen vorgelegt v o n: Dipl .-B i o l. Ute Michel s geb. in Stoll berg/Er zg e b irge von der Fakul tät III - Prozesswi ssenschaften der Techni schen Universi tät Berlin zur Erl angung des akademi schen Grades Doktor der Natur wissenschaften -Dr. rer. nat. - genehmi gte Dissertation Promoti onsausschuss: Vorsi tzender: Prof. Dr. rer. nat. Ul ri ch Szewzyk Gutachter: PD Dr. rer. nat . Günter Gun kel Gutachter: Prof. Dr.- Ing. Marti n Jekel Gutachter: Prof. Dr. rer. nat . G erhard Mai er Tag der wi ssenschaftl i chen Aussprach e: 11.07.2 017 Berli n 201 8 D ANKSAGUNG : Die vorli egende Arbei t wäre ohne viel fäl tige Unterstützung aus dem uni versit ären, berufli chen un d famili ären Umfeld nicht mögli ch gewesen. Ich bedanke mi ch an di eser St ell e bei • Dr. rer. nat. Gün ter Gun kel für di e Betreuu ng dieser Arb ei t, für die Übernahme de s Erstgu tachtens, für viel e konstrukti ve Anregungen un d Hin weise und sei ne stete Berei tsch aft zur Di sku ssion der Th emati k, • Prof. Dr. Marti n Jekel für sein e Begutach tung dieser Arb eit, • Prof. Dr. Ge rhard Mai er für di e Übernah me des Zweit gutacht en s und sei ne Hin weise zur Besti mmun g und Ökologi e der Cru stacea, • Prof. Dr. Szewzy k fü r die Lei tu ng des Prüfung sausschusses, • den Mit arbeiteri nnen von Aq ual ytis, Simona Mü nni ch und Jessi ca Polak für die akribi sche mi kroskopische Anal yse viel er Proben un d ih re K ommentar e bzw. Hin weise bei meth odisc hen Frag estell ung en, • Micha el Schei deler al s Partner i m Kompetenzt eam „Inverteb raten i m Trinkwass er“ für di e koll egial e Zusammenarbei t un d seine Bereit schaft z ur Diskussi on „ ti erischer “ Sachverhal te, • den Partnern und Kol l egen des Forschu ngsproje ktes „Entwi ckl ung ei nes mobil en Probeentn ahme- und Messsystem s für Invertebrat en in Trinkwass erverteil ungssystemen“ für di e engagiert e Mitwi rkung am Forschungspr ojekt und ni cht zuletzt • den Koll egen un d Geschäftspartnern aus d er Wa sserversorgung für Ihr Vertrauen, für di e Mögl ichkei ten der Unt ersuch ung un d die techni sche Unterstützun g b ei der Erri chtun g und dem Bet rieb von Mes sstell en. Mein besond erer Dank g il t meinem Ehemann Mi chael Al bert für sein e Gedul d und sein Verstän dni s da für , dass di ese Arbei t viel von unserer gem ein samen Zeit brauchte. E RKLÄRUNG Hiermi t erkläre i ch an Ei des statt, • dass ich di e vorgel egte Di ssertation selbstän di g und ohne unz ul ässig e fre md e Hilfe angeferti gt un d verfasst hab e, dass al l e Hilfsmit tel und sonsti gen Hil fen angegeben un d dass al le Stell en, di e ich wörtli ch ode r dem Si nne nach aus anderen Veröff entli chungen entn ommen hab e, kennt li ch gemacht word en sin d; • dass die Di ssertati on i n der vorgelegten od er ein er ähnli chen Fassun g noch ni cht zu ei nem früheren Zei tpu nkt an der Techn i schen Uni versität Berli n oder ein er anderen i n- oder ausländi schen Hochschul e al s Dissertati on ein gereicht worden ist. Berli n, den 22.5.2017 Ute Michel s K U R Z F A S S U N G Das zentrale Th ema der vorlie genden Dissertation ist d as Vorko mmen von wirbel los en Tieren in Trinkwasserverteilung ssyste men. Die vorge stellten Aus wertungen b asieren auf Unt ersuchun gen in verschiedenen Trink wasserne tzen im Zeitraum 2 003 – 2015, die überwiegend im Rah men wa sserwirts chaftlich er Monitoring -Programm e durchgefüh rt wurd en. Einige Daten wurd en im Ra hmen des vom Bundes ministeriu m für Wissenschaft u nd Tech nik (BMWT) ge förderten For schungs projekt es „Entwicklun g eines mobilen P robeentnah me - un d Mess systems für Inver tebra ten in Trinkwasserverteilung ssyste men“ erhob en. Die wesentliche n Ziele der Diss ertation waren : • die qualitative und quan titative Beschreibung d er Lebensg emeinschaft wirb el loser Tier e in Trinkwasserverteilung ssyste men, • die Charakterisierung d es Leb ensrau mes Trinkwa sser und seines Einflusses auf di e Lebensgemeinsch aft der Inv ertebraten u nd • die Erarbeitun g einer Modellvo rstellung zum Sto ff - u nd En ergiefluss innerhalb d er Inverteb raten - Gesellschaft. In den u ntersuchten Trinkwas serverteilungssyst emen wurd en 14 Tiergruppen mit einer var iablen Artenvielfalt regi striert. Schalenamöb en, Rädertier chen, Rud erfuß krebs e, Fadenwür mer und Wasserasseln gehörten mit einer N achweish äufigkeit von mehr als 60 % zu m typischen Faunenin ventar d er Trinkwassernetze. In Abhän gigkeit von d er angewan dten Prob eentnahmemethod e wurden I ndividuen mit Körpergrößen von 30 µm – 11 mm registri ert. Auf Grund dieses erhebli chen Größen spektru ms wurden die Tiergruppen d en Kategorien Makroorgan ismen (> 2000 µ m), Meio fauna (100 – 2000 µ m) u nd Mikro fauna (< 100 µm) zu geordnet. Di e in den Trinkwas serverteilung ssystemen f estgestellten In dividu endichten wirbelloser Tiere um fassten mit < 100 b is > 1 Million Ti eren pro m - ³ Roh rleitungsvolume n ein breites Spektrum. Der für die Bio masse ermitte lte Wert ebereich la g zwischen 0, 001 und fast 10 0 mg m -3 . Die quantit ativen Merkmale ware n wiederum abh ängig von der Probeentn ahmemethode (ins besondere von der zur Filtration verwendeten M aschenweite). Mit der Pro beentnahme methode F2 100 +55 1 wurden im Median 4. 723 In dividu en m -3 und 7,2 mg m -3 ermittelt. Die ermitt elten Besiedelungs di chten un d Biomassen ver schiedener Ver sorgungssyst eme waren un terschiedlich. D ie Median werte der Individuendicht en aller mit F2 100+55 un tersuchten V ersor gu ngssysteme betru gen zwis c hen 600 und 58.500 Individu en m -3 ; für die Biomass e wurden Wert e zwischen 0, 07 und 63 mg m - 3 ermitt elt. Das Temperatu rspektrum (lok ale/temporale Unter schiede), die Strömungs v erhältnisse und die partikulären Ab lagerungen w aren wesentlich e Charakteri stika des Leben sraumes der Invertebra ten. Vor allem (feinkörnig e) Ablagerun gen bewirkt en eine räu mliche Strukturierun g der Lebensge meinschaft. Au s den Wertegradi enten der Parameter Partik elvolumen, Strö mun gsgeschwindigkeit un d Temperatur ließ sich eine Präfer enzzone für d ie Invertebraten - Gesellschaft k onstruieren. Di ese befand sic h tend enziell in der Nähe von Wass erwerken/Versorgu ngsleitungen. Die als Nahrungsgrund lage in Fra ge kommenden F einpartikel lagert en sich teilw eise in er heblichen Mengen in den Roh rleitungen ab . Durchschnittlich wurden 6,6 mL m -3 (Median) er mittelt; d ies entsprach einem Anteil am S edimentation svolumen (Median) von 20 %. Traten Wa sserasse ln auf, waren d eren Kotpellets ein w esentlicher Be standteil der f einpartikulären Ab lagerungen. Di e Ant eile am feinpartikulären Sediment betrugen 6 % ( Median ); das entsprach eine m Volumen von 0, 17 mL m -3 (M edia n). Saisonale Temperatu rverände rungen u nd damit verbundene Prozesse (Biofilm bildun g, Partikeleintrag) führten zu Verän derungen d er In vertebraten - Ge sellschaft. Auf einen erhöhten Tr inkwas serverbrauch im Sommer mit eine m entsprech end h öhe ren Partikeleintrag i n d ie Trinkwasserverteilung fo lgte ein Ansti eg von Individuen dichten u nd Biomassen im H erbst. Di e infolge des Klima wandels nachw eis bare Erwärmun g von Boden un d Grundwasser war auch im Rohrleitung ssystem nachw eis bar u nd ermög lichte Wa sserasseln die Ausbildung von drei Gene rationen (Vermeh rungsphas en) p ro Jahr. Die extern e Beeinflus sung der Entwicklung wirb elloser Tiere in d er Trinkwasser verteilung i st für die Pra xi s der Wasserversorgung von großer Relevanz. D er Stoff - un d En ergietransfer einer Wirbe llosengemeins chaft in Trinkwasserverteilung en läs st sich über Biomas se-/Abund anz -Größenspektren verdeutli chen. Mittels Biomasse-Größensp ektren war es möglich, die Strukt ur der Wirbellos engemeinschaft verschieden er Versorgungssyste me zu vergleichen . Au s den Analys energeb nissen zu Abun danz und Biomasse von In ver - tebraten ließ sich d ie konkrete Nah rungssituation d er Invertebraten b eurteilen und die B edeutung einer eventuell vorhandenen ext er nen Kohlenstof fquelle für die Inver tebraten -Gemeinsch aft darstellen. 1 : Filtrati on über 100 und 55 µm A B S T R A C T The central theme of thi s diss ertation is th e presence o f invertebrate s in drinkin g water distribution systems. The pre sented an alyse s are bas ed on investigation s in various drinkin g wat er networks du ring the 2003-2015 p eriod, p rimarily con ducted as p art of water management monitoring p rograms. So me data was collect ed in the fram ework of the "De velopment o f a mobile sa mpling and meas ur ing system for invertebrates in drin king wate r distribution syste ms” research p roject which wa s funded b y the Federal Ministry of Science an d Techn ology (Bund esministerium für Wissenschaft u nd Technik B MWT). The main objectives of the di ssertation wer e: • th e qualitative and q uantit ative description of the biocoen osis of in vertebrate animal s in drinkin g water distribution syst ems, • the characterisation of th e drin king water enviro nment and it s influence on the biocenosi s of invertebrates and • the development of a mod el con cept on material an d energy flow within the inv ertebrate community. Fourteen animal grou ps with variable biodiv ersity were registered in t he drinkin g water di stribution systems which w ere examined . Thecamoeba, r otifers, cope pods, nematod es and water is opod s were among the ty pical fauna inventory of drin king water networ ks with a detection fr equency o f more than 60%. Depending o n the meth od o f sample extraction u sed, in dividuals were regi stered wi th bod y sizes of 30 µm – 11 mm . Due to this sign ificant size spectru m, the an imal groups were a ssigned to the categories of macroorgani sms (> 2000 µ m), meiofau na (100 – 200 0 µm) an d microfauna (< 100 µm). The individual dens ities of th e invertebrate an imals ob served in drinkin g water distribution systems comprised a wide ran ge with < 100 to > 1 million an imals per m - ³ p iping volume. The ran ge of valu es determined for th e bioma ss ranged from 0.0 01 to almo st 1 00 mg m - 3 . The quantitat ive ch aracteristics were in turn dependent o n the sample coll ection method (i n par ticular on t he mesh size used in th e filtration). Using t he sample c ollection method F2 100+55 2 , 4,723 individuals m - 3 an d 7.2 mg m - 3 were determined in t he median. Th e measured colon isation densities and biomasses of d iffere nt supply systems were different. The median values of th e indi vidual densities of all supp ly syste ms exam ined with F2 100+55 amounted t o betw een 600 and 58,500 ind ividuals m -3 ; for th e biomass, valu es ran ging from 0.07 to 63 mg m - 3 were d etermined. The temperature range (local/ temporal differenc es), the currents a nd par ticulate deposits were essential characteristics of the h abitat of th e invertebrates. Above all (fine -grained) d eposits l ed to a spa tial structuring of th e community . From the paramet er of the p article volu me value gradient, flow rate an d temperature, a pre ference zo ne was con structed for the in vertebrate commun ity. This t ended to b e in the vicinity of waterwork s/supp ly lines. The fine particle s which are c onsidered as a source of food were deposited in t he pipelin es in part in considerable quan tities. On a verage, 6.6 mL m - 3 (median) was identif i ed; this correspond ed to a sedimentation volum e proportio n (median) of 20 %. If water isopods w ere present, their f aeces pellets were an integral p art of the fi ne particulat e debris. The sha re of the fine par ticulat e sediment amounted to 6% (median); th is corr espond ed to a volume of 0.17 mL m - 3 (median). Seasonal temperatu re chang es and related processes (bio film formation , particle entry) resulted in changes in the inv ertebrate co mmunity. The incr eased consumptio n of drinkin g water in the sum mer with a correspondingly h igher particle intake in the drin king water distribution was follo wed by a n increase in individual densitie s and biom ass in autu mn. The identi fiable warm ing of soil and gro und wat er as a result of climate chan ge was also de monstrable in th e pipeline sys tem and a llowed water isopo ds to form th ree generations (propagatio n phase s) per year. The external influenc e on t he development of in vertebrat e animals in the drin king water distribution is o f greater relevance for th e practice of th e water sup ply. The material and energy t ransfer of an invertebrate community in d rinking water distributio ns can be illustrate d th rough b iomass / abundance siz e spectra. Using biomas s size spectra, it was pos sible to compar e the structu re of the invertebra te comm uni ty of different supply syste ms. Fro m the results of the an alysis o n th e abund ance and biomass o f invertebrates, the concrete food situation of the size class es of invertebrat es could b e evaluated a nd th e importance of an eventual exi sting external carbo n source for th e inverteb rate community d emonstrated. 2 : Filtrati on over 100 an d 55 µ m A B K Ü R Z U N G E N U N D G L O S S A R Begriff bzw. Abkürzun g Erläuterung /Bedeutu ng adult erwachsen AOC Assimi li erbarer organi scher Kohl enstoff BDOC Bi o l ogi sch abbaubarerer organi scher Kohl enstoff Benthal der Gewässergrun d – di e Bodenzon e ei nes Gewässers (epi) -benthi sch in/au f der Bodenzone ei nes Gewäss ers lebend BFR Bi ofilm -Bildung s-Rate Bi ozönose Gemein schaft von Orga ni smen verschi edener Arten i n ei nem abgrenzbaren L ebensrau m Cili ata Wimp ertierchen Cl adocera Bl attfußkrebse Copepoda Ruderfußkrebs e Copepodi t spätes, den e rwachsen en Ti eren ähnli ches Larvenstad iu m bei Ruderfußkrebs en Cyclopoi da Hüpferl inge Detritus Zerfall ende/sich z ersetzende organische Partike l DOC/DOM Gelöster organ i scher Ko hl enstoff/gelöste o rganische Su bstanz DVGW Deutscher Ve rein des G as- u nd Wasserfa chs epili thi sch auf Stein en l ebend Food-web Nahrungsnetz Gastrotricha Bauchhärli n ge Habit at Summe al l er abiotischen Faktoren, di e über i hre Struktu r, ih re chemische / ph ysi kochemi sche Wirkun g und/ oder ih re Dynami k di e Ausprägung ei ner Lebensgem ein schaft beeinfl ussen. Halacari da Unterordnun g der Wass ermil ben Harpacti coid a Raupenhü pferlin ge Hermaphrodi ti smus Vermehrung üb er Zwi tter bzw. d oppel tgeschlec htli che Indivi duen Hydracari na Wassermil ben Invertebraten vielz elli ge Tiere ohne Wirbel säul e (wi rbellose Tiere) KMnO 4 Kaliu m-Permangan at Makroi nvertebraten wi rbellose Tiere >2 mm Makrophyten Höhere Wasse rpflan zen Meiofauna mehrzell ig e wirbell ose Tiere von >= 100 µm bi s 1 mm Metazoa mehrzell ig e Tiere Mi gration über den no rmalen Akti onsraum hi nausgehend e Ortsveränderun gen von Organi smen (W IKIPEDIA , 2017) Naupli us Frühes Larvenstadi u m bei Ru derfußkrebsen Nematoda Fadenwürme r NPOC Nicht ausbl asbarer organi scher Kohlenstoff (en tspri cht dem gesamten organ i schen Kohl enstoff ohne fl üchti ge Verbind ungen) Olig ochaeta Gliederwü rmer oder We ni gborster Oostegit e lap penartige Anhän ge der Bein e im Berei ch des Rump fes, die einen Brutraum bi l den o-Phosphat ortho-Ph osphat: Sal ze der Orthoph osphorsäu re (H 3 PO 4 ) Ostracoda Muschelkr ebse Parthenogene se eing eschlechtli che Fortp flan zung bzw. Ju nfernzeugu ng Pell ets Kotparti kel POC/POM Partiku l ärer organischer Kohl enstoff/Parti kul äre organ i sche Substan z Roti fera Rädertierch en Tardig rada Bärteirchen Testacea Schal enamöben TOC/TOM Gesamter organi scher K ohl enstoff/gesamte o rgan i sche Substan z Turbell aria Strudel würmer WRRL EU -Was serrahmenri cht lini e I N H A L T 1 Einfüh rung un d wissenschaftl i che Ziel stellun g ................................................ 1 1.1 Histori e ................................................................................................ 1 1.2 Di e Lebensgemei nschaft i n Trin kwasservertei l ungssystem en ...................... 2 1.2.1 Makr oin vertebraten .......................................................................... 3 1.2.2 Mei ofauna ....................................................................................... 5 1.2.3 Mi kroi nvertebraten .......................................................................... 7 1.3 Ökologi e .............................................................................................. 9 1.3.1 Di e Trin kwasservertei l ung al s Lebensraum .......................................... 9 1.3.2 Nah rungsgrund l agen und Food-w eb ................................................. 10 1.4 Erfassung un d Bewertu ng .................................................................... 14 1.4.1 Meth oden der P robe entnah me und Probenb earbei tung ....................... 14 1.4.2 Ei nordnun g und Bewertun g ............................................................. 15 1.5 Wi ssenschaftli che Zi elstell ung ............................................................... 17 2 Material un d Methoden ............................................................................. 19 2.1 Untersuchung sgebiete und Zei traum der Unt ersuchu ngen ........................ 19 2.2 Datengewi nnu ng aus Trin kwasservertei l ungssystemen ............................. 21 2.2.1 Bi ologi sche Daten .......................................................................... 21 2.2.2 p hysikochemi sche Date n und Beglei tparameter ................................ . 28 2.2.3 St ati stische Datenanal yse ............................................................... 30 3 Ergebni sse .............................................................................................. 31 3.1 Der Lebensraum Trin kwasservertei l ung (abioti sche Randbedi ngun gen) ...... 31 3.1.1 Wass erbewegun g/Fli eßgeschwin di gkeit ............................................ 31 3.1.2 Parti kel transport i n Trin kwasserv erteil ungssystemen .......................... 33 3.1.3 Wass ertemp eraturen (z eitli che und räuml i che Variabili tät ) .................. 39 3.2 Di e Lebensgemei nschaft i n Trin kwasserverteil ungssystem en .................... 43 3.2.1 Wi chti ge Arten und Ti ergruppen ...................................................... 43 3.2.2 Quan ti tati ve Kenngrößen – Abund anzen un d Biomasse ....................... 51 3.2.3 Zei tli che und räuml iche Vert eilu ng der Biozönos e .............................. 55 3.2.4 An al yse der Trin kwasserbi ozönose ................................................... 65 4 Diskussi on ............................................................................................... 75 4.1 Di e Biologi sche Trinkwasserqual i tä t ....................................................... 75 4.1.1 Qual i tativer Aspekt ........................................................................ 76 4.1.2 Quan ti tati ver Aspekt ................................................................ ...... 78 4.1.3 Mögl ichkei ten der Bewertu ng .......................................................... 82 4.2 Struktur un d Funkti on der L ebensgem ein schaft ....................................... 85 4.2.1 Leb ensraumstruktu ren ................................................................... 85 4.2.2 St off- und Energi eflu ss ................................................................... 86 5 Schl ussfolgerungen u nd weiterer Fo rschungsb edarf ...................................... 93 6 Verzei chnisse ........................................................................................... 96 6.1 Lit eraturverzeichni s ............................................................................. 96 6.2 Publi kati onsliste ................................................................................ 107 6.2.1 Vorve röffentl i chungen .................................................................. 107 6.2.2 Wei tere Veröffent li chungen ........................................................... 107 6.3 Abbil dung sverzeichni s ........................................................................ 109 6.4 Tabell enverzeichn i s ........................................................................... 111 1 1 E I N F Ü H R U N G U N D W I S S E N S C H A F T L I C H E Z I E L S T E L L U N G 1 . 1 H I S T O R I E „Lebewesen si nd sei t al ters her in Tri nk - un d Brauchwässern b eobachtet worden…“ begin nt B EGER (1966) das Kapi tel „Historischer Rü ckbli ck“ im „Lei tfaden für Tri nk - und Brauchwass erbi ol ogie“ und verweist i n di esem Zusammenhan g auf Beobach - tungen/ Untersuchung en aus vorchri stli cher und mi ttelal terliche r Zeit. „D er Gedanke jedoch die Güte des Wa ssers i n gesetzmäßi ge Bezi ehun gen […] zu den in i hm lebenden O rgani smen zu bri ngen un d diese Erfah rungen zu r Trin k - u nd Brauch- wasserbeurt eil ung einz usetzen, stammt erst au s der Mi tte des v ergange nen Jahr - hund erts .“ 3 (B EGER , 1966). Di e ersten grund l egenden Veröffentl i chungen zu di eser Themati k stammen von H ASSALL (1850 ) in Londo n und später von C OHN (1853) in Breslau . Der Grund für di e trin kwasserbiol ogischen Un tersuchun gen waren i n bei den Städten vo rangegangen e Chole raepidemi en. Ohn e vom ander en zu wi ssen, forscht en beide Wi ssenschaftl er an ei ner Klassi fizi erung des Verschmut zung sgrades des Tri nk - wassers unte r besonderer Be rücksi chtig ung der dari n vorkommenden Organi smen (B EGER , 1966). Cohn gel ang es üb er di e Untersuchun g des Bresl auer Bru nnenwassers (C OHN , 1853) wesentl iche G rundl agen der hygi eni schen Beurtei l ung von Trinkwasser zu erarbeit en. Die i m Tri nkwasser vorhand enen Organi smen haben für Coh n ein e Indikatorfunkti on „… [da ss] Organi smen de s Trin kwassers ni cht wohl an si ch ei nen nachhal tigen Ei nfluss auf das Leben d es Menschen, d er sie geni eßt, ausü ben, al s viel mehr ein Anzei chen sind, dass das Was ser […] eine der Ge sundhei t ni cht zuträgli ch e Beschaffenhei t besi tzt.“ Darüber hi naus stell t er einen Zu sammenh ang zu bestimm ten Wasseri nh altsstoffen her: „W enn das Wass er ni cht ein e gewisse Menge organische r Substanz e nthäl t, so werden kei ne Infus orien entstehen un d di e großen Rädertiere un d Dap hn i en müssten dann v erhun gern.“. B EGER (1966) be l egt die Ent- wi cklung der Tri nkwasserbi ologi e al s Forschungsgegenstan d i n der ersten Hälfte d es 19. Jahrhun derts mi t einer Viel zahl von Veröffentli chun gen sowie Lehrb üchern. In einer Zei t, in der di e För derung und Verteil ung des Was sers noch t echni sche Herau s - forderungen dar stel lt en, ge riet di e Besi edelun g der Leitu ngen der zent ral en Wasser - versorgung mi t mi kro- u nd makroskopi sch si chtbaren Ti eren in den Fokus der Wissenschaft (S CHREIBER & S CHOENEN , 1996). Lau t B EGER (1966) fanden di e bi olo- gi schen Erkenntni sse schn ell Eingang in Fach - und Lehrbüch er für T echn i ker und Hygieni ker. Die bi ologi sche Trin kwasseruntersu chun g wurde dami t zu ei n em wesent - li chen Bestandtei l der Trinkwasserbeurt eil ung ( B EGER , 1966). Die ersten t rin kwasserbiol ogi schen Arbeiten zi elten primär auf hygi eni sche Frage - stellu ngen ab. Im Zug e der Zentral i sierung der Wass erversorgu ng ergänz ten zun eh- mend techn i sch motivierte Frage stell un gen di e bi ologi sche Forschung. Hi erzu gehö - ren neben den bi ol ogischen Aspekten d er Ei sen - und Mang anoxi dation ( H ÄSSELBARTH & L ÜDEMANN , 1971) auch Untersuchu ngen zu r Korrosion un d zur Fil trati on über Sand/Ki es sowie Akti vkohl e (B I CHAI , B A RBEAU & P AYMENT , 2008; H USMANN , 1982; O`C ONNOR , H ASH & E DWARDS , 1975) . Das im deut schsprach ig en Rau m i n den 1960-e r Jahren vorhanden e Fac hwi ssen zur Tri nkwasserbi ol ogie wurde vor all em von K OLKWITZ (1911) und B EGER (1966) erarbei tet und zusammengetrag en. Der 1966 i n zweit er Auflage erschi enene „Lei tfaden d er Trin k - und Brauchwass erbiol ogie“ ( B EGER , 3 gemeint ist das 19. Jahrhun dert 2 1966 ) befasst sich mi t der Bi ologie sämtli cher, bi s dahi n erprobter Au fbereitu ngs - verfahren, d en Techni ken zu r Probeng ewi nnu ng und -analyse sowi e der Beurt eilu ng der erhobenen Dat en. Mi t der Weiterentwi cklung der Aufberei tungstec hni k und der bis heut e gän gigen Praxis, ei ne hygi enische Beurt ei lung von Trinkwasser au sschli eßli ch unter mi krobio - logi sch-chemi schen Gesi chtspu nkten durchzu führen (s. Kapi tel 4.1), gerieten di e bi o- logi schen Aspekte de r Wasseraufbe reitu ng aus dem F okus der Wass erwi rtschaft. „Insgesamt fäl l t auf, dass di e Themati k nach de m Zweit en Wel tkrieg nah ezu keine Roll e mehr spi elt, un d das gilt bi s heute.“ ( S CHREIBER & S CHOEN EN , 1996). Laut S CHREIBE R & W ESTPHAL (2002) markieren di e 19 60- er Jahre ei nen Bruch in der Aus- einan dersetzung mi t der Biol ogi e der Wasservers orgung. Di eser Bruch bezog si ch primä r auf die hygi eni sche Relevanz trin kwasser bi ologi scher Untersuchu ngen. Di e „techni sche Bedeutung “ ti erischer Organi smen beispi elswei se für di e Langsamsand - fil tration (R UMM , S CHM IDT & S CHMINKE , 1997; W ESTPHAL , 1996), di e Gewi nnun g von Uferfil trat (W ESTPHAL , 1996) oder di e Besi edelung von Akti vkohl efil tern ( S CHREIBER , S CHOENEN & T RAUNSPU RGER , 1997) bli eb wei terhin Gegenstand der ang ewand ten li mno - logi schen Forschung. U HLMANN (1988) , S CHREIBER & W ESTPHAL (2002) sow ie R ÖSKE & U HLMANN (2005) fassten den Kennt ni sstand zu sammen und dokum enti erten di e wesentli chen Veröffent lichun gen der praxi s bezog enen Forschun g. Ein i ge f ü r die Pra - xis der Was serversorgu ng bedeutend e bi ol ogische Aspekte wurd en darüb er hinau s 1997 als Techni sche Mitt eilu ng (W 271) i n das techni sche Regel werk de s Deutschen Verein s des Gas- un d Wass erfachs (DV GW) auf genomm en ( DVGW, 199 7). Di e Autoren folg en mi t ihrer Darstel l ung d er Sichtwei se von „Fl uch un d Segen“, in dem di e Organismen i n Wasseraufberei tung s anl agen un ter den Aspekten i hrer „Lei stun gen“ in Prozessen der Wa sserau fbereitu ng un d den Probl emen bei „un erwünschten Massenentwi ckl ungen“ abg ehandel t werden. Bi s heute fehl t ei ne wertfreie Darstell ung des Vorkommens wi rbel l oser Tiere in der Wasseraufb ereit ung und - verteilu ng in ihrem ökologi schen Konte xt. 1 . 2 D I E L E B E N S G E M E IN S C H A F T IN T R I N K WA S S E R V E R T E I L U N G S - S Y S T EM E N Die Darstel lu ng tieri scher Organi smen i n Systemen d er Tri nkwass erverteil un g erfolgt häufi g bei ei ner Beschrei bung von „Störfäl l en“ mi t Hinwei sen für ein e Beseitig ung di eser „Kal amitäten“. Tri n kwasserverteil ungssysteme ge rieten i nfol ge des (massen - haften) Auftr etens von Makr oin vertebraten (mi t dem bl oßen Auge si chtbare wi rbel - lose Tiere wi e Wasse rasseln , Brunnenkrebse un d Gl i ederwürmer) in di e Schlag zeil en der Presse ( MA Z. 2009; MAZ. 2009 ; MAZ . 2000 ); ei nig e Fäll e wurden auch i n Fach - zeit schriften der Wasse rwi rtschaft beschri eben ( z.B. M EWI US , 1982; S CHWARTZ et al., 1966 ) . Eine Ausw ertung der aktuel l en Literatur u nd von verfügba ren, nicht veröffent - li chten Daten zei gt, wi rbell ose Tiere können i n unterschiedli cher qual i tativer und quanti tati ver Ausprägung das gesamt e System d er Wasserverte i l ung besi edeln . In den System en werd en Ei nzeller, klei ne Mehrzeller bi s hin zu makroskopi sch sicht baren Invertebraten registri ert. 3 1 . 2 . 1 M AK R O I N V E R T E B R A T E N In den meisten Fäl len waren W a s s e r a s s e l n ( I s o p o d a , A s e l l i d a e ) der Stei n des Anstoßes; s eit den 193 0 -er Jahren wi rd imm er wi eder v.a. üb er das Vo rkommen von Asellus aquaticus i n Tri nkwasservert eilu ngssystemen be richtet. B eispi elswei se waren 1947 i n Amsterdam ( VAN H EUSDEN , 1948), 1951 – 19 55 i n Coventry (H OL LAND , 1956) und 195 6/1957 in Gloucester und Fa ri ngton ( H ART , 1957; T URNER , 1956 ) Maßnahmen zur Bekämpfun g von W asserassel n erforderl i ch. S CHWARTZ et al . (1966) bericht en ausführli ch über das Vo rkommen d er Tiere un d di e Maßnahmen z ur Bekämp fung. Aktuell ere Nachwei se sind i n den Veröffentl i chung von DV GW (1997) u nd M EWIUS (1982) verzeichn et. Neuere Untersu chung en i n versc hi edenen T rin kwasser- verteilu ngssystemen i n den Ni ederl anden un d Deutschl and bel egen eine nah ezu ubiqui täre Verbrei tun g vo n Asellu s aquaticus in Trinkwass ernetzen; i n den Ni eder - lan den waren 97 % von 36 Ve rteil ungssysteme n besiedel t, i n Deutschl and wurde eine Besiedel ung in 53 % von 240 un tersucht en Messst ell en festgestel lt (G UNKEL et al ., 2010; VAN L IEVERLO O et al., 2012). Neben de r Wasserassel wurde (w esentl i ch seltener) auch d i e Höhlenassel ( Proasellus cava ticus ) i n Trin kwasserverteil ung s- systemen na chgewi esen (M AYER , 2013 ; M ICHELS , e i gene Untersuchu ngen ). Wasserassel n gehören z u den Kr ebsen. Di e im Benth al von Bin nengewässern l eben - den Tiere w erden zwi schen 1 mm und 20 mm groß, können ni cht schwi mmen und bewegen si ch mi t Hil fe ihrer acht Bei npaare sch reitend fort. Ihr natürl i cher Lebens - raum sin d stehend e Gewässer un d Gewäs serbereiche mi t gerin ger Strömu ng. Durch ih r thigmotakti sches Verhal ten (F esthal tereflex) können si e sich vo r dem V erdriften schützen. T ITZE & G UNKEL (2012) an al ysierten i n einer Versuchsanl ag e die Verfrach - tung un d Migrati on von Asellus aquaticus i n Roh rlei tungssystemen. Was serassel n wandern mi t und gegen di e Strömung un d könn en akti v Rohrnetze b esiedeln . Strö - mungsgeschwi nd ig keiten von > 5 cm s -1 (180 m h -1 ) verhin dern ein e Wanderung gegen die Str ömung; W erte von > 10 cm s -1 (3 60 m h - 1 ) können zum V erdriften de r Tiere (sog. katast rophal e D rift) füh ren. Untersuchu ngen zu Strömungsv erhältni ssen in versc hi edenen Tri nkw asservertei l ungssystemen bel egen Bedi ngun gen, di e eine ungehin derte Ausbr eit ung der Wasserassel n i n großen Teil en der Netz e vor al l em in den Nachtstund en erl auben ( R ICHARD & K ORTH , 2010; R I PL & U HL , 2013) . Wasserassel und Höhlenassel ernähren si ch von toter organ i scher Substanz (Detri - tus) und sin d in der Lage, si ch ein breites Spektrum an Nahrungs ressou rcen zu erschli eßen. M OOG (1995) beschreibt für Asellus aquaticus drei Ernähru ngsformen (Zerklei nerer, Detri tu sfresser und W eidegän ger), o h n e P r ä f e r e n z e n für ei ne der Form en . Im natürli chen Lebensraum g el ten Falll aub bzw. abg estorbene Pfl anzenteil e al s die bevorzugten Nah run gsquell en, wobei di e anhaftenden Bakteri en un d Pilze ein wesentli cher Bestandt eil der Nah rung si n d (B LOOR , 2011; G RACA , M ALTBY & C ALOW , 1993; W EICHBRODT , 2001). In Trinkwasse rvertei l ungssystemen komm en somit vor all em Bakterien und Pil ze der Biofil me und (sich i n Zersetzun g befin dende) organi - sche Abl agerungen al s Hauptnah rungsqu ellen in Betracht (M AYER , 2013; T I TZE & G UNKEL , 2013). Wasserassel n vermehre n si ch ausschli eßlich g eschl echtli ch; für eine erfol g reiche Besiedelu ng neuer L ebensräume (z .B. Trin kwassersystem e) mu ss eine Mi ndestanz ahl von Tieren v orhanden s ein , die ei ne erfolgreiche V erbin dung män nli cher und wei b - 4 li cher Tiere garanti ert 4 . Wasse rasseln betreib en Brutpfl ege. Die Weibche n bi ld en einen Brutsack aus, i n den sie bi s zu 100 Ei er ab legen. Di e maxima l 50 Jung tiere verbl eiben bi s zur voll ständi gen Entwi cklung in dem B rutsack ( W ESENBERG -L UND , 1939 ). In Mi ttel europa bil den Wasserassel n i .d.R. zwei G enerati onen pro Jahr au s, wobei di e überwin ternden Ti ere bei entsprechen d ni edri gen Temperaturen ei ne Diap ause einl egen (A DCOCK , 1979; C HAMBERS , 1977). Die Gruppe de r G l i e d e r w ü r m e r ( O l i g o c h a e t a ) ist vergl ei chsweise artenr eich i n Trinkwass ervertei lung ssystemen vertreten (si eh e Abbi ldun g 1.1). Di e bekannten Arten sind zwi schen 1 und 10 mm gr oß. Sehr h äufi g werden kl ein ere Arten aus den Famili en der Nai di dae ( Nais commu nis, Nais variabi lis, Styla ri a lacust ris , Chaetogaster sp. ) , En chytraeid ae ( Enchyt raeus sp., Marionin a sp. ) un d Aelosomati dae ( Ael osoma sp. ) nachg ewi esen (DVGW , 1997; VA N L IEVERLOO , VAN DER K OOIJ & H OOGENBOEZEM , 2002) . Verbrauch erbesc hwerd en resul ti eren meist aus d er Anwesenhei t größerer T i ere z.B. aus den Fami l ien der Tubi fi cidae (z.B. Tu bifex tubifex ) und Lumbri culid ae (z.B. St ylodrilu s herin gianu s ) . Ihre Anwesenhei t spricht für das Vorhan densei n größer er Mengen o rganischer Abl agerungen i n den betroffenen R ohrlei tun gssystemen (K EMPER , 1931; VAN L IEVERLO O , VAN DE R K OOIJ & H OOGENBOE ZEM , 2002). Der gr ößte, bi sher in Trinkwass ersystem en nach gewi esene Wurm ist de r Brunn endraht wurm ( Haplotaxis g ordioide s ). D er i m Grund wasser lebende, bi s 10 cm lan ge Wurm ist vor al l em aus Brunnenstub en un d Q uell fassungen seltener aus Anl agen de r Tri nkwasservertei l ung bekannt ( DVG W, 1997 ). Abbildung 1 . 1 : Gli ederwür mer (Oligoc haeta) a us Trin kwasser verteilung ssystem en . Teich- schlange ( Stylaria l acustris ) links, S tylodrilu s heringia nus rec hts Wenig borster gehör en im natürli chen Leben sraum zu r benthi schen Lebensgemei n - schaft. Sie g raben in Sedi ment en und ernähren si ch von organi schem Detri tus und/oder l eben in un d von Bi ofilmen au f Hartsu bstraten und pfl an zli chen Ober - fläch en. In Trinkwass ervertei lun gssystemen bi lden s omit organische A bl agerungen und Bi ofilme ein e geeign ete Nahrungsqu ell e. Oli gochaeten vermehren s i ch als Zwi tter geschlechtli ch ü ber (befruchtete) Eier. Für eini ge Fami li en ist darüber hi naus di e ungeschl echtli che Vermehrun g über Tei lu ng durch Bil dung von Tierketten (Nai didae) oder Abschnü rung (Lumb riculi dae) von Bedeutu n g (T I MM , 2009; W ESENBERG -L UN D , 4 Die Fertilit ät bei weiblichen Wassera sseln ist nu r von kurz er Daue r und die män nlichen Tiere tragen die Weibchen bis zum Zeitpun kt der Befruchtung ein e Zeit lan g mit sich herum (Präc opula) (M OMMERTZ (1993). 1 mm 1 cm 5 1939) . Ähnli ch den Was serasseln schützen si ch auch Ol i gochaeten vor dem Verdri ften, Nais un d Aelos oma sol l en sich mi t Hil fe des Clit ellums oder d er Mundöffnun g an (Rohr) - oberflächen f esthal ten können ( VAN L I EVERL OO , V AN DER K OOIJ & H OOGENBOE ZEM , 2002 ). Wei tere Tiergrup pen mi t makroskopi sch si chtbaren Arten i n Trinkwass ervertei lung ssystemen sind Fl ohkrebse (Am phi poda , z.B. der Höhlenfl ohkrebs – Niph argu s aquilex ) un d Zuc kmü cken (Chi ronomidae) . In Anl age 1 sin d Informationen zu di esen und weit eren Tiergrup pen i n Form von St eckbri efen aufgeführt. 1 . 2 . 2 M EI O F A U N A Grund- und Oberfläch enwäss er werden v on ei ner Vi elzahl kleiner wi rbelloser Ti ere sowie von Ein zell ern besiedelt. Daher i st di e Wahrschei nli chkeit hoch, dass eini ge di eser Arten au ch i n Trinkwass ersystem e gel angen und si ch dort verm ehren. Auf - grund i hrer gerin gen Körpergr öße (< 1 mm) kön nen Verbrau cher di ese Organi smen i.d.R. ni cht sehen; daher si nd si e kaum Gegenst and von Beschwerden. Das DV GW- Regelwerk (DV GW, 199 7 ) beschrei bt bei spi elsweise das Vo rkommen von Ruderfuß - krebsen (Cop epoden) i n Partikel fil tern von Haus i nstall ationen, das von den Ku nden eines Wass erversorgers bemerkt wu rde. Mei st werd en di ese Organi smen bei Routi ne - kontroll en oder Untersu chun gen mi t dem Fokus auf Mak roinverteb raten r egistri ert (D OZSA -F ARKAS , 1965; G UNKEL e t al ., 2010; VAN L IEVERLOO e t al ., 2012). N e m a t o d e n ( F a d e n w ü r m e r ) si nd mit durchschni ttli ch 1 – 3 mm deutli ch kl e i ner al s Wenigborster und Wasserass eln und i.d.R. f arblos. Da ei ni ge Arten para si ti sch leben bz w. für parasi ti sche Erkrankungen d es M enschen v erant w ortli ch sin d, sind sie dennoch häufi g An l ass trinkwasserbi ol ogischer Un tersuchungen (z.B . D OZSA -F ARKAS , 1965 ). Der Nachw eis ein er „frei l ebenden“ (ni cht -parasi tären) Nemat oden -Art führt e in den USA zu um fangrei chen (Nach)u ntersuchu ngen. Al s kl ar wurde, dass di e Tri nk - wasservertei l ungen vieler G roßstädte zwa r von zahlrei chen Nematoden b esiedelt sin d, aber keine para sitären Formen v orkomme n, ändert e sich der S chwerpunkt d er Untersuchungen i n Ri chtung der Anal yse eines p otenti ell en Beitrags de r Faden- würmer (Ca rrier-Funkti on) beim Ei ntrag pat hogener Bakt erien i n di e Trinkwasser - systeme (C HANG , W OODWARD & K ABLER , 1960). Durch die Inge sti on der Bakteri en wer - den di ese resistent geg enüber Infekti onsmaßn ahmen. Bei m Übergang di eser „in fizierten“ Würme r in di e Trin kwassersyst eme besteht ei n gewi sses Risi ko für die Endverbrau cher zu erk ranken. C HANG , W OODWAR D & K ABLER (19 60) konnten i m Labor- versuch bel egen, da ss ei nige Pathogen e ( Sh igell a, Salmonella ) meh rere Tage in Cheilobus quadrilabat us un d/oder Dip logaster n udicapi tatus überleben können. Das Ri siko, auf diesem W eg zu erkrank en, wurde j edoch al s äußerst ge rin g ein geschätzt. Zu ähnl i chen Ergebnissen kamen auch S MERDA , J ENSEN & A NDERSON (1971). Di e Bedenken vo r ein em von Nematoden ausg ehen den gesun dhei tlichen Risi ko li eße n sich j edoch nie ausräum en, daher fol gte ein e Viel zahl weit ere r Unt ersuch ungen (B ICHAI , B ARBEA U & P AYMENT , 2009, 2008). Nematoden g ehören mi t 11.000 bekan nten Taxa z u den artenr eichsten Gruppen d er Wirbell osen, wob ei mit einer Vi elzahl noch ni cht bekannter bzw. b eschri ebener Arten zu rechnen i st (T R AUNSPURGE R , 2000). Di e Verm ehrung der m eisten Art en erfol gt ge - schlechtl i ch, darüber hin aus sin d Hermaphrodi ti smus und Parth enogenese bekann t. In Laborexpe riment en ermi tt elte Generati onszeiten varii eren zwi schen 13 un d 60 Tagen mi t durchschni ttlich 10 G enerati onen i m Jahr. In F eldstu dien wurden dageg en auch Generati onszei ten von m ehreren Monat en beoba chtet. Wei t verbrei tete Süß - wasserarten (z. B. Monh ystera paludicola , To bril us gracilis und Tob rilus medi us ) bi l - 6 den in Abhän gigkeit von der Wass ertemperatur nur ein bi s vier Generationen i m Jah r aus. Nematod en könne n verschieden e Nahrun gsformen v erwerten und si nd in allen Trophi estufen vertret en. Den grö ßten Anteil i m Süßwass er machen di e Bakteri en- und Detri tusfresser („de posit - feeder“ un d „epistrat - feeder“ na ch T RAUNSPURGER , 1989 ) aus. Die verschi edenen Ernährungstyp en unters chei den sich d urch i hre Mundwerk - zeuge (z.B. Vo rhandens ein von Zäh nen) und die dami t verbund ene Größe der in gestierbaren Nahrung sparti kel . Darüber hi naus kommen Al l esfresser, räuberisch lebende Art en und Pfl anzenfr esser mit speziell en Anp assungen der Mun dwerkz euge vor (W ESENBERG -L UND , 1939). G IERE (2009 ) ordnet den Ernährun gstypen bestimm te Habit ate zu. Danach l eben di e meisten „d eposi t - feede r“ in eher hom ogenen, fein - parti kul ären Habi taten, woh in gegen „epistrate - feed er“ heterog enere Habi t at - strukturen be vorzugen. R u d e r f u ß k r e b s e ( C o p e p o d e n ) g ehören zu den h äufi g in Tri nkwassersystem en nachgewi esenen Ti ergruppen. VAN L IEVERLOO et al. (2012) konnten Cope poden b ei Hydrantenu ntersuchu ngen i n 87 % all er Messstell en nachwei sen. Die A nwesenhei t all er Entwickl ung sstadien (Larven (Naupl i en), Jungti ere (Copepodi d e), Adu lte) bel egt, dass si ch di e Tiere in Rohrl ei tungssystemen vermehr en könn en (z.B. VA N L IEVERLOO et al ., 2004). Di e in Tri nkwasserverteil ungssystemen r egistri erten Rude rfußk rebse gehören bi s auf weni ge Ausnah men zu den Ord nu ngen Harpacti coida un d Cyclopoi da. Diese Ordnun gen könne n pri nzi piell in all en aquati schen Biotopen l eben, wobei ver - schiedene G ewässer- bz w. Biotoptypen von spe zi fischen Artengemei nsch aften besi e- delt werd en (J ANETZKY , E NDERLE & N OODT , 1996). Das Vorkomm en von Ha rpacti coida in Fließgewässern wi rd d urch di e Fli eßgeschwindi gkeit, das Substrat un d di e Makro - phyten-Vegetati on besti mmt (J ANETZKY , E NDERLE & N OODT , 1996). Als typi sche Benthosbewohn er nehm en Harpacti coi da vor al lem organi schen D etritu s sowie di e an dessen Abbau b eteil i gten Bakterien un d Pil ze auf ( J ANETZKY , E NDERLE & N OODT , 1996), in lotischen Habi taten (z.B. Fl i eßgewässern) si nd darübe r hi naus Bakt eri en und Pil ze in Biofil men wesentl i che Nahrungsbestandtei l e (S CHMID -A RAYA & S CHMID , 2000) . Während di e Mundgli edmaßen d er cycl op oiden Naupl ien au f die Fil tration von Parti - keln spezi ali si ert sind, besitzen di e Copepodi t e und adulten Ti ere der Cycl opoid a Mundgli edmaßen zum Ergrei fen und Kau en von Beuteti eren bzw. Nah run gsparti keln (F RYER , 1957a ). Substratgebun dene Arten könn en sogar Oli gochaeten un d Insekten - larven pack en (Beutegr eifer). Nahrun gsexp erimente b elegen, da ss neben Roti fera , Cili aten un d wei teren Einzell ern auch „wei che“ Cl ad oceren erbeutet we rden (19 75; B RANDL & F ERNANDO , 1974). Cyclopoid a sin d meist omni vor ; si e bevorzug en tieri sche Nahrung können j edoch ohn e Nachtei l e zu pflanzl i chen Komponenten wechs eln (A DRIAN , 1988; F RYER , 1957b; P AR K , C HANG & S HIN , 2005). All e Copepoden si nd getrenntg eschl echtli ch, die Fortpflan zun g erfolgt mei st sexuell . Bei den Harpacti coi da i st eine parth enogeneti sch e Vermehrung bi sher von drei Arten bekannt, di e bei der v erbreiteten A rt Can thoca mptus staph ylinu s nur l okal begrenzt auftri tt. Bi s zum erwachsenen Ti er werden sechs Larven - un d fünf Cope podi t- Stadi en durchl aufen (E INSLE , 1993; J ANETZKY , E NDERLE & N OODT , 1996). Die Anz ahl der Ver- mehrungszykl en rei cht von monozykl i sch (ei ne Generation pr o Jahr) bi s zu polyzyk - li sch (mehrere Generati onen pr o Jahr). Di e Fortp flan zung kann ganzjähri g erfolg en oder auf besti mmte Z eiträume beschrän kt sei n (E INSLE , 1993; J ANETZKY , E NDERLE & N OODT , 1996). 7 B l a t t f u ß k r e b s e o d e r W a s s e r f l ö h e ( C l a d o c e r a ) sind in Trinkwasser- verteilu ngen ebenfal l s weit verbreit et. Bei Hyd ran tenuntersuchun gen i n den Ni eder - lan den wurden si e an 69 % der un tersuchten M essstell en festgestel l t ( VAN L IEVERLOO et al., 2012) . Die Bedi ngun gen der Trinkwass ern etze biet en vor al lem benth i sch lebenden Taxa ein en adäquaten Leb ensraum . Z u den häufi g na chgewi esenen Taxa gehören di e Gattun gen Al ona und Ch ydorus (S MALLS & G REAVES , 1968 ). I n d en mi ttel - europäi schen Bi nnengewäss ern leben etwa 90 Cl ad oceren-Arten. Si e könn en all e Arten von Wass eransam ml ungen besiedel n, l edigli ch im F reiwasser sch nell fli eßender Gewässer verm ögen si e si ch ni cht zu halt en. Vor all em al s Filtrierer i m Freiwasser von Seen und T eichen b ekannt , sind di e mei sten Arten jedoch i m Li toral der Gewäs - ser zu Hause . Daher gi bt es neben A rten mi t pl anktischer Lebenswei se zah lrei che epibent hische bzw. epi lithi sche A rten (F LÖßNER , 2000 ; W ESENBERG -L UND , 1939) . Die 200 – 500 µm g roßen Cl adoceren im Tri nkwa sser ernäh ren sich von organi schem Detritus, den sie mi t Hilfe i hres bewegl i chen Hinterl eibs (Postabdom en mi t Krallen und Bor stenkamm ) aufwi rbel n un d über die Fil terborsten der Bl attfußpaa re „ei nsam - meln “ (Substratfil trierer; W ESENBERG -L UND , 1939). Zusamm en mi t dem di e Ti ere um- hüll enden Chi tinpanz er bilden di e Blatt fußpaare einen Ap parat, der Was ser ei nsaugt, Partikel herausfil t ert, Nahrung zu den Mundwe rkzeugen schiebt un d den Wasser - strom wi eder auslei t et. Die Vermehrun g der Cl adoceren erfol gt sowohl sexuel l als auch parth enogeneti sch. Die Weib chen produz i ere n übe rwiegend Su bi taneier, aus den en parth enogeneti sch ausschl i eßlich Wei bchen hervorgehen. Unte r besti mm ten Umwel tbedingung en ent - stehen parthenog eneti sch Männchen, gl ei chzei tig bringen di e Weibchen Daue reier hervor, di e befruchtet w erden müssen ( W ESENBERG -L UND , 1939). Weitere Ti ergruppen i n Tri nkwasservertei l ung ssystemen si nd Gast rotricha (Bauchh ärlin ge), Turbellari a (Strud elwü rmer), Tardi grada (Bärti erchen) un d Ostracoda (Musch el krebse). In Anl ag e 1 sind Informati onen zu di esen un d weit e ren Tiergruppen i n Form von Steckbri efen aufgefüh rt. 1 . 2 . 3 M I K R O I N V E R T E B R A T E N R ä d e r t i e r c h e n ( R o t i f e r a ) stehen auf Grun d i hrer geringen Körp ergröße (0,04 – 2 mm) ni cht im F okus tri nkwasserbiol ogi scher Untersuchungen, obwohl si e in allen Anl agen der Wasservers orgung und Verteil ung anzutreffen si nd (G UNKEL et al., 2010) . In T al sperren- Wa sserversorgun gen können si e „in erhebli chen Mengen au f die Rei n - wasserseit e gel angen“ ( B ERNHARDT , L ÜS SE & C LASEN , 1989; DVGW, 1997) . In den Niederl anden waren i n Rei nwasse rproben versc hi edener Wasserwe rke Roti fera in 76 % der Messstel l en vorhanden, du rchschni ttlich wu rden 65 Indivi duen m - 3 festgestell t ( VAN L IEVERLOO et al ., 2014). Zu den Taxa, di e sich i n Tri nkwasser- verteilu ngssystemen erfolgrei ch vermehren kön nen, geh ören L ecane un d Colurella , ca. 70 µm g roße Tierchen (S CHREIBER & S CHOENEN , 1996; M ICHELS eigene Dat en). Die Arten bei der Gattun gen haben al s Voraussetzun g für ei ne Besi edelu ng von Trinkwass ernetzen ei ne benth ische Lebensw eise ( VAN L IEVERLOO e t al ., 2014). Rädertierch en ernähren sich ü berwiegend v on organi schen Parti keln (A lgen, Bakte - rien, Detri tus), es gi bt jedoch au ch räub erische Formen. Mi t Hil fe des Räderorgans werden Wass erstrudel erzeugt und di e Nahrun gsparti kel so zum Mun d transpo rti ert. Das Räderorgan di ent gl eichz eiti g dem „Glei tschwi mmen“ auf Unt erlagen oder dem rotierenden Schwi mm en i m freien Wass er (W ALLACE & R ICCI , 2002 ). Di e Vermehrung der Räderti erchen erfol gt mei st parthenogeneti sch; aus di pl oiden Ei ern entwi ckeln 8 sich au sschli eßlich Wei bchen. Unte r besti mmten Umwel tbedi ngung en kommt es zur Entwi cklung von Männ ch en und zu r Ablag e von hapl oiden Ei ern, die befrucht et wer - den. Unter extr emen/ ungü nstigen Um weltb edingun gen können Dau erstad i en ausge - bil det werden (W ALLACE & R I CCI , 2002). Trinkwass ersystem e werden auch von ei ner Vielzahl von E i n z e l l e r n ( P r o t o z o e n ) besiedel t. Di ese Organi smen wurden i n Anl agen der Wa sseraufberei tung ( S CHREIBER & W ESTPHAL , 2002), i n Tri nkwasse rbehält ern (z.B. S CHREIBE R & S CHOENEN , 1996) un d in der Trinkwass erverteil ung (G UNKEL et al., 2010; M IC HELS et al., 2013b) nach gewiesen. Auch bei Bi ofilmunt ersuchungen wi rd häufi g auf die Anwes enheit von Protozoen un d deren Roll e bei der Dezimi erung von Mikroben h i ng ewiesen ( F LEMMING , 2003a; P EDERSEN , 1990) . Von den vork ommend en Taxa si n d S c h a l e n a m ö b e n ( T e s t a c e a ) a uf Grund ih rer Größe (50 – 150 µm) un d der Nachw eismögl i chkeit in fi xierten Proben a m best en untersucht (H EYNIG , 1977b) . Gut dokument i erte Nachwei se aus Tri nkwas ser - verteilu ngen gi bt es für di e Städte Budap est (T ÖR ÖK , 1954) un d Hall e (H EYNIG , 1977a ). Bei den si eben Ja hre dauernden Unt ers uchu ngen wurden 22 verschieden e Arten festgest ell t; beson ders häufi g bzw. regel mäßi g waren di e Gattung en Arcella, Centropyxis und Eugl yph a vertreten (s . Abbi l dung 1.2). Abbildung 1.2: Protozo en aus Trinkwas serverteil ungssystem en – Arcella sp. und Centropyx is sp. (links, c a. 100 bz w. 120 µm), Cy phoderia ampulla (rechts, ca. 1 20 µm) Schal enamöben l eben in ei nem aus ein er organi schen Matri x best ehenden G ehäuse, das mi t Pl ättchen aus Kies elsäure oder F remdmateri ali en verstärkt sei n kann . Charakteri sti sche Organell en der Amöben si nd bewegl i che Fortsätze d es Zel lkörpers. Diese Pseud opodien di enen de r Nahrung saufnahme, i ndem si e Nahrung sparti kel um - fli eßen, und der Fortb ewegung . Schal enamöben ernähren si ch sow ohl vo n fl üssi gen Stoffen bzw. Ma krom olekül en al s auch von orga ni schen Partikel n oder kl ein en Beute - ti eren (W ALL et al., 201 0) . Di e Vermeh rung erf olgt du rch Zell teilung. E i n Teil projekt eines Forsc hung svorhabens zu Bi ofil men i n Trinkwasserv erteil ung ssystemen (F LEMMING , 2003b ) befasste si ch mi t f r e i l e b e n d e n A m ö b e n (ni cht parasi täre Arten). In nah ezu all en un tersuchten Trin kwasservertei l ungssystemen ( n=18) wur - den freil ebende Amöb en i n Dicht en von 1 – 200 Indi vi duen L -3 nachgewi esen. Auf- grund potenti ell path oge ner Art en (z.B. Acan thamoeba sp .), abe r auch von Arten, di e al s Wirtsorgani smen für ein e in trazelluläre Bakt erienverm ehrung i n Frage komm en (z.B. Hartmanella sp., Van ella sp. und Vahlkam pfia sp. ) hab en Amöb en ei ne beson - dere hygi enische Bedeu tu ng ( H OFFMANN & M ICHEL , 2003) . Ei ne Studi e belegt ni cht nu r di e ubiqui täre Verbreit ung der freil ebenden Am öben in Tri nkwass ervert eil ungen, son - dern auch, das s sich „di e V erteil ungssysteme b ezügli ch ei niger konstan t nachz u - weis ende r Arten al s hoch produkti v“ erwei sen. Acan thamoeba sp . wu rden i n si eben Systemen nachg ewi esen, Wirtsamöb en mi t in trazell ulärer Bakteri en vermehrung i n 9 fünf Vertei l ungssystemen ( H OFF M ANN & M ICHEL , 2003). Au ch i n Biofil mpopul ationen auf verschi edenen We rkstoffen fü r Hausi nstall ationen wurden frei l ebende Amöb en regelmä ßig festgestel l t (S ZEWZYK & R ÖDER , 2010 ). 1 . 3 Ö K O L O G I E 1 . 3 . 1 D I E T R I N K W A S S E R V E R T E I L U N G ALS L E B E N S R A U M Die qual itati ve und quan titati ve Ausprägung (A rtenreicht um, Indivi d uendichte, Domi - nanzverhäl tni sse zwischen den A rten) bi ologi scher Gemein schaften (Bi ozönose) wi rd maßgebli ch vom Leben sraum ( Habi tat) besti mmt. Das Habi t at steht für di e Summe all er abiotischen Fakto ren, di e über i hre Struktu r, ihre chemi sche/phys i kochemische Wirkun g und/ oder ihre Dynami k di e Ausprägung einer Leb ensgemei nschaft beein fl us - sen. Den struktur ell en Rahmen v on Tri nkwasserverteil un gssystemen bil den Rohrl ei tungen aus unterschi edli chen Materi ali en in vari abler Di mensi onierung . Das aufb ereitete Trinkwass er wi rd über Verästel ung snetze od er ringförmi g ve rmaschte S ysteme zum Endverbrau cher transp orti ert. Trin kwassernetze können ri esig e Dim ensionen anneh- men; di e Länge all er Trinkwass erleit ungen in Deutschl and beträgt s chätzun gsweise 530.000 km ( O TILLINGER & S ZYM ANSKY , 2015 ). Die Haup t- u nd Versorgu ngsl eitun gen bestehen i m Bund esdurchschni tt zu 53 % aus metal li schen Werkstoffen (Guss, Stahl) , zu 39 % aus Kunststoffen (P ol yethyl en (PE), Polyvi n ylchlorid (PVC)) un d zu 9 % aus Fas erzement (F Z). i n Abbil dung 1.3 sin d di e Anteile der Materi ali en und der Nenndurchm esser der b estehenden Tri nkwass ernetze in Deutschl and dokumenti ert (Stand 2010, Daten aus D IETZSCH & W ALTHER , 2014 ). Abbildung 1.3: Proze ntualer Anteil von M ateriali en und Nennd urchme sser in Trin kwassern etzen im bunde sdeutsch en Durc hschnit t (aus D IETZS CH & W ALTH ER , 2014 ) Legende: GG – Graug uss, G GG – duk tiler Graug uss, St – S tahl, PE – Po lye thylen, PVC – Poly- vinylchlorid, FZ – Faserzeme nt Mit zunehmend em Alter verändern ei ni ge Materi ali en (z.B. ungeschütz te Stahl - un d Graugusslei tun gen) ihre (i nnere) Struktur i nfol ge Korrosion un d der da mi t verbunde - nen Bil dun g von Inkrustati onen. D ie durc h Inkrustat i onen vergrößert e inn ere Ober- fläch e der Rohrl eitung bietet für bi ol ogische Gemei nschaft en zu sätzli che Ansatzfl ä - chen und/ode r „Schut zräume“. Die chemi schen/physi kochemi schen Wi rkungen auf di e Biozönose geh en vom Trin k - wasser aus. De r in der Tr i nkwasserve rordnung ( BMG , 2001) festgel egt e Rahmen für di e er l aubten chemi schen Komponent en des Tri nkwass ers ermögl i cht den meisten 10 Invertebraten de s Süßw assers ein e ungehi nderte Entwi ckl ung ( VAN L IEVE RLOO , VAN DER K OOIJ & H OOGENBOEZEM , 2002) . Selbst De sin fektionsmit tel werden h eute i n Konzent ra - ti onen eing esetzt, die ei ne Entwi cklu ng wirbell oser Tiere zul ässt ( VAN L IEVERLO O et al., 2014; VAN L IEVE RLOO , VA N DER K OO IJ & H OO GENBOE ZEM , 2002). Das Glei che gilt für die physi kochemischen Eigenschaften d es Tri nkwasse rs, wi e pH- Wert un d Tempe ratur. Die Ei nhalt ung der Vorgaben de r Trin kwasserverordn ung ( BMG , 2001) für di e Wassertemp eraturen sic hert opti mal e Lebensbe di ngungen für ein e Viel zahl von Arten. Di e chemische Z usammens etzun g des Tri nkwassers kan n durch chemische (z.B. Fäll un g, Korrosion) oder bi o l ogische Prozesse (z .B. Oxid ati onsprozesse) i m Rohrlei tungssystem v erändert werd en und si ch förd ernd od er begrenzen d auf di e Wirbell osengemei nschaft auswi rken. In natürli chen Gewässern hat di e Bewe gun g des Wassers ei nen erhebl i chen Einfl uss auf di e Struktur d er Lebensgemei nschaften; di e Charakt erisi erung von Fli eßge- wässergesel l schaften nach „ Bi ozönotischen R egionen “ i st ein E rgebnis di eser Struktu - rierung (I LLIES , 1961). Typi sche (durchs chni ttli che) Fließgeschwi ndi gkeiten i n konven - ti onellen Tri nkwasservert eilu ngssystemen bew egen si ch zwi schen < 0,01 m s -1 und 0,5 m s -1 ( VAN DER K OOIJ & VAN DER W IELEN , 2014 ); nach (V REEBURG , 2014) betragen selbst di e Maxi mal geschwi ndigkeiten nu r wenig e cm s - 1 . 1 . 3 . 2 N AH R U N G S G R U N D L A G E N U N D F OOD - W E B Die qual itati ve und quan titati ve Verfügbarkei t von Nahrung i st ei n wesen tlicher Ei n - flu ssfaktor für di e Ausprägu ng der Invertebrat en -Gemei nschaft i n der Tri nkwasser- verteilu ng. In diesem Zusamm enha ng sin d B i o f i l m e bede utend, di e von Protozoe n abgewei det werden (F LEMMING , 2003a; P EDERSEN , 1990). Bi ofil me sind in alle n Trin kwasser- systemen vo rhanden. In der Wasseraufb ereit ung sin d sie als Destruen ten organi scher Stoffe sogar erwün scht, i n der Tri nkwasservert eilu ng un d - speicherung dag egen als Quell e für Wiederv erkeimun g, Habi tat für hygi eni sch relevante Organi smen oder al s Ursache für Ko rrosi on und Bi l dung von Geruchs stoffen dag egen unerwü nscht , aber ni cht vermeidbar (F LEMMING , 1998). Im DVGW Arb eitsbl at t W 270 (DV GW, 2007 ) als „ Oberfläch enbesied elung“ un d „Oberflächenb ewuchs“ b ezeichn et, bestehen Bi ofil me generell au s einer Matri x extra - zell ulärer polymer er Substan zen (EPS) mi t ei nge bett eten Mi kroorgani smen. Di e Mat- rix enthäl t Polysacchari de, Protein e, Glykopr otei ne und and ere stark wasserhal ti ge Polymere (W I NGENDER et al., 2003) und bi etet den ei ngebetteten Mi kroorgan i smen beispi elswei se Schutz ( z.B. vor Amöb en). Die Mi kroben -G emei nschaften i n den Bi o- fil men sin d heterogen; d i e Bakteriendi chte und -d i versität häng t vom Materi al , auf dem der Biofi l m aufwächst, un d von der Zu sammens etzun g des umgebenen Wass ers ab (B ENÖLKEN e t al ., 2010; W INGENDER et al., 2003) . Die Ausprägu ng von Bi ofil men reicht von ei ner dünn en, flecki g ausgebildeten ein - bis zweil agigen Besi edelu ng bi s zu einem fl ächendeckenden B ewuchs von meh r al s 5 mm Dicke. Bi sherige Unte rsuchun gen zei gen Besied elu ngsdicht en von 10 5 – 10 9 Zellen cm -2 (B ENÖLKEN et al ., 2010; F LEMM ING , 2003 a). Schon b ei ei nem gerin g ausgeprägt en Biofil m mi t 10 6 Zell en cm -2 be fin den sich i n ein er Tr i nkwasserve rteil ung mi t 1.500 km Rohrl eit ungslän ge und ei nem durchschni ttli chen Rohri nnendurchme sser von 200 mm 10 16 Bakteri enzell en i m System. Bei ei nem Durch s chni ttsgewicht ein er 11 Zelle von 10 -6 µg beträg t di e oberfläche ngebund ene Biomass e 10 kg (F LEMMING , 2003a ). In deutli ch au sgeprägten Bi ofil men mi t einer Schi chtdi cke von 50 – 100 µm wurden 10 11 Zel l en cm - 2 registri ert. Das Ausmaß d er Bi ofilmbil dung i st ab hängi g von einer (mi krobiol ogi sch) verwert - baren Kohl enstoffquel l e entweder aus d em Aufwu chsträger (i .d.R. di e Rohrl ei tung) oder aus dem umg eben den Wasser so wi e von weite ren an organi schen Mi kronähr - st offen (z.B . ortho-Ph osp hat (o- Phosphat)). Un tersuch ungen v on B ENÖLKEN e t al . (2010) belegen, dass b ei guter Verfügba rkeit von o rgani schem Kohl enstoff aus dem Werkstoff des Au fwuchst rägers der Gehal t an gelöstem o rgani schen Koh lenstoff (DOC) des umg ebend en Wassers von unt erg eordne t er Bedeutun g i st. Darüber hi n aus kann di e Phosphat- und Sti ckstoff-Konz entrati on des Was sers das Aus maß ei ner Bi ofilmbild ung li mitieren. Das mi krobiol ogische Wachstum n i mmt bei 10 µg L -1 o- Phosphat i m Trin kwasser ( M IETTINEN , V ART IAINEN & M ARTIKAINEN , 1997) und i m Biofil m erhebli ch zu ( L EHTOLA , M IETTINEN & M ARTIKAINEN , 2002 ). Eine wei tere Nahrun gsquell e für die Invert ebraten -Gesell schaft si nd o r g a n i s c h e A b l a g e r u n g e n (POM) i n Tri nkwassernetzen. Das in di e Trinkwasserverteil u ng eing espeiste Rein wasser enthäl t i. d. R. partikul äre Sub stanzen. Di e Men ge der eing etragenen Parti kel hän gt von der Art un d Quali tät der Wasseraufberei tun g ab (R ICHARD & K ORTH , 2010; R IPL & U HL , 2010) . Dar über hi naus können Pa rti kel durch Korrosion, Fl ockungs- /F äll ungsreaktionen un d/od er durch ext ernen Ei ntrag ü ber Arbeiten am Roh rnetz i n di e Trin kwasservertei l ung gelan gen ( R IPL & U HL , 2010). P OM haben neben i hrer Fun kti on als potenti ell e Nahrungsquell e für Organi smen ei ne besonderer B edeutung f ür di e mikrobi ologische Qual i tät un d das Vorkommen hygi enisch relevante r Bakterien (K O RTH et al., 200 8; Z AC HEUS et al., 2001). Der organische Antei l von Abl ag erungen i n Tri nkwasservertei lung ssystemen beträgt zwi schen 14 und 48 % bezog en auf di e Trock enmasse (R I CHARD & K ORTH , 2010; R I PL & U HL , 2012; V REEBURG , 2007) . Erste Hypothe sen zum F ood-w eb i n Trin kwasservertei lun gssystemen fin den sich b ei VAN L IEVERLO O , VAN DE R K OOIJ & H OOGENBOEZEM (2 002) (Abbil dung 1.4). Di e Entwickl ung der Inverteb raten-Bi ozön ose hängt demnach i n erster Lini e vom Ei ntrag gel öster organische r Stoffe (DO M) und POM mi t dem Tri n kwasser ab. Di e DOM bestimm en das Ausmaß des Biofil mwach stums an den Wän den sowi e um abg elag erte Parti kel am Boden der Roh rl eitungen. POM werden v on größe ren Inverteb raten (z.B. Olig ochaeten) als Nahru ng genu tzt un d dienen al s Aufwuchs träger fü r Bi ofil me. Einz ell er und Roti fera verwerten al s Konsum enten 1. Ordnun g di e Bakteri en im Bi ofilm und könn en ih rerseit s von größeren Wi rbell osen gefressen wer d en. 12 Abbildung 1.4: Food- web i n Rohrleitung ssyst emen (Hypot hesen) . (nach VAN L IEVERL OO , VAN DER K OOIJ & H OOGENBOEZEM , 2002) Legende: Bakteri en, Einzel ler, Mehrzeller i n verschied enen Größe nklassen, DO M: gelös te organi sche Substanz Untersuchungen au s den Niederl anden, Dänem ark und Nordd eutschl and anal ysi erten auf der Basi s der oben f ormul ierten Hypothe sen potenzi ell e Korrelati onen zw ischen verschieden en Paramet ern. R IPL et al. (2011 ) un d VAN L IE VE RLOO e t al . (2012) ent- deckten ein en posi tiven Zusammenhan g zwi schen der Bi ofil m - Bildungs-Rate (BFR ), dem ni cht ausbl asbaren K ohl enstoff (NPOC) , dem Pe rmanganat -( KMnO 4 )-Ind ex sowie dem partiku l ären organischen Kohl enstoff (P OC) un d der Anwes enheit von Wass er- assel n/Invertebraten i n der Tri nkwasse rverte il ung. Bei ( VAN L IEVERLO O et al ., 2012) korreli erte die Biomas se (Summ e all er Invertebrat en) mi t der BFR, dem KMnO 4 - Index und dem NPOC (Korr elati onskoeffi zient en nach Pearson R 2 =0,55 – 0,63 ). Zwi schen den Indi vi duendicht en einiger Tiergrup pen und den genan nte n Parametern waren dageg en kaum A bhän gigkei ten erkennbar. Die P arameter BFR, NPOC und KMnO 4 - Index charakteri si eren daher eher di e Nahrun gsgrundl ag e für Bakterien i n Bi ofilmen al s für die Invert ebraten -G emeinschaf t. Di e Autoren gehen da von aus, dass Mi kroorganismen un d POM i n Bi ofil men/losen Abl agerungen di e Basi s ei nes Food- web in der Trinkwasservert eil ung bil den. R I PL et al. (2011 ) fanden ei nen Zus ammenhan g zwi schen dem Ei ntrag an POM mi t dem Tri nkwa sser und d er Abundan z von As ellus aquaticus im R ohrlei tungssystem. Bei C HRI STENSE N et al. (20 11) war di e Anwesenhei t von Asellus aquat icus i n Tri nkwasserve rteil un gssystemen an ein e Mind estmenge von losen Abl agerungen i m System gekopp elt. M AYER (20 13) un tersuchte die Nahrungsgrun dl age von A sellus aqu aticus un d Proa sellus cavaticu s aus Tri nk- wasservertei l ungssystemen übe r Desoxyri bonukl einsäu re-(DNA) -Anal ysen d es Darmin halts. Zu den Nahrun gskomponenten g eh örten n eben ve rschi edenen Bakte - rientaxa vor al l em Schl auchpilz e ( Ascomyc ota ) und Protozoen. Di ese Arb eiten geben erste Hin weise auf di e im R ohrlei tun gssystem für Inverteb raten zu r Verfügu ng ste - henden Nahrungsqu ell en, zei gen jedoch au ch d en derzeit noch geri nge n Kenntni s- stand über Nah rungsprä ferenzen un d di e Entwi ckl ungsmögli chkeit en der einz elnen Taxa in di esen Systemen. i o lm edimen te mit io l m esus pendi erte rg anism en und P ar k el 13 Die Mögl i chkeit, das Wachstu m/di e Entwi cklung wi rbelloser Ti ere in der Tri nkwasser - verteilu ng extern zu beei nflussen, ist für di e Pr axi s der Wasserv ersorgu ng von be- sonderer Rel evanz. Daz u müssen fun kti onale Zusammenhän ge, wi e der Stoff -, Bi o- masse- und Energi etransfer i m Ökosyst em, anal ysiert und qu anti fizi ert werden. In der ökologi schen Forsch ung gibt es dazu v erschi edene Vorg ehenswei sen; ne b en der Anal yse von • einz elnen Nahrungsbezi ehun gen (Nahrung snetz theorie), • Stoffwechsel prozessen wi e Pro dukti on un d Respi ration sowi e deren Erg ebni s (Wachstum) für Arten un d Ti ergruppen und/od er • komplexen St offfl üssen zwi schen Organi smengru ppen unt ereinande r un d zwi - schen Organi smen und i h rer Umwel t können über di e Anal yse von G r ö ß e n s p e k t r e n • Strukturen von Lebensg emeinschaften b eschri eb en und vergl i chen werden, • funkti onell e Zusammenhäng e zwischen den T axa ei ner Lebensg emein schaft dargestel l t, • Energi eflüsse i m System abgeschä tzt un d • Weitergab e-Effi zienzen zwi schen trophi schen Ebenen b erechnet werden (L ANG , 1997, G AEDKE , 1995, T R EBILCO et al., 2013) . Al s Größenspektren w erden li neare Regressi onen von Körperg ewicht s - Kl assen (Kl as- sen ind i vidueller Biomassen) mi t • der Abundanzsum me je Körpergewi chts -K l asse (Abun danz -Spektren) oder • der Biomass e je Körper gewi chts -Kl asse (Bi omasse-Spekt ren) bezeichn et. All e in ei ner Lebensgemei nschaft vo rhandenen Indivi du en we rden un ab - hängi g von ih rer taxonomi schen Zuordnun g und ih rer f unkti onal en St ellung i m Sys - tem in Körpergewi chts -Kl assen ein geteilt . Die Darstell un g erfolgt übli cherweise i n Form von Log 2 (x;y)- od er Log 10 (x; y)-Di ag rammen (G AEDKE , 1992a). Di e Verwendu ng von Körperg ewicht s-Kl assen al s strukturi erende Fakto ren für Ökosyste me basi ert auf all ometrischen Zusamm enhän gen zwi schen dem K örpergewi cht un d verschiedenen physi ologischen Proze ssen (Nahrun gs aufnahme , Wachstu m, Ve rmehrung ). Die Anal y - se von Lebensg emein schaften au f der Grun dl age von Größen spektren h at au f Grund ih rer e i nfachen Anw endbarkei t Vorteil e gegenüber and eren Method en ( z.B. Anal yse von bin ären Nahrungsn etzen, kompl exe Netzw erkth eorie ( T REBILCO et al., 2013, Q UINONES , 1994, R ODRIG UEZ , 1994). Der Stofftransfe r und E nergi efluss i n Lebensge mein schaften wi rd klass i sch in Form trophi scher Pyrami den beschri eben . Im ökol ogischen K ontext b eschreiben s owohl trophi sche Pyramid en al s auch Größ en spekt ren di e Effizi enz des Übergang s von Bio - masse und En ergie von den kl ein sten bi s zu den größten O rgani smen der Gem ein - schaft; al s al ternati ven Darstell un gen liefern si e di eselbe Informati on un d sind in einander umwan delbar (T REBI LCO et al., 2013). Unter der Vo raussetzun g, dass i nnerhal b einer Bi ozönose En ergie von einem tro - phi schen Ni veau/ein er G rößenkl asse zum/ zur nächsten wei tergegeb en wi rd, ent - stehen auf Grun d der E nergi everluste zwi schen den ei nzeln en Niveaus Ene rgi e - /Bi omassepyramid en (T REBILCO et al., 2013). Im Gegensatz daz u ve ranschau li chen in verse Pyramid en einen (schei nbaren) En ergieg ewin n zwischen ei nzelnen trophi - schen Ni veaus respekti ve Gr ößenklass en. Derart i ge Strukturen wu rden z .B. i n pl ank - ti schen Gemein schaften beoba chtet, wo di e Biomas s e des heterot rophen Zooplan k- 14 tons, die d es Phytopl anktons üb erstei gt (B UCK , C HAVEZ & C AMPBEL L , 1996) , weil alt er- nati ve Nahrungsquell en (z .B. erhebli che Mengen an Falll au b) zur Verfügung stehen (T REBILCO et al., 2013) . 1 . 4 E R F A S S U N G U N D B E W E R T U N G 1 . 4 . 1 M ET H O D E N D E R P R O B E E N T N A H M E U N D P R O B E N B E A R B E I T U N G Zur quali tati ven und quant itati ven Untersuchun g von ti erischen Organi smen in Trink - wasservertei l ungssystemen e xi sti ere n bi sl ang kaum verbi ndli che bzw. stan dardi si erte Verfahren (M I CHELS , G UN KEL & S CHEIDELER , 2016; VAN L IEVERLOO et al., 2012; VAN L IEVERLOO et al., 2004), darüber hi naus fehl en vergleichen de methodi sche Untersuchungen . Für s ol che Untersuchungen m üssen di e Tiere au s den Systemen mögli chst u n v e r s e h r t u nd in ei ner für das Hab i tat r e p r ä s e n t a t i v e n ( q u a l i t a t i v u n d q u a n t i t a t i v ) Z u s a m m e n s e t z u n g gewonn en werden. Au f Grun d der „Unzug ängli chkeit“ des System s kann di e Prob eentnah me ni cht mit gebräuchl i chen Methoden de r Untersuch ung von Ob erflächeng ewässern erfolg en. Die si ch am Boden und an den Wän den vo n Rohrl ei tungssystemen befind enden Organi s men müss en mi t geeigneten V erfahren r emobili siert w erden, um si e anschli eßend aus dem S ystem austragen zu k önnen (M I CHELS et al., 2013b; M ICHELS , G UNKEL & S CHE IDEL ER , 2016) . Die quan titati ve Anal yse von Invertebraten i n der Tri nkwasse r v erteil ung kann über zwei Verfah ren erfolg en, di e sich gegens eiti g ergänzen und in Kombi nation verwendet w erden. Part i kelfil ter werden ähnli ch den no rmalen Roh r l eit ungen von Wasserassel n un d anderen Kl ei nstorgani smen besiedel t. Di e im Fi lter lebenden Ti ere können über ei n (kräfti ges) Rüc kspül en der Fil ter ausg etragen und somit ei ner Untersuchung zu gäng li ch gemacht werden. Wei tau s häufi ger werden die Prob en jedoch über Hyd ranten g ewonnen . Dab ei werde n di e i m Rohrleitu ngssystem lebend en Tiere über di e E rzeugung ei ner Fli eßgeschwin digkei t mi t au sreichender h ydrauli scher Wirkun g in dem zu untersuchend en Netzabschni t t von den Wänd en abgel öst, in s Freiwasser tran sporti ert, über ge eign ete N etze z urückgehal ten und einer Untersuchung zu gäng li ch gemacht. Bei bei den Method en ist es e rforderli ch, große Wassermeng en zu fil tri ere n und das Fil trat mi kroskopi sch zu un tersuchen. Mi t ein er Filtrati on des Wassers ü ber hand el sübliche Pl anktonnetze n ach Bep robu ng über Hydranten si nd jedoch kei ne quan titati ven Aussagen mögl i ch, da di e Tiere bei m Auftreffen auf di e Gaz e zerschl agen werden k önn en. Die Rep roduzi erbarkei t der Ergebni sse kann d arüber hi nau s durch ein e fehlende qu anti tati ve Ablösun g der Tiere von den Rohr wandu ngen un d durch di e Scherkräfte wäh rend d er Fil tration (Deformati on oder Zerst örung der zu anal ysi erenden Ti ere) ei ngesch ränkt sei n . In viel en Fäll en wird daher mi t Fil trierapparatur en gearb eitet, bei d enen di e Druckentl astun g erst nach dem F il t rationsschri tt erfolg t (DVGW 1997) ; wi rkungsvoller und sch on ender sin d drucklos a rbei tende Fil terapparaturen (S CHEIDELER , G UNK EL & M ICHELS , 2013). Di e Maschenwei ten der ver wend eten Fi lt er varii eren von 10 – 500 µ m, wobei ein Kompromiss zwi schen d er Mög li chkeit, große Volu menströme/Wass ermengen zu fi l trieren, und der mögl ichst voll ständi gen Erfassung d er vorhande nen Organi smen gefund en w erden muss . Bei neuen Techniken e rfolg t di e Filtration zwei stufig nach Aufteil un g des Volumenstrom s mit tels Stromteil er. Bei der von S CHEIDELER , G UNK EL & M ICHELS (2013) entwickel ten Filt rier- ap paratur (NDHD- S2 ) werd en standardmä ßig Fi lter mit den Masch enwei ten von 100 und 25 µm nach Auft eilung des Volu menstromes (1:10 ) verwendet, wodurch di e Filtrati on großer Wass ermengen (> al s 20 m ³) au s großen Vol umenströ men 15 (70 m³ h -1 ) mögl i ch wird. VA N L IEVERL OO et al . (2012) verwend eten für i hre von 1993 – 1995 durchgeführ ten Untersuch ungen eb enfall s eine Fil trierapparat ur mi t integri ertem Stromtei l er – di e Fil tration erfol gt hi er über Fil ter mi t Maschenweit en von 500 und 100 µm. In de n von C HRI STENSEN et al . (2011) dokum entiert en Untersuchungen erfolg te die Fil trati on von 1 m³ Was ser aus dem Hydran ten i m Labor bei entspr echend geri ngen Fil trati onsgeschwi ndigkei ten (2 -10 l /min) unter Inkaufnahme de s dami t verbundenen h ohen l ogi stischen Aufwan des und des enormen Zei taufwan des. Die mi kroskopi sche Anal yse der Fil terrückständ e erfolg t entsprech end der gängi gen li mnologischen Praxi s. A ngaben zu r Richti gkei t und Reproduzi erbarkei t solcher Unte r - suchung en wurden von M I CHELS , G UNK EL & S CHEIDEL ER (2016 ) dokumentiert. In eine r speziell für di e Entnahme, Anal yse un d Bewertu ng von Inv ertebraten a us Trin k - wasservertei l ungssysteme n era rbeiteten V erfah rensvo rschri ft werden di ese Erkennt- ni sse berücksichti gt (M ICHELS e t al ., 2013b) . Über die Unte rsuchu ng von Parti kel filtern l assen si ch zeitli che Änderung en der Inver - tebraten-Bi omasse i m Lei tung snetz verfolgen. S i e sind somi t zur Kontroll e der Wi rk- samkeit von Maßnahm en un d zum Lan gzei t -Monit oring der Invert ebraten - Gemein schaft geei gnet. Bei regel mäßiger Unters uchun g und mögli chst kurzen Beprobungsi n tervallen (14 Tage) si nd quali tati ve /hal bq uantitati ve Aussagen übe r die Invertebraten -Bi ozönose mögli ch. 1 . 4 . 2 E I N O R D N U N G U N D B E W E R T U N G Aus juri stischer Si cht i st der Gehal t an Invertebr aten i m Trinkwasser ni cht ger egelt. Der Passus i n der EG- Tr i nkwasserricht lini e von 1980, nachdem i m Tri nkwasser k eine geformten El emente (Al gen, Pa rasit en un d "Animal cul a") enthal ten sein dü rfen, wur - de bei der Neufa ssung d er Ri chtli ni e gestrichen un d durch ein en Hin weis auf die human pathogene Prot ozoen -Gattun g Crypt osporidium ersetzt ( S CHREIBER & W ESTPHAL , 2002 ). Im Techni schen Regel werk W 271 ( DVG W, 1997) werden zw ei quali täts - relevante Asp ekte (un erwünschte Ba kteri envermehrung, Z ehrung von Desin fek - ti onsmitteln) infolg e des gehäuften Auft retens v on Inverteb raten th emati siert. Das Umwel tbund esamt weist i n einer S t ell ungnah me darauf hi n, dass „geh äuftes Auftreten […] al s Hi nweis auf ei n verstärkt es Wiede rverkeimu ngspotential zu bewer - ten ist.“ (UB A, 2004) . D ie all gemein -hygi enischen Asp ekte trin kwasserbi ologi scher Untersuchungen w erden i m gesamten europäi schen Rau m ni cht in verbindli chen Regelwerken umg esetzt . VAN L I EVERL OO et al. (2014) schlu ssfolgern (für di e Nieder- lan de), dass es derz eit kei ne Anzei chen für ei ne gesund heitli che Beei nträchti gung durch das Vo rkommen von Invertebrat en i n der Trin kwasservertei l ung gibt. Trotzdem können Wirbel l ose Gegenstan d von Verb raucherb eschwerden sein, di e von den Medien verbr eitet , zur Verunsi cherung d er Verbrau cher führen . Die Ausei nand erse tzun g über di e hygieni sche R elevanz von Invertebrat en i n Tri nk - wassersystem en wi rd sei t der Etabl i erung der Mikrobiol ogi e in die wasserwirt - schaftl i che Praxis geführt. Laut a ktuel l er Auffas sung besi tzen Organi sm en (außer Bakteri en und Vi ren) nur als echt e Krankhei tserreger ei ne hygi eni sche Bedeutung. Dabei konstat ierten T IEMANN & G ÄRTNER bereits 1889 : „…Mi t zunehmend er Zahl der Organismen ni mmt di e Ansehnli chkei t und Appetitli chkeit , kurz die Beschaffenh ei t [des Trin kwassers] ab.“ Und K OLKWITZ erklärte 1911: „Ihre Bed eutun g [der Organi s- men] li egt vi elfach dari n, dass si e ein Urteil üb er die all gemein e Besc haf fenhei t des Wassers gestatt en. […] gi bt ihr Studiu m Aufkl ärung üb er […] die Frag e, ob etwa da s 16 untersuchte Wa sser mit vermei dbaren Fremdk örpern übe r Gebühr b elastet i st.“. De r eindi mensi onale Umgang mit der Themati k führt dazu, dass da s Wiss en um di e ubiqui täre Verbrei tun g vo n wi rbell osen Ti eren in Trinkwass ersystem en bei den Prak - ti kern und Fachl euten der Was serversorgun g kaum präsent ist. Nach ein er Studie der Uni versität Lan dau (R OTHH AAR , 2011) fühl ten sich l ediglich 6 % von 206 nach dem Zufall sprinzi ps ausgewäh lten Wasse rversorgern aus Hess en i n der Lage, i hre Kunden zu diesem Thema komp etent zu be raten; weitere 20 % b ewerteten i hre Kompet enz bezügli ch di eses Themas al s befriedi gend. R Ö ßNER befasste sich schon 1 966 mi t den Gründen für di ese Defi zite: „Di e auftret enden bi ologi schen Phän omene werd en streng werksin tern behand elt, ei ne Folg e der […] Reak ti on der Öffentli chkei t, wenn der Gebrauch d es Trin kwassers dur ch lebendo rgani sche Ei nflüsse ei ngeschränkt i st. Hin zu kommt ein e gewisse Unsi cherh eit der Fach l eute in der Wasserv ersorgungs - praxis un d der Aufsi chtsbehörden, sobald sie mi t bi ologi schen Probleme n konfronti ert werden.“ Ei ne konti nui erlich e Forschung auf d em G ebi et der Trin kwasserbi ologi e fin - det bi s heute nicht statt, „al ler Erkenntni sfortsch rit t ist […] mehr al s sonst ü bli ch dem Engagement einz elner Bearb eiter und Ve rsorgun gsunternehm en zu verd anken.“ (S CHREIBER & S CHOENE N , 1996) . In Deutschl and fehlt bi s heute ein geeignetes u nd verbin dli ches Verglei chs - und/ode r Bewertungss ystem zur Ei nordnu ng von Befund en in eine un ter verglei chbaren Bedi n - gungen erwo rbene Dat enbasi s. Di e Variati onsbrei te der quali tati ven/quanti tativen Ausprägung von wirbel los en Ti eren in Trinkwasserv erteil ungssystemen i st ni cht dokumenti ert. Di ese Lücke erschw ert di e quanti tative Ein ordnung von B efunden (Was ist vi el , was ist wen i g?) und di e Abschätzung der Erf orderli chkei t/Dringli chkei t von Maßnahmen. Erst e Ansätze ei nes sol chen S ystems wu rden von VAN L I EVERLOO , VAN DER K OO IJ & H OOGENBOEZEM (2002) und M I CHELS & G UNK EL (2013) dokument i ert. Beide Ansätze beruh en auf sta ti stischen Lagema ßen (Perzenti l en) für eine def i nierte Da t en- basi s. Auf dieser Grund lage kann eine Ei nordnung neuer Daten i n di e Kategori en „erhöht“, „h och“ und „sehr hoch“ ( VAN L I EVERLO O , VAN DER K OOIJ & H OOGENBOEZEM , 2002 ) bzw. „sehr ge rin ges“, „gering es“, „mitt l eres“, „hohes“ oder „se hr hohes“ (M ICHELS & G UNKEL , 201 3) Vor kommen v on Invertebrat en erfol gen. Wäh rend bei VA N L IEVERLOO , VAN DER K O OIJ & H OOGENBOEZE M (2002) di e Ei nordnung na ch tiergrupp en - bezogenen Indivi duendicht en erfol gt, aggregieren M IC HELS & G UNK EL (2 013) verschie- dene Merkmal e zu ein em mul ti metri schen Index. 17 1 . 5 W I S S EN S C H A F T L I C H E Z I E L S T E L L U N G Nach mehr al s 15 Jahre n Arbeit in der wasserwirtschaftl i chen Praxi s mi t Schwerpunkt wi rbellose Tiere i n Trin kwasservertei l ungssystemen kan n di e Autorin der vorli egen - den Dissertat ion di e Darstel lu ng von R ÖßNER (1966) und S CHREIBER & S CHOENEN (1996) in sofer n b estäti gen, al s dass die Unsi cherhei t im Um gang mi t der ti erischen Besi ede - lung von Rohrnetzen no ch i mmer groß i st. Die Tat sache, dass ti erische Organi smen di e Systeme der Trin kwasservertei l ung besiedel n, i st zwar bei vi elen Wass erversor - gern bekannt , nicht aber w elche Art en und Ti ergruppen v orhanden sei n können un d vor all em ni cht, in wel chen Größenordnu ngen d i ese das Rohrnetz be siedel n. Neben methodi schen Untersuc hun gen zur Erfassung und Bew ertung der Inv ertebraten - Gesell schaft fehl en vor all em Kenntni sse über di e (techni schen) Mögli chkei ten der Einfl ussnahme. Die Zi el e der vor l i egenden Arbei t wurden aus d en aktuell en Erforde rni ssen der wasserwi rtschaftli chen Praxi s abgelei tet; fol gende Thesen bz w. Fragest ell un gen waren Ausgan gspun kt der Unters uchun gen: W i r b e l l o s e T i e r e i n T r i n k w a s s e r v e r t e i l u n g s s y s t e m e n s i n d k e i n e A u s n a h m e , s o n d e r n d i e R e g e l . Trinkwass erverteil ungen werd en von ei ner Vi elzahl verschi edener Ti ere i n variabl en Indivi duendi chten besi edelt. Der regel mäßig e Nachweis un d di e Vielz ahl b i sher in Trinkwass ernetzen nach gewi esener Art en/Ti ergruppen l ässt vermuten, d ass es si ch ni cht um zu fällige Nachwei se oder um Ei nt räge al s Folge techni scher Unzul ängli chkeiten handel t, sondern das s sich i n Tri nkwass erverteil ungen (stabi l e) Lebensgemei nscha ften wi rbell oser Tiere entwi ckel n. Ein wesentli ches Zi el dieser Arbeit i st di e quali tative (vorkommend e Arten u nd Ti ergruppen) und quanti tative Beschrei bun g (Indi viduendicht en, Biomasse, Gr ößenstruktu ren) di eser Lebensgemei nschaft i n ihrer zei tli chen un d räu mli chen Ausprägu ng. D a s A u s m a ß e i n e r B e s i e d l u n g m i t w i r b e l l o s e n T i e r e n i s t a b h ä n g i g • v o n d e r A r t u n d V e r f ü g b a r k e i t v o n N a h r u n g ( b i o t i s c h e R a n d b e d i n g u n g ) u n d • v o n t e c h n i s c h e n M e r k m a l e n d e r R o h r l e i t u n g s s y s t e m e a l s a b i o t i s c h e F a k t o r e n . Die Frage nach d en Na h rungsgrund l agen ist für „betroffene “ Wasserve rsorger von besonderer B edeutung, da sich ü ber ein e Vermin derung von Nahrungsg rundl agen das Ausmaß der Wi rbel l osengemeinschaft i n Trin kwassernetz en nachhal ti g vermindern li eße. I m Rah men di eser Arb eit wi rd vor a ll em di e Mögli chkeit geprüft, auf Basi s von Routi neunt ersuchungen i n Trin kwassernetzen E rkenntni sse über di e Art un d di e Verwertun g von Nahrun g i n nerhalb der Wi rbell osengemein schaft zu ge wi nnen. Erkenntni sse über di e Bedeutung techni scher Ran dbedi ngungen i n Rohrlei tungssystemen fü r die Ausprägun g der In vertebratenge sell schaft si nd für di e Plan ung von Untersuchu ngen eb enso essenti ell wie für di e Konzeption v on Maßnahmen zur Ein dämmun g derselben. In dies er Arbei t geht es um di e Darstel l ung von Zusamm enhängen z wi schen den Strukture n der Inverteb raten - Gemein schaft und Umwel tbedi ngungen wie Strömung , Temp eratur ode r die Abl agerung v on Parti keln . 18 D i e Q u a l i t ä t d e s T r i n k w a s s e r s w i r d d u r c h d i e L e b e n s t ä t i g k e i t w i r b e l l o s e r T i e r e ( z . B . d u r c h A u s s c h e i d u n g v o n K o t ) b e e i n f l u s s t . In dieser Arb eit wi rd die Bedeutun g von Kotpellets d er Wass erassel als Bestandteil organische r Ablag erungen i m Rohrnetz anal ysi ert. D e r r e g e l m ä ß i g e N a c h w e i s w i r b e l l o s e r T i e r e u n d i h r E i n f l u s s a u f d i e T r i n k w a s s e r q u a l i t ä t e r f o r d e r t e i n e B e w e r t u n g d e r B e f u n d e . Hier geht e s vor all em um di e Erarbei tun g und Diskussi on von Mögli chkei ten ei ner Bewertung de r B i o l o g i s c h e n T r i n k w a s s e r q u a l i t ä t i m Kontext zur aktu ell en Trinkwass erverordnun g und der Wasserrahm enri chtlini e. Der Fokus di eser Arbeit li egt auf T r i n k w a s s e r v e r t e i l u n g s s y s t e m e n . Aufg rund ih rer Ausdehnung (l au t Schätzungen beträgt di e Läng e des Tri nkwasse rnetzes i n Deutschl and ca. 530.00 0 km; ( DVGW, 2015) u nd i hrer unmi ttelbaren Nähe zum V er- braucher haben di ese W asserkö rper ei ne imm ense Bedeutu ng. Das Ri siko einer Ver - änderung de r Trin kwasserqual i tät auf dem Tran sportweg zum V e rb raucher stei gt mi t jedem Kil ometer Rohrl eit ung. 19 2 M A T E R I A L U N D M E T H O D E N 2 . 1 U N T E R S U C H U N G S G E B I E T E U N D Z E I T R A U M D E R U N T E R - S U C H U N G E N Die Unt ersuchungen zu m Vorkom men wi rbell oser Tiere i n Tri nkwasserverteil un gs - systemen wu rden i m Zei traum 2003 – 2015 durchgeführt. Di e Grundl ag e der Auswer- tungen bi l deten Analysend aten aus der Bepr obun g von Hydrant en (n=831 ) und Partikel filt ern (n=727; Tabell e 2.1 un d Tabell e 2.2). Die H y d r a n t e n p r o b e n stammt en aus 14 v erschi edenen Trin kwasservertei lung s - systemen, di e mei st untersucht wurden, um ei nmali g Besiedelu ngsdi chten von Inver - tebraten i n der Tri nkwasserve rteil ung zu erfassen. In der Meh rzahl der Fäl l e ware n di e Pro b estell en repräsen tativ für ein (Teil )Versorgungsgebi et, so dass An al ysen zur räumli chen Verteil un g der Wirbell osenfauna mö gli ch waren. In vi er Verso rgungs - systemen e rfolgte da rüber hi naus ei n Verlau fsmonit oring, so dass für ausgewähl te Messstell en (Hydrant en) mehre re Daten vorl agen (GWT - 5E, GW T-5K, GWT- 15B und GWT-15N). Insgesamt 10 Versorgu ngsgebi ete lag en in der Ökoregi on N o r d d e u t s c h e s T i e f l a n d ; hi er wi rd Grun dwasser aus Po rengru n dwasse rlei tern gewonnen un d kon- venti onell au fbereitet. Vi er Versorgungsgebi ete befanden si ch i n der Ökoregi on Z e n t r a l e M i t t e l g e b i r g e ; i n drei di eser Gebi ete wird Grun dwasse r aus Karst - bzw. Kluftg rundwasserl eit ern aufbereitet, ei n Wasserve rsorger nu tzt Ta l sperrenwasser al s Rohwasser (Tab ell e 2.1 ). Tabelle 2. 1: Hydran tenunters uchungen Lege nde: TG – T eilgebi et; GCH – G esam tcharakteri stik, GW – Gru ndwass er RM – räum liches M onitoring; Z M – zei tliches Moni toring; F 1, F2 – Filtri er- apparatur en (s. Kapi tel 2.2.1.1) Ö koregion N orddeut sches Ti efland; Ökore gion Z entrale Mi ttel- gebirge Bezeichnung der Versorgungs- gebiete Anzahl Probe- stellen Anzahl Proben Zeitraum der Unter- suchung Rohwasserquelle Art der Auswertun g Apparatur zur Pr obe - nahme GWT-5 58 197 2003 – 201 5 Grundwass er GCH F2 TG: GWT- 5E 15 60 2014 – 2015 RM, ZM F2 TG: GWT- 5K 15 58 2014 – 2015 RM, ZM F2 GWT- 11 49 62 2005 – 2006 Grundwass er, z.T. GW -Anreicherung GCH F2 GWT- 15 58 281 2009 – 2015 Grundwass er GCH F2 TG: GWT- 15B 53 231 2009 – 2015 RM, ZM F2 TG: GWT- 15N 15 44 2012 – 2015 RM, ZM F2 20 Bezeichnung der Versorgungs- gebiete Anzahl Probe- stellen Anzahl Proben Zeitraum der Unter- suchung Rohwasserquelle Art der Auswertun g Apparatur zur Pr obe - nahme GWT- 17 7 11 2009 Grundwass er GCH, RM F2 GWT- 22 16 16 2009 Grundwass er GCH, RM F2 GWT- 28 15 15 2010 un d 2014 Grundwass er GCH F2 GWT- 31 16 16 2010 Grundwass er GCH, RM F2 GWT- 36 16 16 2010 Grundwass er GCH, RM F2 GWT- 38 31 31 2011 Grundwass er GCH F2 GWT- 38 51 122 2012 – 201 5 GCH F1 GWT- 44 18 18 2014 Grundwass er GCH F1 OWM- 27 10 10 2010 un d 2014 Talsperrenwasser GCH F1/F2 GWM-9 15 15 2004 Grundwass er GCH F2 GWM- 39 20 20 2011 - 2012 Grundwass er GCH F1/F2 GWM- 42 17 17 2012 Grundwass er GCH F1 Eini ge der Untersuchu ngen wurd en i m Rahmen des vo m Bundes mi nisterium für Wirtschaft un d Technol ogi e geförderten Forschu ng sprojektes: „Ent wi cklung ei nes mobil en Probeentn ahme- und Messsystem s für Invertebrat en in Trinkwass erverteil ungssystemen“ durchg efüh rt. Kooperati onspartn er des Forschungspr ojektes wa ren TU B erli n, PD Dr. G. Gunkel , TU Dresd en, Prof. W. Uhl , AquaLyti s, Di pl.-Bi ol. Ute Michel s und Schei del er Verfahrenstechn i k GmbH, Dip l . -Ing M. Schei del er. Für Teil pro jekte und E rg ebni sse s. M ICHELS et al. (2013 a). Untersuchungen von P a r t i k e l f i l t e r n di enten a usschli eßli ch d er Beobachtun g quali tati ver/quantitati ver Veränderung en von In vertebraten i m Rohrl ei tungssystem i n Form ein es zeitli chen Mo ni torin gs. Ziel der Untersuchu ngen wa r die Übe rwachung de r vorhandenen Invertebrat en- Zönose; i n eini gen Teil gebi eten war die An al yse mit ei ner Erfolgskontr oll e der techn ologischen Ma ßnahmen i n Wass erwerken ver bund en. Grundl age der hi er vorgestell ten Auswe rtung en waren Daten (n=727) von sechs Par- ti kelfiltern aus drei Versorgungss ystemen, di e über mehrere Jah re kontin uierli ch beobachtet wurd en. Di e i n der Ökoregion „N orddeutsches Ti eflan d“ li egenden Tri nk - wasservertei l ungssysteme b ereit en Grundwass er aus Po r engrundwas serl eit ern kon- venti onell (m ehrstufige Fil trati on nach Bel üftung bzw. Fl ockung un d Fil trati on) auf (Tabell e 2.2). 21 Tabelle 2. 2: Partikelf ilterunters uchunge n . Legend e: ZM – z eitliches Monitori ng; Ökor egion Norddeut sches Ti efland Bezeichnung des Versorgungs- gebietes Anzahl Probe- stellen Anzahl Proben Turnus/Zeitraum der Untersuchu ng Rohwasserquelle/ Wasseraufbereitung Auswertun g GWT-5 GWT-5Lin GWT-5Frei 2 312 109 monatlicher bis 14- tägiger Turnu s 2002 – 20 14 2008 - 2013 Grundwass er/ Filtra- tion nach B elüftung ZM GWT- 15 GWT-15Bre GWT-15Vor 2 96 96 quartalsweiser bi s 14 -tägiger Turnus 2009 – 20 14 Grundwass er/ Filtra- tion nach B elüftung ZM GWT- 26 GWT-26Hen GWT-26Fal 2 56 58 monatlicher Turnus 2010 – 20 14 2010 – 20 14 Grundwass er/ Filtra- tion nach B elüftung ZM 2 . 2 D A T E N G E W I N N U N G A U S T R I N K W A S S E R V E R T E I L U N G S S Y ST EM E N 2 . 2 . 1 B I O L O G I S C H E D A T E N 2.2.1 .1 P R O B E E N T N A H M E A U S H Y D R A N T E N Bei der Probe entnahme aus Hydranten wu rde m i t Filtri erapparaturen ( F1 und F2 ) gearbei tet, mit denen unter den Bedi ngu ngen des vorhan denen Netzdr ucks ei n hoher Wasserdurchsatz bei gl eichzeitig er schonender Fi lt ration der Wirbell o sen mögl i ch war. D i e A p p a r a t u r F 1 erlau bte di e drucklose Fi ltrati on großer Wa ssermen gen über Niederdruck- Hochdur chsatz - Filter (NDHD- Fi lter; s. Abb i ldun g 2.1). Übe r ein en Strom- teil er wurde der Vol umenstrom vor B eaufschl agu ng der Fil t er aufgeteil t, s o dass parall el mi t zwei versc hi edenen Fi lt ern und Maschenwei ten ( 100 un d 25 µm ) gearbei tet werden konn te. Die b eiden Tei l ströme entspra chen 9/10 un d 1/10 des gesamten Vol umenstr om s. Der 9/10 -Teil strom war mi t ei nem 100 µm- Filter ausg e- stattet, um di e Indi vi due n di chte der Mak roinvertebrat en zu besti mmen. Mit dem 25 µm-Fil ter i m 1/10 -Teil strom wurden ne ben M i kroin vertebraten auch Abl agerungen (Nahrungsgrun dl age) sowi e Fäzes von Makr oin vertebraten erfa sst (S CHE IDELER , G UNKEL & M ICHELS , 2013 ). 22 Abbildung 2.1: Sch ematisc he Darstel lung und F unktio nsweise d er Filtri erapparat ur F1 . (aus S CHEIDELER , G UNKEL & M ICHELS , 2013) Im Folg enden wi rd die Vorgehensw eise b ei der P robeentnahme b eschri eben. P o s i t i o n i e r u n g d e r A p p a r a t u r u n d I n b e t r i e b n a h m e : Di e Probeentnahme - apparatur wu rde im Be reich d es für die P robeentn ahme vorgeseh enen Hydrant en positi oni ert, wobei di e all gemein en Regeln der Arbeits - und Verkeh rssic herheit zu beachten war en (s. Ab bil dung 2.2). Weiter mu sste di e schadlose Abl ei tung des im Rahmen de r Probeentn ahme zu fi ltri erenden Wa ssers gewährl ei stet sein. Di e Inbe - triebnah me begann mi t dem Anschl u ss ein es Dop pelstan drohres an den zu bepro - benden Hydrant en. Bev or das Standr ohr mitt els Tri nkwassers chl äuche (B -Ku pplung) mi t der Probeentnahme apparatu r verbund en wurde, war der Hydr ant ku rz (5 – 10 s) zu spül en. Di e Verbindung von T rin kwasserschl auch mi t der Apparat ur erfolg te über einen mi t ein er B-Kuppl ung ausgerüst eten Ansc hlu ssbogen (90°). Das Fi l trat der Probe wurde üb er ein en 90° Anschl ussbogen ab geführt. Nach d er Einri chtu ng der erforderl i chen Verbind ungen wurde di e Anl age langsam mi t Wasser gefül lt. 23 Abbildung 2.2: Filtrier appar atur F1. (Foto: M. Sch eideler) E n t n a h m e d e r P r o b e n : Um ein e Verglei chbarkei t der Proben zu ge währl eisten, war es erford erli ch, di ese mit gl eichen Spü l geschwindig keiten zu entnehmen . In Abhängi gkei t vom Innend urchmesser d er zu unt ersuchenden Leitun g wurde der Gesamtvol umenstrom a uf eine Spü l geschwin digkeit von ca. 1 m s -1 (tol erierbarer Bereich: 0,5 – 1,5 m s - 1 ) i n dem zu beprobenden Lei tun gsabschni tt eing estellt. Di e Volu menströme für den 9/ 10- und 1/10 Teilstrom wu rden in Abhäng i gkeit vom Gesamtstrom g eregel t. Nach der Fi l tration von i nsgesamt ca. 1 m³ Wasser (Spül - dauer ca. 3 mi n ) wurde der Durchfl uss durch d i e Anlag e gestoppt und di e Unter - proben (100 µm- und 2 5 µm-Fi l ter) entnomme n . Der zu untersuch ende Fi lt er- rückstand b efand si ch im un teren Teil der Fil ter (Entnah mestutzen) un d konnte du rch Öffnen ein es Ablasshah ns i n die Probeflasch en ü berführt we rden. Di e Fil ter wurden vor der Überfüh rung de s Fil terrückstandes i n die Probeng efäß e mit Hi l fe von Reini - gungsl anzen gespül t, um event uell im Fil tergewebe noch ha ftende Pa rti kel/Ti ere abzuspül en und in den Entnah mestutzen zu tra nsporti eren. Die Tei l proben wurden separat i n beschriftet e Probefl aschen üb erführt und sofort kons ervi ert, d.h. mi t Form- al dehyd (37 %-i g, Endk onzentrati on 4 %) oder Ethan ol (En dkonzentrati on 70 %) versetzt, und für den Tr ansport i ns Labor vorb erei tet. Verstopft e ei ner der Fil ter vor Beendigu ng der Fi ltrati on von 1 m³ (erkenn bar am Ansti eg des Fi l terinhalt s), wurde di e Filtrati on unterbrochen un d ein e erste Teil p ro be der Unt erprobe ent nommen. Die Entnah me der Prob en wurd e generel l von Mitarbei tern der Fi rma Scheid eler Dienstl eistu ngen durchgeführt. Die von d er DNWAB Gm bH (Dahme- Nu the Wasser-, Abwas serbetri ebsgesel ls ch aft mbH) gebaut e A p p a r a t u r F 2 entspri cht dem i m DVGW -Hi nwei s W271 ( DVGW , 1997 ) empfohl enen Gerät zu m Ein satz in Tri nkwass erverteil u ngssystemen ( Abbi l dung 2.3). Si e enthäl t ein en Fil ter mit einer Maschen wei te von 100 µm un d ermögl i cht ein schonendes Ab fil trieren von Wi rbell osen aus Tri nkwasserve rteil un gssystemen, da di e Druckentl astun g erst nach dem Fi l trationsschri tt erfolg t. 24 Im Folg enden wi rd die Vorgehensw eise b ei der P robeentn ah me bes chrie ben. P o s i t i o n i e r u n g d e r A p p a r a t u r u n d I n b e t r i e b n a h m e : Di e Probeentnahme - apparatur wu rde im Be reich d es für die P robeentn ahme vorgeseh enen Hydrant en positi oni ert, wobei wi ederum auf di e Ein haltu ng der all gemein en Regeln der Arb ei ts - und Verkehr ssicherh eit und auf ei ne schadl ose Abl eitun g des filt rierten Wasse rs zu achten war (Ab bil du ng 2.3). Di e Inbetri ebnahme b egann mi t dem An schlu ss eines Doppelstan drohres an den zu beprobend en Hyd ranten. Vor de r Verbin dun g des Standrohrs üb er ei nen Trin kwasserschl auch mi t C -K upplu ng mit der Probeentnahme - apparatur wu rde der Hy drant kurz (5 – 10 s) ges pült . Nach Ei nri chtung der erforder- li chen Verbin dung en wurde die Anlag e zu nächst l angsam mi t Wasser ge füll t und ent - lü ftet. Durch Öffnen des Abfl usshahns (Pfei l in Abbil dung 2 .3) begann der Fi l trations - prozess. Das Fi lt rat der Probe wurde üb er ein en 90° Anschl ussbogen ab geführt. Abbildung 2.3: Sch ematisc he Darstel lung un d Funktio nsweis e der F iltri erapparatur F2. (Zeichnun g links aus DVGW, 19 97), Pfeil - Abfl ussha hn E n t n a h m e d e r P r o b e n : Da ein e Messung un d Ei nstell ung d es Volumenstr omes ni cht möglich war, erfolgt e die Probeentn ahme u nter mögli chst voll ständ i ger Ausnut - zung des vorhandenen Netzdrucke s. Bei mögl i chst voll ständi g geöffnetem Hydrant en wurde 1 m 3 Was ser fil t riert und di e hierfür erf orderli che Zei t gemessen. Aus dem pr o Zeitei nhei t filtrierten W asservolu men und dem Querschni tt des zu bep robenden R ohr - leit ungsabschni ttes konn te die Fli eßgeschwi ndigkei t während d er Probenah me be - rechnet werd en. Nach Fi l trati on von ca. 1 m³ W asser in sgesamt (Sp ül dauer ca. 3 mi n) wurde der Durch fl uss durch di e Anl age gestoppt und di e P robe en tnommen. Der zu unt ersuchende F il terrückstand b efand sich i m Sam melt richter des Fil ters und konnte durch Ö ffnen ei nes Ablassh ahns i n di e Probeflasche übe rführt we rden. Vor Überführung d es Fil terrückstand es in das Probeng efäß wurde d er Fil ter gespült (z .B. mi ttels einer mi t dem Doppel standrohr verbund enen Gard ena - Düse), u m eventu ell im Fil tergewebe n och haftend e Parti kel/Ti ere abzu sp ülen un d in den Sam melt richter 25 zu transpo rtieren. Um e i n möglichst vol l ständiges Bil d der tierischen B esi edelu ng zu erhalten, wurd e der Fi l tratabl auf über ein Plan ktonnetz mit der Ma sch enweit e von 55 µm gel ei tet. Zum schonenden Ab fil trieren der Mi kroin vert ebrat en b efand sich das Plan ktonnetz zu zwei Dri tteln i n einem mi t Wasser gefül l ten Behäl tnis. Di e Proben einer Prob ennahmest elle wurden v ereini gt oder separat i n beschri ftete Probefl aschen überführt. N och vor Ort wurden al l e Pro b en kon serviert, d.h. mi t F orma l dehyd (37 %-i g, Endkonzent rati on 4 %) oder Ethan ol (End konzentrati on 70 %) v ersetzt und für den Transp ort in s Labor vorbe rei tet. Die Probe entnahme erfo l gte durch bzw. mi t Un terstützung von Mitarbeitern von AquaLyti s sowie tei lwei se in Zusammenarb ei t mi t Mitarbei tern verschied ener Wass er- versorgungsun ternehm en. V e r g l e i c h b a r k e i t d e r D a t e n Grundl age der hi er dokument i erten Auswertung en bil deten Unt ersuchung en in verschieden en Tri nkwassernetzen zu verschi edenen Zeitpun kten (Zei träumen) un d unter verschi edenen i nhal tli chen Gesicht spunkte n ( Tabel l e 2.1 , Tabell e 2.2 ). Di e Auswahl von Probestel l en und Messzeit räumen mu sste die Vergl ei chbarkeit der Daten gewährlei sten ohne di e Mögli chkei t der Auswertu ng un ter verschiedenen Aspekten zu verhi ndern. Da di e mikroskopi sche Aufarbei tun g der Prob en stets ents prechend de r gängig en li mnologische n Praxis für di e Aufarbei tung von Zo oplan ktonproben erfol gte (s. Kapi tel 2.2.1.3), l ag der Fokus auf v ergl eichbaren Grundsätz en/Prin zi pien der Probeentn ahme. • Zur Entnahme der Proben wu rden grund sätzl i ch die Filt rierapparaturen F1 un d F2 verwendet , die ein e schon ende Fil trati on wi rbe ll oser Tiere ermögl i chen. • Die Probenahmeb edi ngungen war en vergl eichbar hi n sichtli ch folgender Para - meter: o angestrebte Fli eßgeschwi n digkeit im R ohrlei tungsabschni tt während der Probeentnah me von 1 m s - 1 (W erte zwi schen 0,6 – 1,5 m s - 1 werden toleri ert, s. S CHEIDELER , G UNKE L & M ICHELS , 2013) o fil triertes Wasservol umen von 1 – 3 m -3 2.2.1 .2 P R O B E E N T N A H M E A U S P A R T I K E L F I L T E R N Da der techni sche/app arati ve Aufwand für Un tersuchun gen an Hydr anten rel ati v hoch ist, wu rden für ein konti nui erliches Moni tori ng auch handel sübli che Partikel fil ter für Hausin stall ationen genutzt ( Abbild ung 2.4). Ei g ene Untersuch ungen zei gen, das s di ese Partikel filt er ähnl ich d en „normal en“ Rohr l eitungen akti v von Wasseras seln un d anderen Kl einstorgani smen besi edel t werden, d .h. di e Zusammensetz un g der Invertebraten -Gemei nsch aft resul tiert pri mär au s der Verfüg barkei t von Nahrun g und anderen Umw elt parametern und i st un abhän gig vom Vol umen des durc hströmenden Wassers. Di e auch al s Fein filter für Hausi n stall ati onen bezeichn eten Geräte stehen al s austauschbar e Fil terkartuschen ode r als rückspü l bare Fein filter zur Verfü gu ng. Die hi er vorgestel lt en Analysenergebni sse sta mmen au s Parti kelfil terprobe n mi t rück - spül baren Fil tern verschi edener Fabri kate und H erstell er. Die Maschenw ei te der ein - ge bauten Fein fil ter betrug 50 µm. Di e Fil ter für ein lan gfristi ges Monitori n g wurden meist di rekt i n die Hausan schl ussleitu ng eines En dverbrauchers in stalli ert und über einen Scha cht zugän glich/ beprobbar g emacht, teil wei se befanden si ch di e Partikel - fil ter auch in Kell erräumen im Berei ch des Hausan schlu sses. 26 Abbildung 2.4 : Rück spülba re Partikelfi lter: a) Ei nbau im B ereich vo n Hausan schlüsse n (Mitte und recht s) bzw. b) Einbau dire kt in d er Hausansc hlussleit ung, zugänglich über einen Sch acht (links) Die E n t n a h m e d e r P r o b e n erfol gte durch kräfti ges, impul sartig es Rückspülen de r Partikel filt er bei gl eichzeiti ger Fil tration des Rückspü l wassers über ei n in ei nem Wassereimer posi tioni ertes Planktonn etz (Masch enwei te des Pl anktonne tzes: 55 µm; Volu men des Rückspül wass ers: 20 L). D er Rückstan d i m Pl anktonnetz/Netzbeche r wurde nach meh rmali gem Spü l en in ein Probengefäß überfüh rt und fi xiert (mi t Form - al dehyd Endkonzentrati on 4 % ode r Ethanol Endkonzentrati on 70 %) . Die Beprobun g von Parti kel fil tern wurde au ch von Mi tarbeit erinnen von Aq uaLyti s (S. Münni ch und J. Pol ak) durchgeführt . 2.2.1 .3 M I K R O S K O P I S C H E A N A L Y S E Die Proben wu rden i m Labor b earbeit et, wobei di e in den Proben ent haltenen Ti ere unter opti scher Vergröß erung besti mm t, vermessen un d gezähl t wurden. Di e syste - mati sche Anal yse der Tiere erfol gte min destens bi s zur Ti ergruppe; bei Wass erassel n wurden darüb er hi naus das Ges chl echt und bei weib li chen Tieren die H äutu ngs - stadi en bestimm t. Weitere w esentli che Bestand teil e der Proben (z.B. K otpel lets von Asseln) wu rden kl assifi ziert und i n ihrer Quanti tät abgeschät zt. Ab 201 1 wu rden di e Kotpell ets gezähl t und vermes sen. Für di e mikroskopi sche Untersuchun g standen St ereomikrosk ope ( Ol ympus SZX 16 und Ol ympus SZ 40 ), Umkehrmi krosk ope (Ol y mpus IMT-2 und CKX4 1 mi t Durchli cht, Dunkel feldfel d, Phasenkontrast un d Differ enti alinterferenzkont rast (D IC; nur IMT- 2) ) sowie ei n Durchli cht mikroskop (Ol ympu s BX 40 mi t Du rchli cht, Dunkel fe l dfeld und Phasenkontrast) zur Ve rfügu ng. M a k r o i n v e r t e b r a t e n Unter Makroi nvertebrat en werd en all e Tiere verstan den, die mi t bl oßem Aug e unter - scheidbar si nd; i h re G röße be t rägt i .d.R. meh r al s 2 mm. Di e Anal yse von Makro - in vertebraten erfol gte bei Probenahme mi t F1 für al l e Unterproben (10 0 µm - Unterprobe un d 25 µm -Un terprobe) un d bei Probeentnahme mi t F2 für d i e gesamte Probe. 27 Vorgehensweis e: Der g esamt e Inhal t ei ner Unterprobe wu rde gl ei chmäßig auf Petrischal en verteil t und unter dem St ereomikr oskop durchmu stert (mi nd estens 12 - fache Vergröße rung). Al le Makroi nvertebraten w urden be sti mmt, gezählt und in Grö- ßenklassen v on ein em Mill imeter ein geteil t . Zusätzli ch wurde (sofern mögli ch) bei adulten Ti eren der Gatt ung en Asellus und P roasellus d as Geschl echt b estimm t . Bei weibl i chen Wasserasseln wurde au ßerdem üb er di e Größe der Oost egi te das Häutung sstadi um bzw. di e Geschl echtsreife defi ni ert. Eier od er Embryo nen , di e sich im Bru traum oder i n der Probe befa nd en, wu rden ebenfal l s gezähl t. Da Ma kr o- in vertebraten im Zu ge der Pr obeentnah me deformi ert werden können, wu rden die (frisch abgetr ennten) K öpfe von Wa sserass eln ebenfal l s gezähl t und vermess en (Kopfbrei te) . Au f der Grun dlage ein er für As ellus aquati cus ermitt elten Bezi ehun g zwi schen Kopfbrei te und Länge der Ti ere (Fo rmel 2-1 ) konnte di e ursprü ngli che Körpergröße d er Ti ere ermi ttel t werden. M e i o f a u n a u n d M i k r o i n v e r t e b r a t e n Unter Mei ofauna und Mikroin verteb raten werde n all e Tiere verstanden, di e nur u nter einer opti schen V ergrößerung un tersch eidb ar sind; ihre Größe beträgt i .d.R. w enig er al s 2 mm. Die Ti ergruppen wurd en n ach Prob enah me mit F1 ausschl i eßli ch in der 25 µm-Unt erprobe (1/1 0tel ) und nach Probenahme mi t F2 i n der gesamten Prob e anal ysiert. Vorgehensweis e : Die An al yse und Quant ifi zierung erfol gte i n 5 mL-Pl anktonkam mern mi t Hil fe eines in versen Mi kroskops . Plan ktonkamm ern e rmögli ch en di e Arbeit mi t defini erten Ali quoten u nd über den Sedi ment iervorgang fi ndet ein e Anreicherung der Partikel auf dem Kamm erboden statt . Für di e An al ysen mussten di e Pr oben i.d.R. verdünn t werden, dami t di e Organi smen/Parti ke l mögli chst einschi chtig auf dem Kammerboden sedimen ti eren und dami t gut erkennbar si nd. Au s den verdünn ten Proben wu rden Al i quote von 5 mL entnomm en un d zügi g in Röhrenka mmern (F i rma Hydrobi os) überführt . Nach einer Sedi mentat i onszeit von ca. 20 – 30 mi n wu rden die Organismen bei 100 -fach er Vergrößerung b esti mmt, gezähl t und mit einem kali brier - ten Messokul ar vermess en. Die mi kroskopi schen Anal ysen wurden auch von Mi tarbei terin nen von AquaLyti s (S. Münni ch und J. Pol ak) durchgeführt . 2.2.1 .4 A U S W E R T U N G D E R D A T E N Nach Besti mmun g und Ver messun g all er Indi viduen wurden di e Dat en i n einer speziell für di e Bearbei tung trin kwasserbiologi scher Fragest ellu ngen entwi ckelt en ACESS-Datenban k gesp eichert. Di e Datenban k erlau bte di e Verknüpfung und wei tere Auswertun g des großen Datenbestand es. Für all e Taxa wurden zu näch st di e I ndi vi duenz ahl und die durchs chni ttliche K örp er- län ge (teil weise auch Körperbrei te bzw. -du rchmesse r) ermi ttelt , um daraus ein spe - zi fisches Biovolu men und di e Bi omasse zu berech nen. Die Berechn ung der Bio - volumi na bzw. Bi omassen e rfolg te nach H OEHN , K ETE LAARS & E WIG (1998) sowi e T ÜMPL ING & F R IEDRICH (1999) und/oder auf der Grund l age eigens erstel lter Läng e - Formel 2- 1: Bezie hung zwisc hen Kopf breite und Körp erlänge bei Asellus aq uaticus 𝐿ä𝑛𝑔𝑒 = 6, 266 𝐾𝑜𝑝𝑓𝑏𝑟𝑒𝑖𝑡𝑒 − 0, 594 28 Gewichts-Bezi ehu ngen (s. Anl age 2). Ei nig e Auswertungen erford erten di e Angabe in dividuell er Körpergewi chte in µm K ohl enstoff (C) Indi vi duum -1 . Di e Berechnun g erfolgte nach Formel 2- 2 (G AEDKE , 1992b). 2 . 2 . 2 PH Y S I K O C H E M I S C H E D A T E N U N D B E G L E I T P A R A M E T E R 2.2.2 .1 M E S S U N G E N I M R A H M E N V O N H Y D R A N T E N - U N D P A R T I K E L F I L T E R - U N T E R S U C H U N G E N Die Messun g physi kochemi scher Paramet er (Wass ertemperatur, pH-W ert und elekt - rische Lei tfähi gkeit) wäh rend der Bep robung vo n H y d r a n t e n erfol gte i. d. R. nach Abschl uss des Fil trationsvo rganges mi ttel s WTW -Sonden (S enTi x940 -3 für pH- Wert und Wassert emperatur sowi e TetraCon925 für d i e el ektri sche Leitfäh i gkeit). In Ein - zelfäl len wu rde die Messu ng der Wasse rtemperatu r vor Begin n der Fil trati on vorge - nommen. Die Messun g physi kochemi scher Paramet er wäh rend der Bep robung vo n P a r t i k e l - f i l t e r n e rfolg te nach Ab schlu ss des Rückspül vorgangs mi t d en oben genan nten WTW -S onden. Die Messun gen wurden von Mi tarbeiteri nnen von AquaLyti s (S. Münn i ch und J. Polak) vorgenommen. 2.2.2 .2 M E S S U N G E N I M R A H M E N V O N S P Ü L U N G E N Im Versorgung sgebi et GWT -15B k onnten i m März und i m September 20 14 Temp era - turdaten währ end betri ebsbedi ng ter Spülma ßnahmen gewonn en werd en. Di e höhere Messwertdi chte erl aubte ein genaueres Bil d der Temp eraturverhäl t nisse i m Rohr - leit ungssystem. Di e Messun g der Tempe ratur erfolg te zu Begi nn un d am Ende einer Spülu ng durch Mi tarbei ter der Firma Hamm an n GmbH. Di e Daten des di rekt i n di e Saug-Sp ülap paratur i nte gri erten Senso rs wurd en di gital erfasst und i n den Spül - protokoll en dokumenti ert. Formel 2- 2: Umrech nung d es Trock engewicht es (TM) in organisc hen Kohl enstoff ( C) 𝐶 = 0,5 𝑇𝑀 29 2.2.2 .3 P A R T I K E L G E H A L T U N D T R Ü B U N G Mi t der vorhandenen T echni k zu r Probeentnahm e an Hydran ten war eine direkt e Messung von Trübung un d Parti kelkonz entrati on des zu fil trierenden W assers ni cht mögli ch. Mi t der Einschrän kung, dass kl ei nste Parti kel in Ab hängi gkeit der Mas chen - größe di e verwendeten Filt er passieren konnt en, li eßen si ch über • das Sediment ati onsvolumen (Absetzb are Stoffe i n Anl ehnung an DIN 3 8409 H9 (D EUTSCHES I NST ITUT FÜ R N ORMUNG E .V., 1980) ) und • das Determi na tionsvol umen der Probe Informati one n zum Trübsto ff - bzw. Parti kel gehalt im u ntersuchten Roh r- abschni tt gewi nnen. Das D e t e r m i n a t i o n s v o l u m e n war das für d i e Verdünnung ei ner Probe (z. B . aus einem Hyd ranten) notw endi ge Volu men an Wasser, b ei dem die Prob e mi kroskopi er- bar wurde, d.h . bei dem di e Parti kel/Organi smen bei Verwendun g von 5 mL R öhren- kammern mi t ei nem Durchmess er von 23 mm ei nschichti g am Kam merboden sedi - menti erten. Je mehr Par ti kel bz w. Trübstoffe in ei ner Probe enth al ten waren, umso höher war das für di e Verdünnu ng erforderl i che Volumen. Um den subjekti ven Ein - flu ss des Untersuchers z u mi ni mieren, wurden d i e mi kroskopi schen Untersuch ungen von Probese rien stets v on dersel ben Bearbei teri n vorgenommen. A b s e t z b a r e S t o f f e si nd nach D IN 38409 H9 (D EUTSCHES I NSTITUT FÜR N ORMUNG E .V. , 1980) der Volu menanteil einer Probe, de r sich a us ein em Prob evolu men von 10 00 mL nach ein er Sedi mentati onszeit von 120 mi n ab gesetzt hat . Die Besti mmu ng erfolg t e mi ttels Imhoff-T richter. Um ein en mögli chst großen Ant eil der in der Ro hrlei tung vor - handenen Parti kel zu erfassen, wu rde das S ediment ati onsvolumen b ei Probe ent - nahme mi t F1 für di e 25 µm Unt erprob e und bei Probeentnah me mi t F2 für di e gesamte Prob e besti mmt. Vorgehensweis e: Einfüllen de r Probe i n das Absetz gefäß (Imhoff -Tri chter) Auf- füll en auf 1000 mL nach 1 h Sedi mentat i onszeit : Lösen der an der Behäl t erwand anhaftenden Pa rti kel durch d reimali ges Drehen u m di e Längsachse A bl esen des Volu mens nach i nsgesamt 120 mi n . Zusätzli ch z ur oben beschri ebenen Vorg ehensw eise wurde für drei Pr obenseri en i n 2015 das Vol umen grob er (zu meist an organi scher Partikel , im Tri chter de utli ch al s Ki es, Sand und/oder gel öste Verk rustungen erkennbar) un d feiner (z u di eser Fraktion gehören auch al l e POM ) Partikel separat al s „Grobfrakti on“ un d Fein fraktion“ erfasst. Der Trübstoffgehal t einer Probe un d dami t di e zur Verdünnu ng erforderli che Wassermeng e ist offenb ar abhän gi g vom Volumen f ei ner Parti kel; zwi schen dem Determin ationsvol umen un d der Fein fraktion be stand ei n posi tiver Zusammenh ang (R 2 =0,90, n=46). Auf der G rundl age di eses Zusammenhan gs konn te das Sedi mentationsvol umen der Fei nfrakti on für wei tere Probens erien b erech net werden: Die Besti mmun g des Determi nati onsvolumens u nd der Ab setzba ren Stoffe erfol gte von Mitarbei terin nen von Aq uaLyti s (S. Münni ch und J. Pol ak). Formel 2- 3: Bezie hung zwisc hen Det erminations volume n (DV) und d em Sedim entation s - volumen der Feinfr aktion ( FF); r 2 =0,9 0, p=0,05 𝐹𝐹 = 0, 0086 ∗ 𝐷𝑉 − 2, 0517 30 In ein er Vielz ahl von Proben wu rden K o t p e l l e t s v o n W a s s e r a s s e l n registri ert. Begin nend in 2011 wurden di e Pell ets durch Zä hl en und Vermessen qu anti fiziert. Die Ermittl ung des Vol umens und de r Trockenmass e ist i n Kapi tel 2.2.1.3 sowi e in Anlag e 2 beschri eben. Detailli erte Untersu chungen zu m P a r t i k e l e i n t r a g un d zur A b l a g e r u n g s - s i t u a t i o n / A b l a g e r u n g s b i l d u n g in der Tri nkwasservert eilu ng GWT- 15B erfol gten 2010/2011 im R ahmen d es o.g. Fo rschung sprojektes „Entwi ckl ung eines mobil en Probeentnah me- un d Messsy stems fü r Inverteb raten in Trinkwass ervert eilu ngs - systemen“ du rch den K oop erationspartn er TU Dresden. Ergebni sse un d Detai l s zur Vorgehenswei se fi nden si ch in R I PL & U HL (2012, 2013) . 2 . 2 . 3 S TA T I S T I S C H E D A T E N A N A L Y S E Die Daten wu rden mi t dem T abell en - Kalkul ationsprogramm EXCEL sowi e d en Stat i s - ti kprogrammen CAPCA 3.03 sowie XLSTAT Versi on 2016.03.30882 an al ysiert. Beide Programme sin d al s Add -In direkt ü b er EXC EL z u bedi enen. Boxpl ots w urden mi t dem Programm O rigi n Pro (Versi on 2016) erstel l t. Im Rahmen d er Ausw ertung en kamen sow ohl un ivari ate (z.B. Korrelat i on, Regres - sion) al s auch mul tivariate Ve rfahren (Ha uptkomponent enanal yse, Kor respon - denzanal yse) zum Ei nsatz . We sentl iche Ran dbed i ngun gen der du rchgeführten An al y - sen sowie ei ne ggf. erforderli che Transforma ti on und/oder Standard i sierung der Daten werd en d i rekt mi t der Interpretati on der Anal ysenergebni sse be schrieben. Di e Grundl agen und Ergebnisse der stat i stischen Anal ysen sin d in Anl age 3 dargestell t. 31 3 E R G E B N I S S E 3 . 1 D E R L E B E N S R A U M T R I N K W A S S E R V E R T E I L U N G ( A B I O T I S C H E R A N D B E D I N G U N G E N ) 3 . 1 . 1 W AS S E R B E W E G U N G /F L I E ß G E S C H W I N D I G K E I T Wasserströmun g und -bewegung beei nfl ussen di e qualitati ve und quan titati ve Aus - prägung von L ebensgemei nschaften i n aqu atischen Sy stemen s owohl indi rekt (durch Transport und V erteil ung von Nah rung i m System) al s auch di rekt. In Trin kwasser - verteilu ngssystemen ergeben si ch Wasserstr ömun gen i n Abhängig keit von der Struk - tur des Roh rlei tungssystems (z. B. Verkn üpfun gen, Dur chm esser, Rauh eiten) aus dem Verbrauch v on Wasser s owie aus Wasserverl usten i n der Rohrl eit ung. Das resul - ti erende räumli che und zei tli che Muster der St römungen l ässt si ch mi t Hilfe hydrau - li scher Netzmodell e darstel l en. Im Rahmen des i n Kapi tel 2.2.2.3 be reits erwähn ten Forschungspr ojektes wurden v om Projektpa rtner TU Dresden fü r das Vers orgungs - gebiet GWT -15B hydrau li sche Untersu chungen mi t Hilfe der Rohrnetzm odell ierung s - software „Stanet“ durch geführt ( R IPL & U HL , 2012, 2013) . Abbi l dung 3.1 und Abbild ung 3.2 zeig en die räumli che Verteil ung durchfl ussstarker un d schwach du rch - strömter Netzb ereiche. Abbildung 3.1: Mi ttlere täglic he Strömun gsgesch windigkeiten i m Verteilun gsnetz G WT- 15 B. Skalierun g der Achs en – 0, 5 km ; aus R I PL & U HL (2013) Die Ergebni sse der Un tersuchun gen l assen sich wi e folg t zusammenfas sen: • In den hydraul i sch am stärkst en belastet en Lei tungen traten mi ttl ere tägli che Strömungsgeschwi n di g keiten von maxima l 0,4 m s -1 auf. Di ese i n Ab bildung 3.1 rot ma rkierten L eitungen l agen al le in un mittel barer Nähe zum Was ser - werk. Mi t zun ehmender Ent fernung zum Wasse rwerk nah m di e mittl ere täg - li che Strömungsgeschwi n digkei t ab und erreichte i n den Randb ereichen des Verteil ung snetzes nur noch We rte von weni ger al s 0,02 m s - 1 . • Die an ei nem Durchsch ni ttstag maxi mal erreichten Geschwi ndi g ke i ten (ni cht dargestel l t) traten zur Stun de des maxi mal en täglichen Verbrauchs um 8 Uhr 32 morgens auf un d betrug en das 1,7 -Fach e der m i ttleren tägli chen Gesch wi n - di gkeit (Maxi malwert: 0,68 m s -1 ) . • In eini gen der durchfl ussstarken R ohrl eitu ngen waren generell kei ne lami na - ren Strömungsb edi ngu ngen 5 zu verzeichn en (gep unktete Lin i en in Abbildu ng 3.2). In den an deren Lei tung en herrschten zumi nd est teil wei se lamin are Bedin gung en vor, i n den rot markiert en Leit ungen sogar zu 100 %. Abbildung 3.2 : Zeitan teil m it laminar en Strömun gsbed ingungen i m Verteilungs netz GWT-15B a n den täglic hen hydra ulisch en Beding ungen. Skali erung der Ach sen – 0,5 km; aus R IPL & U HL (2013) Im Vergl eich z u natü rlichen Gewässern waren di e beobachteten F l ießgeschwi ndi g - keiten i m Tri nkwassernetz GWT -15B g erin g, sie entspra chen i n etwa d en durch - schni ttli chen Strömungsbedi ngu ngen in Fließgewässern d er norddeuts ch en Tiefebene (Abbil dung 3.3 , B ROCK et al ., 2005 ). Abbildung 3.3: Mi ttlere täglic he Strömung sgeschwi ndigkei ten in der Trinkw asserv erteilung von GWT- 15 B (blau) i m Verglei ch mit längsprof ilgemittelt en Strömung sgeschwi ndigkei ten in den Fli eßgewässert ypen des Landes Br andenburg (gr au) . (Daten aus B ROCK et al., 20 05; R IPL & U HL , 2012 ) 5 Strömungs bedingun gen im H auptst rom einer Rohrleitung 33 3 . 1 . 2 P AR T I K E L T R A N S P O R T I N T R I N K W A S S E R V E R T E I L U N G S S Y S T E M E N Q u a n t i t ä t u n d Q u a l i t ä t Partiku l äre Ablagerungen i n Trinkwass erverteil ung ssystemen besti mme n neben d en Rohrlei tungen un d den ggf. vorhanden en Inkru stati onen di e Struktur des Leb ens - raums für wi rbell ose Tiere un d k önnen da rüber h inaus al s Nahrung squell e dienen. Dabei ha t ni cht nur di e Menge, sondern auch d ie Quali tät der parti kul äre n Abl age - rungen Ein fl uss auf die Ausbi l dung der Wirbell osengem einschaft. Di e s eit 201 1 in verschieden en Versorgu ngssyst emen durchge führt en Unt ersuchung en (n =160) fanden Abl agerungsmen gen (Sedi mentat ionsvolumi na) zwi schen einem und mehre - ren 100 mL m -3 . Die durchgefüh rten Unt ersuchung en li eße n eine Di fferenzi erung des Sed iment ations - volumens i n • grobe, zumei st anorgani sche Parti kel (San d, g elöste Verkrustun gen), • Kotpell ets von Wasserassel n und • feine Parti kel (organi sch und anorgani sch) 6 zu. Während grobparti kul äre Abl agerungen all enfall s für eine Strukturi erun g des Lebensraum es sorgen, di enen feine Parti kel (i nkl usive Kotpell ets) pri mär als Nah- rungsgrundl ag e für Wirbell ose. Ab bil du ng 3.4 zeig t die Charakteri sti ka der Sedi men - tati onsvolu mina in verschi edenen Versorgun gssystem en. Abbildung 3. 4 : Z usamme nsetzung d er Sedimentations volumina in versc hiedenen Ver sorgungs- gebieten. GP – Grobpartik el; FP – Feinparti kel; Boxplot mit 25 – 75 Perzent il in de r Box, 10 – 90 Perzentil en in den Whisker n, Medianli nie (für n s. Tab elle 2.1) F e i n e S e d i m e n t p a r t i k e l könn en in erhebli chem Ausma ß in den Rohrl ei tungen abgel agert sein , ihr durchschn i ttlicher Anteil am Sedi mentat i onsvolumen betrug 20 % (Medi an; 10 – 90 Perzentil e: 11 – 69 %; n=12 6), das Vol umen d urchschn i ttlich 6,6 mL m - 3 (Medi an; 10 – 90 Pe rzentil e: 1 – 67 mL m -3 ; n=126). Di e 6 berechnet aus dem Determin ationsvolumen s. Kapitel 2. 2.2.3 34 Sedi mentationsvol umina i n den ei nzelnen Versorgung ssystemen w are n abhän gig von den im R ohrnetz verwe ndeten Mat eriali en un d der Rohrn etzpfl ege. Besonders hoh e Mengen fei nparti kulärer Abl ag erungen wurden f ür GWT - 28 ( Grundwas sernutz ung) mi t durchschnit tlichen 15 mL m -3 (Medi an) festgestell t . Beim Vorhand ensei n von Wasse rasseln waren K o t p e l l e t s ein wesentl i cher Bestand - teil der feinparti kul ären Abl agerungen. In den d urchgeführt en Untersuc hung en be - trugen di e durchschn it tlichen Antei l e von Kotpellets am fei npar tikul ären Sedi ment 6 % (Medi an; 10 – 90 -Perzentil e: 11 – 69 %; n=1 44) und das absol ute Vol umen 0,17 mL m -3 (Medi an; 10 – 90 -Perz entil e: 0,3 – 28 mL m -3 ; n=144) . Übe rdurch - schni ttli ch hohe Werte respekti ve Antei l e wurden i n Verteilu ngssystemen mi t einer starken Wass erassel -Popul ation registri ert (GW T- 5E und K, GWT-38 , Abb il dung 3 .4). Der A n t e i l v o n P O M an den parti kul ären Ablagerungen i n der Trinkwass erverteil un g GWT-15B wu rde im R ahmen des F orschung sproj ektes „Entwi cklu ng eines mobil en Probeentnah me - und Messsystems für Inverteb raten in Trinkwass erverteil ungssystemen“ vom Fo rschun gspartner TU Dresden, In sti tut für Si edlungswasserwi rtschaft, Profe ssur Wass erverso rgun g, unte rsucht. In den anal ysierten Rohrl eitu ngen waren durchsch ni ttli ch 26 mg m -2 (Medi an, Spann breite 8 – 163 mg m - 2 ) POM ab gelag ert, der durchschn ittl iche POM -An teil an den Abl agerungen l ag bei 16 % (Medi an, Span nbreite 9 – 70 %; Abbi ldu ng 3 .5 , Abbil dung 3.6 ; R IPL & U HL , 2012 ). R ä u m l i c h e V e r t e i l u n g i n T r i n k w a s s e r n e t z e n Im oben genann ten For schungsproj ekt befasst e si ch di e TU Dresden au ch mi t de r komplexen F ragestel lu ng der Abl agerungssi tuati on respektive Abl ageru ngsbil dung . Abbildung 3.5 : Meng e parti kulärer or ganischer Ablage rungen im Untersuch ungsg ebiet G WT - 15B nach 6,5-monat igem B etrieb (aus: R IPL & U HL , 20 12). Legende: f arbige Li nien - Spü l- strecken 35 Di e Ergebni sse der i m Zei traum 09/20 10 – 03/20 11 i n einem Teil gebi et von GWT -15B durchgeführt en Untersu chun gen zu Abl ag erungen organischer Fest stoffe l i eßen sich wi e folgt zusammenfas sen: 1. Die Menge der aus d em Wass erwerk ei ngetragenen un d i n den Leit ungen ab - gelag erten POM nahm i n Abhän gigkei t von den St römungsbedi ngun gen mi t zunehmend er Entfernun g zu m Wasserwerk ab ( Abbil dung 3.5 ); 2. POM sedimenti erten aufg rund i hrer gerin geren Di chte lan gsamer und w urden somit wei ter transpo rtiert al s anorgani sche parti kul äre Stoffe, so dass d er P O M - A n t e i l an der Gesamt hei t der ausgebi l deten Ablagerungen mi t zuneh - mender Entfe rnung zu m Wasserw erk zunah m ( Ab bil dung 3 .6 ). Abbildung 3.6 : Ant eil orga nischen Materials (PO M-Anteil) a n der G esamthei t vorhan dener Abla- gerunge n im Versorg ungsgebie t GWT-15B (a us : R IPL & U HL , 20 12) Die Abl agerung sbildu ng im gesamten Vers orgu n gsgebi et wurde auf Grundl ag e der im Teil gebiet erhobenen Daten mi t Hil fe ein es dynami schen Wassergü temodel l s ( R IPL & U HL , 2010) ber echnet. Grun dsätzli ch i st di e Ausbil dung von Abl agerungen i n Tri nk - wasservertei l ungsnetzen das Ergebni s zwei er Prozesse: 1. Dem Eint rag von Parti keln in das Vertei lun gsnetz (Parti kelfracht): Mit steigen - der Partikel fracht ni m mt di e Abl agerungsbil dung zu, da si ch pro Zei tei nheit mehr Parti kel abl ag ern können. Wicht ige Ein tragsprozesse si nd di e Korrosi on metalli scher Leitu ngen s owie der Ei nt rag mit dem Trinkwasse r am Was ser - werksausgang. 2. Den maximal an ei nem Tag vorher rschenden St römungsg eschwi ndi gkeiten: Mi t steigender Strömun gsgeschwi ndi gkei t nimmt di e Menge parti kul ärer Abla - gerungen ab . Die Ergebni sse der Mod elli erung zei gten, dass nu r maxima l 30 % der am Was serwerk eing etragenen Parti kel di e Randb ere i che des Vert eilu ngsnet zes erreicht en; i n den nördli chen Endsträng en waren es nur 5 %. Dam i t lagerten si ch mehr al s 70 % de r an einem Tag ein getragenen Parti kel i m Zentrum d es Verteil ungsnetz es ab und di e Ge - 36 schwin digkei t der Abl ager ung sbi l dung sank mi t der Entf ernung v om Wasser w erk. Abbild ung 3.7 zeig t die Abl agerungsbil dung für das Verteil un gsnetz (GWT -15 B). In den Lei tun gen in unmi ttelbarer Nähe zum Wasse rwerk war di e Geschwi n digkei t der Ablagerung des o rgani schen Material s auf Grun d de r höchst en Fest stofffracht mi t maxi mal 10 mg m -2 d -1 am g rößten. Auß erhal b eines Radi us von ca. 1 km sank di e Geschwi ndigkei t auf ca. 0,5 – 3 mg m - 2 d -1 . Wei ter entfernte Ber eiche zei gten ei ne noch lan gsamere Bil dung organ i scher Ablagerungen (< 0,5 mg m -2 d -1 ). Abbildung 3.7: Abla gerung sbildung (d urch am Wasserwerk eingetra gene Par tikel) inn erhalb eines Tag es. Lege nde: Roter Kr eis: Wass erwerk, Sk alierung der Achse n – 0,5 km (aus: R IPL & U HL , 2013) Die ei genen Untersuchu ngen zum S ediment ati onsvo l umen i m Versorgu ngsgebi et GWT-5E und GWT-5K z ei gten ei ne ähnli che Verteil un g der abgelagerten Parti kel i m Netz: mi t zun ehmender Entfernu ng vom Was serwerk s ank tend enzi ell die Menge der im R ohrnetz abgel agerten Fei nparti kel ( Abbil dung 3.8 , Abbil du ng 3 .9 ). Abbildung 3.8 : Partik uläre Abla gerungen i n Abhäng igkeit von der Entf ernung z um Was serwerk in der Trin kwasser verteilu ng GWT-5E im April (li nks) und Ok tober (r echts) 20 15 (untersc hiedliche S kalieru ng der y-Koordi nate) 37 Das für POM typi sche A bl agerungsverhal ten wurde i n der Tri nkwasservert eil ung GWT-5E al l erding s von einer Parti kelbil dung durch Korrosi on überl agert. Im Bereich um das Wass erwerk gab es noch vi ele Gusslei tungen, di e durch Korrosi onsprozess e erhebli ch zur Parti kelp roduktion un d Abl agerungsbil dung bei trugen. Die d etektierten Abl agerungsmengen resu ltierten somi t nu r zum Teil au s dem Eintrag (organ i scher) Partikel aus dem Wass erwerk. Erst ab ei ner Entfernun g von ca. 5 km v om Wasser- werk kam es zu ei nem deutli chen Rü ckgang fein parti kulärer Ablag erungen ( Abbil d ung 3.8). Im Gegensatz daz u waren i m Verso rgu ngsgebi et GWT- 5K di e fei npartikul ären Abl agerungen berei ts ab ein er Entfernung von ca. 1,5 km tendenzi ell rückl äufig (Abbil dung 3.9 ). Abbildung 3.9: Partik uläre Abla gerungen i n Abhäng igkeit von der Entf ernung z um Was serwerk in der Trin kwasser verteilu ng GWT-5K i m April (li nks) und Ok tober (r echts) 20 15 Die Bil dung organi scher Abl ag erungen über den Partikel ein trag mit dem Rein wasser (R IPL & U HL , 2012, R ICHARD & K ORTH , 2010), si nd al s Nahrungskompone nten für wi r- bell ose Tiere von beson derer Bed eutung . Dieser Input verbl ei bt fast voll stän dig im Trinkwass ernetz, währ end DOC mi t der fl i eßenden Welle transp ortiert u nd nu r zu einem geri ngen Teil für d ie Bi ofilmbil dung verbrau cht werden (s .a. Kapi tel 3.2.4.2). In die Tri nkwasserve rteil ung GWT -5E wurd e im S ommer 2015 au f Grund ei ner erhöh - ten Wasserabgab e i m Verglei ch zu 201 4 mehr POC ei ngetragen. Di e a us den Monatswert en berechne te Jahresfracht an POC betrug 730 kg a -1 für 20 15 i m Ver- gl eich zu 660 kg a -1 für 2014. Di e Untersuch ungsergebni sse zu Fein partikel n zei g ten im Oktobe r 2015 ei ne deutli ch erhöhte Abl agerung sbildu ng im 5 km -R adi us um das Wasserwerk der Tri nkwass ervertei lung , die größten Abl agerungsm engen wurden i n 0,5 – 3,5 km Entf ernung vom Wasserw erk detekt i ert (Abbil dung 3.8). Im gl ei chen Zeitraum wu rde ei n Ansti eg der Indi vi duendi chte von Wasserassel n sowi e ihrer Kotpell ets in ähnli chen Berei chen des R ohrnetz es regi striert. Di e höchst e Indivi - duendi chte der Was serasseln l ag i m Bereich von 0,5 – 2 km Entfernun g vom Wa sser- werk, die Di chte abg elag erter Kotpel l ets war zwi schen 1,5 und 3 km En tfernung v om Wasserwerk am höchste n. Die Ergebni sse v erdeutli chen di e Bedeutung d i eser Abl a - gerungen für di e Entwi ckl un g von Wasserassel n in der Tri nkwasservert eilu ng GWT - 5E, ihre gene rell e Eignung als Nahrun gsgrundl age wird i n Kapit el 3.2.3.2 untersucht. 38 Abbildung 3. 10 : Individu endichte vo n Wass erasseln (l inks) un d Anzahl von Kot pellets (r echts) in Abhäng igkeit von der En tfernung z um Was serwerk in der Trin kwasserv erteilu ng GWT - 5E Die Lage der Maxi ma de r Wasserass el -Indi vidu endi chte und der Kotpel let -Di chte i m Netz waren ni cht i denti sch; Wasseras seln befan den si ch tendenzi ell näher zum Was - serwerk. Kotp ell ets wurden demnach mi t dem Trinkwass erstrom verfr achtet. Ei n auf di e I ndi vidu endichte der Wasserassel n bezog ener Pell et -Index (Anzah l Kot- pell ets/Indivi duum) beschre i bt di e (Re)Mobil i sierbarkeit von Kotpa rti keln i n den Netzen. Im GWT- 5E nah m d er Pell et- Index bi s zu einer Entfe rnung von ca. 3,5 km zu. Mi t zun ehmender Entfernung v om Wasse rwe rk gin gen dann di e Werte konti n uier - li ch (zum Zeit punkt 06 /2014) oder abrupt (zum Zei tpu nkt 10/2014 ) wieder zurüc k (Abbil dung 3. 11 ). Abbildung 3. 11 : Pellet-In dex in Abh ängigkeit von der Entfernu ng zum Wass erwerk in der Trinkwass ervert eilung GWT- 5E Auf Grund i hrer Größe k am es erst bei St römung sbedin gung en, die zur Ausbi l dung einer l aminaren Grenzs chi cht von maximal 0,5 mm führten, zur R emobili sierung von Asselkot-P ell ets (R I PL & U HL , 2012); bei ein em Rohrdur chmesser von 0 ,1 m mu ss der Durchflu ss dafür ca. 15 m³ h - 1 betragen. Di e Tr ansportrei chweit e der Kotpel l ets i st unter lam inaren Strömu ngsbedi ngu ngen gerin g, e i n e entsp rechende Ab sch ätzun g über die Sto kessche Si nkgeschw in digkei t ergab für ein Kotparti kel von 100 µm L änge bei ei ner Strömung sgeschwi ndi gkeit von 0,02 m s - 1 ein e Transportr eichwei te von nu r 39 einem Met er (R IPL & U HL , 2012 ). Di e Strömungs bedi ngu ngen im GWT -5 E li eßen eine Verfrachtun g von Kotpa rti kel n über län gere Distanzen zu . Das Maxi mum der Indi vi - duen-basi erten Di chte von Assel kot- Pell ets befand sich in einer Entfern ung von 3 – 5 km vom Was serwerk und dam it ca. 2 km w eiter i n Richt ung Peri pherie des Netzes im V erglei ch zum Bereich mi t der höch sten Kon zent ration an Wasserassel n. 3 . 1 . 3 W AS S E R T E M P E R A T U R E N ( Z E I T L I C H E U N D R Ä U M L I C H E V A R I A B I L I T Ä T ) Die Gangli ni en des saison al en Temperaturverlau fs in den Trinkwass ervertei l ungs - systemen wu rden über Messung en in Partikel filtern ermi ttelt. Abbi l dung 3. 12 zeigt den durchschn i ttli chen Jahresgang der Wass ertemp eratur sowi e die Sch wanku ngs - breite der Temp eratu rdaten i m Parti kel filter GWT -5Li n. Der Ausw ertun g l agen insge - samt 252 M esswerte au s dem Zei traum 2002 – 201 4 zu Grunde . Die Te mperaturgang - lini en verschieden er Parti kel filter diverser Trin kwasservertei l ungen (Grun dwasser als Rohwasserqu ell e) waren sehr ähn li ch; die durc hschni ttli che Temperatur betrug an all en untersuchten Stan dorten 12 °C (11,7 – 12, 5 °C), d er Schwankun gsberei ch vari - ierte je nach St andort un d l ag maximal zwi schen 4 und 21 °C. Im Ve rgl eich zu den in B ROCK et al. (20 05) dargestel lt en Temperaturberei chen für ve rschi edene Fli eßgewässertypen de s Landes Br andenbu rg (i n Abhän gigkei t vom Fli eßgewässertyp werden We rteberei che zwi schen 4 - 12 °C und 0- 24 °C angeg eben), si nd di e festgestell ten Temp eraturampl it uden mit denen vi el er Fließgewäss er vergl ei chbar. Abbildung 3. 12 : Jahresgan g der Wassertemperat ur im Par tikelfilt er GWT-5 Lin (links); Mit tel- wert un d Schwan kungsbreit e der Wassertemp erature n in versc hiedenen Partikel filtern (r echts) Legende: P unkte – Mittelw erte, senkr echte Li nien – Bereich z wisch en Maximum und Mini mum; Datengr undlage s. Ta belle 2.2 Die Wasse rtemperatur und deren Verl auf wi rd in erster Li ni e durch di e Bodentempe - ratur besti mmt, deren Ei nflu ss mit zunehmend er Entfernung des Messpu nktes vom Wasserwerk zuni mmt . In Abbil dung 3. 13 sind die durchschni ttli chen Temperatur - gangli nien (Monat smi ttel) der Bodentemperatur i n 2 m Ti efe (Werte von 189 5 – 2014 aus PIK, 2015) d en Ganglini en der Wassertemp eratur (Monatsmi t tel) verschi edener Untersuchungsstan dort e (Parti kel filter) gegenüb er gestel lt. Der Parti kel filter GWT-5Li n lag ca. 2 km vom Was serwerk entf ern t; sein e Ampli tude des d urch- schni ttli chen Temperaturverl aufs (20 02 – 2014; 252 Werte) war geri nger al s die des Messpunkt es G WT-5Frei (2008 – 2014 ; 109 Wert e), ein em ca. 6 km vom Wasserwerk entfernt i nstalli erten Parti kel filter (Ab bil dun g 3. 13 ). 0 5 10 15 20 25 T e m peratur [ ° C] P robestelle 0 5 10 15 20 25 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 T e m p er a tur [ ° C] M o na t 40 Abbildung 3. 13 : Jahr esganglini en der Durc hschnittst emperature n des Bode ns in 2 m Tiefe sowie der Wasser temperat ur in den Partikelfil tern GWT-5 Lin und GWT-5 F rei. (Bodentemp era- turen au s PIK , 2015) Die Temp eraturverhäl tni sse in Tri nkwasserverte ilun gssystemen sin d kein eswegs homogen, sond ern häng en von der Ent fernung der Rohrlei tun gen vom Wasse rwerk bzw. der Läng e des jew eili gen Fli eßweges ab. Im Rahmen v on Spül un gen konnten i n den Zeiträumen 24.3 . – 2.4. 2014 und 15.9. – 25. 9. 2014 für das V erteil ungssyst em GWT-15B nah ezu fl ächend eckend Temperatu rdaten aufgez ei chnet werd en. Abbildung 3. 14 : Temperat urverteilun g Ende S eptember 2014 im Trinkw assersys tem GWT- 15 B . Legende: Ro ter Punk t – W asserwerk ; Pfeile – Ha uptt ransportw ege; R-W ert-Rechts-Wer t; H- Wert – Hoc h-Wer t; Gauss- Krüger-Koordi naten Die Isoli ni endarstell ung zei gt deutli ch di e Bedeutun g der Bodentempe ratu r für di e Temperatur de s Tri nkwasser s ( Ab bil dun g 3. 14 ). Mit zunehmend er Entfernung v om Wasserwerk gli ch si ch die Temperatur de r Bodentemperatu r an ; i m Septembe r 2014 0 5 10 15 20 0 2 4 6 8 10 12 T emperatur [ ° C] Mo nat Boden 2m GWT 5 Lin GWT 5 Frei 41 hatte das aus größeren Ti efen gewonn ene und aufberei tete Tri nkwasse r am Wasser - werksausgang ein e Temperatur von ca. 12 °C , au f dem Fli eßweg in di e Per i pherie d es Verteil ung snetzes wurde es auf ca. 21 °C (90 -P erzentil ) erwärmt. Di e Haupt ver- teil ungswege des Tri nkwass ers waren du rch vergl ei chsweise geri nge Tempe ratur - di ffere nzen zu m aufb erei teten Tri nkwasser geke nnz eichn et. Abbildung 3. 15 : Temperat urverteilun g im März 2 014 im Tr inkwass ersystem G WT- 15 B . Legende: R- Wert-R echts-Wert; H-Wert – Hoc h-Wert ; Gauss-Krüger- Koordin aten Im März ergab sich dag egen ein anderes Bil d ( Abb ildu ng 3. 15 ). Das au fberei tete Wasser hatte zu di es em Zei tpun kt eine Temperat ur von ca. 10 °C. Di e Bodent em - peraturen l agen i nn erhalb des Siedlun gsraumes über de r des Tri nkwassers am Wasserwerk sausgang, was tend enzi ell zu ei ner Erwärmung d es Trinkwass ers auf dem Verteil ung sweg führte. Außerhal b des dichten Si edlu ngsraumes, in sbesondere im Norden und Sü dosten, l agen di e Bodentemp eraturen un ter der Tri nkwassert em- peratur am Wass erwerk sausgang. In diesen Be rei chen des Lei tun gsnetzes wurden ni edrigere Wassertempe raturen im Ve rgl eich zum Was serwerksausgan g festg estel l t. Auf Grundl age der i m September 201 4 erhoben en Tempe raturdat en wu rde di e Tem- peraturvertei l ung für alle Transp ort und V ersorgu ngsl eitungen i n Abh ängigkeit von der Wasserförd erung (2 5, 50 und 100 m³ h - 1 ) mi t Hil fe eines hydrauli schen M odell s prognosti ziert (R IPL , 2015, unveröffentl i chte Daten). Di e Simul ati onsergebni sse be - stäti gten die Bedeut ung der Bod entemp eratur fü r die Tempe ratur des T ri nkwassers; selbst bei konstant hoh er Wasse rförderun g von 100 m³ h -1 erwärmt e sich das Trin k- wasser i m Netz um m ehr als 10 °C. Ab bil dun g 3. 16 zeigt das Si mul ati onsergebnis für eine durchschni t tliche Wasse rabgabe von 50 m³ h -1 . Die fü r das konk rete Lei tun gs- netz progn ostizi erten Daten zei gen ein e Erhöhun g der Wassertemp eratur auf 20 ° C und mehr i n der Peri ph erie des Lei tung snetzes. 42 Abbildung 3. 16 : Prognostiz ierter Temp eraturverla uf in der Tr inkwass ervert eilung GWT-15B f ür Septemb er 2014. R ipl, 201 5 (unveröffen tlichte Da ten) (Q – d urchschn ittliche Fö rderung d es Wasserw erkes) 43 3 . 2 D I E L E B E N S G E M E IN S C H A F T I N T R I N K WA S S E R V E R T E I L U N G SS Y S T E M E N 3 . 2 . 1 W I C H T I G E A R T E N U N D T I E R G R U P P E N In den untersuch ten Tri nkwass erverteil un gssystemen wurden 14 Ti ergrup pen mi t mehr oder weni ger vi el en Arten regist ri ert. Wi e auch i n natürlichen Gewässeröko - systemen kamen ni cht all e nachgewi esenen Arten/Taxa i n al l en Rohrnetzbereichen vor. Viel mehr gab es auch i n Tri nkwasserverteilu ngssystemen ub iq uitär verbrei tete Tiergruppen un d sol che, di e weni ger häufig angetroff en wurden. Fü r ök ologi sche Fra- gestell un gen ist di e Stetig keit einer Art bzw. Ti e rgruppe ei n bewährt es Kri terium der quali tativen Beschr eibung von Lebensgem ein schaften. Die Steti gkei t beschreib t , wie oft ein Taxon in Bezug zur Gesamtzah l untersuch ter Probe st ell en im Un tersuchungs - raum (räuml i ch oder zeitli ch) vorkommt. Abbildung 3. 17 : Nachweis wahrsch einlichke it der in T rinkwass erverteilu ngssystemen vorkom - menden Ti ergrupp en . (F1 100+25 un d F2 1 00+55, alle Dat en , s.a. M ICHELS , G UN KEL & S CHEIDELER , 2016) Schal enamöben, Räd erti erchen, Rude rfußkreb se und Fad enwürme r waren ubi qui tär in den Systemen de r Trin kwasservertei l ung vorhanden bz w. gehören dam i t zum typi - schen Fauneni nventar sol cher Rohrl eitu ngssysteme. Darübe r hi naus wurden jed och auch makroskopi sch si ch tbare Organi smen (Wassera ssel n, Gli ederwürmer) an vi elen Messstell en registri ert, ihre Nachw ei swahrschei nli chkeit betrug 66 bzw. 57 % (Abbil dung 3. 17 ). Die Zuverl ässigkei t des Nachwei ses d er Taxa/Ti ergruppen i st abhän gi g von der Probenahmem ethode. M i kroskopisch kl ei ne aber hochabun dante T ax a w i e Scha- lenam öben und Räderti erchen w erden mi t ein er feinmaschi gen Fil tration repräs en - tati v erfasst; di e Nachwei swahrschei nli chkeit sel tenerer Taxa wi e Blattfußkr ebse ist dagegen bei Verwendu ng größerer Mas chenw eiten de r Fil t er signifikan t höher (Abbil dung 3. 18 , M ICHELS , G UNKE L & S CHEIDELER , 2016 ). 98 79 69 68 66 57 44 42 22 19 17 7 2 1 Schalenamö ben Ruderfußkre bse Räder tierchen Fadenwürmer Asseln Gliederwür mer Wasserw anzen Blattfußk rebse Bärtierch en Muschelkre bse Strudelw ürmer Bauchhär linge Wimpert ierchen Flohkrebse Nachweiswahrscheinlic hkeit über Hydranten [%] 44 Abbildung 3. 18 : Nachweis wahrsch einlichke it von ubiquitär in Trinkwas servertei lungssyst emen vorkomm enden Ti ergruppe n in Abhängi gkeit von der Methodik d er Probee ntnah me (Filtra tions - schritt) und im eur opäisch en Vergle ich. Legende: NL – VAN L IEVER LOO et al., 2004 und 20 12; DK – C HRIS TEN SEN et al., 201 1; s.a. M ICHELS , G UNKEL & S CHEIDELER , 2016 Je fein maschi ger die Fil tration, umso h öher i st der Trüb stoffgehal t der P robe und umso mehr Ve rdünn ungs- un d Teil ungsschri tte sin d vor einer mi kroskopi schen Anal y- se erforderl i ch. Dami t sinkt jedoch generell di e Nach weiswahr schein li chkeit , da wenig abund ante Taxa u.U. ni cht i n den anal ysierten Tei l proben vorhanden sin d. 100 100 96 75 59 5 79 98 66 67 82 47 64 87 52 57 52 43 43 32 87 69 49 94 55 Mikroinvert ebraten ges Schalenamö ben Rädertierche n Fadenwürmer Ruderfuß krebse Blattfußk rebse Wassera sseln Nachweiswahrscheinlic hkeit [%] F1 100+25 F2 100+55 F2 100 NL (500+100) DK (500+100) 45 3.2.1 .1 M A K R O I N V E R T E B R A T E N Zu den Makroi nverteb raten gehö ren all e Taxa, d eren Indi vi duen auf Grun d ihrer Grö- ße von meh r als 2 mm ohne opti sche Hil fsmi ttel wahrgenommen werden können. In Trinkwass ernetzen kom men vor all em Was serassel n und Gliederwü rmer vor. Al s „ W a s s e r a s s e l n “ w erden umgan gssprachl i ch die zu den Gattu ngen Asellus u nd Proasellus geh örenden Arten b ezeichnet; bei de Gattun gen gehören tax onomi sch zur Ordnung de r I s o p o d a (Klasse: Mala costra ca – höhere Krebse) . In Tri nkwasse r- systemen wu rden bi sl ang zwei Arten, A sellus aq u aticus (Gemein e Wasserassel ) un d Proasellus cavati cus ( Höh l enassel) nach gewi esen. Während Asellus aqu aticus i n den untersuchten Tri nkwass erverteil ungen ub i quitär verbreit et war (Nachw ei shäufig keit 66 %), lebte Pr oasellus cavaticus i n nu r zwei de r untersuchten Netze. D ie Verbreitu ng von Proa sellus cavaticus im Tri nkwass er hing stark von d er Rohwasserqu ell e ab, an bei den Standort en wurde (zu mi ndest teil wei se) Gr und wasser aus Kl uftgestei nen auf bereitet. Das Auftreten von Asellu s aquaticus war dageg en unabh ängig von der Roh wasserquel l e. Wasserassel n wu rden in Dicht en von 1 – 533 Indi vi du en m -3 ( Asellus aqu at icus ) bz w. 1 – 21 Indivi du en m -3 ( Proasellus cavaticus ) festgestel l t, durchschni ttli ch (Median ) waren es 7 bzw. 2 Indivi du en m -3 . In 50 % al l er Nachweise l ag di e Dichte von As ellus aquaticus zwi schen 2 und 20 Indi viduen m -3 (25 – 75 -Perzentil e). Im Ver gl eich zur Dicht e der Gesamtbesi edel un g mit Invertebraten war der Ansti eg der V erteil un gs - funkti on der beiden As sel - Arten auf einem ni edri geren Ni veau verglei chbar (Abbil dung 3. 19 ). Abbildung 3. 19 : Kumuliert e Häufigk eitsverteilu ng de r Individ uendichten der Ma kroinvert e- braten Asel lus aqu aticus und Oligoc hae ta in Trinkw asserver teilungen i m Vergl eich zur G esamt- besiedelu ngsdicht e (n=786, F1 100+25 und F2 1 00+55) In ein zelnen Versorgun gssystem en unterschi eden sich d ie durchschn it tlichen Besi e - delu ngsdicht en von Wasseras seln jedoch um ei n V i el faches (Median werte 3 – 90 Ind. m -3 ; Abbi l dung 3. 20 ). Die i m Untersuchu ngszei traum festgestel l ten Maximal werte von > 500 Indivi du en m -3 entsprachen Größenordn unge n, di e au ch i n natürli chen Gewäss ern angetroff en wurden. 46 Abbildung 3. 20 : Individu endichten von Asellus aq uaticus (blau) und Pro asellus c avaticus (braun) in Trinkwas serverteil ungssyst emen Boxplots : Box – 25 – 75 -Perz entile; Li nie – Media n; Punkte – Mittel wert; Whisk erenden – 10 – 90 - Perzenti le; Dre iecke – 99 - Perz entil; D atengrund- lage F1 1 00+25 u nd F2 10 0+55,Tabelle 2.1) Im V ergl ei ch zu den Isopoda kam en O l i g o c h a e t a (Gl i ederwürmer oder W eni g- borster) i n ei ner höheren Di versität i n Trinkwassernetzen vor; i m Rahmen di eser Untersuchungen wu rden neun Arten/Ta xa regi striert (s.a. Anl ag e 1). Da viel e Indivi - duen i m fi xierten Zusta nd ni cht und/oder nur im geschl echtsrei fen Zus tand bi s zur Art besti mmbar war en, ist davon auszug ehen, dass di e Artenvi elfal t in den un ter - suchten Tri nkwasse rvert eilu ngen noch höher w ar . Die m eisten Indivi duen waren nur weni ge Milli meter groß u nd gehörten den Fami l ien der Nai di dae und Enchytra eidae an. Nais variabili s , Nais commun is , Marionina sp . un d Enchyt raeus sp . waren di e am häufi gsten nachg ewiesenen Taxa . Olig ochaeten wurden i n Di chten von 0,3 – 1.400 Indi vi duen m - 3 (Rohrlei tungsvolu men) nachgewi esen (F2 100 +55, n=3 70); du rchschni ttli ch (Median ) waren es 6 Indivi du en m -3 (25 – 75 - Perzentil e: 2 – 22 Indivi du en m -3 ;Ab bildung 3. 21 ). Di e Häu- fig keitsverteil ung der Ind ivi duendicht en verli ef bis zum 80 -Perzentil we ni ger steil im Verglei ch zur Gesamtb esi edel ung; i n nur 10% der Proben wurden Be siedel ung s - di chten > 100 Indi vi duen m -3 festge stell t ( Abbildung 3. 19 ). 47 Abbildung 3. 21 : Individu endichten von Gliederwürm ern (Oli gochaeta) in Trinkw asser- verteilung ssystem en. (Boxplo ts: Box – 25 - 75 -Perz entile; Lini e – Media n; Whis kerenden – 10 - 90 -Perz entile; Dreiecke – 99 - P erzentil; D atengrundl age F2 1 00+55 , Tabelle 2.1) Bezogen auf einz elne Versorgungssy steme wu rden Medi anwerte zwi schen 2 un d 49 Indivi duen m -3 ermittel t ( Abbil dung 3. 21 ), i n fast all en Tri nkwassern etzen wurden mi ndestens an ein zeln en Messstell en Besiedel ungsdi cht en von > 100 Indi viduen m -3 registri ert. Weitere, weni ger häufi g na chgewi esene Ti ergrup pen der Makr oin vertebraten waren Amphi poda (z.B. Brun nenkr ebse) und Zuckmü cken (Chi ronomi dae). 48 3.2.1 .2 M E I O F A U N A Unter Mei ofauna werd en mi kroskopi sch klei ne, bewegli che (mobil e), am/i m Gewäs - sergrund l ebende Ti ere zusammengefa sst ( G IERE , 2009). Formal e Größ enangaben zu di eser Ti ergrupp e orienti eren sich an den zur Be probung verw endeten Netzen/Si eben; häufi g lieg t der Grö ßenberei ch zwi schen 63, 44 bzw. 31 µm und 500 µm. In di eser Arbei t wi rd der Begriff Mei ofauna für Ti ergruppen d er Metaz oa (Mehr - zell er) < 2 mm un d > 100 µm ve rwendet. Auf Grund i hrer hohen Nach weiswahr - scheinl i chkeit waren vor al l em Fadenwürmer ( Nematod en), Rude rfußkrebse (C ope - poden), Blat tfußkrebse (Cl adocera) und Wa sser mil ben (Hydracari na) in den unter - suchten Tri nkwasserve rteil un gssystemen rel evant ( Abbil dun g 3. 17 ). Abbildung 3. 22 : Kumuli erte Häufigk eitsverteilu ng de r Individ uendichten ausgewä hlter Ti er - gruppen d er Meiofa una . (Datengr undlage F2 100+5 5, Tabelle 2.1) Im Vergl eich z ur Dicht e der Gesamtbesi edelun g mi t Invertebraten i st der An sti eg der Verteil ung sfunktion für di e Ti ergruppen Ruderfu ßkrebse, Fadenwü rme r und Was - sermil ben auf ein em niedri geren Ni veau vergl e ichb ar, für Bl attfußkrebse hat di e Verteil ung sfunktion der Indi vi duendicht e einen stei leren Ansti eg ( Abbi ldun g 3. 22 ). B e i d e n F a d e n w ü r m e r n könn en gr oße Indivi du en noch mi t bl oßem Auge wahr- genommen w erden. M ehr al s 50 % d er i n den Trin kwassernetzen regi strierten Indi vi - duen wi esen aber ei ne Körperg röße von w eni ger als 300 µm auf. 96 % der Ei nzel tiere waren weni ger als 1 m m groß war en, maxi mal wurden 4 mm errei cht. Di e Besi ede- lung sdichte der Nemato den l ag durchschni ttli ch bei 133 Indi vid uen m -3 (Medi an ; 25 – 75 -Perzentil : 43 – 420 Indi viduen m -3 ; Abbil dung 3.23 ). Fadenwü rmer w urden nur al s Tiergruppe i nsgesamt erfasst. 49 Abbildung 3. 23 : Individu endichten (Bo xplots) ausge wählter Ti ergruppe n der M eiofauna . (Boxplot s: Box – 25 - 75 -P erzen tile; Lini e – Median; Whisker enden – 10 - 90 -P erze ntile; Date n- grundlage F2 100+ 55 , Tabelle 2.1) R u d e r f u ß k r e b s e wurd en in ca. 80 % al l er Proben nachgewi esen; di e Ti ergruppe kam in all en untersucht en Tri nkwassernetzen vor. Di e nachgewi esenen Indi vi duen gehörten zu den Ordnu ngen der Cy clopoi da (Hüpferl i nge) und Harpacticoi da (Rau - penhüpferl i nge). Häufig nachgewi esene Arten w aren Para cyclops fimb riatu s , Eucyclops s errulatus und Acan thocyclops robust us 7 (Cyclopoi da) sowi e N itocra hibernica ( Harpacti coi da 8 ). All e Arten sin d im Benthal /Litoral stehender un d fli eßen - der Gewässer weit verb reit et und gehör en zu den Art en mi t breiter öko l ogischer Val enz. Ruderfußkrebs e bi ld en im Verl aufe i hrer Entwi ckl un g verschiedene Larv en- und Jugendstad ien (Nau plien un d Copepodi te) aus; entspr echend gr oß war das Körper - größenspekt rum. Die mi ttl ere Größe (Medi an) aller Indivi duen betrug 247 µm; ohne Berücksicht i gung der Larvenstadi en waren e s 429 µm. Cyclopoi da war en zwi schen 350 und 1200 µm l ang, für Harpa cti coida wu rden Werte zwisch en 190 u nd 990 µm festgestell t (j eweils ohne Naupl i en). Die Besiedel ung sdi chten der Ruderfußkr ebse bet rugen durchsch ni ttli ch 582 Indivi duen m -3 (Medi an; 25 – 75 - Perzentil : 162 – 1.750 Indi vid uen m - 3 ; Abbil dung 3. 23 ). Die Nachwei shäufi gkei t von B l a t t f u ß k r e b s e n betrug fast 50 % b ezogen au f all e Einz elproben und 70 % b ei Betrachtun g ein zelner Vers orgungssy st eme. Di e unt er- suchten Tri nkwassernet ze wurden i m Wesentl i chen von drei Art en besi edelt , A lona guttat a , Alona protzi un d Chydoru s spha ericus . All e Arten gehören zur F amil ie der Chydoridae. Chydo rus sp haericus lebt na türli cherweise sowohl i m Plankton al s auch 7 nur in Trin kwassernet zen mit Oberflächen wasse r als Rohwa sserquelle 8 Harpacti coida wurden i. d.R. n ur als Gru ppe erfas st 50 im li toral en Benthos und gehört zu den wei t verbrei teten Taxa. Alona g uttat a besi e- delt üb erwiegend di e Fei nsedimente i m Li toral von Se en. Bemerkens wert waren di e Nachweise v on Alona pr otzi , einer in Deutschl and seltenen Art mi t Vorkommen s - schwerpunkt i m h yporhei schen Intersti tial (Kiesbett) i n Ti efen zwi schen 30 und 60 cm ( VAN D AMME , B RAN CELJ & D UM ONT , 2009 ). Alona pr otzi wurde fast a usschli eßl i ch in Trinkwasservertei l ungssystemen nahe d er Nord - sowie Ost seeküst e nachgewi esen. Bl attfußkrebse waren i m Mi ttel knapp 300 µm groß (Medi an; 25 – 75 -Perz entil e: 250 – 350 µm). Die mi ttlere Indi vi duendi chte (Medi an) betrug 310 Indi viduen m -3 (25 – 75 -Perz entil e: 90-1.350 Indi viduen m - 3 ; A bbildun g 3.23). Die nu r als Ti ergruppe erfassten S ü ß w a s s e r m i l b e n gehö rten all e zur Fami li e der Halacari dae. Di e Arten di eser Famil i e besiedeln i m Sü ßwasser das Bent hos und das Interstit ial und/oder leben i m Grundwas ser (M A RTIN , G ERECKE & R UM M , 2007 ). Im Gegensatz zu den oft b unt gefärbten Hydrachni di a besi tzen si e kein an fl ug fähige Insekten gebun denes, p a rasit äres Larvenstadi um und können somi t auch unteri rdische Lebens räume besi edeln. Derzei t sind sech s mit Grundwasser - lebensräumen a ssozi i erte Gattungen der Hal acari dae bekannt (M ARTI N , G ERECK E & R UMM , 2007) . Süßwas sermil ben ernähren si ch al s einz i ge Tiergruppe der Leb ens - gemeinschaft i n Trink wasservertei l ungen über wi egend räuberi sch (u.a. von Kl einkrebsen, Gli ederwür mern), ab er auch v on fri schem Aas od er Eiern (M AR TIN , G ERECKE & R UM M , 2007; S ABATINO et al., 2002) . Halacari dae wurd en in mehr als 40 % all er Hydrantenpr oben registri ert un d waren i n all en untersuchten T rinkwass ervertei lu ngen vorhan den. Die Individ uen waren i m Mi ttel 240 µm groß un d kamen i n Besiedel ung sdi chten von 109 Indivi duen m -3 (Medi an; 25- 75 -Perzenti le: 40 – 310 Indi viduen m - 3 ; Abbil dung 3. 23 ) vo r. Weitere, weni ger häufi g i n Tri nkwassernetzen regi strierte Tiergrup pen der Mei ofauna waren Bärti erchen ( Ta rdi grada ), Musch el krebse ( O stracoda ), Strudel würmer ( Turbellaria ) und Bauchh ärli ng e ( Gastrotricha ) (s.a. Anl age 1). 3.2.1 .3 M I K R O I N V E R T E B R A T E N Der Begri ff Mikroin vertebraten wi rd i n di eser Arbei t für Einzell er (Protoz oa) sowi e für Rädertierch en (Roti fera) verwendet. R ä d e r t i e r c h e n wurd en i n all en Trinkwasserv erteil ungen un d in fast 70 % all er Einz elproben nachgewi esen. Zu den häufi g vork ommend en Gattungen g ehörten Lecane (Mono styla), Lec ane flexilis Gr., Mytili na u nd Colurella sowi e ni cht näher bestimm bare Taxa bd elloi der Räderti erch en. Al le Taxa hab en ei ne überwi egend benthi sche Lebenswei se bzw. si nd mi t Hart - od er Wei chsubstraten a ssoz ii ert. Die Roi fera waren zwi schen 80 un d 120 µm gr oß. Di e Besi edelun gsdichten betrug en durchschni ttli ch 150 Indi vidu en m - 3 (Median ; 25 – 75 -Perzentil : 60 – 500 Ind. m -3 ). Die kumuli erte Häufig keitsv erteil ung der Indi vidu endichten von Räde rtierch en verli ef ähnli ch der Vertei lun gsfunkti on für all e Wirbell ose n auf ei nem ni edri geren Ni veau (Abbil dung 3. 24 ). S c h a l e n a m ö b e n ( T e s t a c e a ) wa ren ubi qui tär in Trin kwasservertei lun gssystemen verbrei tet, ih re Nachweiswahrs chein li chkeit betrug fast 100 %. Sie kam en i m Verglei ch zu den and eren Gruppen i n den hö chst en Indi viduendi chten v or. Die Häufig keitsverteil un g der Indi viduendi cht e a ll er Invertebrat en wurde p rimär v on den 51 Testacea besti mm t (Ab bildung 3. 24 ). Durchschn i ttli ch betrug die Di chte in d en Proben 3. 500 Indi viduen m -3 (Medi an; 25 – 75 -Perzentil : 900 – 15 .500 Indivi duen m -3 ). Die Testacea kam en i n vergl ei chsweise hoher Di versit ät in Tri nkwassern etzen vor, zu den häufi g nachg ewiesenen Taxa gehören A rcella sp ., Cent ropyxis a culeat a un d Centropyxis kahli , D ifflu gia sp. , Euglyph a sp . sowi e Cyp hoderia ampul la . Abbildung 3. 24 : Kumuli erte Häufigk eitsverteilu ng de r Individ uendichten von Rä dertierc hen und Schalena möben (Da tengrund lage F2 1 00+55, Tabel le 2.1) 3 . 2 . 2 Q UA N T I T A T I V E K E N N G R Ö ß E N – A B U N D A N Z E N U N D B I O M A S S E Die i n den Tri nkwasserverteil u ngssystemen fest gestell ten I n d i v i d u e n d i c h t e n wi r- bell oser Tiere umfasst en ei nen großen We rteberei ch von weni ger als 1 00 bi s zu mehr al s 1 Milli on Tieren pro m³ Rohrlei tun gsvolumen. De r für di e B i o m a s se ermittel te Werteberei ch l ag zwischen 0,001 und fa st 100 mg m -3 (Abb il dung 3. 25 ). Di e Abbil - dung zei gt die mit der Method e F2 100+55 erhal tenen Werte für di e Indi vi duen - di chten und die zugehöri gen Biomassen (L og 10 skali erte Daten) . Da all e Daten mi t der glei chen Methodi k gewonn en wurden, ve ranschauli cht die Abbil dung di e Variabili - tät und di e Häufigkei tsstruktur der Merkmal e Indi vi duendicht e und Biomasse i n Systemen d er Trinkwas servert eilu ng. Bei li nearer Skali erung wü rden die Häufi gkei ten beider Merkmal e ei ne li nksschief e Verteil un g zeigen, d.h. es wurd en üb erwiegend geringe Individ uendichten/Bi omassen det ektiert . Dies wi rd auch an d er großen Di ffe - renz zwi schen Mitt elwert un d Medi an deutl ich. Während di e durchschni t tli che Di chte (Mi ttelwert) 70.269 Indivi du en m -3 betrug, war en i n 50 % der Proben w eni ger als 4.723 Indi vidu en m -3 (Medi an ) vorhanden. Für d i e Biomasse betrug d er Mi t telwert 7,2 mg m -3 und der Med i an 0,98 mg m -3 . 52 Abbildung 3. 25 : Korrelati on von In dividu endichte und Bio mass e der mit d em Probena hme- system F 2 (100+5 5) gewo nnenen D aten. (n =63 0, p=0,0 5) Die l ogari thmierten Daten von Indi viduendi chte und Bi omasse zei gten ein e signi fikant positi ve Korrelat i on (Maßkorrelati onskoeffizi ent nach Pearson R 2 =0 ,69). Di eser enge Zusammenhan g konnte ni cht erwartet werd en, da si ch di e Ti ergemeinscha ften aus Taxa unterschi edli cher Größe zusam mens etzten un d vor all em kl eine Arten i n sehr hohen Indi vidu endichten vorkam en. Die Ko rrelati on wei st auf ein e strukturi erte Lebensgemei nschaft mi t kompl exen Beziehu ngen /Interakti onen sowohl zwi schen den Arten/Indi vidu en al s auch zwischen der Bi ozön ose und den (Nah rung s)ressourcen hin. Ei ne Erhöhung der Nahrun gsressourc en fördert e mit hoh er Wahrsch einli chkei t di e Vermehrung all er n achgewi esenen Taxa (s .a. Kap it el 3.2.4 ). Die Invertebrat en-G esell schaften ve rschi edener Versorgu ngssystem e waren seh r unterschi edli ch ausgeprägt . Die Median werte d er Dicht en all er mit F2 100+55 unter- suchten Verso rgungssyst eme betrug en zwi schen 600 un d 58.500 Indi viduen m -3 , für di e Biomasse wurden W erte zwi schen 0,07 und 63 mg m -3 ermi ttel t. Auch di e Varia - bilit ät der Daten i nnerhal b eines Verso rgungssystems kon nte m ehrere Zehnerp oten- zen betragen (Ab bi ldu ng 3. 26 ). R² = 0,687 2 0,001 0,01 0,1 1 10 100 1000 10 100 1.000 10.000 100.00 0 1.000. 000 10.00 0.000 Biomasse [mg m - 3 ] Individuendicht e [Ind. m -3 ] Date npoo l F2 (100+5 5) 2 22 39 26 9 2 Häufigk ei t [%] 4 15 31 36 12 1 Häufigk ei t [%] 53 Abbildung 3. 26 : Individu endichte (ob en) und Bio masse (u nten) wir belloser Ti ere in Trin k - wasserver teilung en. Legend e: Box – 25 – 75 -Perz entil; Lini e in der B ox – Medi an; Drei ecke oberhalb u nd unt erhalb de r Box – 10 bzw. 90 P erzent il; blau – Nord deutsch es Tiefla nd, Grund- wasser a us Lockerg estein; hel lbraun – Mittelg ebirge, Grund wasser aus Karst-, Kluft gestein; Methode F2 100+5 5; braun er Rahm en – Methode F1 1 00+25 Die Span nwei te der dargestell t en Daten veran schaul i cht die enorme Vari abili tät der Trinkwass erbiozönosen, zeig t aber auch di e Prob l ematik ei ner Interpretati on von auf der Basis un terschi edli cher Pr obenahmemethod en entstand ener Dat en. De r im Rah - men der Untersu chun gen i m Versorgungsgebi et GW T -38 erfol gte W echsel der Pr obe - nahmetechni k war i n diesen Unte rsuchungserg ebni ssen deutl i ch erkennbar : Di e 2011 mi t der Methode F2 100 +55 g emessen en Indi viduendi chten lagen deutl i ch unter den Ergebni ssen der in den Fol gejahren mi t Method e F1 100+25 durchgefü hrten Unt er - suchung en (Abbil dung 3. 26 ). Neben den B edin gungen i m Rohrl eitungssystem s elb st 54 waren somi t di e Techni k der Probeentnahme un d di e Methodi k der Prob enbear - beitu ng ausschl agg ebend für die Messergebni sse. Mi t feiner we rdenden Fil tern erhöh - te sich di e nachwei sbare Besi edelun gsdi chte. Die Medi anwerte der B esiedelu ngs - di chten bei Filtration mi t 100 µm, 100 +55 µm bzw. 100+ 25 µ m betrug en 340, 6 . 500 bzw. 100.300 Indi vid uen m -3 (Abb il dung 3. 27 , M I CHELS , G UNKE L & S CHEIDELE R , 2016 ). C HRISTENSEN e t al . (2011) verw endeten Fi l ter mit 500 µm Mas chenweit e und detek- ti erten entsprechend g eri nge Indivi d uendichten ( Abb ildu ng 3. 27 li nks, schwarze Rau - ten). Die Erg ebni sse der Datengrun dl age „64“ waren deut li ch niedri ger in Vergl ei ch zu all en anderen Metho den, der Medi an der Be siedel ung sdichte l ag hier bei 153 Ind. m -3 . Fü r die Er hebung di eser Daten wu rde ein Plan ktonnetz mi t 64 µ m Maschenwei te verwende t u nd bei der Probeentn ahme (Fil trati on von 10 m³) sowi e bei der Auswe rtung wurd e anders vorg egangen ( di e mi krosko pi sche Anal yse e rfolg te komplett un ter ein em Stereomikroskop, Räderti erchen und Schal enam öben bli eben unberücksi chti gt). Ei n Ver gl eich mi t ande ren Daten war somi t nicht mögli ch. Abbildung 3. 27 : Individu endichten und Biomass en wirbellos er Tiere in Rohrl eitungsabschni tten in Abhäng igkeit von der Pr obenahmem ethode . Legen de: Box – 25 - 75 -Perzen til ; Whisker – 5- 95 -Perzentil; schwarz e Linie – Median; s chwarze R auten – Mi ttelwe rt; 100+25, 100+55 s. Tabelle 2. 1 ; 64 – Filtrat ion über ein Plan ktonnetz m it einer Maschen weite vo n 64 µm (Daten S CHÖNTHAL , unveröff.); 500 – Filtrat ion über 500 µm, Daten aus C HR ISTENSEN e t al. (20 11) Deutli che Unterschi ede ergebe n si ch auch b eim Vergl eich d er ermi ttelt en Biomassen, di e Medianwerte b etragen bei Verwendu ng der Maschenwei ten von 100 µm , 100+55µm un d 100+25 µm jewei ls 0, 1 , 1,8 und 3 mg m -3 (Ab bi l dung 3. 27 ). Größ ere Maschenwei ten sel ekti eren die spezifi sch schw ereren Organi smen, so da ss die Bi o - massedi fferenzen zwi schen den V erfahren ni cht so hoch au sfal l en. 55 3 . 2 . 3 Z EI T L I C H E U N D R Ä U M L I C H E V E R T E I L U N G D E R B I O Z Ö N O S E 3.2.3 .1 S A I S O N A L I T Ä T Für di e weitere Cha rakterisi erung der Struktu r und Entwi cklu ng der Invertebrat en - Gemein schaft i n Trin kwasservertei lung ssystemen wurden di e Daten hi nsi chtli ch ih rer zeitli chen/sai sonalen Entwi cklu ngsmuster ausg ewertet. Dab ei soll ten zunäch st di e (zei tlich regelmä ßige) Ausbi l dung von Entwi cklungspeaks und/ode r Trends quan ti - tati ver Merkmale d er Lebensgem ein schaft i m Jahresverl auf auf der Grundl ag e a ll er Hydrantenu ntersuchu ngen anal ysi ert wurden (F2 10 0+55, n=759, s.a. Kapitel 2.1). Abbild ung 3. 28 zeigt die mit tleren Besiedel ung sdi chten (Medi an) e i nzelner Tier- gruppen i m Jahresverl auf i m Vergl eich zu r mit tle ren Besi edelu ngsdi chte und den 10 - sowie 90-P erzentil en für di e Lebensgemei nschaf t i nsgesamt. Abbildung 3. 28 : Saisonale E ntwicklu ng der Indivi duendichte wir belloser Tiere in Trinkwasser- verteilung ssystem en auf der Basis von Hydrant enunters uchungen . (F2 100+55, n=759). Oben links – Makro inver tebraten, obe n rech ts – Meiofaun a, unten li nks – Mikroinver tebraten. Legende: Icons – Medianw erte, grau e Fläch e - 10 - 90 -Perz entil Die Auswe rtungen erga ben für di e M a k r o - u n d M e i o f a u n a t endenzi ell ei nen An - sti eg der Abundanz zu m Jahresend e (bi s September bzw. Oktobe r). Dieser jah res - zeitli che Verlau f li eß sich mi t statistischen T ests (Korrel ati on der monatli chen Medi - anwerte i m zei tlichen Verl auf) ni cht bz w. nur teil weise absi chern. Get estet wurd e darüber hi nau s die Ähnlichkei t der zei tl ich „ben achbarten“ monat li ch gruppi erten Da - Makrofauna Meiofauna Mi krofauna 56 tensätze mi t ein em parameterf reien Testve rfahren 9 (H -Test, für ei nzel ne Testergeb - ni sse s.a. Anl age 3. ) Die Entwi ckl ung der Besi edel ungsdi chte im J ahresverl auf (mo - natli che Medi anwerte) konnte nu r für di e Wasserassel n stati sti sch gesichert und i n Form ein er Regressi onsgeraden darg estel lt werden ( Abbil dung 3. 28 , Gerade i n Abbil - dung oben l in ks): Für di e Lebensgemei nschaft i n sgesamt und für d i e Tiergruppen der M i k r o - i n v e r t e b r a t e n gab es tendenzi ell zwei Entwickl ungspeaks (März und Septemb er). Die stati stischen Tests ( H- Test) zei gten si gnifi kante Unterschi ede jedo ch nur zwi - schen den Dat enrei hen der Lebensg emein schaft i nsgesamt für di e Mona te Januar bi s April und für Novemb er. Di e für di e Ausw ertung zur Verfügun g stehende Datengrund - lag e war sehr heterogen , i nsbesondere stand en n i cht aus allen Versorgu ngssystemen Daten für all e Monat e zur Verfügu ng. Di e Date n für Monate mi t ge ringer Datengrun d - lag e stammten z. T. vo n ein zelnen bi s w eni gen Versorgungss ystemen. Im nächsten S chrit t wurde untersucht, ob sich f ür konkrete Versorgung sgebi ete sai - sonale Muste r der Wi rbell osengemeinschaften d arst ellen li eßen. Grundl age der Aus - wertungen war en l angjähri ge Datenrei hen (14 -t ägi ge und/oder m onatli che Untersu - chungen) von Parti kelfiltern aus v erschi edenen Versorgun gsgebi eten (h i er: GWT - 5Lin , GWT-26Frei und GWT-26 Hen). Abbildung 3. 29 : Saisonale Entwic klung der Indi vidue ndichte (links) und Bioma sse (rech ts) wirbellos er Tiere i n Trinkw asservert eilungssys temen auf der Basis vo n Partikelfi lterunter- suchunge n. (Datengr undlag e und Regr essions gleichung en s. Anlag e 3) Eini ge Partikel filteranal ysen ( GWT-5 Li n und GWT-26Fal ) zeigt en tendenzi ell ein en Ansti eg der Indivi du endichte und der Bi omasse (Medi an der Monatsw erte) bi s zum Oktober mi t ei nem anschl i eßenden Abfall bis zum Jahresend e und f olgten dami t dem bei Hydrantenun tersuch ung en festgestel lten jah reszeit li chen Verlau f ( Ab bil dung 3. 29 ). Ein sol cher Trend war jedoch n i cht für alle Parti kel filterstando rte nachwei sbar (z.B.: GWT-26 Hen). Di e für GW T-5Li n und GWT -26Fal deutli che Zunahme d er Inver - tebraten-Bi omasse im Herbst wa r auf ve rmehrte Nachw eise von Wa sserass eln in 9 Die Monat e Februa r und Deze mber konn ten nicht in die stat istischen Tests einbezogen werden, da die Anzahl de r Daten hier für zu g ering war (n<10). 0 50 100 150 200 250 0 2 4 6 8 10 12 14 Individue ndichte [Ind. Probe - 1 ] Monat GWT- 5Lin GW T-26Fal GW T-26He n 0 200 400 600 800 1.000 1.200 0 2 4 6 8 10 12 14 0 5 10 15 Biomasse G WT - 5L in u. GW T - 26Hen [µ g Probe - 1 ] Biomasse GW T - 26Fa l [µg Probe - 1 ] Monat Formel 3- 1: Korrelat ion de r monatlich en Media nwerte im z eitlichen V erlauf. Y – Besiedelu ngs- dichte [In d. m -3 ], X – Mon ate; r²= 0,59; p = 0,005 𝒀 = 𝟐, 𝟐𝟗 + 𝟎, 𝟔𝟕 ∗ 𝑿 57 di esem Zeitraum ( 2. Vermehrun gsphase) zurü c kzuführen. In GWT - 26Hen wurd en nur selten Mak roinvertebrat en regi striert. Abbild ung 3. 30 zeigt den jahreszei tlichen Verlauf der Indivi duendicht e sowie Bio - masse in den Jahren 20 12 und 201 3 (dargestel lt al s gl eitende Mi ttelwerte) i m Parti - kelfil ter GWT-5Li n. Während sich i n 2012 der oben beschri ebene Verl auf i n Form eines Entwi ckl ungsmaxi mums i m September/Oktobe r gut nachv oll ziehen li eß, wurden im S ommer 2013 meh rere klei nere Peaks registri ert. Abbildung 3. 30 : Saisonale Entwic klung vo n Individu endicht e und Bio masse wirb elloser Tier e im Partikelfilt er GWT-5 Lin im Z eitraum 20 12 und 20 13 (farbige Linien - gleit ende Mittel nac h y = (x1+ 2*x2+x 3)/4) Auf Grund i hrer Bedeut ung für die Trin kwasserqu alität wurde die sai sonal e Entwi ck - lung von W a s s e r a s s e l n di fferenziert unt ersuc ht. Di e Besied elun gsdichte von Asellus aquaticus u nterli egt am natürl i chen Standort sai sonal en Schwanku ngen, di e vom Zei traum der Rep rodukti onsphasen un d dem R eprodukti onserfolg bestimm t werden. In Mi tt eleuropa fin den i . d. R. zwei Rep rodukti onszykl en (Frühj ahrs- un d Herbstgene ration) statt (A DCOCK , 1979; C HAMBERS , 1977; Ø KLAND , 1978). Zu r Repro- dukti on von Wasseras sel n in Trinkwassernetz en g i bt es noch kein e systemati schen Untersuchungen. Di e Anal yse der Vermehrungsz ykl en i st in di esen Systemen v on großer Bedeut ung, da Wasse rasseln hi er keine natürli chen Fei nde haben un d di e Indivi duendi chte somit maßgebli ch von de r Zahl mögli cher Reprodukti onszykl en un d dem Vermehrun gserfol g abhän gt. Di e hier vorgenomm enen Ausw ertun gen basi eren auf 504 Hydrant enunte rsuchun gen (Ei nzel proben, in denen Was serasseln nachgewi e - sen wurden; M ethode F 2 100+55 un d F1 100+ 25) im Zei traum 20 02 – 2015 ( Tabell e 3.1 ). 0 50 0 10 00 15 00 20 00 25 00 30 00 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 J J M M A M J J A S O N D J F M A M J J A S O N D B i o mas se [ µg P r ob e - 1 ] T e m pera tu r [ ° C] M o n at Temp er a tu r 0 10 0 20 0 30 0 Ab u ndanz [ I nd. P robe - 1] 58 Tabelle 3. 1: Datengr undlag e der Popu lations analyse von Wassera sseln in Tri nkw asser - verteilung ssystem en Monat 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 Anzahl ausge- werteter Proben 12 0 37 34 41 45 49 41 20 79 91 58 Anzahl Wasser- asseln 58 1421 212 1317 740 1348 737 393 2416 2706 1447 Die Körperg röße der i n Trin kwassernetzen r egistri erten Wasse rasseln betrug zwi - schen 1 un d 11 mm, da mi t waren di e I ndi vi du en im Verglei ch zu Populati onen i m natürli chen Lebensraum durchschn i ttli ch etwas kleiner ( W ESENBERG -L UND , 1939). Di e (1 – 3 mm großen) Ju ngti ere werden ab einer Körpergr öße von ca. 4 mm geschl echts- reif. Die Wei bchen entw i ckeln dan n einen Brutr aum für di e befrucht eten Eier. Di e Embryon en verblei ben bi s zu ei ner Größe von ca. 1 mm i m Brutraum und ve rlassen di esen als voll entwickel te Indi vi duen. Abbildung 3. 31 : Relative H äufigkeiten e inzeln er Größenkla ssen von A sellus aquaticus im saiso- nalen Ko ntext. Punk t-Linien-Di agramm: durc hschni ttliche Wasser temperatur; gelbe Li nie – Mindes ttempera tur zur For tpflanzun g (nach Ø KLAND , 1978) Abbild ung 3. 31 verdeutli cht die Entwi ckl ung von Asell us aqu aticus i m Jahresverlau f: Während in den Zei träumen Mä rz, Mai bi s Juli und Oktob er/Novemb er Ju ngti ere i n der Popul ati on domini erten, hatten i m April , August/ September sowi e Dezem - ber/Januar di e adul ten Ti ere die höchst en Antei l e an der Besiedel ung sdichte. Der Wechsel zw ischen Ad ul t- un d Juvenil - Stadien vollz og sich dreima l im Jahresverlau f: Die i m Dezember/Janu ar geschl echt sreifen W eibchen reproduzi erten sich i m 59 Januar/März, i m Apri l geschlechtsrei f geworden e Weib chen vermehrt en sich i m Zeitraum Mai bis Juli . Die im (Februar)/Mä rz ge borenen Ti ere entwi ckelten si ch auf Grund der ni edrig eren Temperatur en l angsamer un d erreicht en i hre Geschl echtsreife im V erglei ch zur Sommer- un d Herbstg enerati on ni cht zeitgleich, so dass si ch di e Vermehrungsph ase über einen l ängeren Zei traum erstreckte . Die aus di eser Generation he ranwachs end en Tiere e rlan gten im Zei traum Aug ust/Sep tember i hre Geschlechtsr eife und br ach ten zumei st i m Oktober/Nov ember ih re Jungen zu r Wel t. Der Rückgang d es Ant eils an Ju ngti eren bei gl eichzeiti ger Zunahme g eschl echtsreifer Tiere im Dez emb er und di e von Jungti eren gepr ägte Popul ati on im Januar und März b e l e g e n d i e h o h e W a h r s c h e i n l i c h k e i t e i n e s d r i t t e n V e r m e h r u n g s z y k l u s i n R o h r l e i t u n g s s y s t e m e n . Diese These wi rd durch ein e differenzierte Betrachtun g verschi edener Entwi ckl ungsstadi en weibl i cher Tiere und deren relati ve Anteil e gestützt ( Abbil dung 3. 32 ). Hohe Ant eil e geschl echtsrei fer und trächti ger Weibchen wu rden i n den Zei träumen Mai – Juli und Oktober – Novemb er sowi e im Januar detekti ert. Abbildung 3. 32 : Entwickl ungsstadi en weiblic her Ti ere von Asellus aq uaticus (pr ozentual er An- teil an der Individ uendich te weiblic her Tier e ) im sais onalen Kon text. Die Entwi ckl ung der Popu l ation in den Wi ntermonaten konnte al lerdi ngs ni cht zwei - felsfrei belegt werden, d a i nsbesondere für di e Monate Janu ar und Februar nur w eni - ge Daten zu r Verfügun g standen. E i n e d r i t t e V e r m e h r u n g s p h a s e v o n W a s s e r a s s e l n i n T r i n k w a s s e r - v e r t e i l u n g e n i s t m i t h o h e r W a h r s c h e i n l i c h k e i t b e r e i t s d i e R e g e l u n d n i c h t d i e A u s n a h m e . Günsti g für di e Vermehrun g von Wasserass eln si nd milde Wi nter und/oder Rohrnetzber eiche mi t verglei chswei se hohen Wass ertemperatur en im Zei traum Januar – März. Ang esi chts lan gfristi g steig ender Bodentemperatu ren und den dami t verbundenen höh eren T emperaturen i m Rohrl eitun gssystem fin den Wassera ssel n zunehmend günsti ge Entwi cklun gsbedingu ngen vor ( Abbil du ng 3. 33 ). 60 Abbildung 3. 33 : Wassert empera tur im Parti kelfilter GWT -5L in. Dieser Trend d er Tempe raturentwi cklu ng zei gte sich auch i n den un tersuchten Trinkwass ernetzen. Im Parti kelfil ter GWT- 5Li n betrug d er Temperatu ransti eg i m Zeitrau m von zehn Jahren (200 4 – 2014) 1,4 °C ( Jahresmit telwerte). Di e für ei ne Entwi cklung von Ei ern und Embryonen e rforderli che Min desttemperatu r von 7/8 ° C (Ø KLAND , 1978) wurde 2 013 un d 2014 i n den Win termonaten dau erhaft über- schritten. 3.2.3 .2 R Ä U M L I C H E V E R T E I L U N G Indivi duendi chten un d Biomassen wirbel l oser Tiere vari i erten inn erhalb eines Vertei - lung ssystems mei st erhebli ch, ohne ei n deutli ch erkennbar es „strukturi erende s El e - ment“. Abbi l dung 3. 34 zei gt di e Besiedel ungsdi chte von Mak roinvertebr aten (hi er: Asellus aquaticus ) i m Vert eil ungssystem GWT -15 B i m September 201 1. Das Lei - tungssystem be fand sich zu m Zeit raum der Untersuch ungen i n ei nem (z.B. dur ch regelmä ßige Spül ungen) unb eeinflussten Zusta n d. Im Rahmen d er Untersuch ungen wurden 0 – 84 Indi vi du en m - ³ (Median 11 Indivi duen m - ³) Rohrl eitu ngsinhal t festge- stellt . Die Vari anz der Ind ivi duendicht e für die anderen Invertebraten un d deren Bi o - massen war ähn li ch hoch (270 – 60 0.000 Indi viduen m -3 bzw. 0 ,04 – 16,2 µg m -3 ). y = 0,0004x - 2,7507 0 5 10 15 20 25 2001 2004 2006 2009 2012 2014 2017 Tem p eratur [ ° C] Ja hr W as ser tem peratur im Par tik elfilter GW T 5 Li n 61 Abbildung 3. 34 : Räumliche Verteilu ng von Makroinv ertebraten (hier Asell us aqu at icus ) i n GWT- 15 B im Septemb er 201 1. In natürli chen Lebensgemei nschaften de s Makro - und Mikrobenthos we rden gr oß- räumi ge Verteil ungsmu ster (Entfernun gen i m Meter - bi s Kil ometerberei ch) vor al l em von physikal i schen (z.B. Fli eßgeschwi ndi gkei t) und/oder chemischen Faktoren (z. B. Abl agerungen) besti mmt (G IERE , 2009). Wi e Untersu chungen i n GWT-15B zeig ten, existi erten für di e Fli eßgeschwin digkei ten sowie für di e Menge/Qual i tät vorhandene r Ablag erungen Gradi enten entl ang des Fl i eßweges vom Wa sserwerk bi s zu den Endv erbrauche rn. Auf der Grundl age von Anal ysen i n sechs Trinkwass ernetzen (G WT -5E und GET-5K ; GWT -15B u nd GWT-15N; GWT -28 und GWT-36) wu rde untersuch t (n =213; Hydranten unt ersuchungen mi t F2 100+55) , ob di e Besiedelun gsdi chte/Bi omasse wirbell oser Tiere ähnl iche Ve rteil ungsmuster ergab. Die Anal ysenergebni sse um fassten Wert eberei che von 300 – 4.200.000 Indi viduen m -3 (Abbil dung 3. 35 ) bzw. 0,01 – 190 mg -3 (Bi omasse, nicht dargestel l t), die Messpunkte waren 100 – 13 .500 m v om Wass erwerk entf ernt ( Ab bildu ng 3 . 35 ). n d. m - nd. m - - nd. m - nd. m - n d. m - 62 Abbildung 3. 35 : Besiedel ungsdich ten von I nvertebra ten in Trink wasser netzen i n Abhängi gkeit von der E ntfernun g der M essstelle z um Was serwerk . Links - Ei nzelwer te, rechts - Boxplo ts mit Median un d 10 bz w. 90-Pe rzentilen (W hiskere nden). Gr üne Kreise: Anzahl d er Daten sätze je Entfernu ngsklasse Die durch di e Darstel l ung von Einz elwerten angedeutet e Tend enz einer h öheren Besiedelu ngsdi chte wi rbellose r Tiere i n Wasserw erksnähe ( Abbi l dung 3 . 35 , lin ks) wird durch Aggr egati on der Daten in Entfernungskl assen deutli cher: T rotz unt erschi ed - li cher Rohwassersi tuati onen un d Netzcha rakteristi ka na hm sowohl di e Indi vi duen - di chte als auch di e Biomass e (nicht dargestell t) von Invertebrat en mi t zunehmend er Entfernung vom Wasser werk ab ( Abbi l dung 3 . 35 , rechts). S t r u k t u r i e r e n d e F a k t o r e n Al s direkt strukturi erende Faktoren k omm en neben der V erfügbark eit von Nahrung in den verschi edenen Netz berei chen auch di e Wassertemp eratur, di e Fli eßgeschwin di g - keit des Was sers und d as Materi al der Rohrlei tu ngen i n Betracht. Über Korrelat i ons - anal ysen wurde ein mögl icher Zusammenh ang zwi schen der quant i tative n Ausp rä - gung der Inv ertebraten - Gemei nschaft und versch iedenen Fakto ren untersucht. Wi e in Kapitel 3.1.2 darge stell t, erfol gt die Abl agerung von Pa rtikel n pri mär in den was ser - werksnahen Be reichen ein es Verteil ungssystems. Da das POM ei ne wesentl i che Nah- rungsquell e für Inverteb raten darst ell t, i st eine höhere Inverteb raten- Indivi duendi chte in di esen Bereichen wah rschei nli ch. Ab bildung 3. 36 zeig t die Werte für f e i n p a r t i k u l ä r e A b l a g e r u n g e n ( F A ) i n Bezi ehung zu r Anzahl wi rbell oser Tiere am M esspunkt ( n=213; di e Datensätz e entsprechen denen i n Abbil dung 3. 35 ). Die i m Log 10 -s kali erten Di agramm posit ioni erten Datensätze zei gten ei ne tendenzi ell e Zunah me der Indi vi duendicht en (AB) mit stei genden Vol umin a feinparti kulärer Abla - gerungen (FA) (Form el 3 -2): Ein äh nlicher Zusamm en hang existierte auch zwi schen FA un d der Bi omasse wi rbel - loser Ti ere. Der stati sti sche Zusammenhan g der Daten war i n bei den Fäll en erwar - tungsgemäß schwa ch. Der Korrel ationskoeffi zient na ch Pearson b etrug (n ach Log 10 -Transformation al ler Daten) R 2 =0,44 (p=0 ,05) für d en Zusamm enh ang Formel 3- 2: Korrelat ion de r Individuendic hte mit der M enge feinpar tikulärer Ablag erungen . Log 10 (AB) = 3,61 3 + 0,45 9 * Log 10 (FA) 63 zwi schen FA und der In di viduendi chte sowie R 2 =0,30 (p =0,05) fü r den Zusammen - hang FA un d Bi omasse. Auch di e Korrelati onsmatrix stan dardi sierter Daten (z -Transformati on) erga b nur schwa che Zusam menhän ge mit Korrelati ons - koeffizi enten zwi schen R 2 =0,3 un d R 2 =0 ,4 (Anlag e 3). Die Ausprägu ng der Invertebrat en- Gesell schaft hin g offensi chtlich ni cht von ei nem (Haupt- )Faktor ab, sond ern war da s Resul tat verschieden er Prozesse bz w. Ei nflu ss - faktoren. Mi t Hil fe mul tivariater stati sti scher Verfahren sol lten dah er die i n den Daten vorhandenen Informati onen auf w es entli che Zusammenh änge reduzi ert u nd vi suali - siert werd en. Mitt el der Wahl waren Ordi nati onsverfahren, di e di e Ähnli chkeit von Aufnahmewe rten (hi er Messstell en bzw. Messu ng en) beschrei ben un d vorhandene Gradienten i n Koordi natensy stemen vi suali sieren könn en. Abbildung 3. 36 : Feinpartik uläre Abla gerungen i n Bezieh ung zur Ab undanz wirbellos er Tiere. (Datengru ndlage Ta belle 2.1) Eine H a u p t k o m p o n e n t e n a n a l y s e soll te für di e i n Ab bildung 3. 36 dargestel l ten Datensätze di e wi chtig sten Gradi enten/Zusamm enhän ge extrahi eren. Fol gende Parameter gi ngen i n die Analyse mit ein: • Indivi duendi chte (Ind) und Biomasse (BM) i n sgesamt, • Sediment ationsvol umen (SV), • das Volumen f ei npartikul ärer Ablagerungen (F A) , • di e Entfernung zu m Wasserwerk ( Ent f WW) • di e Wassertemperatur (T). Danach konnte di e Varianz in den Daten übe r sechs Faktoren (F1 – F6) beschri eben werden; übe r F1 und F2 wurde i nsgesamt 64 %, über F1 , F2 und F3 80 % der Vari - 64 anz erklärt (Ab bil dun g 3. 37 , rechts). Fakt or 1 ( Achse F1) ko rreli erte sowohl mit dem Volu men abgel agerter Parti kel (R 2 =0,78 ( FA) und R 2 =0,77 (SV) ) al s auch mi t quan ti - tati ven Merkmalen ( Indivi duendi chte/Bi omasse) der Lebensg emei nschaft. Di e Aus - wertungen z eigen wei terhi n, dass beide Dat enpaare (FA u nd SV) redundan te Infor - mati onen enthi elten, das Volu men parti kul ärer Abl agerungen wurde üb er ein e der beiden Vari abl en ausreichend be schrieb en. Die Temp eratur k orreli erte p rimä r mit F2, di e „Entfernung zu m Wass erwerk“ mit F2 und F4 . Aus der Anal yse erga b sich fol gen - de Reihu ng der Ei nflussfakt oren für das räuml i che Vorkommen von Inv ertebrat en in Trinkwass erverteil ungssystemen: F e i n p a r t i k u l ä r e A b l a g e r u n g e n / S e d i m e n t a t i o n s v o l u m e n >> T e m p e r a t u r > E n t f e r n u n g z u m W a s s e r w e r k Die Anordnu ng der Aufna hmewerte (Me ssungen ) i m Koordin atensystem F1 un d F2 zeig t darüber hin aus Unterschi ede i n der Ausprä gung der Gradienten zw i schen ein - zeln en Versorgungssyst emen: Währ end di e Aufnahmewe rte au s GWT-5 E sich übe r den gesamten B ereich der Achs e F1 erstr eckten , waren di e Aufnahmew erte von G WT -15B au f ei nen Berei ch zwi schen -2,5 u nd 0,5 de r Achse F1 beg renzt . Abbildung 3. 37 : Hauptko mponent enanalyse d es Datensa tzes aus fünf Trinkwas servertei lungs- systeme n. Biplot (li nks) u nd Eigenw erte so wie kumulier te Varianz der Fak toren F1 bi s F6 (rechts) Der strukturi erende Effe kt der Vari abl en kann dami t in verschiedenen V erteil un gs - systemen unte rschi edli ch stark ausgep rägt s ein. Di e anzuwend enden Maßnah men zur Vermind erung von Invertebraten müs sen somi t i m Einz elfall verifi ziert werden. In ein em zweiten Schri tt wu rde daher di e Ähnl ichkei t der über di e Indivi du endichten einz elner Arten/Taxa b eschrieben en Mess ungen /Messstel l en (Aufnah mewerte) i m Verteil ung ssystem GWT -5E i m Oktobe r 2015 mi t ein er K o r r e s p o n d e n z a n a l y s e anal ysiert. Anschli eßend (p ost hoc) erfolgte di e Interpr etati on der struk turi erenden Faktoren über eine Korr elati onsanal yse der Aufnah mewerte mit d en Stan dortmerk- mal en FA, SV, T und Ent f WW. Die Indivi duendicht en gi ngen l og 10 - transformi ert i n die Berechnungen ein , di e Standortdaten wu rden st andardi siert (z -Transfo rmati on). 0 20 40 60 80 100 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 F1 F2 F3 F4 F5 F6 K umulat ive V ariab ilitä t (%) Eig enwert Achse 65 Nach der K orrespond enzanalyse wu rde di e Varianz der Daten über 14 Faktoren b e- schrieben, F1 un d F2 er kl ärten gemei nsam 46 % d er Varian z; über F1 – F3 konnt en 60 % der Vari anz i nterpretiert w erden ( Abbi l dung 3. 38 ). Post hoc wu rden di e Ordi nation swerte der M essungen (h i er Me ssst ell en) für all e Fak - toren mi t Stand ortmerkmal en korreli ert, um vorhan dene Zusamm enhä nge aufzuz ei - gen. Die Korrel ati onsmatri x (Pearson mi t p=0,0 5) zei gte nur für d en Faktor F1 (Achse F1) si gni fikante Zusammenhän ge mi t den St an dortmerkmal en: FA (R 2 =0,86) , SV (R 2 =0,85), Entf WW (R 2 =0,76) und T (R 2 =0,65 ). All e weiteren Fakto ren (Achsen) und fol glich mehr al s zw ei Dri ttel der Varianz waren üb er die erhobenen Stand ort - merkmal e ni cht erklärbar (s.a . Anl age 3). Abbildung 3. 38 : Korrespon denzanaly se von Dat en aus G WT -5 E (15 Da tensätze, O ktober 2015). Darstellun g der Auf nahmewer te (hier Messstelle n) im Koor dinatens ystem d er Faktor en F1 und F2, die V ektoren k ennzeic hnen die Wir kung der S tandortm erkmale 3 . 2 . 4 A NA L Y S E D E R T R I N K W A S S E R B I O Z Ö N O S E 3.2.4 .1 G R Ö ß E N S T R U K T U R Das Größensp ektrum de r in den Tri nkwass erverteil un gssystemen l ebenden Inver - tebraten war bea chtli ch, i m Rah men der Unters uchu ngen wurden Indi vid uen mi t Kör - perläng en von 30 µm bi s 11 mm regi stri ert. Die sch emati sche Ein teilung all er Einz elindi viduen ergab ei n e zahlenmäßi ge Domin anz sehr kl ein er Tiere ( Abbil dung 3. 39 ). Die durch schni ttliche Ind i vi duendi chte (Mi ttelwert) von Ti eren der Gr ößen - klasse 50 – 100 µm (Schal enamöben, Räderti erchen ) betrug ca. 35.000 Ind. m - 3 , wa s einem Ant eil von 75 % an der Gesamt - Indivi duenzahl entsprach. Deutli ch sel tener waren Individ uen der Größenkl asse 100 – 200 µm (z .B. Cl adoceren, Larven v on Copepoden); mi t du rchschni ttli ch 7.750 Indivi d uen m -3 (17 % Gesamt- Indivi duenzahl ). Den geri ngsten Ant eil an der Gesamt-Indi vi duenzahl (1 %) hatten Organismen/ Taxa mi t einer K örpergröß e von 800 µm. Während für di e Indi vi duendi chten mit zunehmender Körpergr öße ein e konti nui er - li che Abnahme zu verzeichn en war, wu rde bei der Biomass e ein Minimum bei ein er -0, 8 -0, 6 -0, 4 -0, 2 0 0, 2 0, 4 0, 6 0, 8 -1 -0, 8 -0, 6 -0, 4 -0,2 0 0, 2 0,4 0, 6 0,8 1 1, 2 1 , 4 F 2 ( 18, 34 %) F 1 (27, 43 %) Äh n lichkeit de r Pr ob es telle n (Ach s en F 1 un d F 2 : 45, 76 %) SV FA Ent f W W T 66 Körpergröße v on ca. 16 00 µm d etektiert (Abbil dung 3. 39 ). Di eser Ein schni tt, der Tiergruppen d er Mei ofauna (z.B. Bl attfuß- und Ru derfußkrebse) von Tiergruppen d er Makrofauna (z.B. Wass erassel n) trennt, l i eß sich auch i n verschi edenen Untersuchungen zu r be nthi schen Fauna beobac hten (G IERE , 2009) . Der Autor füh rte di esen auf die unterschi edli che Lebensw eise un d Mobi li tät di eser Großgruppen zurück. Abbildung 3. 39 : Individu endichte un d Biom asse einz elner Größ enklass en der Invert ebraten- Gemeinsch aft in Trin kwass erverteilung en. Legend e: blau – Me thode F2 100+55 ; hellrot – Methode F1 100+2 5 , Achsen L og 10 -skaliert Die Anal yse der Di versit ät i n den Größengruppe n ( Ab bildu ng 3 . 40 ) ergab, dass bi s zu einer Größe v on 200 µm (d .h. in nerhal b der untersten drei Größenkl assen) Scha - lenam öben mit jeweil s mehr als 90 % Antei l die Zoozönose sowohl za hl enmäßi g als auch hi nsichtli ch d er Biomasse domi ni erten. Die vergl ei chbar kl ein en Räder ti ere spi elten auf Grund ge ringer Indi vi duendicht en nur eine untergeordn ete Roll e. Mi t zu - nehmender Kö rpergröß e nahm di e Diversi tät de r regi stri erten Tiergrup pen zu . In der Größengrupp e um 100 µm fanden si ch neben R ädertierchen auch Bau c hhärli nge (Gastrotricha ), klei ne Vertreter de r Bärti erchen (Tardi grada), Wa ssermil b en (Hyd - racari na), Fadenwürme r (Nemat oda) sowi e Larven v on Ruderfußkr ebsen (Copepoda). In den Größ enklassen bi s 200 µm s owie bi s 400 µm errei chte di e Diversi tät vorkom- mender Ti ergruppen mi t neun Taxa ( Abbi l dung 3. 40 ) das Ma xi mum. Al s aspektbesti mmend wu rden je Gr ößenkl asse ei n bi s zwei Tiergruppe n i dentifizi ert (Abbil dung 3. 40 ) : Im Größenbereich 200 – 400 µm un d 400 – 800 µm besti mm ten Kl einkrebse (Bl att- und Ruderfußkrebse) da s Bil d der Lebensg emei nschaft . Z wi schen 800 und 1600 µm d omini erten wurma rti ge Lebensformen (Fadenwü rm er und Wenig - borster (Ol i gochaeta)) u nd i m Bereich ab 1,6 mm Isop oda (v.a. Wasse rassel n) . Bei den Isopoda war di e Domi nanz im Jug endstadium au f deren v erglei chsweise hoh e Bi omasse zurückzufüh ren (nicht dargestell t); in der G rößenkl asse ab ca. 3 mm waren Isopoda auch di e am hä ufi gsten na chgewi esenen Ti ere. 1 10 100 1.000 10.000 100.00 0 1.000. 000 25-50 50-100 100-200 200-400 400-800 800-1600 1600-3200 3200-6400 >6400 durchsc hnittliche Individ uendichte [Ind . m -3 ] 0,01 0,10 1,00 10, 00 durchschnit tlich e Bio masse [mg m -3 ] Größenkl assen [ µ m] 67 Abbildung 3. 40 : Aspektbe stimmend e Tiergru ppen in Größenkl assen: proz entual e Anteile an der Individue ndichte. All e Angab en in %, GK - Grö ßenkla sse 3.2.4 .2 S T O F F - U N D E N E R G I E T R A N S F E R Über d ie Anal yse der Größenstru ktur einer Leben sgemeinschaft l ass en si ch funkti o - nal e Zusammenhän ge ( z.B. Nah rungs- un d Energi eflu ss) darstell en und anal ysi eren. Abbildung 3. 41 : Köpergewi chte einig er Tiergrup pe n der In vertebrat en-Gesellsch aft in Trink- wasservers orgung ssystem en in Körperg ewichts-Kl assen . Die Se gmentieru ng der Ba lken e nt - spricht der Klasse neinteilung, d ie Breit e der Balke n repräs entiert de n Anteil d er Ti ergruppe an der Gesam t-Individu endic hte einer Körp ergewich ts -Klass e 68 Grundl age von Größen spektren si nd al lerdi ngs keine Körpe rgrößen, son dern das Körpergewi cht der O rgani smen al s dreidi mensi onal e Größe. All e in e i ner Lebens - gemeinschaft v orhand enen Indi vi duen werden hi erfür unabhän gig von i h rer tax o- nomi schen Zuordnung u n d i hrer funktional en Stell ung im S ystem in Körp ergewi chts - Kl assen eingeteil t ( Abbildun g 3. 41 , Tabel l e 3.2 ). Tabelle 3. 2: Körperg ewicht sklasse n (Trockeng ewicht) für I nvertebra ten in Trinkwass ervert eilungen Körpergewichts- Klasse 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Körpergewicht [µg Ind. -1 ] < 0,0028 0,0028 - < 0,016 0,016 - < 0,09 0,09 - 0,5 0,5 - 2,8 2,8 - 16 16 - 90,5 90,5 - 512 512 - 2896 > 2896 Körpergewicht [µg C Ind. -1 ] < 0,0014 0,0014 - < 0,008 0,008 - < 0,04 0,04 - < 0,25 0,25 - < 1,41 1,41 - < 8 8 - < 45 45 - < 256 256 - < 1448 > 1448 Log 2 Klassenmittel [µg C Ind. -1 ] -10,3 -7,8 -5,3 -2,8 -0,3 2,2 4,7 7,2 9,7 11,4 Al s Größenspektren w erden li neare Regressi onen von Körperg ewicht s - Kl assen mi t • der Abundanzsum me je Körpergewi chts -K l asse (Abund anz -Spektren) oder • der Biomass e je Körper gewi chts -Kl asse (Bi omasse-Spekt ren) bezeichn et. In ungest örten Syst emen folg t di e Abund an zsumme al s Funkti on der in dividuell en Körpergewi chts -Kl asse der Form ei ner Gerad en mi t ein er S teigu ng von nahe -1 (bei Log 2 (x;y) - Darstell ung ), Biomasse- Spektren erg eben Gerad en mit einer Steig ung knap p unter 0, d.h. i n all en Körpergewi chts -Klassen fi nden si ch ähnli che Bi omassewerte (G AEDKE , 1992b; T R EBILCO et al., 2013) . Die Stei gun g der Geradengl eichun gen beschreibt dabei di e E f f i z i e n z d e s Ü b e r - g a n g s v o n B i o m a s s e u n d E n e r g i e v on den kl einsten bi s zu den größten Orga - ni smen der Gemein schaft und dam i t auch zwischen den v orhand enen trophi schen Niveaus. Abw ei chungen von d er Normal form i n Form stei l erer (negative r) Ansti ege weisen auf i neffiz i ente Übergänge zur nä chst höhe ren Ebene bzw. auf ei ne schl echte N a h r u n g s v e r w e r t u n g hi n . Bezogen auf di e Nahrung ssitu ation der Lebensg emei n - schaft en i n Tri nkwasse rvertei lun gssystemen be deutet ei n steil erer (negati ver) Ansti eg der Gerade ei ne gerin gere Verwe rtbarkei t der Nahrung sgrund lag e (geri ngere Nahrungsqu ali tät). Ein fl acherer negati ver Ansti eg i n Abun danz - Spektren und /oder ein posi tiver Ansti eg i n Bi omasse-Sp ektren d euten an, dass i n höheren Körper - gewicht s-Kl assen mehr Bi omasse gebi l det wird, als für den Au sgangspu nkt ermi tt elt. Solche Abwei chun gen könn en messtechni sch (z .B. unvoll stän dige Erfassun g der Organismeng esell schaft) ode r durch Stö rungen i m System (exte rne Ei ngri ffe in di e Lebensgemei nschaft) bedi ngt sein . Die Lage der G eraden i m Koordi natensystem wi rd darüber hi n aus vom Schni ttpu nkt mi t der y-Achse (b) b esti mmt. Übertragen au f di e Lebens gem ei nschaft i n Trinkwass erverteil ungen besch reibt di eser Wert das N i v e a u d e r N a h r u n g s - b e z i e h u n g e n bz w. di e i niti al notwendig e Nahrungsmeng e. 69 Abbildung 3. 42 : Größenspe ktren des g esamt en Datenbest andes ge trennt nach Probe nahme- verfahr en als Abu ndanz-Spektr en (o ben) und Bioma sse-Spektr en (unt en) . Legende : blau – F 1 100+25, grau – F2 100+55, brau n – F 10 0 Die A b u n d a n z - S p e k t r e n des g esamten Dat en satzes (F1 10 0+25 – n=1 97; F2 100+55 – n=772 ; F 100 – n=90) zei gten für F1 und F2 ei ne konti nuierli che Ab - nahme der Abu ndanz en mit zunehmend er Körpergewi chts - Kl asse (Abbil dung 3. 42 ). Die li n earen Abhängi gkei ten waren für al l e m i t den Meth oden F1 100+2 5 und F2 100+55 gewonn enen Daten ho chsi gni fikan t (R 2 =0,98 (p=6,7 E-7) fü r F1 100+25 und R 2 =0,95 (p=5,0 E-5 ) für F2 100+55 ). Di e Geradengl ei chung fü r di e mit F1 100+25 gewonn enen Daten ka m mi t ei ner Steigun g von -0,88 de r Idealli ni e im ungestörten Sy stem am nächsten ( F ormel 3-3 , Ab bild ung 3. 42 ). y = - 0, 8 20 3 x + 8,8 6 52 R² = 0 , 95 4 y = -0, 88 x + 9, 29 89 R² = 0 , 97 87 y = - 1 ,5 41 7 x + 5, 85 5 8 R² = 0 , 99 77 y = 0,0 38 8 x + 3,0 1 21 R² = 0, 0 14 7 -5 0 5 10 15 20 -15 -10 -5 0 5 10 15 20 Log 2 ( Abundanz) [Ind. m - 3 ] Log 2 (K örperg ew icht) [µ gC Ind - 1 ] y = 0,1 5 3 8 x - 0,5 9 78 R² = 0 ,4 30 4 y = 0, 0 8 49 x - 0, 19 5 5 R² = 0 ,4 49 y = -0, 55 49 x - 3,7 85 R² = 0 , 96 95 y = 0,9404x - 5,9183 R² = 0 , 81 41 -10 -5 0 5 10 -15 -10 -5 0 5 10 15 Log 2 ( B iomasse) [µg C m - 3 ] Log 2 (K örperg ew icht) [µ gC Ind - 1 ] 70 Der (negati ve) Ansti eg des Abundan z -Spektru ms der mi t Methode F2 10 0+55 ge- wonnenen Dat en war z war etwas fl acher im Ve rgl eich zu r Methode F1 100+ 25 ; di e Unterschi ede zwi schen bei den Methoden wa ren jedo ch ni cht relevant , di e Si gnifikanz des aus beid en Datensä tzen resul ti erenden Abun danz -Spektrums wa r mi t einem R² = 0,97 hoch (F ormel 3-3 ). Das Abundan z-Sp ektrum für F 100 wurd e über zwei Gerad engl eichungen beschri e - ben; bi s zu ein er Körpergewi chts -K l asse vo n 5 µg (Kl assenmi ttel) fiel die Gerade des Abund anz- Spektrums steil ab und sti eg danach mi t zunehmender Köper größe wi eder an (Formel 3-3 ). Die Stei gun g der ersten Glei chung (m= -1,54 ; Körpergewi chts - Kl assen 1 – 6) war im V ergl eich zu F2 (m =-0,82) und F1 (m=- 0,88) größer. Auf Grun d der hohen Fal l zahlen (ausgew ertete Ei nzel proben) für all e Probenahme techni ken waren di e Ursachen d er Unterschi ede mi t hoher Wahrschei nl ichkeit nicht du rch unterschi edli che Datengrun dl agen bedi ngt, sondern eher m et h odisch be gründet: Di e Größe ein es Indivi duums ist n ur eine Di mensi on seines K örpergewi chtes. Lange schlan ke Organi smen und gedrun gene Form en könn en gl eich schwer sei n. Schl anke Organismen mi t hoher Ei genbewegl i chkeit (z .B. O l i gochaeten, Copepo den) können sich ab er bei ei ner größeren Maschenw eit e des Fil ters einer Pr obeentnahme entz ie - hen und z.B. d en 100 µm -Fi lter passi eren. Da größer e Tiere in deutli ch geri ngeren Indivi duendi chten vorhan den waren, fi elen s olche V erluste d eutli cher „ins Gewi cht“. Ab ein em Körpergewi cht von ca. 90 µm (z .B. W asserassel n ab 3 mm Lä nge) waren di e Abundan zen je Körpergewi chts -Kl asse für die M ethoden de r Probee ntnah me wi e- der ähnli ch. Bemerken swert war auch ein e Abweichu ng a l l e r Abu ndan zwerte b ei der Körpergewi chts- Kl asse 16 – 90,5 µg. Ab di eser K örpergewi chts -Kl asse wu rden die Pro- ben ni cht mehr i n Pl anktonkammern mi ttel s Umkehrmikr oskop, sond ern i n Petri - schal en unter ei nem Stereomi kroskop anal ysi ert. Mögli cherwei se kam en i n diesem Grenzberei ch Mi nderbefunde vor. Auch das B i o m a s s e s p e k t r u m von F1 100+2 5 kommt d em Ideal fall einer lin earen Abhängi gkei t mit einem Ansti eg nah e Null am n ächsten. Di e ermi ttel te Geraden - gl eichung ha t einen Ansti eg von 0,0 85 ; die Reg ression ist j edoch stati sti sch ni cht signi fikant (R²=0,45 , p=0,045). Formel 3- 3: Gerade ngleichung en der Abu ndanzsp ektren des gesa mten Date nbestand es getren nt nach Probenahm everfahr en F1 100+25: Log 2 (Abundanz )=Log 2 (Kö rpergewichts-Klasse)*-0,88+9,29 (R²=0,98) F2 100+55: Log 2 (Abundanz )=Log 2 (Kö rpergewichts-Klasse)*-0,82+8,86 (R²=0,95) F1 un d F2: Log 2 (Abundanz)=Log 2 (Körpe rgewichts-Klasse)*-0,86+9,12 (R²=0,97) F 100 Körpergewichtsklassen 1-6: Lo g 2 (Abundanz)=Log 2 (Körpergewichts-Klasse)*-0,54+5,86 (R²=0,99) F100 Körpergewichtsklassen 6 -9: Log 2 (Abundanz)=Log 2 (Körpergewichts-Klasse)* 0,04+3,01 (R²=0,015) 71 Mi t größer werdender M aschenw eite i m Fil trati onsschritt wurde der Zus ammenhan g zunehmend V-förmi g mi t einem Bi omasse -Mi nimum bei ein er Körpergewi chts -Kl asse von 5 µg (Kl assenmi ttel; Gli ederwürmer, adul te Rud erfußkrebse, Wa ssermil ben, klein ste Jungti ere von W asserass eln) . Di e s war wi eder für di e mi t Methode F 100 er- hal tenen Ergebnisse bes onders d eutli ch : das Bi omassespektrum war hi er i n Form zweier Geradengl ei chungen dar stell bar mit jeweil s signifikan tem Ergebn i s ( Formel 3-4 , Abbi l dung 3. 42 ). Die Geraden der Biomas se-Sp ektren de s gesamt en Datenb estandes (F1 100+25 , F2 100+55) ha tten ein e posi tive Steig ung von 0,085 bz w. 0,15 ( F ormel 3-4) . Dieser „Energi egewinn “ war nicht über den Energi eflu ss durch die Bi ozönose al l ein zu erklä - ren. Vi elm ehr war das Vorhandens ein einer n i c h t - b i o l o g i s c h e n N a h r u n g s - q u e l l e (z.B. POM und/ode r DOM) wah rschei nlich, di e ni cht im A bundanz - und Bi omasse-Spektrum e rfasst wu rde (s.a. Kap i tel 4.2.2). F ü r d i e B e u r t e i l u n g d e r N a h r u n g s s i t u a t i o n i n d e r T r i n k w a s s e r v e r t e i l u n g k a n n e i n e p o s i t i v e S t e i g u n g d e r G e r a d e d e s B i o m a s s e - S p e k t r u m s a u f d a s V o r h a n d e n s e i n e i n e r z u s ä t z l i c h e n N a h r u n g s q u e l l e i m S y s t e m h i n w e i s e n . Für fünf Verso rgungssys teme (GW T -28, GW T-15N, GWT- 36, GWT-38 un d GWT-5 E) wurden bei spi elhaft di e Abundan z - und Bi omasse-Spektren ve rgli chen. Di e Auswertun gen ergaben d eutli che Unterschi ede sowohl bei der Steigu ng der Ge rade al s auch bei ih rem Schni ttpun kt mi t der y-Achse . In der Trin kwasservert eilu ng G W T - 28 wurd en d i e steilsten negati ven Ansti ege so- wohl für das Abundan z- al s auch d as Biomass e- Spektrum e rmit telt (Abbil dung 3. 43 , Abund anzspektrum i n An lag e 4). Die über zehn im g esamten System ve rteil te Mess - punkte un tersuchte Tri nkwass erverteil un g (Methode F2 100 +55) beh erbergte ei ne aus überwi egend kl ein en Indivi duen bestehend e Invertebrat en -Gesell schaft. Di e durchschni ttli chen Werte für di e Besi edelu ngsdichte/Bi omasse betrugen 43.530 Indivi duen m - 3 bzw. 2,92 mg m -3 . Makro i nvertebraten wa ren ausschl i eßlich in Form von Ol i gochaeten vorhand en, Wass erasseln kamen ni cht vor. De r Anteil der Makroi nvertebraten an der Gesamtab undan z und -bi omasse betrug du rchschn i ttli ch 0,4 bzw. 16 %. Formel 3- 4: Gerade ngleichung en der Biom asse-Spekt ren des ge samten D atenbe standes g etrennt nach Prob enahmev erfahre n F1 100+25: Log 2 (Biomasse)=Log 2 (Körpergewichts-Klasse)*0,085-0,2 (R²=0,45) F2 100+55: Log 2 (Biomasse)=Log 2 (Körpergewichts Klasse)*0,15-0,6 (R²=0,43) F 100 Körpergewichtsklassen 1-6: Lo g 2 (Biomasse)=Log 2 (Körpergewichts-Klasse)*-0,55-3,78 (R²=0,97) F 100 Körpergewichtsklassen 6-9: Lo g 2 (Biomasse)=Log 2 (Körpergewichts-Klasse)*0,95-5,9 (R²=0,81) 72 Abbildung 3. 43 : Biomass e-Spektrum für G WT -2 8 und GWT-15N Das Tri nkwasservertei l ungssystem G W T - 1 5 N wurde 2014 und 201 5 über jew eils 15 Hydranten auf Invertebrat en untersucht (Methode F2 100+5 5). Di e durchsch ni tt - li chen Werte für di e Indivi duendi chte (33.751 Ind i viduen m -3 ) und die Biomasse (2,9 mg m -3 ) d er Invert ebraten -Ges ellschaft z eigten äh nli che Gr ößenor dnun gen wi e in GWT-28. Jedoch spi elten Makroorgani smen ( Oli gochaeten und Wa sserassel n) in di eser Leb ensgemei nsch aft eine gr ößere Rol l e. I hr An teil an der Gesamt besiede - lung sdichte und Bi omasse betrug 0 ,2 bzw. 27 %. Die für di e Geraden ermi ttel te Ste i - gung war s owohl für das Abundan z - al s auch für das Bi omasse -Spekt rum stei l er als di e theoretische Normal form. Die S chni ttpunkte mi t der y -Ach se l agen bei GWT-15N deutli ch un terhalb der für GWT -28 ermi ttel ten Werte (Ab bi l dung 3. 43 , Abun danz - Spektrum i n Anl age 4). Beide Syst eme waren d urch i hre Abwei chun gen vo n d er theoreti schen Normal form durch ein e gerin gere Effi zienz des Stoff- und En ergiefl usses gekennzei chnet, wob e i di e Ener gi eeffiz i enz in GWT -28 i m Verglei ch zu GWT-15 N auf Grund d es st eil eren negati ven Geradenan stiegs im Bi omasse -Sp ektru m gering er war. Trotz des höheren Inputs an Nah rung (höherer Schn i ttpu nkt mit der y -Achs e) schi enen i n GWT-28 di e Ressourcen für di e Ausb il dung ei ner stabil en Popul ation größer er Invert ebraten (z. B. Wasserassel n) zu fehlen. In GWT-15 N war di es, wenn auch auf vergl eichsweise geringem Ni veau, mögl i ch. In GWT-36 war en di e ermi ttelten Werte fü r die Abund anz un d Biomasse all er Wirbel - losen i m Verglei ch zu GWT-28 un d GWT- 5N d eu tlich h öher (durchschni tt li ch 967.000 Indi viduen m - 3 bzw. 64 mg m -3 ). Auch Makroorgani smen (Gl i ederwürmer, Wasserassel n) waren mi t durchschn it tlich 6.53 0 Indivi duen m - 3 zahl reich vorhanden. Die Ant eile an der G esamtabu ndanz und - biomasse betrugen 0,02 % b zw. 33 %. Al s Besonderhei t i m Vergleich zu den anderen untersuchten Trinkwass erve rteil ungen präsenti erten sich di e Größen spektren zwei getei l t ( Ab bildung 3. 44 , Abundanz - Spektrum i n Anl age 4). Di e Wasserassel n (l etzte zwei bzw. drei Körp ergewi chts - y = - 0, 3 15 6x + 0,8 2 99 R² = 0 , 46 y = -0, 15 85 x - 1,0 72 8 R² = 0 , 26 42 -5 0 5 10 15 -10 -5 0 5 10 15 Log 2 ( B iomasse) [mg m - 3 ] Log 2 ( K örpe rge w ichtsklasse ) [µg C Ind. - 1 ] GWT- 2 8 GWT- 1 5N P rotoz oe n Mei ofauna Ma krofauna 73 Kl assen) schienen von d en Stoff - und Energi eflüssen der restli chen Lebensgemei n - schaft abg ekoppelt zu sein ; für diese Körp ergewi chts -Kl assen war vor all em i m Bio - masse-Spekt rum ein anderer li nearer Zusamm en hang mi t deutli ch posi tivem Ansti eg erkennbar. Di e Entwi cklun g der Makroorgani smen un d i nsbesondere di e der Was - serasseln war in di esem Sys tem mögl i cherweise von ein er weiteren Nah rungsqu ell e abhängi g, di e auf der Basi s von Organi smen -G rößensp ektren ni cht darst ellb ar war (s. a. Kapi tel 4.2.2 ). Denkba r wären vo r all em organi sche Parti kel (PO M), di e mit dem Tri nkwasser in das Vert eilu ngssystem ei ngetragen werd en. Abbildung 3. 44 : Biomass e-Spektrum für GWT- 36 Über ein e Darstell u ng körpergewi chtsbasi erter Bi omassen in Form kl assi scher (Trophie)Py rami den l assen sich Nahrung s- und Energi eflü sse e b enfall s erkl ären. Unter der Vo raussetzun g, dass i nnerhal b einer Bi ozönose En ergie von einem trophi schen Niveau/ei ner Größenkl asse zum/ zur nächsten w eit ergegebe n wi r d, ent- stehen auf Grun d der E nergi everluste zwi schen den ei nzeln en Niveaus Ene rgi e - /Bi omassepyramid en (T REBILCO et al., 2013). In Trin kwassernetzen soll te der, übe r di e m i k r o b i o l o g i s c h e N a h r u n g s k e t t e (DOC Bakterien/ Bi ofilme Invertebraten, s. Kap it el 4.2.2) verl aufende Stoffumsatz al s Bi omas se-Gr ößen- Pyramide da rstell bar sein , da es in folge von Resp i rationsprozessen zu E nergie - bzw. Stoffverl usten zwi schen den ein zel nen Kompartimenten d er Nahrung s k ett e kommt. Je flacher di e Pyrami de anstei gt, umso schl echter i st der Stoff - und Energi etransfer zwi schen den Gli edern der Nahrun gskette . Ab bild ung 3. 45 zeig t die Biomass e- Größen-Py ramid en für di e Lebensgemei nschaften i n den Trin kwassernetzen GWT - 28 und GWT-15N . y = - 0, 7 80 5 x + 0,9 5 77 R² = 0 ,9 58 3 -5 0 5 10 15 -10 -5 0 5 10 15 Lo g 2 ( Biomasse ) [mg m - 3 ] Log 2 ( K ö rpe rge w ichtsk lasse ) [µg C Ind. - 1 ] GWT- 3 6 Prot ozo en Mei ofauna Ma krofauna Y= - 0, 63 5 -2,5 8 R²=0,99 74 Abbildung 3. 45 : Vom Bio masse-Sp ektrum zur Bioma sse-Pyramid e – am B eispiel der Inv erte- braten-Ge meinschaf ten der Vert eilungssy steme GW T-28 (hellgr ün) und GWT- 15 N (blau) Im Gegensatz dazu kann ein St offumsatz über di e D e t r i t u s - N a h r u n g s k e t t e (POC Invertebraten , s. Kap i tel 4.2.2) zu ein er inversen Py rami de führen. Je brei ter di e Pyramide nach oben wi rd, umso bed eutsam er sin d all ochthone (organ i sche) Partikel für di e I nv ertebraten -G emei nschaft. Beispi el e hierfür waren di e Lebensgemei nschaften i n den T ri nkwassernetzen GWT -5 E und GWT-38 (Abb ildun g 3. 46 ). Abbildung 3. 46 : Inverse Bi omass epyramiden der In vertebrat en -Ge meinschaf ten aus GW T-5E und GWT-3 6. Ein Son derfall war das Verso rgungssystem GW T- 36 mi t ein er doppelten Pyramide. Hier wurden D OM und P OM parall el verstoffwec hselt, di e mi krobiol ogische - und Detri- tus-Nahrun gskette schi enen vonei nander entko ppel t zu sein . 0 5 10 15 20 25 -7--4 ,5 -4,5--2 -2-0 ,5 0,5-3 3-5,5 5,5-8 Biomasse [mg m -3 ] Kör perg ewicht log 2 [µgC I nd. - 1 ] -5 0 5 10 15 -10 -5 0 5 10 15 Biomasse log 2 [mg m - 3 ] K örpergew ichtsklasse log 2 [µg C Ind. -1 ] GWT-28 GWT-15 N Prot ozoe n Mei ofauna Makrofauna 0 5 10 15 20 25 -7--4 ,5 -4,5--2 -2-0 ,5 0,5-3 3-5,5 5,5-8 8-1 0,5 Biomasse [mg m -3 ] Kö rper gewich t log 2 [µgC I nd. - 1 ] GW T- 5E 0 5 10 15 20 25 -7--4 ,5 -4,5- -2 -2-0 ,5 0,5-3 3-5 ,5 5,5-8 8-10 ,5 Biomasse [mg m -3 ] Kö rper gewicht log 2 [µgC I nd. - 1 ] GW T- 36 75 4 D I S K U S S I O N Wirbell ose Tiere war en mi t großer Viel fal t (13 Ti ergruppen) un d i n bea chtli chen Größenordnun gen (100 bi s > 1 Mio. Individ uen m - 3 bzw. 0,001 bi s fast 10 0 mg m -3 ) 10 in den untersuchten T rinkwass ervertei lu ngssystemen vorhan d en. Mi t ei n er Nach- weiswahrs cheinli chkei t vo n m ehr als 60 % war en Schal enamöben, Räd erti erchen, Fadenwürme r und Rude rfußkrebse al s ubi qui tär einzustu fen; ohne optis che Hil fs - mi ttel sicht bare Tiere wi e Wasserassel n un d Gli ederwürmer war en i n mehr als 50 % der Rohrlei tun gssysteme vorhand en. Detail li ertere Analysen von Größen verteil ungen, Indivi duendi chten un d Bi omassen zei gen di e Existenz stabi l er Strukturen innerhal b di eser Leb ensgemei nsch aften. Die Dat en beleg en: Invertebraten si nd kein Zu fall s- produkt, s ondern ein wesentli cher Bestandt eil dieser Systeme und soll t en in die Be - wertung d er Trinkwass erquali t ät ein bezogen we rden. Die Entwi ckl ung wi rbelloser Tiere in Trinkwass erversorgung ssystemen kan n Größen - ordnungen ann ehmen, di e eine Vermin derung d er Indivi du endichte und Bi omasse erforderl i ch macht. Di e nachhalti gste Methode i st di e Mini mierung ih rer Nahrun gs- gr undl agen. Dazu si nd Kenntnisse über di e Nahrungsbezi ehu ngen i m jeweili gen System un verzi chtbar. Di e Er g ebni sse der vorli egenden Un tersuchun gen bel egen, dass si ch auf der Grun dlage von Indivi duendi chten und Bi omassen de r vorkom - menden Grö ßenklass en der Inve rtebraten di e Bedeutun g grundl egender Nah rungs - komponenten ab schätze n l ässt. In den fol genden Kapi t e l n soll en daher die Themen b i o l o g i s c h e T r i n k w a s s e r - q u a l i t ä t und N a h r u n g s b e z i e h u n g e n i n der Tri nkwasserve rteil ung ausführli cher di skutiert werden. 4 . 1 D I E B I O L O G I S C H E T R I N K W A S S E R Q U A L I T Ä T Der Begri ff T r i n k w a s s e r q u a l i t ä t ist i n Deutschl an d im Gesetz zur V erhütu ng un d Bekämpfung v on Infekti onskrankhei ten bei m M enschen – Infekti onsschu tzgesetz – im A bschnitt Wasser unt er § 37 de fini ert: „Was ser für den mens chli chen Ge b rauch muss so bescha ffen sei n, dass durch sei nen Gen uss ode r Gebrauch ei ne Schädi gung der menschl ichen Gesundhei t, insbesondere du rch Krankh eitserrege r, ni cht zu besor - gen ist.“ (D EUTSCHER B UNDESTA G , 2000). Mi t dem Fokus auf d en B e s o r g n i s - g r u n d s a t z e i n e r S c h ä d i g u n g d e r m e n s c h l i c h e n G e s u n d h e i t i st vom Bun- desmin i st erium für Ges undh eit das „Gesetz üb er di e Quali tät von Wasse r für den menschl i chen Gebrauch, Tri nkwasserverordnu n g“ ausgestal tet word en ( BMG , 2001) . Neben all gemei nen Anforde rungen „…rei n un d genusstaugl i ch“ ( BMG , 200 1) zu sein, sin d im Gesetzestext ko nkrete Anford erungen f ür di e mikrobi ologi sche und chem i - sche Qual ität des Wass ers verzei chnet. Bevor Trin kwasser über Verteil ung ssysteme zum Verbrauch er transp orti ert wird, wi rd es Oberfläch en- und /oder G rundwass erkörpe rn entnommen un d aufb erei tet. Die Beurteil un g dieser Wasserkö rper ist i m europäi schen Rah men üb er die Wasse r- rahmenricht li nie (WRRL) ( EU P ARLAMENT U ND EU R AT , 2000) gereg elt un d wird i n Deutschl and u.a. i m Wasserhaushal tsges etz (D EUTSCHER B UNDESTA G , 2009) u mgesetzt. In der WRRL wi rd ein g a n z h e i t l i c h e r A n s a t z unt er Einb eziehung b i o l o g i s c h e r , hydromorph ologi scher un d chemi scher Q u a l i t ä t s k o m p o n e n t e n zur Bewertun g des ökol ogischen Zu standes verwend et. Versch i edene biol ogische Quali tätskomp o - 10 alle Untersu chungsmeth oden 76 nenten (Organ i smengruppen bzw. Leb ensgemei nschaften) besti mmen dabei maßgeb - li ch den ökologi schen Zu stand (Quali t ät) von Oberflächenwa sserkörper n; neben de r Besiedelu ngsdi chte gehören auch A rtenvi elfal t und spezi fi sche Zusammensetzu ng einer Leben sgemei nschaft zu den r elevanten B ewertungsk rit erien. Auch für Grund - wasserkörper soll en künfti g biologi sche Qual itä tskomponenten i n die Bewertun g des Wasserzustan ds ein geschl ossen w erden (G RI EBLER et al., 2014). Anders al s bei der (g esetzli ch geregel ten) Bewer tun g der Trinkwass erqual i tät, wo das Mediu m Wasser i m Mi ttelpu nkt der Bewertung steht, wi rd mi t Umsetzu ng der WR R L der gesamte Was serkörper b etrachtet. Bei spi elsweise werd en in Trinkwass eranalysen ausschl i eßlich im Frei wasser vorhan dene Mi kroben un d i m Wasser gel öste Stoffe ana - lysiert, wog egen di e Untersuchun g von Wasse rkörpern au ch Ti ergruppe n umfasst, di e zwar im Wa sser l eben, aber nicht bzw. nur z ei tweise im Frei wasser vorh anden si nd. Unabhän gig von i hrer gesundh eitli chen Rel evanz spi elen somi t alle i n dieser Arbei t untersuchten Ti ergrupp en für di e Quali tät des Trinkwassers per se kei ne Roll e, da si e ni cht im Frei wa sser l eben und nur zufäll ig in „normal en“ Wasserpr oben vorhanden sin d. Die aktuell übli che Vorgehenswei se (Anal yse des Wassers un d ni cht des Wasserkörp ers) hat gr oße Nacht eil e, da im Fall e von Grenz wertübersch reitu ngen (z.B. Legi onell en) Ursachen un d erfor derl i che Maßnahmen aus der rein en Wasser - anal yse i.d.R. ni cht abgeleit et werden können un d Elemente ei ner ganz hei tlichen Untersuchung de s Wasserkö rpers (z.B. Trinkwasserv erteil ung , Analyse ein zelner Rohrnetzber eiche) i m Nachhi n ein nachgehol t werden müssen. Di e Bewertung de r b i o l o g i s c h e n T r i n k w a s s e r q u a l i t ä t gewäh rl eistet dageg en einen gan zhei tli chen Ansatz, i ndem sowohl v e r s c h i e d e n e b i o l o g i s c h e Q u a l i t ä t s k o m p o n e n t e n al s auch sämtli che Wasse rkörper i n di e Beurteilu ng einbezogen w erden. Sta tt ein er rein mi krobiol ogischen Beurteil un g werden bei einem sol chen Ansatz w ei tere in Tri nk - wassersystem en l ebende Tiergrupp en ei nbezogen und i m g e s a m t e n S y s t e m d e r W a s s e r v e r s o r g u n g von d er Wassergewi n nung über di e Wasseraufberei tu ng bis zum Transp ort des Tri nkwassers unt ersu cht un d bew ertet. Der Fo kus di eser Arbei t lag auf den Systemen d er Trinkwass ervert eilu ng. Die besonder e Bedeut ung di eser Wasserkörp er resul tiert au s ihrer Ausdehn ung ( Di e Länge des Tri nkwassernetz es in Deutschl and li egt Schätzun gen zufol ge bei ca. 530 .000 km ; (DV GW, 20 15) ) und aus ih rer unmit telbaren Nähe zum V erbrauche r. Das Ri siko einer Veränd erung der Tri nk - wasserqual i tät auf dem Transp ortweg zum V erbrauche r steig t mi t jedem Kil omet er Rohrlei tung. 4 . 1 . 1 Q UA L I T A T I V E R A S P E K T Seit den Entd eckungen von Robe rt Koch un d Loui s Pasteur, dass besti mmte Krank - heit en von Mikroorgani smen veru rsacht werden und dass deren rasante Ausbr eitu ng auf den Genus s von kontam i niertem Wasser zurü ckgeführt we rden kann, wi rd di e bi ologische Trin kwasserqu alität auf den mikrobi ol ogischen Aspekt reduzi ert. Daher wurden und w erden M ethoden entwi ckelt, di e es ermögl i chen, entsprechend e Krank - heit serreger frühzeit i g zu erkennen bzw. üb er Ind ikat oren mögli che Gefährdungen anzuz eigen ( VAN DE R K OOIJ & VAN DER W IELE N , 2014). Wi ssenschaftli che Arbeiten zu wi rbellosen Tieren k onz entrieren si ch vor al l em auf ih r direktes Gesundh eit sgefähr - dungspotenz i al und/ oder auf ihre Funkti on al s Wirtsorgani smus od er Carrier für pa - thogene Mi kroorgani smen ( B ICHAI , B ARBEAU & P AYM ENT , 2008; C HANG , W OODWA RD & K ABLER , 1960; C HRISTENS EN et al., 2013; C HRI STENSEN et al., 2012; L EVY , H ART & C HEETH AM , 1986) . Freil ebende Amöben steh en b eispi elswei se im Fokus der angewandten Fo rschun g, da 77 • eini ge Arten „ein e medizini sche Relevanz al s ob li gate bzw. fakul tati ve wasser - bürti ge Krankhei tserreger besi tzen“ (z .B. Spezies d er Gattungen A cantamoeba , Balamuth ia un d Negleria al s Erreger de r Amöb en -Meni ngoencephali ti s und/oder der Acan tham öben -Kerati ti s) und • eine Vi elzahl von Amöben al s Wirtso rgani smen für pathog ene Bakteri en di enen (H OFFMANN & M ICHEL , 2003). Pathogene Organ i smen benöti gen Wi rtsorganismen un d/oder Ca rrier, d a sie i m Lebensraum ( Trink)Was ser ni cht hei mi sch sind , si ch hier aus ei gener Kraft ni cht ver - mehren/verbr eiten kön nen un d somit au f län gere Sicht hier nicht überleben würden. Der quali tati ve Aspekt der bi ol ogischen Trinkwasserqual ität muss dah er • über die Erfassun g gesu ndh eitsschädi g ender/krankmachender Organi smen hinau sgehen; di e Vielfalt und Quan ti tät in Trin kwassersystemen vorhan dene r Wirbell oser kann auch i m Si n ne der Tri nkwasse rverordnung ni cht ohne Au swi r - kung auf di e Trin kwasserqual i tät sein , „die Grenzen zwi schen natü rli ch und un - ästheti sch […] und zwi schen Unvermei dbarem un d Versäumni ssen li egen nahe beiei nander “ (R Öß NER , 1966), un d • di e Mögli chkeit en einer bi ologi schen Indikat i on, wie sie beispi el sweise für di e Bewertung ökol ogi scher Zuständ e in der W R RL veranke rt sind (z.B. B I RK & H ERING , 2006), für Tri nkwass ersystem e nutzen. C HRISTENSEN e t al . (2011) sowie VAN L I EVERLO O et al. (2012) u nd (2014 ) beschreiben signi fikant e Zusammenh änge z wi schen der gesam ten Wirbel l osengesellschaft s owie speziell er Tiergrupp en mi t quantitati ven/quali tati ven Charakteristi ka i n Trin kwasser- verteilu ngssystemen ab gel agerter Sedi mente. Im Umkeh rschl u ss sind System - zuständ e in Tri nkwasserve rteilu ngen über di e Anal yse der Invertebrat en -Gesel l schaft quali tativ/q uantitati v darstell bar. Ähnl i ch der Vorgehenswei se bei de r Erarbeitu ng einer Methodi k zu r Bewertung de s ökol ogi schen Zustand s von Gewä ssern gemä ß WRRL dokument i eren M ICHELS & G UN KEL (2013) di e Mögli chkeiten ei ner Beurt eil ung des biol ogi schen Zustands von Roh rlei tun gssystemen mit Hi l fe biologi scher Para - meter/Kri terien. Gemä ß Tri nkwasserver ordnung ( BMG , 2001) ergi bt si ch ein Informa- ti onsbedarf für den Wa sserverso rger über di e Qu alität smerkmale • R e i n h e i t / G e n u s s t a u g l i c h k e i t d es Tri nkwas sers, • di e Einhal tung m i k r o b i o l o g i s c h e r un d • c h e m i s c h e r A n f o r d e r u n g e n . Von Bed eutung sind darüber hin aus • I n d i k a t o r p a r a m e t e r zu r Absicherung di e se r Qu ali tätsmerkmal e. Ergänzend zu d en mi krobi ologi schen und chemischen Parametern l i eßen si ch Informationen z u di esen Aspekten aus bi ol ogischen Untersuch ungen ge wi nnen (Tabell e 4.1 , M I CHELS & G UNKEL , 2013 ). Tabelle 4. 1: Inform ationsgeh alt biolog ischer Pro ben aus Tri nkwass erverteilu ngssys temen. (aus M ICHELS & G UNKEL , 2013, ergänzt) Qualitätsmerkmal Biologische Bewertungskriterien Reinheit (z.B. Ästhetik) • In divid uendichte und Biomasse von Makro- invertebraten • Größe der Makroinvertebraten • Arten/Tiergruppen der Makroinvertebraten 78 Qualitätsmerkmal Biologische Bewertungskriterien Genusstauglichkeit • Arten/Tiergruppen der Makroinvertebraten (z.B. Anteil an Nematoden) • Arten/Tiergruppen der Mikroinvertebraten (z .B. An- teil an Amöben) • In divid uendichte von Protozoen/Amöben mikrobiologi sche Anf orderungen • In divid uendichte von Protozoen/Amöben • Biomasse der In vertebrat en-Gesellschaft Indikatorparameter z.B. für die Einhaltung allgemein anerkann- ter Regeln der Technik • Biomasse der In vertebrat en Gesellschaft • Vorkommen u nd Masse vo n Kotpellet s • Arten/Tiergruppen der Makroinvertebraten Ausmaß und räu mliche Ver teilung organischer Ablagerungen • Zusammen setzung der Lebensgemei nschaft • Ern ährungstypen in der Lebensgemei nschaft (A nteil e und räumliche Verteilung) • Anteil Sedimentfresser/Sedimentbewohner Biofilmbil dung • Zusammen setzung der Lebensgemei nschaft • Ern ährungstypen in der Lebensgemei nschaft (A nteil e und räumliche Verteilung) • Anteil Biofilmbewohner mikrobiologi sche Stabilität des Trinkwassers • Biomasse der In vertebrat en-Gesellschaft • Vorkommen u nd Masse von Kotp ellets • In divid uendichte von Protozoen/Amöben Ein entschei dender Vo rteil biol ogischer Anal ysen i st die (zei tli che) Integrati on des Gewässerzu stands übe r ein en län geren Zeitrau m geg enüber der M omentau fnahme einer chemi schen An al yse. Aus ei nem Anal ysenergebni s (Indi vi duendichte und/oder Bi omasse vorhandener Arten) sind über die Berü cksicht igun g der ökologi schen Ei gen - schaften de r Arten/Ti ergruppen w ei tere Charakteristi ka des Zustand s ei n es Wasser - körpers darst ell bar. Solche we i terführenden B eurtei lun gen sin d mit chemi schen Ana - lysen un d mi t der Suche nach K rankheit serregern nu r sehr ei ngeschränkt mögli ch (Tabell e 4.1). Von be sonderer Bed eut ung si nd dabei • di e Stellung von Art en/Ti ergruppen im St off- un d Energi efluss, (s.a. Kapi tel 3.2.4 ), • Ernährungstyp en/Nahru ngspräf erenzen und • Präferenzen für Mi kroha bi tate. Arten und/ode r Arteng rupp en können somi t al s Indikatoren fü r besti mmte Sy stem - zuständ e in der Wass eraufberei tung und -verteil ung, bei spiel sweise für Aussagen zur Abl agerungssi tuati on oder zur (mi krobiol ogi schen) Stabil ität des Tri nkwassers, genutzt werden. 4 . 1 . 2 Q UA N T I T A T I V E R A S P E K T Eine Bewertun g der bi ologi schen T rinkwasserqu ali tät mu ss neben dem qu alit ativen Ansatz, z.B. d er Erfassu ng potenti ell gesund hei tsgefährdender O rgani smen oder besonders g roßer (unap peti tli cher) Taxa, di e Quanti tät (Indi viduendi chten und Bi o - masse) der bi ol ogischen Leb ensg emein schaften berüc ksi chti gen. Ei genen Unter- suchung en zufolg e können di e Di chte n zwi schen 400 un d 230.000 Indi vidu en m - 3 (Rohrl eitungsvol umen) 11 betragen. In ei nem Roh rlei tungsabschn i tt mit einem Nenn - 11 F2 100+55; n= 544; 5 – 95 -Pe rzentil 79 durchmess er DN100 l eben demzuf ol ge 3 – 2.0 00 Indi vi duen m -1 (bezog en auf di e Län - ge der Rohrl eit ung) bz w. 10 – 6.000 Indi vi duen m -2 (bezogen auf di e inn ere Ober- fläch e). Die (bi ologi sche) organische Troc kenmasse va rii ert von 0,03 – 20 mg m -3 (siehe Fußnot e 11 ). Bei ein em 50 %ig en Kohl enstoffanteil an der Trock enmasse (G AEDKE , 1992a) ergebe n sich Wert e für den PO C von 0,015 – 10 mg m³ bzw. µg L -1 (s.a. M ICHELS , G UNKE L & S CHEIDELE R , 2016 ). Ähnli che Untersuchu ngen aus den Ni ederl anden und Dänemark zei gen für Mak ro - organismen (Wa sserass eln und Gli ederwü rmer) äh nli che Größenordnu ngen, wogeg en für klei nere Wirbel l ose (Meiofauna und Mi kroorg ani smen) deutli ch geri ngere Indivi - duendi chten ermi ttel t wurden (Tab ell e 4.2 ). Tabelle 4. 2: Besiede lungsdic hten und B iomasse n wirbello ser Tier e in Trink wasserver teilungs- systeme n. Ergebniss e von Hydrantenu ntersuch ungen . Legende: Mittelwer t (Maximu m); ohn e Quellenan gabe – eigene Unters uchunge n Taxa Individuendichte / Bio- masse Anzahl Werte Quelle Wirbellose gesamt 62.600 (4.250.0 00 ) Ind. m -3 6 (190) mg m -3 544 Mikroinvertebraten 12 800 (9.000) Ind. m -3 31 C HRISTENSEN et al., 2011 Asellus sp. 20 (530) Ind. m -3 4 (60) mg m -3 544 4 (14) Ind. m -3 31 C HRISTENSEN et al., 2011 37 (1500) Ind. m -3 178 VAN L IEVERLOO et al., 2014 Ruderfußkrebse (Copepoda) 2.600 (130.000) Ind. m -3 0,8 (30) mg m -3 544 280 In d. m -3 178 VAN L IEVERLOO et al., 2014 Blattfußkrebse (Cladocera) 3.000 (81.000) Ind. m -3 0,7 (25) mg m -3 544 350 (14.000) 13 Ind. m -3 178 VAN L IEVERLOO et al., 2014 Gliederwürmer (Oligo chaeta) 100 (14.000) Ind. m -3 0,15 (9) mg m -3 544 135 (9.900) Ind. m -3 178 VAN L IEVERLOO et al., 2014 12 : Tiere klein er 2 mm sowie alle Ann elida (Würmer) 13 : Cladoceren und Co pepoden 80 Die ermit telt en Besiedel ungsdi cht en und Biomassen varii eren in Ab hängi gkeit von der Art der Probe entnahme. Verglei che zwi schen verschi edenen T echni ken zeig en, dass bei Hydrantenun tersuch ung en, die auf ei ner Remobi li sierung der Organ i smen durch Erzeugun g ein es Flusses (hy draul i sche Wirkun g) beruhen, gen erel l nur ein Teil der vorhandenen Ti ere erfas st werden. Di e R e m o b i l i s i e r u n g d e r T i e r e a u s d e m R o h r l e i t u n g s a b s c h n i t t beei nfl usst dami t entscheidend das qu anti tati ve Ergebni s (M ICHELS et al., 2013b , M ICHELS , G UNKEL & S CH EID ELER , 2016 ). Der Antei l remobi li sier- barer Indi vi duen ist • unabh ängig von der Sp ül geschwi ndigkeit (0 ,5 – 1,5 ms -1 ), • a b h ä n g i g v om Mate rial der Rohrl eitu ng, • für ein zelne Tiergruppe n verschi eden und • bei Wasserass eln von der Art/M enge vorhan dener Abl agerungen (d.h. der Vorbehandl ung der Rohrlei tung) abh ängig ( M ICHELS e t al ., 2013b ). VAN L IEVERLO O et al. (2004 ) kamen zu ähnli chen E rgebnissen . T endenzi ell können sich Makroi nvertebraten (Ol ig ochaeta und Isopoda) besser vor ei ner hydraul i sch bedi ng - ten Verfrachtu ng schüt zen al s klei nere Arten/Ti ergruppen (M ei ofauna und Mi kro - in vertebraten). Die B esiedelu ngsdi cht en in Trinkwasse rverteil ung ssystemen sind demnach dopp elt so hoch ( Mi kroorgani smen und Mei ofauna) bz w. 2 – 4 -fach höher (Makroi nvertebraten) al s di e Anal ysenergebni sse ( VAN L IEVERLO O et al ., 2004, M ICHELS et al., 2013b) . Nach der Rem obili sierung mü ssen di e Organism en du rch F i l t r a t i o n z urückgehal t en werden. Di e Maschenwe i te der verwendeten Fi l ter besti mmt den Au sschni tt der Tier - gesell schaft, der im Lab or anal ysi ert we rden ka nn (M ICHELS , G UNKE L & S CHEIDELE R , 2016) , und somi t auch das qu ali tati ve/quan titati ve Anal ysenergebni s. Im Rahmen d er vo rli egenden Un tersuchun gen wurden Fi l ter mit Maschenwei ten von 100, 55 u nd 25 µm verwend et. Zu den mi t der verwend eten Probenahm etechni k daher ni cht quanti tati v erfassbaren Ti ergruppen g ehören frei l ebende (nicht parasit äre ) Am öben und Fl agell aten (Geißel tierchen). Quant i tative Angab en aus Tri nkwasservertei lun gs - systemen zu di esen Tax a machen V ALSTER et al. (200 9) . In zwei hol l ändischen Tri nk - wasservertei l ungen wurde di e Amöbe Hartmann ella vermifo rmis i m Was ser mit Besiedelu ngsdi chten von 0,5 – 815 Zel l en L -1 und i m Biofil m -Bel ag eines Verteilu ngs - systems mi t durchschn i ttli ch 4 Indi vidu en cm -2 nach gewiesen. B ezog en au f ein Trinkwass errohr mi t einem Nenn durchm esser von 100 mm si nd das fas t 2 Mio. Ti ere m -3 ei ner ei nzig en Art. H OF FMANN & M ICHEL (2003) wi esen freilebende Amöben in 17 von 18 untersucht en T rin kwasserverteil ung ssystemen in Besied el ungs - di chten von 1 – 200 Amöb en L -1 und 2 – >3 00 Am öben cm - 2 nach. Di es entspricht Wer- ten zwi schen 800.000 u nd 117 Mi o. Amöb en m -3 i n ein em Trinkwasserr ohr mit einem Nenndurchm esser von 1 00 mm . A MBLARD et al. (19 96) fand en in einem Tri nkwass er- behäl ter durchschni ttli ch 190 Amöben L -1 , 900 Cili aten L -1 und 51.500 h eterotrophe Fl agellat en L -1 im Zu fluss zum Behäl ter und 131 0 Amöben L -1 , 1900 Ci liaten L -1 und 45.500 heter otrophe Fl agell aten L -1 i m Wasser d es Behäl ters sel bst. Diese Angab en können zwa r nicht 1:1 auf Trin kwasservert eil ungen übertrag en werd en, si e beschrei - ben jedoch di e Größ enordn ungen, i n denen di ese Tiergrup pen auch i n Tri nkwasser - verteilu ngssystemen v orhanden s ein können. 81 Abbildung 4.1: Abu ndanz-Spek trum des D atenbesta ndes (Pro benahme verfahren F1 100+2 5) mit extr apoliert en Individu endich ten für K örperg ewichts-Klasse n zwisch en 1,35 E-06 und 2,44 E- 04 µgC Ind.- 1. B laue Lini e – Regr essionsg erade, g estrichelt – extrapoli erter Ber eich; Daten f ür Hartman nella vermifor mis 14 aus V ALSTER et a l. (2009), f ür Amöb en ges. aus H OFFMANN & M I CHEL (2003) Durch Extrap olat ion der Abun danz -und Biomasse-Spekt ren (s. Abbi l dung 3. 42 un d Kapitel 3.2.4.2 ) l assen si ch di e Größenordnung en der „fehl enden“ G rößen klassen bzw. Ti ergruppen abs chätzen ( Abb il dung 4.1 und Ab bil dung 4.2 ). Abbildung 4.2: Bioma sse-Spek trum des D atenbes tandes (Pro benahme verfahren F1 100+2 5) mit extr apoliert en Biom assen für Körperg ewichts- Klassen zwisc hen 1, 35 E-06 und 2,44 E- 04 µgC Ind.- 1. Blaue Linie – Re gression sgerade, gestrichelt – extrapoli erter Ber eich Nach di eser Hochrechnu ng des Ti erbestandes (b i s zur Körpergewi chts -Kl asse hete- rotropher Fl agell aten) konnten mi t den i n der vorli egenden Untersuchu ng ein gesetz - ten Verfahren zu r Probeentn ahme nur g eringe ( Indi viduen)An teil e der tatsächli ch vorhandenen Ti ergem ein schaft erfasst we rden. Nach Probeentn ahme m i t dem Ver - fahren F1 100+ 55 wurd en theoreti sch nur 0,8 % der vorhan denen Ind i viduendi chte 14 : Die Bere chnung d es Körpe rgewichts für Hartmannella vermiformi s erfolgte na ch Angab en aus P AGE (1976) Y= -0,88x+9,299 Y= -0,045x+0,195 5 82 mi kroskopisch nachg ewiesen, nach Probeentn ahme mi t F2 100+55 l ag der Ant eil bei 0,1 % und mi t F2 100 bei 0,04 %. Bezogen au f di e Bi omasse war mit den Ve rfahren F1 100+25 und F2 100+55 ca. 90 % der vorha nd enen Biomass e nachwei sbar und mi t F2 100 ca. 85 %. Ähnli che Rel ati onen fanden auch S CHEID ELER , G UN KEL & M ICHELS (2013) bei ei ner Hydrant enbeprobung und ansc hli eßender Fil tration des Was sers über ein en Kaskadenfi l ter mit Maschenw eit en von 200, 100, 25 un d 10 µm. Fa st 60 % der regi strierten In di viduen des Spülwass er s wa ren kl ein er als 25 µm, d er ent - sprechend e Biomassean teil betrug dageg en nur 5 %. Aussagen zur I n d i v i d u e n d i c h t e wirbel l oser Tiere in Trinkwass erverteil ungen si nd somit nu r unter Angabe der zur Pr obeentnahme bzw. Fil trati on verwendeten Maschenwei ten resp ekti ve der Angab e der hi ermi t na chweisbaren Ti ergruppen si nn - voll . Für di e Erfassung der B i o m a s s e g elt en im Prin zip zw ar ähnli che Einschränkun - gen, all erding s können bei Verwendung von Fil tersystem en mi t Maschenwei ten von mi ndestens 100 µm ca. 80 % der tat sächl i ch vorhandenen Invert ebraten -Bi omasse registri ert werden. In eine Bewe rtung de r biol ogi schen Trinkwass erqual i tät sollten sowohl Individ uendicht en als auch Bi omassen ei nfli eßen, über di e Biom asse und deren Kohl enstoffgehal t l ässt sich d arüber hi naus ei ne Verbi ndun g zum POC- Gehal t im R ohrnetzsystem hers tell en. 4 . 1 . 3 M ÖG L I C H K E I T E N D E R B E W E R T U N G Auf Grund d es Fehl ens von b elastbaren Dat en z ur hygi enischen Rel evanz wi rbell oser Tiere in Trinkwass ersystemen i st derzei t keine B ewertung de r gesundh eitl ichen Risi - ken über Grenz bz w. Ri chtwerte mögl i ch. Mit einem modular auf gebaut en Bewertungss ystem könn en erhobene Dat en in ein e defini erte Datengrund l age eing eordnet, Systemzus tänd e der Wasseraufbe rei tun g und -vert eilu ng beurteil t un d di e Dringli chkeit von Maßnahm en abgeschätz t werd en. In den Ni ederlan den wurden 1993 zu nächst für Trin kwasser aus Oberfläch enwasser Bezugswert e festgel egt, di e die Anz ahl vorkommend er Invert ebraten i n Abh ängig keit von ih rer Körpergröße ( groß > 2 mm; kl ei n 0,5 – 2 mm ; sehr kl ei n < 0,5 mm ) kl assi fi - zi eren. Über drei Kl asseng renzen (erhöht, hoch und sehr hoch) können di e Befunde den Systemzu ständen „ gering es bis normal es Vorkomm en“, „erhöht es Vorkomm en“ oder „sehr hoh es Vorkomm en“ zugeordn et werd en ( VAN L IEVERLOO , VAN DER K O OIJ & H OOGENBOE ZEM , 2002) . B ei der F estlegun g der Klass engrenzen für Wasserassel n wu r- de die Ko rrelati on zwi schen der Anzah l von Verbraucherbeschw erden u nd der Indi vi - duendi chte i m Rohrl eitungssystem b erücksicht igt . J EURISSEN & V ERMAERCK E (1990) entwi ckelten ei nen bi ologi schen Index zur Bewe rtung der Was serqual ität i n Trin k - wasserlei tun gen. Die auf di e (i nnere) Oberfl äche der Rohrl ei tung bezogenen Indi vi - duendi chten verschi edener taxonomi sch er Ein heiten w u rden in ähnli cher Weise wi e bei VAN L IEVERLOO , VAN DER K OOIJ & H OOGENBOE ZEM (2002) kl assi fiziert, zusät zli ch kön - ne n die Ein zelwerte zu ei n em Gesamtindex agg regi ert werden. Zweifel sohne ist es stati sti sch mögli ch, K orrelationen zwi schen d er Anz ahl von Ver - braucherbeschw erden u nd der Zahl nachgewi esener Wasserassel n darzu stell en, um auf di eser Grundl age ein System von B enchma rks aufzu bauen. Dami t li eße sich mög - li cherweise das B eschwerdemanagem ent opti mi eren, Aussagen zur Qual i tät des Trinkwass ers lassen si ch dam i t jedoch ni cht treffen. Bei Vorli egen ei ner sig nifikan ten Korrelati on mü ssen ausreichend Dat en, d.h. Verbrauc h erbes chwerden vorl i egen, so dass es ohnehi n erforde rli ch wäre, den Ursache n ei ner derart hohen Besi edelun g nachzu gehen und Gege nmaßnahmen z u ergrei fen. Zum V erglei ch: Im Fall e des 83 Tr in kwasservertei lung ssystems GWT- 5E gab es innerhal b von 5 Jahr en nu r z wei aktenkundi ge Beschwe rden wegen d es Vorkom mens von Wasseras seln, obw ohl di ese in Besiedel ungsdi chten von 6 bi s 34 Ind. m -3 R ohrl eit ungsvolum en (25- 75 -Perzent il , n = 55 ) vorkamen . Unabhän gig von mögl i cherweise vorhan denen gesund heitli chen Ri siken un d der Zahl registri erter Verbrauch e rbeschwerd en ist ei ne vergl eichend e E i n o r d n u n g von Be- funden i n ei ne defini erte Datenbasi s (vo rhanden e Daten zu r Indi viduen - di chte/Biomasse) mögli ch (M I CHELS & G UNKE L , 2 013) . Die Wert ebereiche der aktu ell vorhandenen Dat en von Indi vi duendi chten und Biomassen wirbel l oser Tiere in der Trinkwass erverteil ung lassen ei ne Skali erung der jeweili gen Datenmen ge zu; auf Grund der stets l inksschi efen Vertei l ung der Werte ( s. K api tel 3.2.2) soll t e dies über stati stische Lagemaße ( z.B. Perz entil e) erfolgen. M I CHELS & G UNKE L (20 13) bes chrie- ben eine fünfstufi ge Kl assi fi zierung mi t Klassengrenzen b eim 20 -, 40- , 60- und 80 -Perzentil . Grundsätz li ch ist jede Art v on Skali erung mögli ch, denkbar wäre auch eine si ebenstufi ge Skala (fü nfstufi g mit Zwi schenstu fen) ähnli ch der Kl assifi zierung im S aprobiensystem (D EUTSCHES I NSTITUT FÜR N ORMUNG E .V., 2004). Ein Nacht eil ei nes solchen rel ati ven Bewertung ssystems ist v or all em sei ne Dynami k: Infolge der zu nehmend en Datenba si s verschi eben sich ggf. di e Kl assengrenzen, so dass in regelmäßi gen Abständen ei ne Anpassun g erfolgen muss 15 . Darüb er hi nau s deckt die Dat enbasi s ni cht den tatsächl i ch vorhandenen W erteberei ch ab, da di e Ana - lyse von Inve rtebraten i n Trin kwasservertei l ungen derzeit ni cht zwing end bzw. nur bei massi ven Verbrauch erbeschw erden du rchge führt wi rd. Bei Erwei terung/An passun g der Datengrun dl age ist di e Entwi cklun g eines „absolu ten“ Maßstabs fü r di e Skali erung des Datenb ereichs mögli ch. In Anl ehnung an das Vor - gehen bei der Entwi ckl ung von Bewertung skri terien un d deren Skal i erung i m Rahmen der WRRL ( M EIER , 2008) können di e 5- und 95 -P erzentil werte als Anke rpu nkte fun - gi eren, zwischen denen di e eigentli chen Kl assengrenzen l i egen. In Abbild ung 4.3 i st ein Wertesystem am B ei spi el der I ndi vi duendi chte von Makroinve rtebraten (Meth o - de F2 100+55) dargest ell t. Di e Perzentil werte basi eren auf den Dat ensät zen/ Proben, in denen Makroi nvertebraten nachg ewi esen w urd en (88 % v on 532 Dat ensätzen). B ei Berücksicht i gung all er Null werte (Proben ohne Makroi nvertebraten) er geben si ch ni edrigere Klassengr enzen von 2, 8 , 18 und 45 Ind . m -3 (20-, 40- , 60- un d 80 -Perzentil ). 15 Derzeit we rden alle, mit vergleich barer Methodik p roduziert en Daten in einer Dat enbank gespeichert und dienen als Grun dlage fü r das Bewertungss ystem. 84 Abbildung 4.3 : In dividuen dichte vo n Makroin vertebrat en – Ei nordnung von Daten. L egende: Perz – P erzentil, AP – Anker punkt, Zahl enwerte – Individue ndichte n [Ind. m -3 ] Grundsätzli ch l assen si ch all e Bewertungskri terien (z.B. au s Tab ell e 4.1 ) skali eren, so dass über di e Anal yse von Invertebraten ve rsch iedene Asp ekte betracht et und in dexiert werden könn en. Über ei ne Gewi chtung und Agg re gati on könn en di e Einz el - ergebni sse zu ei ner Gesamtaussage zusammen gefasst w er den. A ktuelle B ewertun gs- bzw. Kl assi fizierungsverfahren ba sieren au f mul ti metri schen Indiz es (D EUTSCHES I NSTITUT FÜR N ORMUNG E .V., 2011) , ü b er die meh rere (Ei nzel )Indizes zu ein em Gesamt - in dex aggregiert werd en (z.B. M EIER , 2008 ; M ICHEL S & G UNKEL , 2013 ). Der Informati onsgehal t bi ologi scher Anal ysen aus Trin kwasservert eilu ngssystemen lässt si ch über Modu le zu Themen/Aspekt en entspr echend Tabell e 4.1 zu sammen- fassen, aus den en wi ederum Handl un gsempfehl ungen abl eitbar si nd. Auf Basi s di eser Modul e lässt si ch ein e Gesamtbewertu ng i n Form ein es Multi metrischen Index (MM I) abl eiten (Abbil dun g 4.4 ). ehr hoc h hoch dur chschni lich niedrig ehr niedrig 85 Abbildung 4.4: Be wertungs ablauf ei nes modular en Bewer tungsans atzes für Trinkwass er - verteilung ssystem e 4 . 2 S T R U K T U R U N D F U N K T I ON D E R L E B E N S G E M E I NS C H A F T 4 . 2 . 1 L EB E N S R A U M S T R U K T U R E N Die Fli eßgeschwin di gkeiten und Temperatu ren in den un tersuchten T rin kwasser - netzen entsp rachen den en vi eler Fl i eßgewässer i m Land Brandenburg ( B IRNER et al., 2015) . Diese Bedi ngun gen waren w eder beg renzend für Stoffwe chsel ak ti vitäten noch für das Wach stum/d i e Ausbreitu ng i m Leitung snetz (G UN KEL et al., 2010 ; T I TZE & G UNKEL , 2012). D en grö ßten Be itrag an der räumli chen Strukturi erung der Lebens - gemeinschaft h a tt en mi t Si cherheit Ei nflussfaktoren für di e Bild ung und den Trans - port von Parti kel n. Prinzi piell h alten si ch Invertebraten i n Tri nkwasservertei l ungs - systemen bev orzugt d ort auf, wo • ausreichend Nah rung vo rhanden i st, d.h. g rößere Mengen an Parti keln abg e - lag ert sind, • moderate Str ömungsge schwin digkei ten und • ausreichend hoh e Temp eraturen vo rherrschen. Diese Merkmal e sin d i n Trinkwasserve rteil ungen folg endermaßen v erteil t: • Die durchschni t tliche/maxi mal e Strömungsg eschwi ndigkei t nimmt in Richtung Peripheri e der Leitu ngsnetze ab (R I CHARD & K ORTH , 2010, R IPL et al ., 2014, R I PL & U HL , 2012) . • Mit dem Reinwasse r eingetrag ene Parti kel l agern sich d ort ab, wo auf Grund der Strömungsb edi ngungen ei n Weit ertransport ni cht mögli ch i st (R IC HA RD & K ORTH , 2010, R I PL & U HL , 2012, R IPL & U HL , 2010). Di es ist i .d.R. dort der Fall , wo Versorgun gsl eitung en von Hau ptl eitun gen abzwei gen. Parti kelbil dung durch Korrosion fi ndet mei st im Zen trum d er Versorgu ngsgebi ete statt, da in di esen Bereichen noch verm ehrt ungeschü tzte Stahl - und Gusslei tung en vorhanden sin d. Für di e Er wei terung der T rin kwassernetze werden sei t ein i gen Jahren odu l einheit sthe k odu l enuss - t auglichk eit odul m ikro bi ologische t abilit t odu l or gan ische blager un gen nalysener gebnis andlun gsempfeh lungen iolo gische T rinkw asser ualit t in der T r inkw as server t eilung 86 überwiegend i nerte Ku nststoffmate rial i en verwendet ( DVGW, 2015; V RE EBURG , 2007) . • Die jährli che Temp eraturampli t ude nimmt in Richt ung der Peri pherie der Leitun gsnetze zu (s. Ka pi tel 3.1.3 ). Aus der räuml i chen Verteil un g dieser Merkmale l ässt sich für di e Invertebraten - Gesell schaft ein e Referenzz one konstrui eren. Im G egensatz zur Vo rste llun g, dass Invertebraten v or all em i n „Totzonen“ i n der P eri pheri e der Netze v orkomm en (E VINS , 2004) , li egt der tatsächli che Verbr eitu ngsschwerpunkt i n un mittelb arer Nähe zum Wa sserwerk ( Abbi ldun g 4.5 ). Abbildung 4.5: Räuml iche Aus prägung von Leb ensraums truktur en in Trink wasse rverteilung s - systeme n und op timale Le bensbedingu ngen für Inver tebraten 4 . 2 . 2 S TO F F - U N D E N E R G I E F L U S S Invertebraten -Gesel l schaften in Tri nkwasservert eilu ngssystemen entst ehen ni cht zu - fälli g oder durch Unacht samkei t bei m Aufbau und Betri eb von Tri nkwass ernetzen. Di e Gemein schaft der Wirbe ll osen ist vi elmehr das Ergebni s der hi er vorherr schend en Umwel tbedi ngungen. Die Vi elfalt und Quan tität vorkommende r Taxa sp ri cht für ein komplexes B ezi ehung snetz zwischen bel ebter u nd unb elebter Umwel t sowi e zwischen den Organi smengrupp en. Di e Mini mierung der N a h r u n g s g r u n d l a g e n de r Lebens- gemeinschaft i n Trinkwass erverteil ungssystemen i st di e nachhal tigste Mögli chkei t, ih re Entwickl ung zu hemmen. Dazu b edarf es aber genaue r Kenntni sse zu den Nah - rungsbezi ehung en bzw. zu m Stoff- und En ergiefl u ss im jeweili gen System. Im Ver - gl eich zu Oberfl ächengewäss ern ist das Wi ssen über die Struktu r di eser Nahrun gs - netze in Trinkwasserv erteil u ngssystemen noch l ückenha ft ( E VINS , 2004). Der klassi sche ökol ogi sche Ansatz gruppi ert di e Organi smen nach A rt/Herkun ft der genutzt en Energie i n autotrophe Produz enten s owie heter otrophe K onsument en u n d Destruenten. D er Energi eflu ss/Wirkun gsgrad de s „Energi eübergangs“ zwi schen di esen trophi schen Ebenen kan n i n Form von E nergi epyramiden un d (Stoff)Fl ussdi agrammen dargestel l t werden. Trin kwasservertei l ungssysteme si nd heterotrophe Syst eme, d a i n ihnen Or gani smen, di e zur autotroph en Produkti on von organischem K ohl enstoff befähi g t sind, wei testgehend fehl en. Die heter otrophen En er nu ng vom asserwerk von T r anspor tl eitungen hrliche T e m perat u r amplitu de tr m u ngsges c hwind ig k e it blag er u ng vo n P a r k el n 87 Organismen si nd au f den perman enten Ei ntrag von o r g a n i s c h e m K o h l e n s t o f f angewi esen. Der Input organi scher S toffe in di e Trinkwasserv erteil ung erfol gt • mi t dem Trinkwass er aus der Wasse raufberei tung, • bei Ei nspei sung von „Fremdwas ser“ und • mi t Bodenparti keln bei Havarien oder Netze rwei t erung. Bei sachgemä ßem Betri eb der Tri nkwassern etze ist de r Ei ntrag organi scher Stoffe über das Tri nkwasse r aus der Wass eraufberei tung quanti tativ besonders b edeutsam (E VINS , 2004; VAN L IEVER LOO et al ., 2012). Das Trin kwasser enthäl t organi sche Stoffe i n gelöster F orm (D OM, D OC) oder al s Par - ti kel (POM, POC). Orga ni sche K ohl enstoffverbindu ngen spi elen in der routi nemäßi g durchzufüh renden Tri nkwasseranal yti k nur eine Roll e, wenn „ei ne Schädi gung der menschl i chen Gesundhei t […] zu besorgen ist“ ( D EUTSCHER B UNDE STAG , 2000). G e l ö s t e o r g a n i s c h e S t o f f e (D OM) bi ld en die Nahrungsgrund l age für die bakte - riell e Gemein schaft, di e in Trinkwasserv erteil ungssystemen i n Form v on Bi ofil men feste Oberfl ächen (Roh rwan dung en, Sediment parti kel) üb erziehen. Neben Bakt erien haben auch ei ni ge heterotrophe Fl agell aten ei ne osmotrophe Lebenswei se, di e sie zur Aufnahme von DOM bef ähi gt ( A RNDT et al., 2000) . Die Bedeutu ng di eser Organi s - mengruppe i n Trin kwassersystem en i st noch wei tgehend un bekannt. D as Ausmaß d er Bi ofilmbild ung wi rd von der DOM- K onzentrati on und von de r Verwertbar keit des DOM für die Bakt erien beei nflu sst. Die Abbaub arkei t der unter d em Kürzel DO M zu sam- mengefasst en organi schen Stoffe hä ngt von d er chemischen Zu sammen setzung und Struktur (z.B. der Mol ekül größe) ab. D er mikrob i ologisch abb aubare Anteil am DOC wi rd auch al s BDOC 16 oder AOC 17 (assimili erbarer orga ni scher Kohl enstoff) bezeichn et. Ein en Überbl i ck über die Anal yseverfahren und Sp annbr eiten der W erte aus Trinkwass erverteil ungen i n den US A gi bt L E C HEVALLIER (2014). Für den AOC wurden Werte zwi schen 20 und 214 µgL -1 (Medi an – 100 µgL -1 , n=94) ermi ttel t; für den BDOC l agen di e Werte zwi schen 0 und 1,7 mgL -1 (Medi an – 0,38 mgL -1 , n =30). Al s Grenzkonz entrati onen für ei n mi krobiologi sch stabil es Trinkwass er wu rden 10 µgL -1 für d en AOC un d 0,15 mg L -1 fü r den BD OC angegeben. Im Verglei ch dazu betragen AOC -K onzent rationen i n na türlichen Grund - wässern mei st < 20 – 30 µgL - 1 (G RI EBLER et al., 2014) , bei durchschni ttli chen DOC- Konzentrati onen von 1 – 2 mgL -1 entspri cht das weni ger al s 2 % des organ i schen Koh- lenstoffs, de r für ei ne mi krobiell e Verwertung zur Verfügu ng st eht. Au f Grund de s geringen An teil s von mikrobi ol ogi sch verwertba rem Kohl enstoff i m Trink wass er führen F LEMMING (2003a) un d W INGENDER et al. (2003) di e Bi ofilm- Bildu ng in Trink - wasservertei l ungssystemen au ch auf „bi ol ogisch verwertbar e Materi alien, die v on der Aufwuchsfl äche abgeg eben werd en“ zurück. B esi edelbare Obe rflächen ein er Trink - wasservertei l ung si nd nach spätestens 18 Mona ten von ei nem meh r oder weni ger di cken Biofil m mit Bakterien di chten zwischen 10 6 und 10 7 Z ell en cm -2 überzogen. Bi slang wurde nur unz ureichend untersucht , wel cher Anteil des DOC wä h rend des Transports du rch die Tri nkwass er verteil un g mikrobiell verstoffwechs elt wi rd. Während 16 : Zur Best immung des BDOC wird die Wass erprobe mit den autochton vorhandenen Mikroorgani smen inkubiert, d er BDOC ist die Differen z zwischen dem D OC der Aus gangspr obe und dem DOC d er Probe n ach der Inkubati onszeit. 17 : Zur Best immung des AOC w ird der Abbau des D OC nach Z ugabe de finierter Ba kterienkult uren gemessen un d über Standa rdansätze mit Acetat al s Nahrungsquell e in Kohl enstoffä quivalente umgerechn et. 88 des Transport s wird th eoreti sch ein Tei l der organischen St offe sorbiert, i n Bi omasse in korporiert und/od er du rch Abbau v on Biomas se wi eder freigesetzt . Diese Sto ff - zi rkulation wi rd in der Ökologi e als „ nutri ent spirali ng“ b ezeichnet ( G RIEBLER & M ÖSSLACHER , 2003). Welche Pr ozesse mi t welcher Intensi tät i n Trinkwasser- verteilu ngssystemen abl au fen, ist noch w eitg ehend unerfors cht. Nur für drei Wasserverso rger wa ren DOC-Anal ysen i m Wasseraufberei tun gs - und - verteilu ngssystem verfüg bar (Tab elle 4.3) . Tabelle 4. 3: DOC-Konz entr ationen (Angab en in mg L -1 ) im System d er Wass eraufberei tung und - verteilung für drei Ver sorg ungsgebiete . (Un veröffentl ichte Da ten der W asserv ersorger) Verteilungssystem Rohwasser Reinwasser Trinkwassern etz GWT - 15 2,8 (Mischrohwasser) 2,4 (Filterablauf) 2,7 -3,0 (n=3) GWT - 38 2,6-2,8 (Reinwasser von 4 Wasserwerken) 2,5 (n=1) GWT - 36 1,7 (Mischrohwasser) 1,5 (Wasserwerksau sga ng) 1,5 (n=1) Die Anal ysen zei gten kei ne si gnifi kanten Veränderungen d es DOC währ end sei nes Transports zu m Endve rbrauche r; von ein em (l eichten) Rückgang üb er gl e i ch - bl eibende Konzentrati onen bi s zu ein er leicht en Zu nahme war al l es mögli ch. Insge- samt schi en nu r ein gerin ger Anteil des DOC i m Rei nwasser i n di e Nahrungskette zu gelan gen. Mögli cherwei se hat die El uti on von (bi overfügbarem) DOC au s den in Ver - teil ungsnetz en verwendeten Mat eri alen ein e größere Bedeutung f ü r die Ent wi cklung von Biofi l men (B ENÖLKEN , 2011) . Neben dem DO C wi rd o r g a n i s c h e r K o h l e n s t o f f a u c h i n p a r t i k u l ä r e r F o r m ( P O C ) i n Trinkwassern etze ei ngetragen. Üb er di e Größenordnu ngen des Ei ntrags gi bt es bislan g kaum Ang aben. Die vorl i egenden Anal ysen ei niger Wass erversorger zeig ten Werte zwi schen 0 un d 0,7 mg L -1 (Tabel le 4.4). Di ese Dat en si nd mi t Werten aus Veröffent li chungen von R IPL & U HL (2012) u n d R I PL et al. (2014) z ur POC-Konzent rati onen im Trin kwasser am Was serwe rksausgan g ve rgleichb ar. Tabelle 4. 4: POC-Ko nzentration en im Trin kwass er (Wasser werksausga ng) für dr ei Versor- gungsgebi ete . (unver öffentlicht e Daten der Wasser versorger) Verteilungssystem Trinkwasser am Wasserwerks- ausgang Mittelwert (Min-Max) [mgL -1 ] Anzahl Werte GWT - 15 0,2 (0-0,7) 41 GWT - 38 0,16 (0,11-0,2) 5 (Einzelwerte von 5 Wasser- werken) GWT - 36 (0,1-0,9) 3 Trinkwass er am Wasserwer ksausgang enthäl t bi s zu 500 Parti kel mL -1 in unt erschied- li cher Größe und aus un terschi edli chen Quell en (R I PL et al., 2014). 99 % der Pa rtikel sin d 1 – 140 µm groß, i .d.R. sin d 90 % d er Parti kel < 5 µm (R I PL et al., 2 014, R IPL & U HL , 2012) . 89 Quell en des Eint rags si nd (s.a. V REEBURG , 2007 un d dort ziti erte Quell en): • Partikel aus dem Rohwa sser (unv oll ständi ger Rückhal t in der Aufber eitung) , • Partikel , di e im Prozess der Aufbe reitun g gebil det werden (z.B. Oxidh ydrate aus dem Floc kungsproz ess und/ode r Parti kel aus Fil trati onsprozessen) , und • Partikel , di e im Au fbereitungsprozess zud osi ert werden (z.B. Akti vkohl e). POM im Si nn e geeigneter Nahrung squell en für Wirbell ose ent stehen durch Fl ockungs - und Fäl lung sprozesse, durch di e Bil dun g von Biofil men sowi e durch den organi schen Detritus i n Fil tern der Wass eraufberei tung . Der vor hand ene POM -P ool stammt ab er ni cht ausschli eßli ch aus externen Quell en, sondern entsteht auch i n Trinkwasser- verteilu ngssystemen s elbst. B ei der Bi l dung (organ ischer) Parti kel spi elen Fl ockungs - , Fällu ngs- un d Korrosionsproz esse ebens o ein e Rolle wi e das Absterb en von Ti eren und di e Bildu ng von K otparti keln (V REEBU RG , 2007, R ICHARD & K ORTH , 2010). Von besonderer B edeutung ist di e Bil du ng von Biofilmen, di e quasi auf all en festen Obe r - fläch en erfolgt: Di e Transformati on von g elösten (anorgani schen und organi schen) Stoffen zu POM du rch M i kroor gani smen i st auch i n nat ürlichen Gewässe rn durch di e Bi n dung von Nahrung/ Energi e bedeutsam und wi rd in di esen Systeme n al s „ Mi crobi al Loop “ b ezeichnet ( S CHWOERBEL & B RENDELBER GER , 2012). Eig ene Untersuc hun gen in regelmä ßig (h albjährli ch) gespült en Trinkwass ernetzen b elegen üb erdurchsch ni ttli che Indivi duendi chten wirbe ll oser Tiere in ungeschütz ten Stahl l e i tungen i m Vergleich z u anderen Rohrl eit ungsmat eriali en. Neben dem u nvoll ständi gen Austrag von Tieren un d Na hrung au f Grund de r Inkrustati onen kommt au ch di e Partikel bild ung infol ge Korro- sion al s „Nahrung sli eferant“ i n Frage. Pa rtikul äre Eisenverbi nd ungen werden wi e andere Festst offe von M i kroor gani smen al s Ans atzfl äche genutzt und mi t Biofil men überzogen (S CHREIBER & W ESTPHAL , 2002) u nd w erden so „maski ert“ von Sub strat - fressern i ngesti ert. Den ei genen Untersuch un gen zufol ge bil de ten Kotparti kel von Was serasseln einen bedeutenden An teil an Ablagerungen i n Trinkwass erverteil ungen. Ihr V olu menanteil lag zwischen 11 un d 69 % (1 – 67 mL m -3 – 10 – 90 -Perzentil , n=126, s.a. Kap i tel 3.1.2). T ITZE & G UNK EL (2013) stell t en eine hohe Persistenz der Kotpa rtikel fest : erst nach ca. 6 W ochen kon nten an den i n Säul en, di e ständi g von Trinkwasser du rch - strömt wurd en, gehäl terten Kotp arti kel Al terungserschei nun gen in Form von schl ei - mi gen Überzügen sowi e Pil z hyphen festgestel l t wer den. In d en Sedi menten von Bächen bl eiben K otpartikel (z .B. von Bachfl ohkrebsen) je nach Temp eratu r 40 (bei 20 °C) bi s 80 Tage (bei 4 – 10 °C) erhal ten (J OYCE & W OTTON , 2008) und fungi eren als Nahrungsres source für Mi kroben und Invert ebraten ( S CHWOERBEL & B RENDELBER GER , 2012) . Anders al s im F alle von DOM unte rli egen di e mit dem Trin kwasser ein getragenen sowie i n den Trin kwasserverso rgungssystem en p roduzi erten POM i n weit geri ngerem Maße dem T ransport du rch das Ve rteil un gsnetz. Nach R I PL & U HL (2012) erreichen maxi mal 30 % der eingetragenen Pa rti kel di e Peripheri e des Tri nkwassern etzes , so dass von einer Akkumul at ion i n der Trin kwasservertei lung ausgegangen werden muss. Der Antei l der org ani schen Abl ag erungen an all en Ablagerungen i n Tri nk - wassernetzen b eträgt z wi schen 14 und 48 % (C ARRIERE e t al ., 2005, R ICHARD & K ORTH , 2010, V REEBURG , 2007) . Eine besond ere Form d es POM -Ei ntrags i st der E i n t r a g v o n w i r b e l l o s e n T i e r e n mi t dem Rein wasser. In all en i m Rah men dieser Arbei t untersu chten Vertei l ungs - systemen war di eser Input al s Nahrungsgrundl age für di e Lebensgem ei nschaft i m 90 Rohrnetz wei tgehend oh ne Bedeu tu ng. Mi t dem Rei nwasser wurd en dur chschni ttli ch 200 Indivi duen m -3 ein getr ag en (17 Wa sserwer ke, n=428), di es entspr ach ein em POC von 2,8E- 04 mg L -1 . Im Verglei ch zu m Gesamtei nt rag an POC (0,1 – 0,9 mg L -1 ) ist di eser Input vernachl ässi gbar. Die Organi smen d er Wi rbellosengemei nschaft d er Trin kwassernetze verwerten di e Bestandtei l e des POM -Pool s in Abhängi gkeit von i h ren Mundwerkzeuge n und von der Technik de r Nahrun gsaufnahme v erschieden: • Sediment fresser kon sumi eren ein Gemi sch aus Bakteri en, Organi smenreste n und and eren abgel agerten POM (z .B. Gli ederwü rmer, Fadenwü rmer, Ru derfuß - krebse (Harpacti coi da), Wasserass eln, Brunn enkr ebse ; M OOG , 1995 , T RAUNSPURGE R , 1989 , J ANETZKY , E NDERLE & N OODT , 1996 ), • Weidegänger schaben, kratzen oder bür sten (i m weit eren Si nne) Bi ofilme von festen Obe rflächen ab ( z.B. Wa sserassel n, Schal enamöben, Rude rfußkrebse (Harpacticoi da); M OOG , 1995 , J ANETZKY , E NDERLE & N OODT , 1996), • Filtri erer fil trieren suspen di erte Partikel z.T. na ch vorangegangen em Au f wi rbeln des Sedi ments (La rven der Rud erfußkr ebse, Blat tfußkrebse; J ANETZKY , E NDERLE & N OODT , 1996 , F LÖßNER , 2000) und • Zerklei nerer/Grei fer erg reifen ei nzeln e Partikel /Organi smen und/ode r zer - beißen i hre Beute (z .B. Ruderfußkrebs e (Cop epoden); E INSLE , 1993 ). Generel l kan n die Nahrungsau fnahme durch g eei g nete Strategien op ti miert we rden (z.B. durch da s Aufsuchen be sonders gün sti ger Nahrung sangebote; (S CHWOERBEL & B RENDELBE RGER , 2012) . Zur Ernährun gsw eise vi eler in Trinkwass ersystemen v orkom - mender Arten l i egen i n der Literatur kaum An gaben v or. Charakteri sti sch für die Lebensgemei nschaft s chein t i hre Fähi gkeit zur Anpassung an un terschi edli che Nah - rungsquell en zu sei n . Nach M OOG (1995 ) verfügt bei spi elsweise di e Wasserassel ( Asellus aquaticus ) üb er Mechan ismen der Nahr ungsaufna hme, wi e sie für Wei de - gänger (Abw eiden von Bi ofilmen) , für Zerklei nerer (Zerkl ei nern von Grobdetrit us) und/oder für S edim entfresse r typisch si nd. Ei ne ähnli che Fl exibili tät bei der Nah - rungsaufnah me ist au ch für Nip hargus sp . und f ür Hüpferl in ge ( Cyclopoi da ) doku- menti ert (M OOG , 1995, E INSELE , 1993). Ein wei teres Merkmal der L ebensgem einschaft scheint das Fehlen von obli gat en Räubern zu se i n. Taxa mi t räuberischer Leben swei - se gibt es bei den Faden würme rn (Nematoda), R uderfußkrebsen (i n sbesonder e Cyclopoi da) un d Wassermil b en (Hydracarin a). In Untersuchun gen aus d er Bod enzone zweier Fl i eßgewässer geh örten al l erdin gs bi s zu 75 % der N ematoden -Taxa z um Ernährungstyp der Subs tratfresser (T RAUNSPURGER , 2002) , carni vore Ne matoden waren nu r in geri ngen Ant eilen vorhanden. Ähnl i che Verhältni sse sind auch i n Trink - wasservertei l ungen wahrschei nli ch. Di e bislan g im Trinkwasse r nachgew i esenen Copepoden (Rud erfußk rebse) gel ten meh rheitl i ch als omni vor (E INSLE , 1993) , was im Fall e von Trinkwas servertei l ung en bedeutet, da ss di e Tiere auch Det ritus al s Nah- rungsquell e nutz en könn en. Auch bei den bi sl ang nachgewi esenen Mil ben ( aus- schli eßlich Halacari da) kann eine omni vore Lebenswei se ni cht ausgeschl ossen werden (B ARTSCH , 2007). Eine Systema ti sierung de r Nahrun gsbezi ehu ngen und /oder des bi ologi schen Stoff - kreisl aufs in Form klassi scher Nahrun gsketten i st für di e Lebensgem ein schaft in Trinkwass ernetzen schw er mögl i ch. Di e Arten und Ti ergruppen si nd über ein e Vi el zahl von Nahrun gsbezi ehungen mi tein ander ver n etzt: Di e Wasserassel ( Asellu s aquaticus ) ernährt si ch beispi elswe ise von Bakte rien au s Biofi l men, von toten Ti eren bz w. deren 91 „Bruchstücken“ und von all ochthonen o rgani schen Parti keln . Exkremente und Kad a - ver der Assel n bil den wiederum di e Nahrung sgr undl age für Bakteri en, Mehrz ell er und für eig ene Artgenossen. Fü r Lebensgem ein schaften im Grun dwasser un d i m hyporhei schen Intersti tial wird das Nahrung sgefü ge ni cht nur durch di e kl assische „Fraßnahrun gskette“, so ndern auch dur ch di e m i k r o b i e l l e N a h r u n g s k e t t e und di e D e t r i t u s - N a h r u n g s k e t t e beschri eben. Di e Fraßnahrung skette i st i n di esem System sogar kaum von Bed eutung (B ERKHOFF et al ., 2015; B RUNKE et al., 2015) . Di e mi krobiell e Nahrungskett e beschreib t den auf DOM ba si erenden St off- und Energi e- flu ss, die Detritu s-Nahr ungskette di e Verwertu ng von (tot em) organi schem Mat erial . Detail untersuchun gen zum Kohl enstoff -Fl uss zei g en beispiel swei se für den (von hyporhei schen Habi taten domi nierten) osth essischen B rei tenbach ei ne Verqui ckung beider Nah rungskett en, da di e Makrofauna i hren Kohl enstoff -B edarf zu ei nem Dri ttel di rekt aus der bakteri ellen Bi omasse deckt und/ode r Protozoen un d di e Meiofauna auch (tote) POM konsum i ere n. Abbildung 4.6: Biolog ischer Stoffkreislauf u nd Ener giefluss in Trinkw asservert eilungssy stemen. Die Dicke der Pf eile zeigt d ie relati ve Bedeut ung des Z usammenha ngs, einfache Pfeile symbo li- sieren d en Stoff- bzw. Ener gieverlust durc h Respir atio n Innerhal b dieser Leb ensgemei nschaft und auch i n der von Trin kwasservert eilu ngs - systemen n ehmen unte rschi edli ch große, organi sche Parti kel (u.a. Bakt erien, bakt e - riell e Biofil me, tote Organ i smen, tieri scher Detri tus, Kot) eine zent ral e Rolle ein . Die Variabili t ät des Partikel gemischs si chert l etztli ch d i e bi ologi sche Verwertb arkeit aller Nahrungsbe standteil e. Di e Verwertbark eit der Nah rung beruh t pri mär auf dem Inven - tar an Verdauu ngsenzy men der Organi smen un d au f essenti ell en biochemi schen Komponent en der Nahr ung (z.B. Ami nosäuren, Vi taminen), was i . d. R . ei ne Aufnah - me unterschi edli cher Nahrung squali täten erford ert (S CHWOERBEL & B RENDELBERGE R , 2012) . Eine wi chti ge Roll e spiel en dabei Mikroorgani smen, durch di e der Protein - gehal t organi scher Partikel durch di e Bil dung von Biofil men auf deren Ob erfläche zuni mmt (S CHW OERBEL & B RENDELBERGER , 2012). Die Aufnah me von Kotp arti kel n dient bei ju venil en Wasserassel n ( Asellus aquat icus ) al s zusätzli che Nahrungsqu ell e (W EICHBRODT , 2001). Die quanti tati ve Verwertbarkei t häng t von der Indi vidu endichte D P nt erner D - P ool nt erner P - P oo l akterie n io lme Pr oto oen eiof au na akr of au na r ganismen 92 und dem Größ enspektru m vorhan dener Organi smen ab, d enn „di e Grei fbarkei t der Nahrung i st besti mmt du rch die Größ e und Fo rm der Nahrung sbrock en (Pri nzi p der adäq uat en Brockengröße)“ (S CHWOERBEL & B RENDELBERGE R , 2012) . Die Kompl exi tät der Nahrungsbezi ehun gen und St offkreisl äufe i n Trinkwasservertei l ungen zeigt Abbil dung 4.6. Der konkrete Stof f- un d Energi etransfer ein er Wi rbell osengemei nschaft i n Trin k - wasservertei l ungen l ässt sich üb er B i o m a s s e - / A b u n d a n z - G r ö ß e n s p e k t r e n verdeutli chen (s.a. K apitel 3.2.4.2 ). In d er Auswertun g verschi eden er Studien zu m Meiobenthos postul i ert G IERE (2009) , dass die verschi edenen Größenspektren das Ergebni s wechsel seiti ger Beeinfl ussu ng zwi schen „großen“ und „klei nen“ Bentho s - bewohnern sin d. Die verschi edenen (G rößen)gr uppen besetzen verschi edene ökol o - gi sche Nischen, um K onkurrenz un d Fraßdruc k zu vermeiden. Eine gl eichmäßige Ver - teil ung konkurri erender Sp ezies entl ang ei ner „Ressourc en -Ach se" führ t zu ei ner opti malen Ausnu tzun g der Ressourcen und zu ei ner Vermin derung d er Konkurrenz zwi schen den Arten. Di e Organi smengrupp en fi nden qu asi ih re ökologi sche Nische entl ang eines Größ engradi enten (G AEDKE , 1992a) . Bei Betracht ung der Bi ozönose -Struktu ren un d fu nkti onalen Zu sammenh änge stell t sich di e Lebensgem ein schaft in der Trin kwasservertei lung als komplexes und vernetz - tes System dar . Der Üb ergang von Bi omasse un d Energi e von kl ein en zu großen Organismen erfolg t konti nuierli ch über das ges amt e Körpergewi chts -Spektrum d er erfassten Ti ere. Es tret en kein e Lücken, d.h. k ein e Körpergewicht s -Kl assen ohn e nachwei sbare Indi vidu en und Bi omasse auf. Mi t de n v erfügbaren M ethod en der Probeentnah me wurde nur ein Teil des vorhandenen Organi smensp ektrums e rfasst. Bi s zum theoreti schen „Ausgan gspun kt der Besi edelun g“, den Bakte rien (au f orga - ni schen Kohl enstoff (C) bezog enes Körper -G ewicht s-Kl assenmi tt el = 1,8E-8 µgC Ind. - 1 ) 18 gibt es theor eti sch weitere fün f Kl assen, in di e bei spielsweise Amöben und het erotrop he Fl agell aten ei ngruppiert werden. Durch E xtrapol atio n der Geraden (F1 100+25) l ass en si ch di e fehlenden Werte ermi ttel n, in der Körpergewi chts- Kl asse von Bakterienz ell en si nd danach 7,5 Mrd. Z ell en m -3 vorhanden (s.a . Abbil d ung 4.1). 18 : eine Bakte rienzelle enth ält 10 - 14 gC Ind. -1 (G AEDKE ( 1992b) 93 5 S C H L U S S F O L G E R U N G E N U N D W E I T E R E R F O R S C H U N G S - B E D A R F Auf Grund i hres un vermei dbaren und ubi quitären Vorkomm ens si n d wi rbe ll ose Tiere ein wesentli cher Q ualit ätsfaktor fü r das T rinkwasser . Invertebraten soll ten daher i n ihrer qual i tativen un d quantit ativen Ausprägu ng regel mäßig anal ysiert und bewert et werden. • Wirbell ose Tiere si nd mit großer Viel fal t (13 Tierg ruppen) und in beachtli chen Größenordnun gen (100 bi s > 1 Mio. Individ uen m - 3 bzw. 0,001 bi s fast 100 mg m -3 ) i n Trin kwasservertei lung ssystemen vorhan den. Ihr Vo rkommen beruht pri mär ni cht auf Versäumni ssen/techni schen Un zul änglichkei ten bei m Aufbau un d Betrieb v on Tri nkwassern etzen. Die Gem ein schaft der Wirbel l osen ist vi elmehr das Erg ebni s der gün sti gen Umwel tbedi ngungen bz w. Nahru ngs- grundl agen. • Für di e Erfassung un d Anal yse von Inverteb raten i n Trinkwass ersystemen be - darf es standardi si erter Vorgehensw eisen un d verbi ndli cher Regul ari en zur Durchführung di eser Untersuchu ngen. Für V erfah rens-/Anal ysevorschri ften zu r Untersuchung v on Inv ertebraten i n Tri nkwasserve rteilu ngssystemen ste hen etabli erte Methoden zu r Verfügun g (S CHEIDELER , G UNK EL & M ICHELS , 2013, M ICHELS et al., 2013b) . Ein wi chtiger Schri tt ist di e Aufnahme der The mat i k in das DVGW-Reg el werk mi t der Erarbei tun g des DVGW -Arbei tsbl attes W271 (DVGW, 2017a, i n Vorb ereit ung) , in dem wich tige Erkenntni sse der vorl i egen- den Forschungsa rbei t berücksi chti gt wurden. • Weitere Arbei ten soll ten di e Wei terentwi ckl ung von Unt ersuchung smethoden für unterschi edli che Fragestel l ungen (z .B. Vorbereitu ng von Maßnahme n zur Mi nimi erung der Invertebraten un d/oder zur Erfol gskontroll e) bein halt e n. • Die Beurteil u ng der biologi schen T rinkwasserqu ali tät erfordert ein geei gnetes und verbi ndli ches Verglei chs - und/ oder Bewert ungssystem. Grundl age sol l te ein üb er die Beurtei l ung des Wassers an si ch hin ausgehender Ans atz sei n, in dem sowohl b i ologische Quali tät skomponenten (Ti ergruppen, Arten) al s auch der Wasserkörp er berücksi chti gt werden. • Mit Hilfe ein es modular au fgebauten B ewertungssy stems i st neben ei ner ver - gl eichenden Ein ordnung auch ei ne Abschätzu ng gesund hei tli cher Ri siken, eine Beurteil un g von Systemzustän den der Wass eraufberei tun g und -verteilu ng sowie ei ne Bewertung d er Drin gli chkeit von Ma ßnah men mögl ich. Di e Weiter - entwi cklung des Bew ertun gssystems sol l te folgende Punkte berüc ksichti g en: o Für den Wasse rkö rp er „Tri nkwasserve rteil ung“ ist ei ne Erwei terung der Datenbasi s notwendi g, u m Systemzuständ e, wi e die Nutzu ng von Quel l - wasser und /oder Obe rflächenwas ser al s Rohwasserquel l e, zu erfassen, di e im R ahmen der vorli egen den Arbeit ni cht oder nur i n gering erem Maß e berücksicht i gt werden konnten. Auf di eser G rundl age wäre ein e Festl egung von Ankerpunkten un d eine absol ute Skal i erung mögli ch. o All e weiteren Wasse rkörper/Kompa rtiment e der Wasse raufbereitu ng sol lten in ähnlicher Wei se in di e Bewertung der bi ologi sche n Tri nkwasserquali t ät einb ezogen werden. De r Ausgan gspun kt einer e ntsprechenden D atenba si s ist i n DVGW (2 017a, i n Vorberei tun g) dokumenti ert. 94 o Der Mul timetri sche Bewertung sin dex soll te für all e Wasser - körper/Komparti mente ständi g du rch Anpassung un d Verifi zi erung der Bewertungsk riteri en weiterentwi ckel t werden. Daz u gehören b eispi elswei se di e Analyse und Imp l ementierung von Zusammenh ängen zwi schen de m Vorkommen un d der Sp ezi fikati on von Invertebraten un d gesun dhei tlich relevanten Befund en von Trinkwass eruntersuch ung en (z.B. Vorkomm en von Pseud omonas aeru gin osa , al s einer de r wichti gsten fakul tati ven Krank - heit serreger). Die wi chti gsten Ein flussfaktoren fü r di e Ausprägu ng un d (räuml i che) Struktu - rierung von Invertebrat en i n Trin kwasservertei lung ssystemen si nd: Feinpartik uläre Ablag erungen >> Wassert emperat ur • Feinp artikuläre Abl agerun gen sin d als wesentli che Nahrungsg rundl age un d Lebensraum struktur von besonderer B edeutung für di e Tri nkwasserbi ozönose. • Die Temperatur des Tri nkwass ers li egt fast ganzj ähri g in einem für di e Inver - tebraten- Gesell schaft opt i malen Bereich. Temp eraturen von > 10 °C im Wi nter begünsti gen pol yvolti ne Entwickl ung szyklen (z.B. für Wa sserassel n). • Die i n Trinkwassernetz en üb li cherweise vorherr schend en Fli eßgeschwindi g - keiten si nd kei n begrenzender/ strukturi erender Faktor für di e Verbrei tung un d Entwi cklung von Invertebraten i n Verteil un gs systemen. • Wirbell ose Tiere si nd ni cht gl eichmäßi g in Rohrl eitungssystemen v erteil t , aus den räuml i chen Gradienten von Te mperatu r, Fließges chwi ndig keit des Wassers und Parti kel deposition entsteht i n (unmittel barer) Nähe zum Wa sserwer k bzw. zu Transportl ei tu ngen eine Referenzzon e, in d er di e verglei chsweise höch sten Indivi duendi chten der Invert ebraten -G emeinsc haft zu erwart en si nd. Die Vi elfalt un d Quanti tät vorkommend er Arten un d Ti ergruppen in Tri nk - wasservertei l ungssystemen deut et auf ein e str ukturierte L ebe ns- gemeinsch aft mit ko mplexen Interaktion en s owohl zw ischen bel ebt er und unbel ebter Umwel t al s auch zwischen den Organi smen selb st hi n. Der Stoff- un d Energi etransfer fü r die Wi rbell osengemeinschaft i n Trinkwasser - verteilu ngen l ässt si ch über Bioma sse-/ Abund anz-Größ enspektr en ver- deutli chen. Mi ttels Bi omasse- Größenspe ktren i st es mögl i ch, di e Struktur der Wirbell osengemei nschaft verschi edener Versorgun gssysteme zu ve rgl eichen, di e Auswirkun gen techni scher Maßnahmen (z.B . Roh rnetzspü l ungen) zu bew er - ten und vers chi edene Systemzuständ e von Ve rsorgun gssystem en bzw. i hre Auswi rkungen auf di e Inverteb raten- Gesel l schaft zu beschrei ben. • Aufgrund der Mögl i chkeit, aus d en Anal ysenergebn i ssen direkt auf di e konkrete Nahrungssi tuati on i m Trin kwassernetz zu schl i eßen, haben Bi omasse - /Abun danz -Größenspektren i n di esem Kont ext ei ne besondere Bedeutu ng. Im Einz elfall kann auch das potenti ell e Vorhandens ein ei ner externen Kohl ensto ff - quell e für die Inverteb raten -Gemei nschaft det ekti ert werden. 95 • Um Bi omasse-Grö ßensp ektren als Instrumentari um z ur Bew ertun g der b i olo- gi schen Trinkwass erquali tät zu nu tzen, si nd weitere Unte rsuchungen mi t fol - genden Schw erpunkt en erforderl i ch: o methodi sche Fragestel l ungen, wi e die (quan titati ve) Anal yse sehr klei ner In vertebrat en-Taxa (Amöben, Fl agell aten) zu r Quantifizi erung der mikro - bi ologischen Nahrun gskette und o grundl egende Zusamm enh änge, wi e den Zusammenh ang zwi schen Parti - kelgröße un d Nahrungs aufnah me verschi edener Invert ebraten -Taxa zu r Beschrei bun g der Detritus- Nahrungskett e. 96 6 V E R Z E I C H N I S S E 6 . 1 L I T E R A T U R V E R Z E I C H N I S A DCOCK , J. A. (1979): Energeti cs of a popul ati on of the isopod A sell us aqu ati cus: Life hi story and producti on. Freshwat er Biology, 9 ( 4), 343 – 355. 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DVGW-I nformati on Wasser Nr. 91 . 6 . 2 . 2 W EI T E R E V E R Ö F F E N T L I C H U N G E N S EITZ , G UNTER ; M ICHELS , U TE ; K L IMA , M ARTINA (2014): Fi rst indigenous fi ndi ng of Simuliu m maculatu m (Meigen 180 4) i n the ri ver Oder. In: Lauterb orni a 77, S. 71 – 75. R IPL , K., S LAV IK , I., U HL , W., M ICHELS , U., T ITZE , D ., G UNK EL , G. & S CHEIDEL ER , M. (2011): Samplin g of Asell us aquati cus (wa ter li ce) in a dr i nking water distri buti on sys t em and 108 consequences f or dri nking wat er suppl y: Proc. of conf . "Computat ion of control in th e Water Industry ". Exete r (UK) . Sept. 5-7. ISBN: 0 - 9539140 -6- 2. H ENDRICH , L A RS ; M ICHELS , U TE (2011): Ein wei terer Nachwei s des selt enen aqu ati schen Rüsselkäfers Bagous el egan s (Fabri ciu s, 1801) au s Brandenbu rg (Coleopt era, Curculi oni dae). In: Märkisch e Entom ologische N achrichten 13 (2), S. 18 1 – 187. G UNKEL , G., M ICHELS , U., S CHEIDEL ER , M. & R IPL , K. 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In: Lauterbornia 55 , S. 83 – 87. 109 6 . 3 A B B I L D U N G S V E R Z E I C H N I S Abbild ung 1.1: Gliederwü rmer (Oli gochaeta) aus Tri nkwasservert eilu ngssystemen. .. 4 Abbild ung 1.2: Protozoen aus Trin kwasservert eilung ssystemen – ........................... 8 Abbild ung 1.3: Prozentual er Anteil von Materi alien un d Nenndurchm ess er i n Trinkwass ernetzen i m bun desdeutschen Dur chschn i tt ........................................... 9 Abbild ung 1.4: Food-web in Rohrl e i tun gssystemen (Hypothe sen). ........................ 12 Abbild ung 2.1: Schemati sche Darstell ung un d Funkti onswei se der Filtri erapparatur F1. ............................................................................................................... 22 Abbild ung 2.2: Filt rierapparatur F1. ................................................................ .. 23 Abbild ung 2.3: Schemati sche Darstell ung un d Funkti onswei se der Filtri erapparatur F2. ............................................................................................................... 24 Abbild ung 2.4: Rückspülbare Parti kel fil ter ......................................................... 26 Abbild ung 3.1: Mittlere tägl iche Strömun gsgesch wi ndigkeit en im Verteilun gsnetz GWT-15B. ................................ ..................................................................... 31 Abbild un g 3.2: Zeit anteil mi t lamin aren Strömungsbedi n gung en im Verteil ungsnetz GWT-15B an den täg l i chen hydrauli schen Bedi ngungen. ................................ ...... 32 Abbild ung 3.3: Mittlere tägl iche Strömun gsgesch wi ndigkeit en in der Trinkwass erverteil ung von GWT -15 B (bl au) i m Verglei ch mi t längsprofilgemi tt elten Strömungsgeschwi n di gkeiten i n den Fli eßgewässertypen d es Landes B rand enburg (grau). .......................................................................................................... 32 Abbild ung 3.4: Zusammensetzung der Sedi mentat i onsvolumi na in verschi edenen Versorgung sgebieten. ..................................................................................... 33 Abbild ung 3.5: Menge parti kulärer organi scher Abl ag erungen i m Untersuchungsgebi et GWT -15B nach 6 ,5-mon at ig em Betrieb ............................... 34 Abbild ung 3.6: Anteil organi schen Material s (POM -An teil ) an der Gesamthei t vorhandene r Ablag erungen i m Versorgung sgebiet GWT - 15B ................................ 35 Abbild ung 3.7: Ablagerungsbi l dung (durch am Wasse rwerk ei ngetragene Pa rtikel ) innerhal b ei nes Tages. .................................................................................... 36 Abbild ung 3.8: Partikul äre Ablagerung en in Abhängi gkeit von der Ent fernu ng zu m Wasserwerk in der Trinkwass erverteil u ng GWT- 5E ............................................. 36 Abbild ung 3.9: Partikul äre Ablagerung en in Abhängi gkeit von der Ent fernu ng zu m Wasserwerk in der Trinkwass erverteil u ng GWT- 5K ................................ ............. 37 Abbild ung 3.10: Individuendi cht e von Wasserassel n (lin ks) und An zahl von Kotpell ets (rechts) i n Abh ängig keit vo n d er Entfernung zum Was serwerk i n der Trinkwass erverteil ung GWT - 5E ........................................................................ 38 Abbild ung 3.11: Pellet -Ind ex in Abh ängi gkeit von der Entf ernung zu m Wass erwerk i n der Trinkwass erverteil un g GWT- 5E ................................................................... 38 Abbild ung 3.12: Jahresgang der Wassertemp eratu r im Parti kel filter GWT - 5 Lin (links); Mit telwert und Sch wankung sbreite d er Wassertemp eraturen i n verschi edenen Partikel filt ern (rechts) ................................................................ ..................... 39 Abbild ung 3.13: Jahresgang lini en der Durchschn i ttstemperaturen des Bo dens i n 2 m Tiefe sowi e der Wass ertemperatur i n den Pa rti kelfil tern GWT -5 Li n und G WT-5 Fr ei. .................................................................................................................... 40 Abbild ung 3.14: Temperatu rvertei l ung Ende Sep tember 2014 i m Tri nkwassersyst em GWT-15B. ................................ ..................................................................... 40 Abbild ung 3.15: Temperatu rverteil ung i m März 2014 i m Tri nkwassersy stem GWT - 15B. ................................................................................................ ............. 41 110 Abbild ung 3.16: Prognosti zierter Tempe raturverl auf in der Trinkwasserv erteil ung GWT-15B für Septembe r 2014. ........................................................................ 42 Abbild ung 3.17: Nachweiswah rschei nlichkei t der in Trinkwasserv erteil ungssystemen vorkommenden Ti ergruppen. ........................................................................... 43 Abbild ung 3.18: Nachweiswah rschei nlichkei t von ubiq uitär in Trinkwass erverteil ungssystemen v orkommend en Ti ergruppen i n Abhän gi gkeit von der Methodi k der Probe entnahme (Fi l trationsschri tt) und im europäi schen Vergl ei ch. .................................................................................................................... 44 Abbild ung 3.19: Kumuliert e Häufi gkeit sverteilung der I n di vi duendicht en der Makroi nvertebraten Asel l us aquati cus und Oli gochaeta i n Tri nkwasserverteil un gen im Verglei ch zur Gesamtb esi edel ungsdi chte ........................................................... 45 Abbild ung 3.20: Individuendi cht en von Asell us aquati cus (bl au) und Proasell us cavati cus (braun) i n Trinkwass erverteil u ngssystemen ......................................... 46 Abbild ung 3.21: Individuendi cht en von Gli ederwürmern (Ol i gochaeta) i n Trinkwass erverteil ungssystemen. ..................................................................... 47 Abbild ung 3.22: Kumuliert e Häufi gkeit sverteilung der Indi vi duendi chten ausgewähl ter Tiergruppen d er Mei ofauna. ............................................................................. 48 Abbild ung 3.23: Individuendi cht en (Boxplots) ausgewäh l ter Tiergruppe n der Meiofauna. .................................................................................................... 49 Abbild ung 3.24: Kumuliert e Häufi gkeit sverteilung der Indi vi duendi chten von Rädertierch en und Scha l enamöben ................................................................... 51 Abbild ung 3.25: Korrelati on von Indi vi duendichte und Bi omasse d er mi t dem Probenahme system F2 ( 100+55) gew onnenen Daten ......................................... 52 Abbild ung 3.26: Individuendi cht e (oben) un d Biomas se (unten) wi rbell oser Ti ere in Trinkwass erverteil ungen. ................................................................................ 53 Abbild ung 3.27: Individuendi cht en und Biomassen wi rbell ose r Ti ere i n Rohrlei tungsabschn i tten in Abh ängigkei t von der Probenah memethod e. ................ 54 Abbild ung 3.28: Saisonal e Entwi cklung der Indi vi du endichte wi rbelloser Ti ere in Trinkwass erverteil ungssystemen au f der Basi s von Hydrant enunte rsuchu ngen. ...... 55 Abbild ung 3.29: Saisonal e Entwi ckl ung der Indivi d uendichte (li nks) und Bi omasse (rechts) wi rbell oser Tier e in Tri nkwasserve rteil ungssystemen auf der Ba sis von Partikel filt eruntersuchun gen. ........................................................................... 56 Abbild ung 3.30: Saisonal e Entwi cklung von Individ uendicht e und Bi omasse wi rbelloser Tiere i m Part i kelfilt er G WT -5 Lin im Zei traum 2012 un d 2013 ............... 57 Abbild ung 3.31: Relati ve Häufigkei ten ein zelner Größenklass en von As ellu s aquati cus im sai sonalen K ontext. ................................ .................................................... 58 Abbild ung 3.32: Entwi cklungsstadi en weibli cher Tiere von A sell u s aquaticus (prozentual er Anteil an de r Indi vi duendicht e wei blicher Tiere) im sai son al en Kontext. .................................................................................................................... 59 Abbild ung 3.33: Wassertemperatu r im Parti kelfil ter GWT -5Li n. ............................ 60 Abbild ung 3.34: Räumliche V erteil ung von Makroi nvertebraten (hi er Ase llus aquati cus) i n GWT-15B im S eptember 2011. ..................................................... 61 Abbild ung 3.35: Besiedelu ngsdi chten von Invertebrat en i n Trin kwassernetzen i n Abhängi gkei t von der Entfernung der Messst elle zum Wa sserwerk. ....................... 62 Abbild ung 3.36: Fein partikuläre Abl agerungen in Beziehu ng zu r Abundanz wi rbell oser Tiere. ............................................................................................................ 63 Abbild ung 3.37: Hauptkompon entenanal yse des Datensatz es aus fünf Trinkwass erverteil ungssystemen. ..................................................................... 64 [Document text truncated for crawler view.] Why institutions use Plag.ai for originality review, entry 67 Plag.ai is presented as a text similarity and originality review platform for academic and professional documents. 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