1 Einleitung

Seit einigen Jahren wird in verschiedenen Flüssen in Europa und Nordamerika ein Rückgang von Fischpopulationen beobachtet (Burkhardt-Holm et al. 2005; Cook et al. 2003; de Lafontaine et al. 2002; Faller et al. 2003; Keiter et al. 2006). Insbesondere in der Schweiz betrug die Differenz im Gesamtfischbestand zwischen 1991 und 1996 bis zu 85 % (Bernet und Burckhardt-Holm 2000). Um die Ursachen dieses Phänomens aufzuklären, wurde 1998 das Projekt „Fischnetz“ initiiert (Burkhardt-Holm und Segner 2002; Schmidt et al. 1999). Innerhalb eines Zeitraums von fünf Jahren sollte der Rückgang der Fischereierträge dokumentiert, die Gründe dafür aufgeklärt und Methoden entwickelt werden, um die Situation zu verbessern (Burkhardt-Holm und Segner 2002). Im Abschlussbericht des Projekts (Fischnetz 2004; Burkhardt-Holm et al. 2005) wurden drei Hauptgründe für den Rückgang der Fischbestände genannt: (1) unangepasste Bewirtschaftungsmaßnahmen, (2) infektiös bedingte Erkrankungen (z. B. proliferative Nierenkrankheit) und (3) schlechte Habitatqualität, wie beispielsweise fehlende Laichgebiete, Ruhe- und Schutzzonen, ungenügende Nahrung und Verschmutzung. Bei der Ursachenanalyse konnte jedoch gezeigt werden, dass keiner der untersuchten Einzelfaktoren allein ausreichte, um den Fischfangrückgang schlüssig zu erklären.

Ähnlich wie in der Schweiz ist seit den 1980er Jahren die Entwicklung der Fischbestände in allen von Fischereivereinen bewirtschafteten Donauabschnitten zwischen Sigmaringen und Ulm ebenfalls stark rückläufig (Keiter et al. 2006; Wurm 2001; Abb. 1). Die Untersuchungen zur Gewässergüte und zum Fischrückgang in der oberen Donau stellten im Gegensatz zu dem Projekt Fischnetz in der Regel lediglich weitgehend isolierte und vergleichsweise kleinere Projekte dar, die unabhängig und zeitlich auch weit voneinander getrennt durchgeführt wurden. Ihr Schwerpunkt richtete sich zunächst auf die Entwicklung der Gewässergüte. Erst spät, im Jahr 2000, wurde von Dr. Karl Wurm (Gewässerökologisches Labor Starzach) der Fischrückgang in der oberen Donau intensiver untersucht und detailliert dokumentiert (Wurm 2001). Im Anschluss daran wurde in Kooperation mit dem Institut für Zoologie der Universität Heidelberg eine noch bis heute andauernde Studie initiiert, die feststellen soll, ob eine ökotoxikologische Belastung in der Donau vorliegt.

Abb. 1
figure 1

Der Abschnitt der oberen Donau zwischen Sigmaringen und Ehingen, der seit den 1980er-Jahren vom Fischrückgang betroffen ist (Abbildung modifiziert nach Keiter et al. 2006)

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In den folgenden Abschnitten werden ausgewählte Untersuchungen vorgestellt und zusammengefasst, die sich mit a) der Entwicklung der Fischbestände, b) dem Nährtierbestand, c) fischfressenden Vögeln, d) der hydromorphologischen Situation, e) der Gewässergüte, f ) der Belastung mit organischen Schadstoffen und g) der ökotoxikologischen Belastungssituation in der oberen Donau beschäftigten.

2 Entwicklung der Fischbestände in der oberen Donau

Die Donau bildet zwischen Sigmaringen und Ulm ein Übergangsgebiet zwischen Äschen- und Barbenregion. Neben diesen beiden Fischarten, die auch in vergangenen Zeiten zu den häufigsten Fischarten in der Donau zählten, waren auch Nase (Chondrostoma nasus), Döbel (Leuciscus cephalus) und Rotauge (Rutilus rutilus) dominierend. Im Jahr 1990 konnten in der Donau zwischen Zwiefaltendorf und Ulm 35 Fischarten registriert werden, wovon sechs Arten (z. B. Anguilla anguilla) nicht heimisch sind und durch Besatz der Fischereiverbände in die Donau gelangt waren. Nach historischen Angaben (Schulz und Troschel 1990) wurden ehemals jedoch 39 Fischarten in der Donau beschrieben, was einem Defizit von zehn heimischen Arten entspricht. Zu diesen entweder ausgestorbenen oder nur sehr selten vorkommenden Arten gehören z. B. Aland (Leuciscus idus) und Zingel (Zingel zingel; Schulz und Troschel 1990).

Insbesondere die Äsche (Thymallus thymallus) ist von dem Fischrückgang in der Donau betroffen. So war z. B. in Ehingen trotz intensiver Besatzmaßnahmen mit einsömmerigen Äschen ein gravierender Bestandsrückgang nicht aufzuhalten (Abb. 2). Auch in den Donauzuflüssen, z. B. Lauchert und Biber, zeichnete sich die gleiche Entwicklung ab, und die dort ehemals großen Bestände gingen dramatisch zurück. In der Lauchert konnten 1982 noch über 120 Äschen gefangen werden, ab 1994 keine einzige mehr (Schulz und Troschel 1990).

Abb. 2
figure 2

Anzahl der gefangenen Äschen (Thymallus thymallus) in der oberen Donau zwischen 1980 und 2000 (aus Keiter et al. 2006)

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Ein Rückgang der Weißfischbestände (Barbe, Döbel, Nase und Rotauge) in der Donau konnte nicht zweifelsfrei nachgewiesen werden. In der Mehrzahl der pachtlosen Flussabschnitte waren jedoch eher periodische Schwankungen als ein gerichteter Trend zu erkennen (Wurm 2001). Dennoch konnte ein eindeutiger Rückgang der Barbenpopulationen ab Beginn der 1990er Jahre sowohl in den Fangaufzeichnungen der Angler als auch bei Elektrobefischungen registriert werden. Im Bereich von Ehingen konnten in der ersten Hälfte der 1980er Jahre noch bis zu 500 Barben in einem Jahr gefangen werden, im Jahre 1999 fast keine mehr (Wurm 2001).

Insgesamt betrug der angelfischereiliche Nettoertrag in den 1980er Jahren in den meisten Abschnitten der oberen Donau noch zwischen 20 und 50 kg/ha. Er sank zu Beginn der 1990er Jahre auf einen Wert von unter 20 kg/ha und ging im Jahr 2000 auf fast Null zurück (Wurm 2001).

3 Nährtierbestand

Veränderungen in den morphologischen Verhältnissen in einem Gewässer (Verbauungen, Eindohlungen von Zuflüssen, Hochwasser, Schwebstoffe), physikalischen Faktoren (Licht, Temperatur) oder Chemikalieneintrag (Nähr- oder Schadstoffe) bewirken Veränderungen im Makrozoobenthosbestand und haben damit auch Einfluss auf das Nahrungsangebot für Fische. Eine quantitative Erfassung des Makrozoobenthos in der oberen Donau im Jahr 2001 ergab, dass besonders unter naturnahen Gerinneverhältnissen mit entsprechend gut und vielfältig strukturierten Sohlesubstraten die Nährtierbiomasse hoch war, wobei Werte über 50 g/m2 erreicht wurden (Wurm 2001). Die durchschnittliche Nährtiermasse in der oberen Donau hingegen betrug nur 20 g/m². Durch die Verbauung und Kanalisation sind jedoch die Bedingungen für gute Nahrungsverhältnisse eingeschränkt, und man muss daher in vielen Bereichen der oberen Donau von einem Mittelwert von 10 g/m² ausgehen. Innerhalb des Makrozoobenthos dominierten vor allem Gammariden, mit einigem Abstand folgten Trichopteren und Ephemeropteren (Wurm 2001).

Im Rahmen zweier Diplomarbeiten wurden im Jahr 2005 am Zoologischen Institut der Universität Heidelberg umfangreiche Untersuchungen zum Makrozoobenthosbestand an der Donau durchgeführt (Grund 2005; Seitz 2005). Hierbei wurde auf der Grundlage des klassischen Saprobiensystems an allen beprobten Standorten nur eine mäßige Belastung mit biologisch leicht abbaubaren Substanzen festgestellt. Durch die Berechnung weiterer Bioindizes (Rhithron-Ernährungstypen-Index (RETI), Diversitätsindex, Evenness) konnte ebenfalls keine gravierende Störung in der Makrozoobenthos-Zusammensetzung festgestellt werden. Während die vergleichsweise geringe Artenvielfalt an dem Donauzufluss Schwarzach durchaus auf eine Schadstoffbelastung hindeutete, wurde die ähnlich geringe Artendiversität des Donaustandorts Riedlingen zu großen Teilen auf die naturferne Gewässermorphologie zurückgeführt.

4 Prädation durch fischfressende Vögel

Dem Einfluss fischfressender Vögel – insbesondere von Kormoran und Gänsesäger – auf Fischpopulationen wird in der Literatur eine nicht unerhebliche Bedeutung beigemessen (Engström 2001). Insbesondere die Kormoranbestände an der Donau haben in den letzten Jahrzehnten stark zugenommen. Der starke Rückgang der Äschen- und anderer Fischbestände an der Donau zu Anfang und Mitte der 1990er Jahre deckt sich zeitlich häufig mit den Kormoraneinfällen in diesem Bereich (mündliche Mitteilungen zitiert in Wurm 2001). Bei einem Nahrungsbedarf von ca. 400 g Fisch pro Tag ist es daher unschwer vorstellbar, dass ein beträchtlicher Anteil des fischereilichen Ertrags durch den Kormoran dezimiert wird. Jedoch kann die Prädation durch den Kormoran nicht die einzige Ursache für den Fischrückgang darstellen, da dieser Rückgang schon vor dem Kormoraneinfall eingesetzt hatte. Insofern hat der Kormoran hier die rückläufige Entwicklung der Fischbestände bestenfalls nur verstärkt (Wurm 2001).

5 Hydromorphologische Situation der oberen Donau

Seit dem Beginn der Industrialisierung und der Intensivierung der Landwirtschaft wurden massive Eingriffe in Form von Flussbegradigungen, Uferverbauungen, Wasserausleitungen oder die Entfernung von Ufergehölzen vorgenommen (Aarts et al. 2004; Fischnetz 2004; Wurm 2001) und dadurch den Flüssen immer mehr Raum genommen. Damit erhöhte sich auch die Notwendigkeit von Maßnahmen zum Hochwasserschutz, und die Gewässer wurden weiter eingeengt sowie die Ufer und Sohlen stabilisiert. Anthropogen beeinträchtigte Gewässer zeichnen sich deshalb meist durch monotone Verhältnisse aus (Aarts et al. 2004; Fischnetz 2004). Sie bieten insbesondere für Fische eine schlechte Qualität und nur eine begrenzte Zahl an Laich- und Versteckmöglichkeiten (Humphries und Lake 2000).

In den Jahren von 1820 bis 1889 wurden zur Gewinnung von Kulturland ca. 60 km der Donau zwischen Scheer und Ulm nach dem Vorbild von Tullas Rheinkorrektur begradigt (Ramsch 1989). Die wasserbaulichen Eingriffe, vor allem zwischen Scheer und Riedlingen (Begradigung, Fixierung der Uferböschung, Einengung des Abflussquerschnittes), führten oberhalb von Riedlingen zu erheblichen Erosionsprozessen, während es unterhalb von Riedlingen zu Auflandungstendenzen kam (Ramsch 1989). Von 1922 bis 1926 wurden im Bereich von Öpfingen und Donaustetten Stauseen angelegt, allerdings nicht im Donaubett selbst, sondern in den angrenzenden Talauen. In den 1940er- und 1970er-Jahren des 20. Jahrhunderts wurde schließlich die Mehrzahl der ehemaligen Flussschlingen, die noch als Altwässer bestanden und mit der Donau in Verbindung standen, im Zuge von Kultivierungsarbeiten entfernt. Daher befinden sich heute weite Abschnitte der Donau zwischen Sigmaringen und Ulm in einem naturfernen oder sogar naturfremden Zustand (Konold 1991).

6 Entwicklung der Gewässergüte

Zu Beginn der 1950er-Jahre erfolgte im Auftrag des Innenministeriums (Abt. VI, Straßen- und Wasserbau, Abwicklungsstelle Tübingen) und der Stadt Ulm eine Erstellung des biologischen und z. T. auch chemischen Güteprofils der Donau zwischen Riedlingen und Ulm (Weinmann 1952). In den Ergebnissen dieser Studie wurde nicht von einer Verunreinigung der Donau durch giftige Abwässer ausgegangen. Jedoch wurde festgestellt, dass sowohl industrielle Abwässer als auch die direkten Einleitungen aus Haushalten und der Landwirtschaft für die Verschmutzung der Donau von Bedeutung sind.

In den 1960er Jahren wurde eine deutliche Verschlechterung der Gewässergüte an der Donau registriert. Ursachen hierfür waren: (1) ein gesteigertes Abwasseraufkommen, (2) häusliche und industrielle Abwasser wurden entweder überhaupt nicht oder nur unzureichend geklärt, (3) eine Steigerung der Zellstoffproduktion in Ehingen und (4) die Errichtung zahlreicher Stauwerke, die die Fließgeschwindigkeit und damit auch das Selbstreinigungsvermögen des Flusses herabsetzten. Daher wurde 1964 bei einer biologischen Güteuntersuchung für die Donau zwischen Beuron und Ehingen lediglich ein befriedigender Gewässerzustand (β-mesosaprob) festgestellt (Mauch 1964).

Seit dem Jahr 1973 analysiert der Zweckverband Landeswasserversorgung wöchentlich Wasserproben aus der Donau. Dabei wurden an allen Untersuchungsstandorten erhebliche Gewässerverschmutzungen festgestellt, die sich in den ermittelten Güteklassen von III und III–IV widerspiegelten (LAWA 1998; LfU 2004). In den folgenden Jahren zwischen 1974 und 1975 erreichte die Verschmutzung der Donau ihren Höhepunkt. So sank z. B. der Sauerstoffgehalt im Bereich des Öpfinger Kraftwerks auf Werte von nahezu 0 mg/ml. Die Landeswasserversorgung bewertete folglich den Ablauf des Öpfinger Stausees in ihren Untersuchungen zwischen 1973 und 1980 als stark belastet. Auch die Schwermetallbelastung, insbesondere durch Quecksilber, wurde durch Analysen von Hölzinger (1977) als katastrophal für das Ökosystem eingeschätzt. So wurde beispielsweise im Muskelfleisch zweier Barben aus dem Öpfinger Stausee Quecksilberkonzentrationen von 0,39 und 0,6 mg/kg Hg nachgewiesen. Der z. B. für Österreich festgelegte Hg-Höchstwert für Süßwasserfische beträgt 0,5 mg/kg (Köck 1996).

Bereits zu Beginn der 1980er-Jahre wurde durch das Institut für Seenforschung und Fischereiwesen in Langenargen nur noch eine mittlere Belastung der Donau sowohl ober- als auch unterhalb des Öpfinger Stausees festgestellt (MELUF 1982). Auch bei Untersuchungen von Hölzinger im Jahr 1982 wurde eine merkliche Verbesserung der Gewässergüte an der Donau bestätigt (zitiert in Wurm 2001). Diese Verbesserung ist insbesondere auf den Neu- und Ausbau von Kläranlagen zurückzuführen, der sich an der Donau und ihrer Zuflüsse vor allem Ende der 1970er und zu Beginn der 1980er Jahre vollzog (Wurm 2001). Immer wieder wurde auch die Rolle der Zellstofffabrik in Ehingen mit Hinblick auf die Gewässergüte untersucht. Durch den Ausbau der betriebseigenen Kläranlage im Jahr 1989 erfolgt die Reinigung der Produktionsabwässer der Zellstofffabrik in einer anaeroben und einer aeroben Stufe. Die Emission der Zellstofffabrik konnte dadurch so weit gesenkt werden, dass keine Auswirkungen auf die hydrobiologischen und hydrochemischen Parameter mehr anzunehmen waren (Schmitz 1991). Im Folgenden konnte unterhalb von Ehingen eine Verbesserung sowohl der organischen Verschmutzung als auch der Sauerstoffversorgung registriert werden. Seitdem wird die Donau unterhalb von Ehingen der Gewässergüteklasse II zugeordnet (Braukmann und Vobis 1998; LfU 2004).

Im Zeitraum von 1988 bis 1995 wurden im Rahmen des Integrierten Donauprogramms umfangreiche chemisch-physikalische und biologische Analysen im Bereich zwischen Sigmaringen und Ulm durchgeführt (Groß 1990, 1991; Gebhardt 1995). Diese Untersuchungen führten zu dem Ergebnis, dass die gesamte obere Donau im Schnitt der Güteklasse II zuzuordnen war. Aufgrund von zum Teil erheblichen Stoßbelastungen der Kläranlagen Sigmaringen, Mengen und Ehingen entsprach die Donau jedoch weiterhin zeitweise der Güteklasse III (Groß 1990, 1991; Gebhardt 1995; LfU 2004). Beachtenswert waren bei diesen Untersuchungen die Maximalwerte des biologischen Sauerstoffbedarfs (BSB5), der beispielsweise unterhalb der Kläranlage Sigmaringen Werte über 8 bzw. 11 mg O2/l annahm. Analysen aus dem Jahr 2001 zeigten nach wie vor zeitweilig hohe Belastungen mit organisch leicht abbaubaren Stoffen (Hertel et al. 2001; Wurm 2001), die zu dieser starken Erhöhung der BSB5-Werte führten.

Im Jahr 2000 wurde im Auftrag des Umweltbundesamtes als Geschäftsbereich des Bundesministeriums für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit von Duft et al. (2003) eine ökotoxikologische Sedimentkartierung der großen Flüsse Deutschlands durchgeführt. Dabei wurden auch Sedimente aus Pfohren und Scheer von der oberen Donau hinsichtlich verschiedener chemischer (Schwermetalle und PAHs) und biologischer Analysen (Chironomiden- und Nematodentest) untersucht. Diese Standorte wurden der ökotoxikologischen Zustandsklasse III (mäßiger Zustand in Pfohren) und IV (unbefriedigender Zustand in Scheer) zugeordnet. Die Einstufung orientierte sich dabei an der ökologischen Klassifizierung der EU-Wasserrahmenrichtlinie (EU-WRRL 2000).

Die im Jahr 2001 von Wurm durchgeführten Untersuchungen verschiedener Parameter wie Wassertemperatur, pH-Wert, elektrische Leitfähigkeit, BSB5, Ammonium-, Nitrat-, Nitrit-, Phosphat- und Sauerstoffgehalt zeigten größtenteils zufrieden stellende Ergebnisse. So ist beispielsweise die Donau von toxischen Ammoniakkonzentrationen weit entfernt, und der BSB5 liegt entlang der Untersuchungsstrecke im Durchschnitt zwischen 1,8 und 3,4 mg O2/l, was mit der Gewässergüteklasse II vereinbar ist (Hertel et al. 2001; LfU 2004; Wurm 2001). Auch in diesem Zeitraum wurden aber zeitweise immer noch BSB5-Werte von bis zu 8 mg O2/l ermittelt, die allerdings auf eine Sekundärverschmutzung in den Sommermonaten durch übermäßiges Wachstum von Algen und Wasserpflanzen zurückgeführt wurden. Einen Überblick über die Entwicklung der Gewässergüte über die letzten Jahrzehnte gibt Tabelle 1.

Tabelle 1 Gewässergüteklasse ausgewählter Standorte der Donau zwischen Sigmaringen und Öpfingen zwischen 1968 und 2004 (LfU 2004)
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7 Belastung durch organische Schadstoffe

Daten zur Belastung der oberen Donau durch organische Schadstoffe sind insgesamt nur sehr lückenhaft für wenige Standorte bekannt. Außerdem wurde erst spät mit der Messung organischer Verbindungen in Donausedimenten begonnen. Ab dem Jahr 1994 wurden erstmals von der Landesanstalt für Umweltschutz (LfU) Baden-Württemberg Analysen organischer Schadstoffe in Sedimenten vom Standort Scheer durchgeführt (LfU 2004). Im Verlauf dieser Untersuchungen wurden verschiedene PAHs (polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe), PCBs (polychlorierte Biphenyle) aber auch HCB (Hexachlorbenzol), der Summenparameter AOX (Absorbierbare Organisch gebundene Halogene) und andere persistente Verbindungen gemessen. Insgesamt war eine deutliche Abnahme der PAH-Konzentrationen zwischen 1994 und 2000 zu erkennen; ab dem Jahr 2001 wurde allerdings wieder eine leicht ansteigende Tendenz dokumentiert. Des Weiteren sind im Vergleich mit anderen Fließgewässern, z. B. Rhein und Neckar, die Konzentrationen insgesamt hoch (Tabelle 2).

Tabelle 2 Vergleich der Summe zehn ausgewählter prioritärer PAHs in Sedimenten aus Donau, Rhein und Neckar im zeitlichen Verlauf. Daten aus: „Beschaffenheit der Fließgewässer – Jahresdatenkatalog 1972–2004“; LfU Baden-Württemberg
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8 Integrative Untersuchungen zur ökotoxikologischen Belastung der Donau

Aufgrund der Komplexität und Dynamik aquatischer Ökosysteme ist deren Beeinträchtigung durch Schadstoffe nur schwierig zu bewerten. Durch die Kombination verschiedener chemischer und ökotoxikologischer Untersuchungsmethoden können jedoch nachteilige Effekte von Schadstoffen auf ein Ökosystem besser erfasst werden als mit einzelnen Ergebnissen aus chemischen bzw. biologischen Untersuchungen, und so eine umfassendere Risikobewertung erstellt werden (Alcock et al. 2003; Chapman und Hollert 2006; Solomon und Sibley 2002). So bietet zum Beispiel das Weight-of-Evidence-Konzept (WOE) die Möglichkeit, Schlussfolgerungen aus einer Vielzahl verschiedener Daten zu ziehen, denn durch Einzelmessungen kann keine überzeugende Schlussfolgerung hinsichtlich eines ökologischen Risikos getroffen werden (Chapman und Hollert 2006; Johnston et al. 2002).

Basierend auf einem vereinfachten WOE-Ansatzes wurde im Jahr 2002 eine Pilotstudie zum ökotoxikologischen Schädigungspotenzial von Abwasser-, Schwebstoff- und Sedimentproben durchgeführt (Keiter et al. 2006). Ziel dieser Studie war die Erfassung des ökotoxikologischen Schädigungspotenzials von Wasser- und Sedimentproben aus der Donau. Dabei wurde insbesondere an den Standorten Sigmaringen, Ehingen und Öpfingen ein erhöhtes ökotoxikologisches Belastungspotenzial festgestellt, und ein Zusammenhang mit dem Fischrückgang konnte nicht ausgeschlossen werden (Keiter et al. 2006). Zum Teil konnten die Ergebnisse verschiedener Biotestverfahren mit Ergebnissen von analogen Studien an Rhein und/oder Neckar verglichen werden, wobei die Donau stets ähnlich hohe oder deutlich höhere toxische Effekte wie die anderen Flusssysteme aufwies (Hollert et al. 2002, 2003; Keiter et al. 2006; König 2002; Kosmehl et al. 2004; Ulrich et al. 2002).

Als direkte Folge dieser Pilotstudie wurde 2003 im Sinne des WOE-Konzeptes eine umfassende Untersuchung der Donau initiiert, um mögliche Ursachen des Fischrückgangs und Belastungsschwerpunkte zu identifizieren. Hierfür wurde mit einer umfangreichen Biotestbatterie das Schädigungspotenzial vor allem von Sedimentextrakten und nativen Sedimenten überprüft. Außerdem wurden ultrastrukturelle Veränderungen an der Leber aus Barben untersucht. Mutagene Effekte in Barben aus dem Freiland wurden mittels des Mikrokerntests an Erythrocyten bestimmt. Des Weiteren wurden neben limnologischen Parametern auch die Konzentration von Schwermetallen und prioritärer organischer Schadstoffe (PAHs, PCBs und PCDD/Fs) in Sedimenten gemessen.

Durch die Messung von Temperatur, pH-Wert, Sauerstoffgehalt und Leitfähigkeit sowie die Aufnahme von Nitrit, Nitrat, Ammonium, Phosphat, AOX und des BSB5 konnte die Donau auch 2005 weitestgehend der Gewässergüte II nach LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser) zugeordnet werden. Auch der Gehalt der analysierten Schwermetalle Chrom, Kupfer, Cadmium, Blei, Nickel und Zink ging im Vergleich zu Messungen aus den Jahren 1992 und 2002 deutlich zurück, sodass die Donau auch diesbezüglich der Güteklasse I oder I–II zugeordnet werden konnte. Lediglich die Sedimentprobe Rottenacker wies einen erhöhten Zinkgehalt auf, wodurch dieser Standort weiterhin als kritisch belastet betrachtet werden muss.

Bei der Belastung mit organischen Substanzen erreichten die Mehrzahl aller Standorte die ATV-Güteklassen I oder II (Regelwerk der Abwassertechnischen Vereinigung; ATV 1997, zitiert aus Ahlf et al. 2002). Überraschend hohe Konzentrationen polyzyklischer Kohlenwasserstoffe (PAHs) wurden jedoch in den Sedimenten aus dem Zufluss Schwarzach (Σ 16 PAHs = 26,3 mg/kg; entspricht ATV-Güteklasse V) und dem Öpfinger Stausee (Σ 16 PAHs = 5,3 mg/kg; entspricht ATV-Güteklasse III) gemessen. Hochpersistente polychlorierte Biphenyle (PCBs), Dioxine (PCDDs) und Furane (PCDFs) wurden dagegen nur in geringen Mengen in den verschiedenen Sedimentproben der oberen Donau nachgewiesen. Zur Quantifizierung aller analysierten Verbindungen wurden die TCDD-Äquivalente (TEQ) berechnet und aufsummiert. Dabei konnten Chem-TEQ-Werte zwischen 16 und 48 ng/kg ermittelt werden. Die höchste Belastung mit Dioxinen, Furanen und PCBs wurde für die Standorte Schwarzach und Öpfingen gemessen (Keiter et al. 2008). Bei der Ermittlung der dioxinähnlichen Wirksamkeit (DR CALUX- und EROD-Assay) konnte jedoch festgestellt werden, dass ein Großteil der hohen Induktion durch unbekannte, nicht-prioritäre Schadstoffe verursacht wurde (Keiter et al. 2008). In Untersuchungen zur dioxinähnlichen Wirksamkeit wiesen nahezu alle Sedimentextrakte ein hohes Cytochrom-P450-induzierendes Potenzial auf, wobei eine hohe Korrelation zwischen dem DR CALUX und dem EROD-Assay festgestellt werden konnte (Keiter et al. 2008). Durch den Vergleich der Chem-TEQs mit den Bio-TEQs (TCDD-Äquivalenzkonzentrationen der analysierten Substanzen bzw. der gemessenen Induktion im bioanalytischen Verfahren) konnten aber nur 3–50 % des Effekts in den Biotests den chemisch analysierten Schadstoffen zugeordnet werden (Abb. 3). Es ist daher davon auszugehen, dass weitere, noch nicht identifizierte nicht-prioritäre Schadstoffe in den Sedimentextrakten vorhanden sind, die über eine dioxinähnliche Aktivität verfügen. Um die Befunde aus den verschiedenen In-vitro-Testsystemen zur dioxinähnlichen Wirksamkeit mit der Situation im Freiland besser abzugleichen, wurde ein kürzlich mit Monosubstanzen entwickelter Test mit dem Stichling (Gasterosteus aculeatus L.) zum Nachweis von EROD-Induktion an Kiemenfilamenten in vivo mit Sedimentproben verschiedener Donaustandorte durchgeführt. Es konnte eine gute Eignung des Testsystems für die Untersuchung komplexer Sedimentproben sowie eine sehr gute Korrelation der In-vivo-Daten mit den In-vitro-Befunden ermittelt werden (Otte et al. 2008).

Abb. 3
figure 3

Ergebnisse zur dioxinähnlichen Wirksamkeit in Sedimentproben der oberen Donau. Dargestellt ist der Anteil der unbekannten nicht-persistenten und nicht-prioritären Schadstoffe (hellgraueAbschnitte der Balken) in Prozent im EROD- und DR-CALUX-Assay. Berechnet wurden diese durch die Subtraktion der in den Biotests erzielten Effekte (Bio-TEQs; dunkelgraue Abschnitte der Balken) und der gemessenen chemischen Schadstoffe (PAH Chem-TEQs; weißeAbschnitte der Balken). Multilayer-Fraktion; *PAHs und dioxinähnliche Aktivität war unterhalb der Nachweisgrenze; **PAH-Konzentrationen stehen für diese Probe nicht zur Verfügung. Datengrundlage: Keiter et al. (2008)

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Im Neutralrottest mit der Zelllinie RTL-W1 (Lee et al. 1993) wurde die Cytotoxizität der acetonischen Sedimentextrakte geprüft. Dabei konnte für den Standort Rottenacker ein sehr hohes, sowie für die Proben aus der Schwarzach und aus Ehingen und Öpfingen ein hohes cytotoxisches Belastungspotenzial beobachtet werden. Eine niedrige cytotoxische Wirkung ging hingegen von den Proben aus der Lauchert und Riedlingen aus.

Im Fischeitest mit dem Zebrabärbling (Danio rerio) wurden sowohl acetonische Extrakte als auch native Sedimente aus der Donau auf ihre Embryotoxizität und Teratogenität getestet (Seitz 2005). Dabei konnte eine hohe Korrelation zwischen diesen beiden Expositionspfaden festgestellt werden (rS = 0,92). Die Extrakte verursachten häufig extreme Ödeme und Missbildungen der Wirbelsäule. Eine Entwicklungsverzögerung war der häufigste beobachtete Effekt beim Fischeitest mit nativen Proben. In niedrigen Konzentrationen glichen die Embryonen den Rückstand meist wieder aus, während in den höheren Konzentrationen die meisten Tiere abstarben. Missbildungen und Ödeme waren seltener und schwächer ausgeprägt als im Test mit Extrakten.

Zur Bestimmung des gentoxischen und des mutagenen Gefährdungspotenzials in der Donau wurden der Mikrokerntest (mit RTL-W1-Zellen und Erythrocyten aus der Barbe) und der Comet-Assay (mit RTL-W1 und Embryonen des Zebrabärblings) verwendet (Böttcher 2005; Böttcher et al. 2009; Seitz et al. 2008). Für die In-vitro-Tests mit der Zelllinie wurde für fast alle Proben ein deutlicher dosisabhängiger Effekt nachgewiesen. Bei der Gegenüberstellung der beiden Expositionsszenarien (natives und extrahiertes Sediment) wurde insgesamt eine höhere gentoxische Belastung für die Extrakte als für nativen Proben nachgewiesen. Durch Regressions- und Korrelationsanalysen konnte jedoch eine sehr gute Übereinstimmung zwischen den verschiedenen Testergebnissen ermittelt werden, wobei sich für den Standort Rottenacker stets die höchste und für den Zufluss Lauchert stets die niedrigste Belastung ergab. Die In-vivo-Mutagenität in Barben-Erythrocyten wurde nur für vier Standorte (Sigmaringen, Riedlingen, Rottenacker und Ehingen) gemessen, wobei lediglich für den Standort Sigmaringen kein signifikanter Effekt nachgewiesen werden konnte. Die übrigen Standorte wiesen eine signifikant erhöhte Mikrokerninduktion gegenüber der Kontrolle auf und konnten sehr gut auf die Ergebnisse in vitro übertragen werden.

Durch histopathologische Methoden wurde die Leber von Barben (Barbus barbus) aus der Donau untersucht, um mögliche Störungen aufgrund von Stressfaktoren, wie z. B. chemische Belastungen, feststellen zu können, die sich nachteilig auf die ultrastrukturelle Organisation von Hepatocyten auswirken (Abb. 4; Grund et al. 2009a). Als Referenz wurden Barben aus der Donau (Riedlingen) und dem Rhein gefangen, die vor der Fixierung der Leber zwei Monate unter Laborbedingungen gehalten wurden (Abb. 4a,b). In der Ultrastruktur der Hepatocyten konnten durch die elektronenmikroskopischen Aufnahmen kaum Unterschiede zwischen Kontrolltieren und Freilandfischen aus Riedlingen festgestellt werden. Die ultrastrukturellen Veränderungen der Hepatocyten von Barben aus Ehingen und Rottenacker manifestierten sich in fast allen Zellstrukturen und waren sehr viel stärker ausgeprägt (Abb. 4c,d). Insbesondere die deutliche Proliferation des glatten endoplasmatischen Retikulums in den Leberzellen von Barben aus Ehingen wird allgemein als Vergiftungssymptom beschrieben und gilt als cytologischer Marker für die Induktion von Detoxifikationsprozessen in Fischen (Braunbeck et al. 1989; Hinton et al. 1987). Ferner wurden vermehrt Makrophagen und nekrotische Zellen beobachtet. Auch wenn sich der Großteil der beobachteten Veränderungen nicht auf eine Belastung mit bestimmten Schadstoffen zurückführen lässt, ist in jedem Fall von suboptimalen Bedingungen für die Fische an diesem Standorten auszugehen.

Abb. 4
figure 4

a–dUltrastruktur der Hepatocyten aus Kontrollfischen aus dem Rhein und Freilandfischen aus der Donau bei Riedlingen, Rottenacker und Ehingen. Bilder aus Grund (2005) und Grund et al. (2009a). aKontrolle: Elektronenmikroskopische Aufnahme mehrerer Hepatocyten zur übersichtlichen Darstellung der intrazellulären Kompartimentierung und der Organellenarmut. Die Leberzellen sind entlang eines Sinusoids angeordnet. bRiedlingen: Die Zellkerne zeigen deutliche Deformationen in Form von Einfaltungen der Kernmembran (Pfeile). Das Heterochromatin ist in die Peripherie der Kerne verlagert. An Lipidtropfen sind häufig Mitochondrien eng angelagert. cEhingen: Eine intrazelluläre Kompartimentierung ist nicht zu erkennen. Das Erscheinungsbild der einzelnen Hepatocyten variiert beträchtlich. Der Organellenbestand ist stark erhöht und über das gesamte Cytoplasma verteilt. dRottenacker: Der Organellenbestand ist stark erhöht und nicht mehr auf den perinuklearen Bereich beschränkt. In den Zellkernen sind häufig zwei Nucleoli, aber sehr wenig Heterochromatin zu erkennen. Während der Glykogengehalt reduziert ist, können Lipidtropfen verschiedener Größe in auffällig großer Zahl in fast allen Zellbereichen gefunden werden. Das raue endoplasmatische Retikulum (rER) ist meist stark entwickelt

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9 Schlussfolgerungen und Ausblick

In der oberen Donau zwischen Sigmaringen und Ehingen hat sich durch den Aus- und Neubau von Kläranlagen die Wasserqualität in den letzten Jahrzehnten deutlich verbessert. Dem gegenüber steht jedoch ein sehr starker Rückgang der Fischpopulationen. Diese gegenläufigen Entwicklungen konnten mit herkömmlichen Methoden, wie z. B. die Erfassung der Gewässergüte und die Bestimmung verschiedener limnologischer Endpunkte, nicht erklärt werden, sodass ab dem Jahr 2002 Untersuchungen nach ökotoxikologischen Gesichtspunkten durchgeführt wurden. Diese Ergebnisse führten im Jahr 2003 zu einer umfassenden Studie im Sinne des Weight-of-Evidence Konzeptes. Aus den WOE-Untersuchungen aller Standorte ergab sich eine sehr heterogene Belastungssituation an der Donau. Die Ergebnisse ermöglichten jedoch die Identifizierung sowohl von „Hot Spots“ als auch von gering belasteten Standorten. So konnte für die Sedimente aus der Lauchert sowie von Riedlingen und Jochenstein meist keine oder nur geringe Effekte festgestellt werden. Dagegen wurde für die Schwarzach sowie für die Standorte Rottenacker, Ehingen und den Öpfinger Stausee eine sehr hohe ökotoxikologische Belastung nachgewiesen. Für Sigmaringen, aber auch für Ehingen ergab sich ein inhomogenes Belastungsmuster. Insbesondere über die In-vivo- und In-situ-Parameter konnten die Ergebnisse der In-vitro-Tests weitestgehend bestätigt werden.

Durch die in dieser Weight-of-Evidence-Studie verwendeten Tests konnte insgesamt gezeigt werden, dass an der Donau eine erhebliche ökotoxikologische Belastungssituation vorliegt, die auch sehr wahrscheinlich Einfluss auf die Fischpopulationen nimmt. Jedoch werden noch weitere Untersuchungen notwendig sein, um letztlich die genauen Ursachen für den Rückgang der Fischpopulationen zu identifizieren. Hierzu werden gegenwärtig im Rahmen einer Dissertation am Zoologischen Institut der Universität Heidelberg in Kooperation mit dem Helmholtz-Zentrum für Umweltforschungszentrum Leipzig Bioassay-dirigierte Fraktionierungen und weitere chemische Analysen durchgeführt, um die beteiligten Stoffe und deren mögliche Quellen zu identifizieren. In Kooperation mit dem Toxicological Centre der University of Sasketchewan (Sakatoon, Kanada) wurden außerdem neu entwickelte Testsysteme für endokrine Aktivität (H295r-Assay) angewendet, um weitere Befunde zum endokrinen Belastungspotenzial der Donausedimente zu erhalten (Hecker et al. 2007; Grund et al. 2009b). Durch histopathologische Untersuchungen an den Gonaden von Freilandfischen aus der oberen Donau werden weitere Indizien für eine endokrine Belastung gesucht und deren Einfluss auf den Gesundheitszustand der Fische in situ abgeschätzt.

In der Zukunft soll im Rahmen eines Verbundprojekts über die vergleichende Untersuchung verschiedener Eintragspfade (geklärtes Abwasser, partikulär gebundene Luftschadstoffe, Oberflächenabfluss von Straßen, Einträge von landwirtschaftlichen Flächen und Remobilisation von Sedimenten) systematisch untersucht werden, welchen Anteil die jeweiligen Einträge anthropogener Substanzen an dem gesamten ökotoxikologischen Schädigungspotenzial haben.