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Die mitteleuropäischen Flachbärlappe (Gattung Diphasiastrum) sind in Deutschland alle hochgradig gefährdet und können ohne geeignete Artenhilfsmaßnahmen hier nicht dauerhaft überleben. In der vorliegenden Arbeit werden die Grundlagen für ein Artenhilfsprogramm geschaffen, indem die Reproduktionsbiologie untersucht worden ist und die ökologischen Ansprüche und Gefährdungsursachen ermittelt wurden, um entsprechende Hilfsmaßnahmen für die Arten zu entwickeln.
Um Rückschlüsse auf das Reproduktionssystem der Eltern- und Hybridarten zu erhalten, wurde die genetische Diversität ermittelt. Dabei kam das fingerprinting-Verfahren AFLP zum Einsatz, womit Arten und genetisch verschiedene Individuen voneinander abgegrenzt werden können. Verwendet wurden die beiden Primer-Kombinationen EcoRI-AAG / VspI-CT und EcoRI-ACT / VspI-CAG. Die größte genetische Diversität der Elternarten weist D. complanatum auf, die überwiegend durch echte Fremdbefruchtung (outcrossing) entsteht, während die genetische Diversität der beiden anderen Elternarten D. alpinum und D. tristachyum gering ist und nur knapp oberhalb einer definierten Fehlerrate liegt. Die Proben der Hybridarten unterscheiden sich so stark voneinander, dass davon ausgegangen werden muss, dass dies immer wieder neu entstehende F1-Hybriden sind, wenngleich die Unterschiede bei D. oellgaardii vergleichsweise gering aufgrund der geringen genetischen Diversität der Elternarten D. alpinum und D. tristachyum ist.
Die Sporenproduktion in den Sporenständen wurde unter anderem direkt durch Zählung von Sporen in den Sporangien unterm Stereomikroskop und Zählung der Sporangien in den Sporenständen ermittelt. Sporangien von L. clavatum enthalten demnach 27735 (± 7492) Sporen pro Sporangium, 105,2 (± 3,7) Sporangien pro Sporenstand und hochgerechnet etwa 2,1 bis 3,8 Millionen Sporen pro Sporenstand.
Die terminale Fallgeschwindigkeit liegt für L. clavatum bei 2,16 (± 0,11) cm*s-1 und für D. complanatum bei 2,25 (± 0,10) cm*s-1. Die Sporen haben einen Durchmesser von 29,5 (± 2,0) μm bzw. 32,3 (± 2,5) μm. Die gemessene Geschwindigkeit liegt deutlich unter der theoretischen und lässt sich damit erklären, da Sporen keine perfekten Kugeln sind und aufgrund ihrer stark reliefierten Oberfläche Turbulenzen erzeugt werden, die den Fall verlangsamen.
Die Anzahl der in Entfernungen bis 200 m zu einer sporenbildenden Population fliegenden Sporen wurde mithilfe von vertikalen klebenden Sporenfallen bei D. complanatum, D. tristachyum und L. clavatum bestimmt. Nur für die Population von L. clavatum mit 11358 reifen Sporenständen auf kleiner Fläche wurden weitere Berechnungen durchgeführt. Folgende Funktion beschreibt die Anzahl der durch die Luft fliegenden Sporen in einer Höhe von etwa 40 cm über dem Boden in Abhängigkeit zur Entfernung x: f(x) = 45878*x-2,302 (R² = 0,9979). Es konnten selbst in 200 m Entfernung noch einzelne Sporen an den Sporenfallen nachgewiesen werden. Da die maximale theoretische Ausbreitungsdistanz bei nur knapp 130 m liegt, selbst wenn ein konstant horizontal wehender Wind von 100 km/h angenommen wird, müssen aufwärtsgerichtete Luftströmungen eine entscheidende Rolle bei der Fernausbreitung spielen.
Die Ansiedlungsversuche wurden im Thüringer Schiefergebirge am Grünen Band bei Brennersgrün (D. alpinum und D. tristachyum) und im Pöllwitzer Wald (D. complanatum) durchgeführt. Als Vergleichsart wurde wieder L. clavatum verwendet. Die Sprossverpflanzungen verliefen insgesamt erfolgreich mit einer Überlebensrate von 8% für D. alpinum, 17% für D. complanatum, 8% für D. tristachyum und 22% für L. clavatum. Der jährliche Rhizomzuwachs liegt bei 0,5 cm, 13,3 (± 1,8) cm, 7,5 cm bzw. 9,1 (± 4,0) cm für die entsprechenden Arten.
Die Vegetationsbedeckung vorher abgeplaggter Flächen liegt zwischen 39 und 53% nach zwei Jahren, jedoch mit großen Unterschieden selbst zwischen benachbarten Flächen und wird hauptsächlich durch ein schnelles Mooswachstum bestimmt.
Nach etwa fünf Monaten sind keine Sporen auf sterilem Nährstoffmedium gekeimt, obwohl diese unterschiedlich behandelt wurden, zum Beispiel mit Rauchgas, Hitze, konzentrierter Schwefelsäure oder durch Mörsern. Auch die Keimungsversuche an den Wuchsorten waren nach 2,5 Jahren erfolglos. Eine Erklärung kann ein Dormanzstadium unbekannter Dauer vor der Keimung sein.
Der Anzahl der jährlich gebildeten vertikalen Sprossbüschel wurde indirekt für je eine Population für D. zeilleri (2,5/Jahr) und D. issleri (2,0/Jahr) bestimmt, indem der Quotient aus der Anzahl der Sprossbüschel an der längsten Rhizomverbindung und dem bekannten Alter des Standorts ermittelt worden ist. Die Zugehörigkeit von Rhizomstücken zu einem Klon wurde mit der AFLP-Methode abgesichert. Die meisten Populationen in Deutschland werden demnach mehrere Jahrzehnte alt, jedoch ohne beobachtete Verjüngung über Prothallien. Eine Erklärung könnten die immer noch sehr geringen pH-Werte in den Unterböden von 3,6 (± 0,24) sein, die giftige Al3+-Ionen pflanzenverfügbar machen.
Stoffflüsse in Makrophytensystemen: Ein Vergleich zwischen Küstenlagunen der südlichen Ostsee
(2017)
In früheren Jahrzehnten verschlechterte sich der ökologischen Zustand von zahlreichen inneren Küstengewässern der Ostsee durch die Eutrophierung, was z. B. zu intensiven Algenblüten führte. Submerse Makrophyten können den ökologischen Zustand von Süßgewässern verbessern, denn sie unterstützen z. B. die Sedimentation von suspendiertem Material und verringern die Resuspension. Zudem reduzieren sie indirekt das Phytoplankton, weil sie Zooplankton einen Prädationsschutz bieten und somit die Beweidung des Phytoplanktons durch das Zooplankton fördern. Es ist möglich, dass diese Rückkopplungsmechanismen in Brackgewässern weniger effektiv sind. Das Zooplankton ist anders zusammengesetzt und beweidet dadurch weniger effektiv das Phytoplankton. Außerdem wird es selbst, innerhalb der Makrophyten, durch bestimmte Fische und Invertebraten gefressen. In der vorliegenden Arbeit, wurden die Interaktionen zwischen submersen Makrophyten und ihrer abiotischen und biotischen Umgebung in zwei verschiedenen Küstengewässern der südlichen Ostsee untersucht: Vitter Bodden (mesotroph, Makrophyten-dominiert) und Darß-Zingster Boddenkette (DZBK, eutroph bis stark eutroph, Phytoplankton-dominiert). Die folgenden Parameter wurden von Juni bis September 2013 (Vitter Bodden) und von März bis November 2014 (DZBK) gemessen: Lichtattenuation, Konzentration von Gesamt-suspendiertem Material (TSM), von Chlorophyll a (Chl a), von Gesamt-Phosphor (TP) und von Gesamt-Stickstoff (TN). Zudem wurden die Verhältnisse TP zu TN und Chl a zu TP bestimmt. Der Beweidungsdruck des Zooplanktons auf das Phytoplankton wurde sowohl für den Tag als auch für die Nacht berechnet, in dem das jeweilige Zooplankton ausgezählt, die Biomasse und die Beweidungsrate berechnet wurde. Im Vitter Bodden wurde die Zusammensetzung der Makrophyten bestimmt, sowie ihr Bedeckungsgrad und ihr Anteil an der Wassersäule (PVI) in einer Wassertiefe <1 m geschätzt. In der DZBK wurde die Biomasse der Makrophyten bis in eine Wassertiefe von 1,9 m bestimmt. Die Tiefenverbreitung der Makrophyten war im Vitter Bodden nicht Licht-limitiert, aber in der DZBK, da sich dort der Hauptanteil der Makrophytenbiomasse nur bis in eine Wassertiefe von 1 m befand. In der DZBK hatte das Phytoplankton einen großen Anteil an der Lichtattenuation und limitierte dadurch vermutlich die Lichtverfügbarkeit nicht nur für die Makrophyten sondern auch für sich selbst. Aufgrund der TN zu TP Verhältnisse war das Phytoplankton in der DZBK P-limitiert, während es im Vitter Bodden durch beide Nährstoffe gleichzeitig limitiert war. Die Beweidung durch das Zooplankton konnte zeitweise vermutlich das Phytoplankton im Vitter Bodden reduzieren, aber nicht in der DZBK. Der Bedeckungsgrad der Makrophyten war hoch, aber sie hatten eine flache Wachstumsform und daher nur einen geringen PVI. Zusammenfassend kann gesagt werden, dass der vermutlich hohe Wasseraustausch mit der Ostsee und der fehlende Eintrag aus Fließgewässern verantwortlich für die hohe Lichtverfügbarkeit im Vitter Bodden sind. Ein möglicher Einfluss der Makrophyten auf Wassertrübung, Nährstoffe, Phytoplankton und Zooplankton wurde vermutlich durch diesen Wasseraustausch maskiert. Im Gegensatz dazu gab es keine Effekte der Makrophyten auf Nährstoffe in der Wassersäule, sowie auf Phytoplankton und Zooplankton in der DZBK, da die Makrophyten nur auf die Randbereiche der Bodden beschränkt sind. Da Sedimentation und Resuspension hauptsächlich die Wassertrübung beeinflussen, wurde in einem weiteren Teil der vorliegenden Arbeit ermittelt, in wie weit Wind-induzierte Wellen die Sedimentationsraten beeinflussen, wenn sie unmittelbar sedimentiertes Material wieder resuspendieren. Zu diesem Zweck wurden zwei verschiedene Sedimentationsfallen verwendet: Zylinderfallen (ZF) und Tellerfallen (TF). Die TF wurden in dieser Studie das erste Mal an einem Wellen-exponiertem Standort verwendet. Sie erlaubten, dass unmittelbar sedimentiertes Material wieder resuspendiert werden konnte, was die ZF nicht konnten. Sedimentationsraten wurden mit beiden Fallentypen in einer Wassertiefe zwischen 0,9 m und 1,6 m bestimmt. Die Wellenexposition wurde berechnet, indem die halbe Oberflächenwellenlänge (λ/2) durch die Wassersäule oberhalb der Fallen (dF) dividiert wurde. Eine hohe Wellenexposition war definiert als (λ/2) / dF >1. Die Sedimentationsraten in beiden Fallentypen waren von der Wellenexposition beeinflusst. Jedoch in gegensätzlicher Weise. Bei hoher Wellenexposition sedimentierte ein geringerer Anteil des TSM pro Stunde auf den TF als bei geringer Wellenexposition, während in den ZF ein größerer Anteil sedimentierte. Daher wurde die Sedimentationsrate bei hoher Wellenexposition mit den ZF überbestimmt. Die verwendeten TF sind ein viel versprechendes Mittel um Sedimentationsraten in flachen, Wellen-exponierten Orten abzuschätzen, denn sie reflektieren den unmittelbaren Einfluss von Wellenbewegungen auf die Sedimentation von suspendiertem Material.