Burhenne, Matthias: Biotestsystem mit Bodenalgen zur ökotoxikologischen Bewertung von Schwermetallen und Pflanzenschutzmitteln am Beispiel von Cadmium und Isoproturon

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Kapitel 1. Einleitung

1.1 Bodenalgen

Bodenalgen stellen neben den Bodenprotozoen eine vernachlässigte bzw. noch unvollständig erforschte Mikroorganismengruppe des Bodens dar. Zwar wurden seit Beginn des 19. Jahrhunderts bei taxonomischen Untersuchungen von Algen auch Bodenalgen mit berücksichtigt, wie z. B. bei Dillwyn (1809). Eine Auflistung von Reisigl (1964) über Untersuchungen an Bodenalgen seit dem 18. Jahrhundert bis ins 20. Jahrhundert macht deutlich, daß es sich bei der Bodenalgenkunde um kein neues Forschungsgebiet handelt. Einige Untersuchungen versuchten, charakteristische Algenfloren für verschiedene Kulturböden zu ermitteln (Weintraut 1943) sowie das Auftreten von Bodenalgen in Abhängigkeit vom pH-Wert (Schelhorn 1936, Lund 1962, Round 1985), von Klimafaktoren (Reisigl 1964) und von der Düngung des Bodens (Gistl 1933, Sauthoff & Oesterreicher 1994) zu erforschen. Insgesamt müssen die Kenntnisse über Bodenalgen weiterhin als lückenhaft angesehen werden (Schelhorn 1936, Pantera 1970, McCann & Cullimore 1979, Ettl & Gärtner 1995, Kremer 1997). Von Ettl und Gärtner ist 1995 das erste Bestimmungsbuch „Syllabus der Boden-, Luft- und Flechtenalgen“ für Bodenalgen erschienen. Inzwischen gibt es am Botanischen Institut der Universität Innsbruck eine über mehrere Jahrzehnte existierende Bodenalgensammlung mit 379 Isolaten, bestehend aus 237 Arten und 93 Gattungen (Gärtner 1996).

Ein Problem beim Gebrauch des Wortes Bodenalgen liegt in den unterschiedlichen Definitionen, die es für diese Gruppe gibt. Diese Arbeit schließt sich der Definition an, die Ettl und Gärtner (1995) in ihrem Bestimmungsbuch nennen. Danach zählen zu den terrestrischen Algen (Bodenalgen) alle euterrestrischen (auf dem Boden lebenden), hydroterrestrischen (auf permanent feuchter Erde lebenden) und aeroterrestrischen (im engeren Sinne auf der Bodenoberfläche und an der Übergangszone zum aerischen Habitat lebenden) Formen.

Da Bodenalgen gegenüber aquatischen Algen eine viel geringere morphologische Vielfalt aufweisen (Alexander 1991), ist die Artbestimmung schwierig und kann nicht an Einzelzellen durchgeführt werden. Aus diesem Grund müssen die Algenisolate erst zu Reinkulturen aufgearbeitet werden (Vischer 1945, Round 1985). Vischer (1939) war einer der ersten, der die Agarplattenmethode zur Isolierung von Bodenalgen einsetzte. Die Methode wurde in den folgenden Jahrzehnten immer wieder modifiziert. Der Hauptunterschied der verschiedenen abgeänderten Methoden lag in der Art der Abtrennung der Algen von den Bodenpartikeln und der Aufbringung der Algen auf die Agarplatten.

Für einige Arten müssen zur Bestimmung erst Kulturen unterschiedlichen Alters und z. B. Flüssigkulturen zur Beobachtung einer eventuellen Zoosporenbildung erstellt werden.

Da Bodenalgen im Vergleich mit den Bakterien und Pilzen zu den langsam wachsenden Mikroorganismen gehören, können die Schritte bis zu einer bakterien- und pilzfreien Klonkultur mehrere Monate in Anspruch nehmen. In einigen Fällen kann es bei einer


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bakterienfreien Algenkultur zu einem reduzierten Wachstum der Algen oder sogar zum Absterben dieser Arten kommen (Mouget et al. 1995, Keshtacher-Liebson et al. 1995).

Bodenalgen sind als autotrophe Organismen Primärproduzenten von organischer Substanz und spielen damit bei der Primärbodenbildung eine wesentliche Rolle (Stina 1969, Carson & Brown 1978, Metting 1981, Broady 1982, Shubert & Pederson 1986, Sauthoff & Oesterreicher 1994). Sie bilden durch die Ausscheidung wachstumsstimulierender Substanzen und löslicher Photosyntheseprodukte Nahrungsgrundlagen für zahlreiche Bakterien-, Actinomyceten- und Pilzarten und dienen anderen Bodenorganismen direkt als Nahrungsquelle (Metting 1990, Oesterreicher 1990, Zimmerman 1993). Sie haben auch eine wichtige Rolle bei der Verkittung des Bodens. Diese Funktion ist besonders für landwirtschaftlich genutzte Böden bedeutsam, da zeitweise völlig ungeschützte Böden einer starken Erosion ausgesetzt sind. In den überwiegend feuchten Breitengraden Mitteleuropas spielt dies eine untergeordnete Rolle. Aber in ariden Gebieten kann eine ausgeprägte Bodenalgenpopulation durch die Ausscheidung von schleimigen Hüllen zur Aggregation von Bodenpartikeln führen und damit zur Reduzierung der Bodenerosion beitragen (Flechter & Martin 1948, Bailey et al. 1973, Shubert & Pederson 1986).

Viele Bodenalgen sind kosmopolitisch verbreitet, andere kommen nur in bestimmten Bodentypen vor (Starr 1973, Ettl 1980). Selbst an extremen Standorten, wie in der Arktis und Antarktis oder in Wüsten, findet man eine große Artenvielfalt (Friedmann et al. 1967, Dodge & Shubert 1996, Alfinito et al. 1998). Campbell et al. (1979) nennen als durchschnittlich in Böden vorkommende Algenbiomasse 320 kg/ha, und Metting (1981) geht von einigen 100 bis 1 000 und mehr kg Algentrockengewicht/ha aus. Allerdings gibt es Untersuchungen über Wüstenböden in Arizona, bei denen die Algenmassen auf 15 000 kg/ha organische Substanz geschätzt wird (Fuller & Rogers 1952). Letztere Angaben sind auf eine Bodentiefe von ca. 10 cm bezogen, Champbell et al. (1979) und Metting (1981) machen keine Angaben über die Bodentiefe. Die genaue Bestimmung der Biomasse von Bodenalgen aus der Algendichte ist schwierig, da zahlreiche Bodenalgenarten in Aggregaten vorkommen (Metting 1990) und die Zellgrößen verschiedener Arten sehr unterschiedlich sein können. McCann und Cullimore (1979) gehen davon aus, daß die Algenbiomasse in trockenen Böden 4 und in feuchten Böden während des Frühsommers bis zu 27 der Gesamtbiomasse des Bodens ausmacht. Auch hier fehlen Angaben zur Bodentiefe.

In Tab. 1 sind die Abundanzen von Algen in unterschiedlichen Böden aus einigen ausgewählten Untersuchungen dargestellt.


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Tab. 1 : Angabe der Abundanzen verschiedener Bodenmikroorganismengruppen, BBM (Bold’s Basal Medium)

Organismengruppe/ Bodentypen und Vegetation

Gesamtalgendichte in Zellen/g TS Boden

Kulturmedium/ Bestimmungsmethode

Publikationen

Algen

Junge Böden, die sich auf Lavagestein (Hawaii) innerhalb der letzten 30 Jahre bildeten (Tiefe 0 cm bis 2,5 cm)

5,5·103 bis 3,1·105

BBM/ Agarplattentechnik

Carson et al. 1978

Streuauflage eines 150 Jahre alten Buchenwaldbodens

3,9·105 bis 1,7·106

BBM/ Fluoreszensmikroskopische Bestimmung

Wöhler et al. 1998

Streuauflage eines Jungbuchenwaldbodens

5,6·106 bis 3,0·107

BBM/ Fluoreszensmikroskopische Bestimmung

Wöhler et al. 1998

Of-und Oh-Bodenlage eines sauren Braunerdebodens (Jungbuchenwald)

6,2·104 bis 2,7·105

BBM/ Fluoreszensmikroskopische Bestimmung

Wöhler et al. 1998

Anlehmiger Sand in einer agrarwirtschaftlichen Versuchsfläche (Tiefe 0 cm bis 5 cm)

3,4·104 bis 1,6·105

BBM/ Agarplattentechnik

Hahn et al. 1997

Schluffiger Sand (Ackerboden) (Tiefe 0 cm bis 1 cm)
(Tiefe 0 cm bis 5 cm)

1,0·105 bis 1,5·106 5,0·104 bis 1,0·105

BBM/ Agarplattentechnik

diese Arbeit

Natürliche Sandböden im Dünenbereich der Ostsee
(Tiefe 0 cm bis 5 cm)

4,0·105 bis 9,0·105

BBM/ Agarplattentechnik

diese Arbeit

Schätzwerte für Bodenmikroorganismengruppen

     

Algen

103 bis 105

/

Metting 1990

 

103 bis 104

/

Gisi et al. 1990

 

104 bis 105

/

Schinner 1996

Bakterien

107 bis 109

/

Schinner 1996

 

108 bis 109

/

Alexander 1961

Aktinomyceten

106 bis 108

/

Schinner 1996

Pilze

104 bis 107

/

Gisi et al. 1990

 

104 bis 106

/

Alexander 1961

 

105 bis 106

/

Schinner 1996

Protozoen

104 bis 106

/

Gisi et al. 1990

 

104 bis 105

/

Alexander 1961

Allerdings sind nicht die real im Boden vorkommenden Individuenzahlen genannt, sondern nur die durch verschiedene Zähl-, Isolierungs- und Kultivierungstechniken feststellbaren. Teilweise fehlen auch Angaben zur Beprobungstiefe. Aus diesem Grund sind diese Ergebnisse nur eingeschränkt vergleichbar und können lediglich ein Hinweis auf die realen Mikroorganismen- und Algenabundanzen in verschiedenen Böden sein. Letztlich muß bei jeder Isolierungsmethode auch davon ausgegangen werden, daß sie nur einen Teil der im Boden vorkommenden Algen erfaßt, da Selektionsmechanismen durch spezielle Nährstoffansprüche, wie pH-Wert etc., eine Rolle spielen können (Mückenhausen 1974).


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Die Anzahl der Pilzindividuen ist aufgrund des mycelartigen Wachstums besonders schwierig zu erfassen. Sie ist wahrscheinlich 50- bis 500mal kleiner als die der Bakterien mit bis zu 109 Zellen/g TS Boden. Die Biomasse der Pilze kann 5mal größer sein als die der Bakterien (Gisi et al. 1990).

Über die im Boden vorkommende Artenvielfalt von Algen existieren unterschiedliche Angaben. Round (1981) geht von ungefähr 100 gewöhnlichen Bodenalgenarten aus, Metting (1981) spricht von 147 Gattungen weltweit und Ettl und Gärtner (1995) gehen weltweit von 170 Gattungen mit ca. 1 000 Arten aus.

Trotz der vielfältigen Funktionen der Bodenalgen und ihrer hohen Dichte und Artenvielfalt im Boden wurde diese Organismengruppe bisher kaum in der ökotoxikologischen Forschung berücksichtigt.

1.2 Biotests

Biotests sind standardisierte Analysemethoden, die lebende Organismen oder Gemeinschaften in definierter Art und Anzahl sowie suborganische Systeme einsetzen, um deren Reaktion auf eine Exposition zu messen (Zimmermann 1996, Fent 1998).

Unter dem Begriff Biotest werden Laborbiotests, Monospeziestests und Biotestsysteme zusammengefaßt. Unter Laborbiotests versteht man gegenüber Freilanduntersuchungen Biotests, die unter standardisierten Bedingungen im Labor stattfinden. Sie können als Testorganismen mehrere Arten nutzen oder spezielle Gruppen von Organismen, wie z. B. Nitrifikanten. Monospeziestests sind ebenfalls standardisierte Laborbiotests, bei denen nur eine Art einem Stoff oder Stoffgemisch ausgesetzt wird (Mathes et al. 1991). Unter dem Begriff Biotestsystem wird in vorliegender Untersuchung eine Kombination mehrerer Monospeziestests verstanden.

Grundlegend für jede toxikologische Betrachtung ist das von Paracelsus (1493-1541) formulierte Gesetz der Dosisabhängigkeit einer toxikologischen Wirkung einer Substanz, die sich durch die Dosis-Wirkungs-Kurve darstellen läßt. Bei dieser Darstellungsform wird die prozentuale Häufigkeit einer Wirkung bei einem Organismus bzw. einer Population gegen den Logarithmus der Dosis aufgetragen (Fent 1998). Aus dieser Kurve lassen sich verschie-dene Richtgrößen ermitteln. Diese toxikologischen Richtgrößen, wie z. B. der ED10-Wert, der nach Pestemer und Günther (1993) und Pestemer und Pucelik-Günther (1997, 1999) mit dem


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NOEL-Wert (No Observed Effect Level) gleichgesetzt werden kann, oder der ED50-Wert bzw. der EC10- und EC50-Wert, sind das Ziel und Ergebnis von Biotests. Eine weitere bis jetzt häufig angewendete toxikologische Richtgröße ist der NOEC-Wert (No Observed Effect Concentration). Der NOEL-Wert wie auch der NOEC-Wert sind etablierte Richtgrößen, die in nationalen und internationalen Testverfahren, wie z. B. dem DIN 28 692- oder OECD 201-Biotest, gefordert werden. Neuere Berechnungsverfahren zur Toxizität eines Stoffes haben sich in den verschiedenen Richtlinien für Biotests noch nicht oder nur teilweise durchgesetzt, obwohl inzwischen mehrfach auf die Schwachpunkte des NOEL- und NOEC-Wertes hingewiesen wurde. Die OECD ließ 1993 die Studie „A review of statistical data analysis and experimental design in OECD aquatoxicity test guidelines“ (Pack 1993) erstellen. In dieser Studie werden statistische Routineverfahren in Frage gestellt. Ein Vorschlag ist, ANOVA-Methoden zur Bestimmung von NOEC-Werten durch Modellierungen von Dosis-Wirkungs-Kurven und EC-Punkt-Schätzungen zu ersetzen. Joermann et al. (1995) und Chapman et al. (1996) nennen als Hauptnachteile des NOEC-Wertes, daß er zwangsläufig eine der Testkonzentrationen ist, daß eine hohe Variabilität der Meßwerte der Wiederholungen die Trennschärfe mindert und dies zu höheren NOEC-Werten führt, daß es keine Vertrauensbereiche gibt und die Daten der Dosisstufen oberhalb des LOEC-Wertes nicht in das Ergebnis einfließen und damit verschwendet werden. Van der Hoeven (1998) führt als Hauptkritikpunkt des NOEC-Wertes an, daß er häufig als NEC (No-Effect Concentration) interpretiert wird, obwohl der NOEC-Wert nur aussagt, daß die entsprechende Konzentration in einem durchgeführten Test keine signifikante (5 Irrtumswahrscheinlichkeit) beobachtbare Differenz zur Kontrolle aufweist. Allerdings muß berücksichtigt werden, daß manchmal Differenzen zwischen Testkonzentrationen und Kontrolle von 25 bis 50 nicht signifikant unterschiedlich sind (Noppert et al. 1994). Damit kann der NOEC-Wert sogar im Bereich des EC50-Wertes liegen und ist damit ein sehr ungenauer Wert, der den Konzentrationsbereich, in dem ein Stoff gerade noch keinen Effekt auf einen Organismus hat, unzureichend beschreibt.Dies trifft besonders auf Untersuchungen zu, bei denen die Konzentrationsabstufungen im genannten Bereich groß sind. Eine wissenschaftlich fundierte Berechnung dieses Bereiches wird durch die Ermittlung des ECx-Wertes möglich, der anhand von probabilistischen Verfahren (z. B. Probitanalyse) ermittelt wird. Pestemer und Günther (1993) und Noppert et al. (1994) empfehlen als ECx-Wert zur Beschreibung des Bereiches, bei dem eine Substanz gerade noch keinen Effekt auf einen Organismus aufweist, einen Wert für x von 5  oder 10 . In vorliegender Arbeit wurde der EC10-Wert gewählt und auf die Berechnung des NOEC-Wertes aus den genannten Gründen verzichtet. Als weiterführende Literatur zur Logit- und Probitanalyse im Vergleich zu einem neueren Verfahren, dem Dynamic Energy Budget Modell, das die verschiedenen Lebensphasen eines Organismus berücksichtigt, sind die Arbeiten von van Haren et al. (1994), Kooijman und Bedaux (1996) und Kooijman (1996, 1998) zu nennen. Sloff et al. (1986) und Wagner und Løkke (1991) beschreiben eine weitere Methode, bei der, ausgehend von im Labor ermittelten Toxizitätsdaten mit wenigen sogenannten repräsentativen Testarten, eine bestimmte Sensitivitätsverteilung im Ökosystem angenommen wird. An diese Daten werden Summenhäufigkeitskurven angepaßt, die eine log-logistische oder log-normalverteilte Abhängigkeit von der Schadstoffkonzentration

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aufweisen. Mit dieser Verteilung wird die höchste Konzentration eines Schadstoffes geschätzt, die wahrscheinlich für die meisten (in der Regel 95 ) der Arten im Ökosystem nicht gefährlich ist.

Ein Vorteil von Biotests gegenüber der physikalisch-chemischen Analytik ist die Möglichkeit, Auskünfte über die biologische Wirksamkeit eines Stoffes zu erhalten (Nusch 1993, Ahlf 1995). Weiterhin sind Biotests häufig finanziell günstiger und einfacher in Feldlaboren durchzuführen als die physikalisch-chemische Analytik (Galassi & Vighi 1981). An Biotestorganismen und Laborbiotests werden Anforderungen gestellt, die sich für spezielle Fragestellungen verändern können (Arndt et al. 1987):

Daraus resultiert, daß Laborbiotests und insbesondere Monospeziestests einen geringen apparativen Aufwand erfordern, in relativ kurzen Zeiträumen durchgeführt werden können und zu reproduzierbaren Ergebnissen führen.

Ein Nachteil von Biotests, insbesondere von Laborbiotests und Monospeziestests, liegt darin, daß man nur eine oder einige Arten aus einer Organismengruppe und einem Ökosystem herausgreift und diese einzeln im Labor untersucht (Schlosser 1988). Des weiteren müssen spezielle Faktorenkonstellationen wie Temperatur, Licht, Nährstoffzufuhr, pH-Wert usw. festgelegt werden, damit man reproduzierbare und vergleichbare Testergebnisse erhält. Insbesondere der pH-Wert hat entscheidenden Einfluß auf die Zustandsform einer Testsubstanz und die biologische Verfügbarkeit und Wirkung derselben (Steinberg et al. 1992). Durch diese Maßnahmen geht eine Vielzahl an Informationen über die Reaktion, die der getestete Organismus in einem natürlichen Ökosystem auf einen Schadstoff eventuell zeigen würde, verloren (Schlosser 1988, Dott & Klein 1995). Auch können toxikologische Richtgrößen, die nur für sich allein betrachtet werden, wie dies häufig beim EC50-Wert der Fall ist (Fent 1998), zu fehlerhaften Einschätzungen der Toxizität eines Stoffes führen. Andererseits ist es nicht möglich, für jeden Stoff und Organismus alle toxikologischen Kenngrößen, die Wachstumskurven und Dosis-Wirkungs-Kurven anzugeben, wenn man die Toxizität von zahlreichen Substanzen übersichtlich miteinander vergleichen möchte.

Trotz der Nachteile einfacher Biotests muß festgestellt werden, daß sie als erste Information über die Toxizität eines Stoffes nicht ersetzbar sind (Nusch 1989). Andererseits ist eine umfassende Einschätzung der Ökotoxizität eines Stoffes nicht auf der Ebene von einigen Laborbiotests und Monospeziestests durchführbar. Weitere Tests, wie z. B. vereinfachte Populationsversuche mit Modellökosystemen im Labor und als letzte Stufe komplexe Freilandexperimente, sind nötig (Mathes et al. 1991). Ebenso ist die Einbeziehung von


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Extrapolationsfaktoren wichtig, um eine Abschätzung der Auswirkungen des jeweiligen Stoffes auf ein Ökosystem (z. B. Boden) geben zu können.

Von wenigen Ausnahmen abgesehen werden Algen trotz ihrer hohen Dichte und Artenvielfalt im Boden bisher nicht als Biotestorganismen in Modellökosystemen oder einfachen Laborbiotests für die Bewertung von Pflanzenschutzmitteln, Chemikalien und Böden eingesetzt.

1.2.1 Anwendungsgebiete von Biotests

Neben der intensiven Nutzung von Biotests im Bereich der Medizin, z. B. der Medikamentenerforschung, liegt ein weiteres wesentliches Einsatzgebiet im Bereich der Pflanzenschutzmittelentwicklung und -prüfung sowie in der Chemikalienbewertung (Zimmermann 1996).

Die Auswirkungen von Pflanzenschutzmitteln auf Böden sind in der Bodenmikrobiologie anhand von Biotests intensiv untersucht worden. Hier sind die Untersuchungen im landwirtschaftlichen Bereich zu nennen, die zur Reduzierung phytopathogener Arten führten und führen.

Auswirkungen von Pflanzenschutzmitteln und Umweltchemikalien auf Organismengruppen, deren Vorkommen keine drastischen und kurzfristig beobachtbaren Auswirkungen auf die Pflanzenproduktion oder eine Veränderung des Bodens haben, sind dagegen nur vereinzelt untersucht worden. Insbesondere sei hier auf Bodenalgen hingewiesen, die in den einschlägigen Lehrbüchern und bei Untersuchungen zur Bodenmikrobiologie oder Bodenökologie oft vernachlässigt werden.

1.2.2 Bedeutung von Biotests im gesetzlichen Rahmen

Die Erkenntnis darüber, daß es sich beim Boden um einen wichtigen Lebensraum handelt, hat in zunehmendem Maß zu rechtlichen Regelungen geführt, wie national das „Gesetz zum Schutz vor gefährlichen Stoffen“ (Chemikaliengesetz - ChemG 1994), das „Gesetz zum Schutz der Kulturpflanzen“ (Pflanzenschutzgesetz - PflSchG 1998) und das „Gesetz zum Schutz des Bodens“ (Bundes-Bodenschutzgesetz - BBodSchG 1998) und international die Richtlinie 91/414/EWG (Anhänge II und III bzw. Anhang IV), wo entsprechende Entscheidungsgrundsätze in Prüfrichtlinien (EPPO, OECD, ISO, EPA etc.) festgeschrieben sind. Teilweise sind auch Anforderungen nach Durchführung verschiedener Biotests enthalten. Diese Gesetze und Verordnungen sollen eine Schadstoffbelastung des Bodens und eine damit verbundene Anreicherung in Böden oder eine schädliche Bodenveränderung verhindern oder zumindest einschränken (Riepert 1998).

Um die Exposition und toxischen Wirkungen von Stoffen, z. B. eines Pflanzenschutzmittels, auf den Boden und die in ihm und auf ihm lebenden Organismen bis hin zum Menschen in Form von Risikobetrachtungen abschätzen zu können, gibt es spezielle Prüfrichtlinien (Rudolph & Boje 1986). Gemäß einer EU-Richtlinie von 1993 zur Festlegung von


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Grundsätzen müssen Behörden für jeden angemeldeten Stoff eine Bewertung der Risiken für Mensch und Umwelt vornehmen. In einem ersten Schritt wird das Gefährdungspotential eines Stoffes aufgrund seiner physikalisch-chemischen und toxikologischen Eigenschaften sowie seiner Auswirkung auf die Umwelt abgeschätzt, und in einem zweiten Schritt wird eine mögliche Exposition ermittelt (Fent 1998).

Auf den Boden bezogen bedeutet dies, daß analytische Untersuchungen über die Persistenz, Abbaubarkeit und entstehende Metaboliten im Boden für einen Stoff durchgeführt werden müssen und Biotests mit Vertretern der Bodenorganismengruppen vorliegen sollen (Richtlinie 91/414/EWG 1991).

In einem dritten Schritt wird aufgrund des Vergleiches zwischen Gefahrenpotential und einer möglichen Exposition das Risiko beschrieben. Die Ergebnisse der Risikobewertung stellen dann die Grundlage für Maßnahmen zur Minderung von Risiken dar.

Bislang werden für eine erste Bewertung im Rahmen des Chemikaliengesetzes und bei der Erprobung von Pflanzenschutzmitteln überwiegend Monospeziestests eingesetzt (DFG 1994).

Bei Neustoffanmeldungen im Rahmen des Chemikaliengesetzes und für die Zulassung von Pflanzenschutzmitteln nach dem Pflanzenschutzgesetz müssen Prüfungsergebnisse vorgelegt werden, die eine Bewertung der Umweltverträglichkeit der Stoffe ermöglichen.

Im Rahmen des Chemikaliengesetzes gibt es verschiedene Anmeldungsstufen. Die Art und der Umfang der ökotoxikologischen Untersuchungen richten sich bei Chemikalien nach der Herstellungsmenge. Die Prüfnachweise der Grundprüfung müssen sich nach § 7 des Chemikaliengesetzes - ChemG (1994) auf 12 Bereiche erstrecken, von denen vier in den Bereich der mikrobiologischen Prüfung fallen. Es handelt sich um die Prüfbereiche:

3.

Krebserzeugendes oder erbgutveränderndes Potential (z. B. ein bakterieller Test zur Ermittlung der Auslösung von Genmutationen)

8.

Leichte biologische Abbaubarkeit

10.

Hemmung des Algenwachstums (z. B. Scenedesmus subspicatus)

11.

Bakterieninhibition.

Für Pflanzenschutzmittel gibt es in den Mitgliedsstaaten der Europäischen Union eine Zulassungspflicht. Die einheitlichen Anforderungen an Unterlagen und Entscheidungskriterien sind für die verschiedenen Prüfbereiche durch die „Richtlinien des Rates vom 15. Juli 1991 über das Inverkehrbringen von Pflanzenschutzmitteln (Richtlinie 91/414/EWG 1991)“ vorgegeben (Klingauf 1998). In der Bundesrepublik Deutschland wurde das „Gesetz zum Schutz der Kulturpflanzen“ vom 15. September 1986 (Pflanzenschutzgesetz - PflSchG 1986) durch die Bekanntmachung des Pflanzenschutzgesetzes vom 14. Mai 1998 geändert, um die Richtlinie 91/414/EWG in nationales Recht umzusetzen. In dieser wird ein Mindestsatz an Prüfberichten zur Toxizität von Pflanzenschutzmitteln gegenüber aquatischen und terrestrischen Organismen mit Wirkstoffen und Formulierungen verlangt. Je nach den Ergebnissen dieser Prüfungen und dem Anwendungsgebiet treten Forderungen nach weiteren Untersuchungen in Kraft.


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Im Bereich der Biotests müssen Untersuchungen an verschiedenen Säugetierarten (z. B. Ratte und Kaninchen), Regenwürmern, Bodenmakroorganismen, Honigbienen, Nutzarthropoden, Gewässerorganismen und Bodenmikroorganismen durchgeführt werden (Pflanzenschutzgesetz - PflSchG 1998).

Bei den Untersuchungen an Bodenmikroorganismen geht man davon aus, daß ihre mikrobielle Aktivität mit der Bodenfruchtbarkeit korreliert. Daher werden bisher überwiegend Toxizitätstests zur Feststellung der Verminderung von Stoffwechselraten durch Belastungen des Bodens durchgeführt. Es handelt sich um Tests zur Bodenatmung, Ammoniumbildung, zur Nitrifikation oder Tests zur Enzymaktivität (z. B. Urease, Dehydrogenase und Phosphatase). Dabei werden Aussagen über die Gesamtaktivität der Mikroorganismen gewonnen. Aber Informationen über selektive Effekte von Schadstoffen auf einzelne Organismengruppen oder Arten sind nicht möglich. Informationen über Populationsverschiebungen oder die Entwicklung resistenter Mikroorganismen werden nicht erhalten (Fent 1998). Bisher gibt es überwiegend im aquatischen Bereich Biotests mit Vertretern aus einzelnen Organismengruppen, wie den Leuchtbakterientest oder den DIN 28 692 Biotest „Wachstumshemmtest mit den Süßwasseralgen Scenedesmus subspicatus und Selenastrum capricornutum“ (DIN 28 62). Letzterer Biotest liegt auch als OECD 201 Biotest „Algal, Growth Inhibition Test“ (OECD 201) vor.

Aus den geforderten Unterlagen zur Bewertung von Stoffen im Chemikaliengesetz und den Zulassungsrichtlinien für Pflanzenschutzmittel im Pflanzenschutzgesetz wird deutlich, daß es inzwischen Biotests gibt, die die unterschiedlichen trophischen Ebenen abdecken. Sowohl im Chemikaliengesetz als auch im Pflanzenschutzgesetz bzw. in der Richtlinie 91/414/EWG Anhang 2, Teil A wird für die autotrophe Ebene ein Biotest gefordert, der Aussagen über das Algenwachstum macht. Üblicherweise wird dafür der DIN 28 692 Biotest eingesetzt.

In den Gesetzen gibt es keine Vorschrift oder Empfehlung für die Durchführung eines Biotests mit Bodenalgen für die Bewertung ökotoxischer Auswirkungen eines Stoffes. Dies liegt beim Pflanzenschutzgesetz vor allem daran, daß hier nur die ökotoxischen Auswirkungen von Pflanzenschutzmitteln auf Gewässer und auf in den Gewässern vorkommende Algen untersucht werden sollen.

Als Ursache für die Vernachlässigung von Bodenalgen in der Biotestforschung sind in erster Linie der niedrige Kenntnisstand und das geringe Datenmaterial für diese Organismengruppe anzuführen. Untersuchungen über das Vorkommen von Bodenalgen in natürlichen und landwirtschaftlich genutzten Böden liegen, im Vergleich zu aquatischen Algen, in geringerer Zahl vor (Shubert & Pederson 1986). Publikationen über die Eignung von Bodenalgen als Biotestorganismen gibt es nur vereinzelt.

Daß ein Bedarf für ein derartiges Testsystem besteht, wird auch dadurch deutlich, daß inzwischen vermehrt Untersuchungen mit dem DIN-Algentest durchgeführt werden, indem man diesen Test auch für die Bewertung von Bodeneluaten nutzt (Ahlf et al. 1992). Allerdings handelt es sich bei diesen abgeänderten DIN-Algentests nur um Bodeneluatbiotests und keine wirklichen Bodenbiotests, d. h. der Biotest findet weiterhin im flüssigen Medium statt, in das dann die Bodeneluate als Teststoff dazugegeben werden, und nicht in einem


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Boden. Außerdem bedeutet die Nutzung des DIN-Algentests, daß man das Ökosystem Boden mit Organismen bewertet, die nicht in diesem Ökosystem vorkommen, sondern im aquatischen. Damit haben diese Biotests kaum mehr einen Bezug zur ökosystemaren Realität.

Deshalb ist es aus ökotoxikologischer Sicht wichtig, bei der Bewertung von Sedimenten und Bodeneluaten die Bodenalgen zu berücksichtigen und diese auch beim Nachzulassungsmonitoring zum Langzeitabbauverhalten von Pflanzenschutzmitteln einzubeziehen.

1.2.3 Biotests mit Algen

Der Wert von eukaryontischen aquatischen Algen als empfindliche Bioindikatoren und Biotestorganismen ist schon seit längerer Zeit bekannt. Bringmann und Kühn (1959) entwickelten schon in den 50er Jahren Biotests mit Scenedesmus quadricauda. Es gibt verschiedene Untersuchungen über aquatische Algen, z. B. über Schwermetalle und deren Auswirkungen auf die aquatische Alge Selenastrum capricornutum (Bartlett et al. 1974, Chen 1997 et al.) und Scenedesmus subspicatus (Schäfer et al. 1994), Beurteilungen der Belastungen von Seen und Flüssen mit Selenastrum capricornutum (Greene et al. 1975, Greene et al. 1976) sowie Einschätzungen der biologischen Schadwirkungen organischer Komplexbildner mit Chlorella fusca (Nusch 1977). Bringmann und Kühn (1980) untersuchten 156 wassergefährdende Stoffe mit Scenedesmus quadricauda. In zahlreichen Untersuchungen wurde die Toxizität von Pflanzenschutzmitteln auf aquatische Algen untersucht (Kunert & Böger 1979b, Faust et al. 1992, Day 1993, Schäfer et al. 1994, Shizong et al. 1997, Bonilla et al. 1998). Pestemer (1979) erstellte eine Zusammenfassung über Biotests mit Algen zur Toxizitätseinschätzung von Herbiziden bis 1979, Shubert (1984) bis 1983 und Pipe (1992) von 1978 bis 1991. Trainor et al. (1984) geben einen Überblick über die Nutzung von Süßwasseralgen als Biotestorganismen und Maestrini et al. (1984) über marine Algen als Testorganismen.

Des weiteren wurden mit Chlorella fusca auch Untersuchungen über die Auswirkungen von Gemischttoxizitäten durchgeführt (Grimme et al. 1996). Und es wurde der standardisierte Biotest (DIN 38 412) mit Scenedesmus subspicatus in der Form modifiziert, daß er sich auch für die Bewertung von flüchtigen Substanzen eignet (Kühn & Pattard 1990, Pattard & Pernak 1992). Darüber hinaus wurde ein automatisiertes Algentoximeter mit Scenedesmus subspicatus für die kontinuierliche Gewässerüberwachung entwickelt (Noak & Walter 1992). Merschhemke und Regh (1992) und Gerhardt und Putzger (1992) entwickelten ebenfalls automatisierte Algentestgeräte zur kontinuierlichen Gewässerüberwachung mit verschiedenen aquatischen Algen.

Die Forschungen auf dem Gebiet der Ökotoxikologie mit aquatischen Algen führten schon 1969 dazu, daß von einer „Joint Industry-Government Task Force“ in den USA eine „Provisional Algal Assay Procedure“ PAAP veröffentlicht wurde (Maloney & Miller 1975, Nusch 1992). Schon 1971 gab es in den Vereinigten Staaten eine EPA-Verordnung (Environmental Protection Agency) mit aquatischen Algen „Algal Assay Procedure – Bottle Test“ (Galassi & Vighi 1981). In Deutschland waren es im wesentlichen die Arbeiten von


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Bringmann und Kühn (Bringmann & Kühn 1959, Bringmann & Kühn 1980), die die Grundlagen legten, die dann zum standardisierten Fertilitätstest (Biomassentiter DEV, L 6) und Toxizitätstest (DEV, L 9) führten. Im Mai 1989 erschien die Norm für einen Zellvermehrungshemmtest mit Scenedesmus subspicatus als DIN 38 412, Teil 9, „Bestimmung der Hemmwirkung von Wasserinhaltsstoffen auf Grünalgen (Scenedesmus-Zellvermehrungs-Hemmtest)“. Für die routinemäßige Überprüfung der Toxizität von Abwässern wurde ein aus L 9 entwickeltes vereinfachtes Verfahren (nur Chlorophyllfluoreszenzmessung nach 72 h) im März 1991 als DIN 38 412, Teil 33, genormt. Inzwischen wurde die Norm DIN 38 412, Teil 9, ersetzt durch den DIN 28 692 Test „Wachstumshemmtest mit den Süßwasseralgen Scenedesmus subspicatus und Selenastrum capricornutum“ (ISO 8692).

In der OECD-Richtline wird dieser Test als OECD 201 „Alga, Growth Inhibition Test“ mit leichten Abweichungen zu den DIN-Verfahren L 9 und L 33 seit 1984 geführt (OECD 201). Hier wird neben Scenedesmus subspicatus und Selenastrum capricornutum auch Chlorella vulgaris als Testorganismus vorgeschlagen. Inzwischen wird derDIN 28 692 Test auch für die Bewertung von Bodeneluaten herangezogen (Ahlf et al. 1992, Knie 1992, Noak 1992, Hund 1997). Auch liegen modifizierte Varianten vor, wie z. B. von Stähler (1998), der mit einer verringerten Wiederholungsanzahl, dafür aber mit mehreren Konzentrationsstufen arbeitete und damit vom klassischen Versuchsansatz abwich.

Des weiteren gibt es Untersuchungen, die die Eignung von Chlorella kessleri und Selenastrum capricornutum als Bioindikatoren für Bodenkontaminationen feststellen (Klimanek & Mücke 1996), und Untersuchungen mit Chlorella vulgaris oder Chlorella pyrenoidosa als Biotestorganismen für Herbizide (Addison & Bardsley 1968, Loeppky & Tweedy 1969, Kratky & Warren 1971a, Kratky & Warren 1971b, Wright 1975, Yanase et al. 1993). Diese Untersuchungen wurden ebenfalls mit Bodeneluaten in einem Flüssigmedium durchgeführt.

Aquatische Algen gelten als sensible und praktikable Testorganismen, die in vielfältiger Form eingesetzt werden. Gerade im Bereich Sensibilität ist der Wert von Algen als Biotestorganismen besonders zu betonen, da sie gegenüber bestimmten Kontaminationen (z. B. Photosynthesehemmern) empfindlicher sind als Organismen auf einem höheren trophischen Niveau (Blanck 1984, Thomas et al. 1986).

Den zahlreichen Untersuchungen über aquatische Algen stehen die Wissenslücken im Bereich der Bodenalgen gegenüber (Metting 1981, Shubert 1984, Hammel et al. 1998). Auswirkungen von Pflanzenschutzmitteln, Schwermetallen und weiteren Umweltchemikalien auf Bodenalgen und deren Eignung als Biotestorganismen sind nur wenig untersucht worden (Stina 1969, Drew & Anderson 1976, McCann & Cullimore 1979, Pipe 1992, Neuhaus et al. 1997). McCann und Cullimore (1979) geben eine Übersicht über den Einfluß von Pflanzenschutzmitteln auf die Bodenalgenflora und betonen die Vorteile von Biotests mit Bodenalgen in bezug auf die hohen Vermehrungsraten von Bodenalgen sowie die zeitsparende und einfache Handhabung gegenüber höheren Pflanzen.


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Metting (1981) gibt einen Überblick über die Auswirkungen von Herbiziden, Fungiziden und Insektiziden auf Bodenalgen und weist auf die geringe Anzahl von Publikationen über die Nutzung von Bodenalgen für Biotests hin.

Für die Bewertung von Sedimenten (Ahlf et al. 1992, Ahlf 1995) und Böden (Shubert 1984, Sellner & Dau 1992) mit Hilfe von Biotests besteht noch ein hoher Forschungsbedarf. Bei einigen dieser Bodenbiotests handelt es sich um keine wirklichen Bodenbiotests, sondern um Bodeneluattests. Manche dieser Biotests, wie der zur Bewertung von Bodeneluaten herangezogene Leuchtbakterientest (Klimanek & Mücke 1996), haben in Durchführung und Nutzung der Testorganismen einen nur sehr eingeschränkten Bezug zur ökosystemaren Realität (Sellner & Dau 1992, Musset 1994).

Ebenso finden auch Biotests mit Bodenalgen häufig in Flüssigmedien statt, und die ökophysiologische Wichtigkeit des Bodens mit den drei Phasen fest (Bodenpartikel), flüssig (Regenwasser und Kapillarwasser) und gasförming (Hohlräume im Boden) wird nicht berücksichtigt (Wright 1975, Pederson & Shubert 1992).

Die Untersuchungen mit Bodenalgen in natürlichen Böden lassen sich überwiegend in zwei Hauptgruppen einteilen.

Die erste Gruppe sind Untersuchungen über die Algenabundanzen in Böden nach der Aufbringung von Pflanzenschutzmitteln oder anderen Teststoffen. Pantera (1970) beobachtete das Wachstum von Bodenalgen im Freiland nach Aufbringung von Pflanzenschutzmitteln über mehrere Jahre anhand des Chlorophyllgehaltes in den Böden. Cullimore und McCann (1977) untersuchten vier Herbizide und die Reaktion von 31 Algengattungen auf diese. Neuhaus (1994) und Sauthoff und Oesterreicher (1994) beobachteten die Auswirkungen von Pflanzenschutzmitteln im Freiland und Burhenne et al. (1996) den Einfluß von blei- und cadmiumbelasteten Böden im Freiland auf die Gesamtalgenabundanzen.

Die zweite Gruppe besteht aus verschiedenartigen Laborbiotests mit Bodenalgen. Jansen et al. (1958) ließen Mischkulturen von Bodenalgen auf einer glatten Perlitoberfläche wachsen und testeten die Hemmwirkung von Herbiziden durch Messung der Koloniedurchmesser. Aktins und Tchan (1967) sowie Lefebvre-Drouet und Calvet (1983) entwickelten Biotests mit einer Algenspezies, bei denen sich der kontaminierte Boden in einem Cellulosebehälter befand und die Algen außerhalb dieses Behälters in einer Flüssigkultur. Wright (1975) besprühte Petrischalen dicht mit einer Algenart und legte anschließend herbizidgetränkte Filterplättchen auf den Agar mit den Algen. Die Hemmung des Algenwachstums wurde über die Größe des Hemmhofes um das Filterplättchen gemessen. Helling et al. (1971) nutzten dünn mit Erde bezogene Platten und die Alge Chlorella sorokiniana als Biotest für Pflanzenschutzmittel, und Pillay und Tchan (1972) gaben unialgale Kulturen auf ein Filterpapier und plazierten dies dann auf herbizidbelastete Böden. Drew und Anderson (1977) nutzten 25-Kavitätenmikrotiterplatten, um die natürlichen Gesamtalgenabundanzen von kontaminierten Böden und das Wachstum von künstlichen Bodenalgenmischkulturen in diesen Böden zu bestimmen. Dabei wurden die Mikrotiterplatten mit den entsprechenden Böden befüllt, unter definierten Bedingungen kultiviert und die Algendichte fluoreszenzmikroskopisch ermittelt. Pipe et al.


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(1980) setzten Objektträger ein, die sie vertikal in Böden befestigten, um den Bewuchs mit Algen mikroskopisch auszuwerten und Auswirkungen von Pflanzenschutzmitteln bewerten zu können. Musset (1994) entwickelte eine Methode, bei der kontaminierter Boden in Petrischalen gegeben und nach definierten Kulturbedingungen und Zeitintervallen die Gesamtalgenzahl ermittelt wird. Ria und Mallick (1993) entwickelten zur Bewertung von Schwermetallbelastungen in Böden einen künstlichen Mikrokosmos, in den auch vier Bodenalgenarten integriert wurden. Hammel et al. (1998) erarbeiteten einen Labortest zur Bewertung von kontaminierten Böden, indem sie sterile kontaminierte Böden in Petrischalen mit der Bodenalge Chlorococcum infusionum gaben. Die Auswertung fand nach 14 Tagen über die Bestimmung des Chlorphyllgehaltes statt.

Neuhaus et al. (1997) stellten eine der wenigen Untersuchungen vor, die Freiland- und Labortests miteinander verglichen. Sie arbeiteten mit zwei Bodenalgenspezies sowie der Gesamtalgenzahl in Labortests mit natürlicher Erde und untersuchten die Gesamtalgenzahl ineinem Freilandversuch in ihrer Sensibilität gegenüber dem Pflanzenschutzmittel Igran 500. Sie betonen die Notwendigkeit der Entwicklung standardisierter Biotests, wie sie für aquatische Algen entwickelt wurden.

In fast allen Arbeiten wird auf die Schwierigkeit hingewiesen, die Algen vom Boden zu trennen, um eine Veränderung des Algenwachstums zu messen. Die wenigen Untersuchungen, die sich mit der Sensibilität von Bodenalgenarten beschäftigen, stellen unterschiedliche Sensibilitäten von verschiedenen Spezies gegenüber Herbiziden fest.

1.3 Problemstellungen und Ziele

Die Erkenntnisse über die vielfältigen Funktionen der Bodenalgen, ihre Artenvielfalt und hohen Abundanzen sowie die geringen Erfahrungen mit Bodenalgen als Biotestorganismen gegenüber der Bedeutung aquatischer Algen und die zunehmende Verwendung des DIN-Algentests für die Bewertung von Bodeneluaten zeigen, daß eine intensivere Bearbeitung der Bodenalgen, deren Prüfung als Biotestorganismen und die Entwicklung von Biotests mit Bodenalgen erforderlich sind.

Besonders die Untersuchung von Pflanzenschutzmitteln und neu zu bewertenden Chemikalien mit nur einer Algenart (Scenedesmus subspicatus bzw. Selenastrum capricornutum oder beim OECD 201 Test Chlorella vulgaris) in einem Flüssigmedium wird als kritisch angesehen.

Aus ökotoxikologischer Sicht wäre es sinnvoll, Stoffe, die zu einem gewissen Anteil auch in den Boden gelangen können, besser mit Bodenalgen als mit aquatischen Algen zu bewerten. Weiterhin ist fraglich, ob anhand einer einzelnen Algenart eine tendenzielle Aussage über ökotoxische Auswirkungen auf die gesamte Gruppe der Algen getroffen werden kann.

Ein Biotestsystem, das zum einen die Süßwasseralge Scenedesmus subspicatus als Testorganismus enthält und zusätzlich auch verschiedene Bodenalgenarten einbezieht, kann eine wichtige Ergänzung der Biotests sein, die im Rahmen des Pflanzenschutzgesetzes und Chemikaliengesetzes durchgeführt werden. Damit stände für die Untersuchung von Böden


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und Bodeneluaten ein Biotestsystem zur Verfügung, das Aussagen über die ökotoxischen Auswirkungen von Stoffen auf autotrophe Bodenmikroorganismen macht.

Ein derartiges Biotestsystem mit verschiedenen Bodenalgenarten und unterschiedlichen Nährmedien ist zur Zeit noch nicht beschrieben worden.

In der vorliegenden Arbeit wird folgenden Fragen nachgegangen:

  1. In welchen Abundanzen kommen Bodenalgen in nährstoffarmen sowie in unbelasteten und belasteten Böden vor?
  2. Eignen sich Bodenalgen für die Entwicklung von Biotestsystemen zur Bewertung von Testsubstanzen (z. B. Schwermetallen und Pflanzenschutzmitteln)?
  3. Wie verhält sich das Wachstum verschiedener Algenspezies, die sich in ihrer Zellgröße, Wachstums- bzw. Vermehrungsart unterscheiden, unter dem Einfluß der Testsubstanz Cadmiumchlorid und des Pflanzenschutzmittels Arelon (Wirkstoff: Isoproturon)?
  4. Unterscheiden sich die Ergebnisse der entwickelten Biotests von Ergebnissen, die mit dem DIN-Algentest „Wachstumshemmtest mit den Süßwasseralgen Scenedesmus subspicatus und Selenastrum capricornutum“ gewonnen wurden?
  5. Welche Auswirkungen hat ein unsteriler, naturnaher Boden auf die Vermehrung von Algen bei den Testsubstanzen Cadmiumchlorid und Isoproturon in einem Biotest gegenüber einem Test mit einem Flüssigmedium?

Es werden zwei Algenisolierungsversuche vorgestellt und zwei neuentwickelte, sich ergänzende Monospeziestests mit Bodenalgen und der Süßwasseralge Scenedesmus subspicatus, die diese Fragen beantworten.

1.4 Testsubstanzen

Testsubstanz war Cadmium, in Form von Cadmiumchlorid, eines der toxischsten Schwermetalle (Koch 1995 und s. Anhang, S. 124). Es wird durch Einträge aus dem Straßenverkehr (Coester et al. 1996), industriellen Emissionen (Merian 1991, Bätcher 1995) oder durch Aufbringung von Klärschlämmen oder Klärwässern (Burhenne 1996) auf landwirtschaftliche Nutzflächen im Boden und damit auch in Nahrungsmitteln (Salt 1988) angereichert. Man geht inzwischen davon aus, daß Cadmium ein krebsförderndes Potential beim Menschen hat (Sorbe 1988). In den westlichen Industrieländern hatte der Cadmiumgesamtverbrauch im Jahr 1989 mit 16 901 t einen Höchstwert erreicht. Zu diesem Zeitpunkt lag der Cadmiumverbrauch in Deutschland bei 886 t. Cadmium wird besonders in Ni/Cd-Akkumulatoren, im Pigment- und Stabilisatorbereich sowie in der Galvanotechnik eingesetzt (Bätcher 1995).

Als weitere Testsubstanz wurde das Pflanzenschutzmittel Arelon (Wirkstoff: Isoproturon) gewählt (s. Anhang, S. 125). In der vorliegenden Arbeit wird im folgenden vom Wirkstoff Isoproturon gesprochen und nicht vom eingesetzten Arelon. Die angegebenen Werte beziehen sich auf Isoproturon.Es wird als selektives Vor- und Nachauflaufherbizid gegen Gräser in


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Winterweizen sowie gegen Kamille und Vogelmiere eingesetzt. Für 1987 schätzt man, daß auf einer Fläche von 1 095 200 Hektar und 1994 auf 2 259 200 Hektar Isoproturon ausgebracht wurde. 1994 war es das am häufigsten eingesetzte Herbizid in Deutschland (Gutsche & Roßberg 1997). In den Jahren von 1990 bis 1996 gehörte Isoproturon zu den meistabgegebenen Herbizidwirkstoffen mit über 1 000 t/a (mündl. Mitteilung, Schmidt 1999). Es wird in anderen Ländern ebenfalls in größeren Mengen im landwirtschaftlichen Bereich eingesetzt (Kulshrestha & Singh 1995). Durch den intensiven Einsatz von isoproturonhaltigen Mitteln gehört das Isoproturon zu den Wirkstoffen, die immer wieder in Oberflächengewässern und im Grundwasser nachgewiesen werden können. Hoff et al. (1992) entdeckten bei Untersuchungen zweier Flüsse in Belgien mit ihren 10 Nebenflüssen, daß Isoproturon das am häufigsten nachweisbare Herbizid war. Fischer et al. (1998) konnten für ländliche Kläranlagen nachweisen, daß in Zeiten des steigenden Einsatzes von Isoproturon im agrarwirtschaftlichen Bereich ebenfalls in Kläranlagen eine Erhöhung der Isoproturonkonzentration im Wasser festzustellen war, die mit einer unsachgemäßen Gerätereinigung in Verbindung gebracht werden konnte.Kreuger (1998) untersuchte von 1990 bis 1996 in einem kleinen landwirtschaftlich genutzten Gebiet im südlichen Schweden Pflanzenschutzmittelkonzentrationen in Oberflächengewässern und konnte an verschiedenen Untersuchungsorten mit bis zu 100 Probennahmen in 10 bis 60 der Proben Isoproturonkonzentrationen messen, die durchschnittlich bei 0,2 µg/l lagen. Gatzweiler und Schiller (1998) gaben einen Überblick über Wasser-Monitoring-Daten zu Isoproturon in Deutschland und stellten eine sehr geringe Fundhäufigkeit für Isoproturon im Grundwasser mit einer Durchschnittskonzentration von 0,01 µg/l Grundwasser fest. Höher lag der Anteil von Funden in Oberflächengewässern mit einer durchschnittlichen Isoproturonkonzentration von 0,1 µg/l Wasser. Seit 1.10.1989 ist der in der Trinkwasserverordnung (Rainer & Burkhard 1991) aufgeführte Grenzwert für Pflanzenschutzmittel von 0,1 µg/l pro Einzelwirkstoff gültig. Die Festlegung dieses Wertes beruht nicht in erster Linie auf toxikologischen Untersuchungen, sondern wurde so niedrig festgelegt, um keine Gefährdung für die menschliche Gesundheit beim Verbrauch von Trinkwasser befürchten zu müssen (Hock et al. 1995).

Für beide Stoffe gibt es Untersuchungen mit dem DIN-Algentest oder anderen Algentests, so daß ein Vergleich dieser Daten mit den Ergebnissen, die mit dem neu entwickelten Bodenalgentestsystem gewonnen wurden, möglich ist. Damit sind Cadmium und Isoproturon für die Erprobung neu entwickelter Biotests besonders geeignet.


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Wed Aug 7 11:00:41 2002