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34/2012

Erfassung und Analyse des Bodenzustands im Hinblick auf die Umsetzung und Weiterentwicklung der Nationalen Biodiversitätsstrategie
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34/2012

UMWELTFORSCHUNGSPLAN DES BUNDESMINISTERIUMS FÜR UMWELT, NATURSCHUTZ UND REAKTORSICHERHEIT Forschungskennzahl 3708 72 201 UBA-FB 001606

Erfassung und Analyse des Bodenzustands im Hinblick auf die Umsetzung und Weiterentwicklung der Nationalen Biodiversitätsstrategie
Anhang
von Jörg Römbke (Gesamtkoordination), Stephan Jänsch ECT Oekotoxikologie GmbH, Flörsheim am Main Martina Roß-Nickoll Rheinisch-Westfälische Technische Universität Aachen (RWTH), Institut für Umweltforschung, Aachen Andreas Toschki gaiac Forschungsinstitut für Ökosystemanalyse und –bewertung, Aachen Hubert Höfer, Franz Horak Staatliches Museum für Naturkunde Karlsruhe (SMNK), Karlsruhe David Russell, Ulrich Burkhardt Senckenberg Museum für Naturkunde Görlitz (SMNG), Görlitz Heike Schmitt Universität Utrecht (IRAS), Utrecht Im Auftrag des Umweltbundesamtes

UMWELTBUNDESAMT

Diese Publikation ist ausschließlich als Download unter http://www.uba.de/uba-info-medien/4313.html verfügbar. Hier finden Sie auch den Endbericht.

Die in der Studie geäußerten Ansichten und Meinungen müssen nicht mit denen des Herausgebers übereinstimmen.

ISSN 1862-4804

Durchführung der Studie: Abschlussdatum: Herausgeber:

ECT Oekotoxikologie GmbH Böttgerstr. 2-14 65439 Flörsheim am Main Januar 2012 Umweltbundesamt Wörlitzer Platz 1 06844 Dessau-Roßlau Tel.: 0340/2103-0 Telefax: 0340/2103 2285 E-Mail: info@umweltbundesamt.de Internet: http://www.umweltbundesamt.de http://fuer-mensch-und-umwelt.de/ Fachgebiet II 2.7 Bodenzustand, Bodenmonitoring Dr. Frank Glante

Redaktion:

Dessau-Roßlau, Juli 2012

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ANNEX ORIB: Auflistung und Vorkommen der wichtigsten Arten Tab. ORIB-0: Liste der auf Einzelartebene auswertbaren Arten (insgesamt stetig = fett, mind. subrezedent in einem Biotoptyp). Angegeben sind die höchste mittlere Dominanz in einem Biotoptyp, ihr Vorkommen (n Standorte) und ihre Stetigkeit (S in %) über alle Standorte (Gesamt) und in den einzelnen Biotoptypen (Arten geordnet nach abnehmender Dominanz und Stetigkeit über alle Standorte; Stetigkeiten über 60 % rot unterlegt, über 80% in rot, über 60% fett, über 30% grau unterlegt).
Art
Oppiella nova Tectocepheus velatus Achipteria coleoptrata Oribatula tibialis Dissorhina ornata Hypochthonius rufulus Oppiella subpectinata Platynothrus peltifer Suctobelbella subcornigera Microppia minus Scheloribates (Hemileius) initialis Quadroppia monstruosa Nothrus silvestris Tectocepheus minor Chamobates voigtsi Oppiella falcata Oppiella obsoleta Suctobelbella subtrigona Cultroribula bicultrata Suctobelbella acutidens Adoristes ovatus Quadroppia quadricarinata Carabodes labyrinthicus Ophidiotrichus tectus Phthiracarus longulus Damaeus riparius Oribatella quadricornuta Chamobates cuspidatus Carabodes coriacinus Eniochthonius minutissimus Liacarus xylariae Galumna lanceata Eupelops plicatus Suctobelbella nasalis Chamobates borealis Hermannia gibba Phthiracarus laevigatus Poecilochthonius spiciger Punctoribates punctum Eupelops occultus Carabodes femoralis Carabodes ornatus Ceratozetes gracilis Eulohmannia ribagai Liebstadia similis Suctobelbella sarek ensis Berniniella bicarinata Ceratozetes mediocris Steganacarus magnus Eupelops hirtus Euzetes globulus Xenillus tegeocranus Liacarus subterraneus Porobelba spinosa Scheloribates laevigatus Eupelops torulosus Pilogalumna tenuiclava Trichoribates novus Liebstadia pannonica Biotoptyp (N Standorte) Gesamt (N=85) Dominanz 24,8 dom 33,8 eudom 10,0 dom 6,2 subdom 8,3 subdom 2,0 rez 9,6 subdom 4,1 subdom 6,4 subdom 2,4 rez 4,2 subdom 2,2 rez 1,2 rez 14,4 dom 8,3 subdom 12,5 dom 3,0 rez 1 rez 0,8 subrez 4,1 subdom 4,3 subdom 1,2 rez 9,6 subdom 5,1 subdom 0,8 subrez 1,1 rez 9,8 subdom 6,6 subdom 0,4 subrez 4,8 subdom 0,7 subrez 1,8 rez 1,1 rez 0,9 subrez 2,3 rez 8 subdom 1,5 rez 1,7 rez 23,5 dom 8,6 subdom 0,2 subrez 1,6 rez 5,2 subdom 1,5 rez 18,5 dom 3 rez 1,7 rez 8,5 dom 1 rez 0,3 subrez 1,5 rez 5,2 subdom 0,5 subrez 1,2 rez 24 dom 0,6 subrez 3,8 subdom 9,1 subdom 9,3 subdom S 86 81 78 73 62 60 60 58 58 55 52 49 48 47 45 42 42 42 41 41 40 40 39 39 39 36 36 35 34 34 34 33 32 31 29 29 29 28 28 27 26 26 26 25 25 25 24 18 24 22 22 21 20 20 19 16 16 15 12 Acker (N=4) N 3 2 3 2 1 S 75 50 75 50 25 Grünland (N=26) Laub-/Mischwald (N=44) N 21 23 15 11 7 9 3 7 7 10 7 3 1 3 2 1 2 1 5 1 2 S 81 88 58 42 27 35 12 27 27 38 27 12 4 12 8 4 8 4 19 4 8 N 41 34 40 41 38 33 40 32 37 32 28 33 31 28 29 31 30 30 29 26 22 26 23 32 26 30 17 21 23 17 26 20 24 22 19 17 21 23 2 21 14 18 20 20 9 20 13 16 11 17 10 1 5 2 S 93 77 91 93 86 75 91 73 84 73 64 75 70 64 66 70 68 68 66 59 50 59 52 73 59 68 39 48 52 39 59 45 55 50 43 39 48 52 5 48 32 41 45 45 20 45 30 36 25 39 23 2 11 5 Nadelwald (N=11) N 8 10 8 10 7 9 7 10 5 5 9 6 9 6 6 3 4 5 6 4 11 6 10 1 3 5 8 6 8 3 4 2 4 6 7 3 S 73 91 73 91 64 82 64 91 45 45 82 55 82 55 55 27 36 45 55 36 100 55 91 9 27 45 73 55 73 27 36 18 36 55 64 27

3 2 2

75 50 50

2

50

4 1 7 1 4 4 1

15 4 27 4 15 15 4

2

50

1 1 1 20 23

4 4 4 77 88

1

25

1 1 21 9 18 1 3 5

4 4 81 35 69 4 12 19

1 8 2

9 73 18

1 2

9 18

5 1 7 8 1

45 9 64 73 9

1

25

2

50

13 1 11 13 10

50 4 42 50 38

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 2 von 165

Insgesamt enthält die Datenbank 295 Hornmilbenarten Tabelle ORIB-1: Oribatidenarten, alphabetisch sortiert; Kurzcode, wie er in Kapitel 6 verwendet wurde; Anzahl der Fundorte; Abundanz min./max, Bemerkungen: vorwiegend zur Nutzungsform, die von der jeweiligen Art gegebenenfalls präferiert wird. Art Achipteria coleoptrata (Linné, 1758) Kurzname Achicole Fundorte 66 3 – 6475 Ind./m²; Ubiquist; stetiger Begleiter in allen Nutzungsformen Bemerkung

Nutzungsform
100
100

pH-Wert

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

Acker

Grünland

Laubwald

Nadelwald

<3.5

3.6 - 4.5

4.6 - 5.5

5.6 - 6.5

>6.5

C/N- Verhältnis
100 100

Textur

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]
<10 10.0 - 15.0 15.1 - 20.0 20.1 - 25.0 >25

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

Sande

Schluffe

Lehme

Tone

Abb. ORIB-1: Prozentuales Vorkommen von Achipteria coleoptrata nach Nutzungsform, pH, C/N - Verhältnis und Textur des Bodens Achipteria nitens (Nicolet, 1855) Achinite 2 50 – 400 Ind./m², Laub-/Mischwald

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 3 von 165

Acrogalumna longipluma Acrolong (Berlese, 1904) Adoristes ovatus (C.L. Koch, 1839) Adorovat

9 25 – 2875 Ind./m², Schwerpunkt in Laub/Misch- und Nadelwald, sporadisch in Grünland 34 13 – 5250 Ind./m² Schwerpunkt in Nadelwald, wenig häufig / sporadisch in Laub-/Mischwald bzw. Grünland
pH-Wert
100

Nutzungsform
100

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

Acker

Grünland

Laubwald

Nadelwald

<3.5

3.6 - 4.5

4.6 - 5.5

5.6 - 6.5

>6.5

C/N- Verhältnis
100 100

Textur

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]
<10 10.0 - 15.0 15.1 - 20.0 20.1 - 25.0 >25

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

Sande

Schluffe

Lehme

Tone

Abb. ORIB-2: Prozentuales Vorkommen von Adoristes ovatus nach Nutzungsform, pH, C/N Verhältnis und Textur des Bodens

Allosuctobelba grandis (Paoli, 1908) Amerobelba decedens Berlese, 1908

Allogran Amerdece

3 5 – 25 Ind./m², Laub-/Mischwald 1 34 Ind./m², Grünland

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 4 von 165

Amerus polonicus Kulczynski, 1902

Amerpolo

16 5 – 170 Ind./m², Schwerpunkt Laub/Mischwald, sporadisch in Nadelwald 9 5 – 2750 Ind./m², Schwerpunkt Laub/Mischwald, sporadisch in Nadelwald; hohe Einzelabundanz, ansonsten selten: Verdacht auf Meso-/Mikrohabitat Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Autogneta longilamellata Autolong (Michael, 1885)

Autogneta parva Forsslund, 1947 Banksinoma lanceolata (Michael, 1885) Belba/Damaeus sp. Belba bartosi Winkler, 1955 Belba corynopus (Hermann, 1804) Berniniella bicarinata (Paoli, 1908) Berniniella conjuncta (Strenzke, 1951) Berniniella (Hypogeoppia) dungeri Schwalbe, 1995 Berniniella sigma (Strenzke, 1951)

Autoparv Banklanc Belb Belbbart

1 54 Ind./m², Nadelwald 8 23 – 225 Ind./m², Schwerpunkt Laub/Mischwald, sporadisch in Nadelwald 4 57 – 780 Ind./m², Laub-/Misch- u. Nadelwald 1 400 Ind./m², Laub-/Mischwald; Artstatus zweifelhaft (wahrscheinlich Juniorsyn. von Belba patelloides (Michael, 1888)

Belbcory Bernbica

2 13 – 375 Ind./m², Laub-/Misch- und Nadelwald 20 5 – 1500 Ind./m², Schwerpunkt Laub/Mischwald und Grünland; gelegentlich in Nadelwald.

Bernconj Berndung

2 13 – 25 Ind./m², Laub-/Mischwald 4 13 – 1150 Ind./m², Laub-/Mischwald; hohe Einzelabundanz ansonsten selten: Verdacht auf Meso-/Mikrohabitat- Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Bernsigm

21 5 – 2575 Ind./m², Laub-/Mischwald und Nadelwald

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 5 von 165

Brachychthoniidae

Brac

11 114 – 8072 Ind./m², Tiere liegen nur bis auf Familienniveau bestimm vor; (deshalb?) keinerlei Schwerpunkt im Vorkommen erkennbar Laub-/Mischwald, Grünland, Nadelwald.

Brachychthonius berlesei Willmann, 1928

Bracberl

7 13 - 6226 Ind./m², Schwerpunkt in Laub/Mischwald; sporadisch in Grünland und Nadelwald; hohe Einzelabundanz, ansonsten selten: Verdacht auf Meso-/MikrohabitatSpezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Brachychthonius bimaculatus Willmann, 1936 Brachychthonius impressus Moritz, 1976

Bracbima

1 100 Ind./m², Nadelwald

Bracimpr

6 20 - 2425 Ind./m², Laub-/Mischwald und Nadelwald; hohe Einzelabundanz ansonsten selten: Verdacht auf Meso-/MikrohabitatSpezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Brachychthonius pius Moritz, 1976 Brachychthonius impressus f. subcricoides (Balogh & Mahunka, 1979) Caleremaeus monilipes (Michael, 1882) Camisia biurus (C.L. Koch, 1839) Camisia spinifer (C.L. Koch, 1835) Carabodes areolatus Berlese, 1916

Bracpius Bracsubr

1 50 Ind./m², Nadelwald 11 5 - 4300 Ind./m², Laub-/Mischwald

Calemoni Camibiur Camispin Caraareo

2 25 - 312 Ind./m², Laub-/Mischwald und Nadelwald 1 50 Ind./m², Nadelwald 7 13 - 340 Ind./m², Laub-/Mischwald, Nadelwald, sporadisch in Grünland 7 9 - 225 Ind./m², Laub-/Mischwald und Nadelwald

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 6 von 165

Carabodes coriaceus C.L. Koch, 1835

Caracori

29 11 - 306 Ind./m², Laub-/Mischwald und Nadelwald, Präferenz für saure, Nährstoff arme Standorte.

Nutzungsformen
100
100

pH-Wert

80

Vorkommen [%]

80

60

Vorkommen [%]
Acker Grünland Laubwald Nadelwald

60

40

40

20

20

0

0

? 3,5

3,6-4,5

4,6-5,5

5,6-6,5

>6,5

C/N- Verhältnis
100
100

Textur

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]
<10 10.0 - 15.0 15.1 - 20.0 20.1 - 25.0 >25

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

Sande

Schluffe

Lehme

Tone

Abb. ORIB-3: Prozentuales Vorkommen von Carabodes coriacinus nach Nutzungsform, pH, C/N - Verhältnis und Textur des Bodens

Carabodes femoralis (Nicolet, 1855) Carabodes labyrinthicus (Michael, 1879)

Carafem o Caralab y

22 5 - 247 Ind./m², Schwerpunkt in Laub/Mischwald; sporadisch in Nadelwald 33 3 - 800 Ind./m², Schwerpunkt Nadelwald, häufig in Laub-/Mischwald, auch arboricol

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 7 von 165

Nutzungsformen
100
100

pH-Wert

80

Vorkommen [%]

80

60

Vorkommen [%]
Acker Grünland Laubwald Nadelwald

60

40

40

20

20

0

0

? 3,5

3,6-4,5

4,6-5,5

5,6-6,5

>6,5

C/N- Verhältnis
100
100

Textur

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]
<10 10.0 - 15.0 15.1 - 20.0 20.1 - 25.0 >25

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

Sande

Schluffe

Lehme

Tone

Abb. ORIB-4: Prozentuales Vorkommen von Carabodes labyrinthicus nach Nutzungsform, pH, C/N - Verhältnis und Textur des Bodens

Carabodes marginatus (Michael, 1884) Carabodes ornatus Storkan, 1925 Carabodes rugosior Berlese, 1916 Cepheus cepheiformis (Nicolet, 1855) Cepheus dentatus (Michael, 1888) Cepheus grandis Sitnikova, 1975

Caramarg Caraorna Cararugo Cephceph Cephdent Cephgran

2 43 - 169 Ind./m², Laub-/Mischwald und Nadelwald 22 3 - 1267 Ind./m², Schwerpunkt Nadelwald, gelegentlich in Laub-/Mischwald 2 43 - 85 Ind./m², Laub-/Mischwald und Nadelwald 8 13 - 289 Ind./m², Schwerpunkt Nadelwald, sporadisch in Laub-/Mischwald und Grünland 9 5 - 300 Ind./m², Laub-/Mischwald und Nadelwald 3 26 - 43 Ind./m², Laub-/Mischwald und Nadelwald; Abtrennung von C. dentatus noch in der Diskussion

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 8 von 165

Cepheus latus C.L. Koch, Cephlatu 1835 Cepheus tuberculosus Strenzke, 1951 Ceratoppia bipilis (Hermann, 1804) Ceratozetes gracilis (Michael, 1884) Ceratozetes laticuspidatus Menke, 1964 Ceratozetoides maximus (Berlese, 1908) Ceratozetes mediocris Berlese, 1908 Ceratozetes minimus Sellnick, 1928 Ceramini Ceramedi Ceramaxi Ceralati Ceragrac Cerabipi Cephtube

1 47 Ind./m², in Nadelwald 1 26 Ind./m², in Laub-/Mischwald 3 50 - 100 Ind./m², Laub-/Mischwald 22 25 - 3952 Ind./m², leichte Präferenz für Laub/Mischwald; ansonsten alle Habitate 1 407 Ind./m², ausschließlich in Grünland

7 34 - 272 Ind./m², ausschließlich in Grünland 18 34 - 4047 Ind./m², ausschließlich in Grünland 6 25 – 10.950 Ind./m², Schwerpunkt Laub/Mischwald sporadisch in Nadelwald; hohe Einzelabundanz ansonsten selten: Verdacht auf Meso-/Mikrohabitat-Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Ceratozetes peritus Grandjean, 1951 Ceratoppia quadridentata (Haller, 1882) Ceratoppia sexpilosa Willmann, 1938 Ceratozetes sp.

Ceraperi Ceraquad

2 34 - 102 Ind./m², ausschließlich in Laub/Mischwald 2 13 – 50 Ind./m², Laub-/Mischwald und Nadelwald

Cerasexp Ceraspec

3 16 – 150 Ind./m², Laub-/Mischwald und Nadelwald 1 578 Ind./m², ausschließlich in Grünland wahrscheinlich der Art C. mediocris zuordenbar

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 9 von 165

Ceratozetes thienemanni Willmann, 1943

Cerathie

4 25 - 1618 Ind./m², Schwerpunkt Laub/Mischwald sporadisch in Grünland; hohe Einzelabundanz ansonsten selten: Verdacht auf Meso-/Mikrohabitat- Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Chamobates borealis Trägardh, 1902

Chambore

25 25 – 3050 Ind./m², Laub-/Mischwald und Nadelwald; Präferenz für Nährstoff arme, feinkörnige Böden

Nutzungsformen
100
100

pH-Wert

80

Vorkommen [%]

80

60

Vorkommen [%]
Acker Grünland Laubwald Nadelwald

60

40

40

20

20

0

0

? 3,5

3,6-4,5

4,6-5,5

5,6-6,5

>6,5

C/N- Verhältnis
100
100

Textur

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]
<10 10.0 - 15.0 15.1 - 20.0 20.1 - 25.0 >25

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

Sande

Schluffe

Lehme

Tone

Abb. ORIB-5: Prozentuales Vorkommen von Chamobates borealis nach Nutzungsform, pH, C/N - Verhältnis und Textur des Bodens

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 10 von 165

Chamobates cuspidatus (Michael, 1884)

Chamcusp

30 13 - 2950 Ind./m², Differenzialart für bodensaure Nährstoff arme Wälder mit Schwerpunkt (hochabundant) in Nadelwäldern; sporadisch in Grünland (Waldwiese); Vorkommen-Profil: Abb. 6.4 im Hauptteil.

Chamobates pusillus (Berlese, 1895)

Champusi

15 Im Belegmaterial der Datenbank wegen Merkmalsübergängen nicht von C. cuspidatus zu unterscheiden. 11 - 1800 Ind./m², Schwerpunkt in Laub-/Mischwald deshalb nicht gesichert

Chamobates subglobulus (Oudemans, 1900) Chamobates voigtsi forma cuspidatus

Chamsubg Chamvocu

8 3 - 625 Ind./m², ausschließlich in Laub/Mischwald 1 Schwer zuordenbares Einzelexemplar (5 Ind/m²) in einem Laub-/Mischwald; eher noch im Variationsbereich von C. voigtsi als von C. cuspidatus

Chamobates voigtsi (Oudemans, 1902) Conchogneta dalecarlica (Forsslund, 1947)

Chamvoig

38 3 – 4750 Ind./m²; Ubiquist; Begleiter in allen Nutzungsformen mit leichter Präferenz für Laub-/Mischwald

Concdale

7 13 – 1825 Ind./m²; Präferenz für Laub/Mischwald, sporadisch in Nadelwald, hohe Einzelabundanz, ansonsten selten: Verdacht auf Meso-/Mikrohabitat- Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Conchogneta trägardhi (Forsslund, 1947)

Concträg

2 5 – 2106 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald, hohe Einzelabundanz, ansonsten selten: Verdacht auf Meso-/MikrohabitatSpezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Ctenobelba pectinigera (Berlese, 1908)

Ctenpect

3 34- 136 Ind./m², ausschließlich in Grünland

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 11 von 165

Cultroribula bicultrata (Berlese, 1905)

Cultbicu

35 3 – 1375 Ind./m²; „Waldart“ in Laub/Mischwald mit leichter Präferenz und Nadelwald

Nutzungsformen
100 100

pH-Wert

80

Vorkommen [%]

80

60

Vorkommen [%]
Acker Grünland Laubwald Nadelwald

60

40

40

20

20

0

0

? 3,5

3,6-4,5

4,6-5,5
Textur

5,6-6,5

>6,5

C/N- Verhältnis
100
100

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]
<10 10.0 - 15.0 15.1 - 20.0 20.1 - 25.0 >25

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

Sande

Schluffe

Lehme

Tone

Abb. ORIB-6: Prozentuales Vorkommen von Cultroribula bicultrata nach Nutzungsform, pH, C/N - Verhältnis und Textur des Bodens

Cultroribula juncta (Michael, 1885) Cymbaeremaeus cymba (Nicolet, 1855) Damaeus auritus (C.L. Koch, 1835) Damaeus (Paradamaues) clavipes (Hermann, 1804)

Cultjunc Cymbcymb Damaauri Damaclav

2 25 – 34 Ind./m²; in Grünland und Laub/Mischwald 6 5 – 43 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 2 34 – 102 Ind./m²; ausschließlich in Grünland 25 5 – 150 Ind./m²; in Grünland, Laub/Mischwald und Nadelwald ohne erkennbare Präferenz

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 12 von 165

Damaeus geniculatus

Damageni

7 Juniorsynonym von D. onustus; 13 – 104 Ind./m²; in Laub-/Mischwald; verstärkt die Laubwaldpräferenz des validen D.- onustus

Damaeus gracilipes (Kulczynski, 1902) Damaeobelba minutissima (Sellnick, 1920) Damaeus (Adamaeus) onustus C.L. Koch, 1844 Damaeus riparius Nicolet, 1855

Damagrac Damaminu

1 37 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 13 5 – 416 Ind./m²; in Laub-/Mischwald und Nadelwald ohne erkennbare Präferenz

Damaonus Damaripa

15 25 – 425 Ind./m²; in Grünland und Laub/Mischwald 31 25 – 450 Ind./m²; Schwerpunkt in Laub/Mischwald, sporadisch in Grünland.

Nutzungsformen
100
100

pH-Wert

80

Vorkommen [%]

80

60

Vorkommen [%]
Acker Grünland Laubwald Nadelwald

60

40

40

20

20

0

0

? 3,5

3,6-4,5

4,6-5,5

5,6-6,5

>6,5

C/N- Verhältnis
100
100

Textur

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]
<10 10.0 - 15.0 15.1 - 20.0 20.1 - 25.0 >25

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

Sande

Schluffe

Lehme

Tone

Abb. ORIB-7: Prozentuales Vorkommen von Damaeus riparius nach Nutzungsform, pH, C/N Verhältnis und Textur des Bodens

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 13 von 165

Damaeidae spec. Dissorhina ornata (Oudemans, 1900) Dissorhina signata (Schwalbe, 1989) Dometorina plantivaga (Berlese, 1895) Edwardzetes edwardsii (Nicolet, 1855) Eniochthonius minutissimus (Berlese, 1903) Eobrachychthonius oudemansi van der Hammen, 1952 Eobrachychthonius sp. Epidamaeus setiger (Kulczynski, 1902) Eremaeus hepaticus C.L. Koch, 1835 Eueremaeus oblongus (C.L. Koch, 1835) Eulohmannia ribagai (Berlese, 1910) Eupelops acromios (Hermann, 1804) Eupelops hirtus (Berlese, 1916)

Damaspec Dissorna

10 34 – 306 Ind./m²; ausschließlich in Grünland 53 3 – 13.350 Ind./m²; Ubiquist; stetiger Begleiter in allen Nutzungsformen, schwache Präferenz für Laub-/Mischwald.

Disssign Domeplan

1 3 Ind./m² in Laub-/Mischwald 8 13 – 75 Ind./m²; leichte Präferenz für Laub/Mischwald, sporadisch in Grünland und Nadelwald.

Edwaedwa Eniominu

4 14 – 298 Ind./m²; leichte Präferenz für Nadelwald, sporadisch in Laub-/Mischwald. 29 13 – 11.350 Ind./m²; Schwerpunkt in Nadelwald, wenig häufig in Laub/Mischwald, sporadisch in Grünland.

Eobroude

1 25 Ind./m²; in Laub-/Mischwald

Eobrspec Epidseti Eremhepa Eueroblo Euloriba

1 16 Ind./m²; in Laub-/Mischwald 5 13 – 150 Ind./m² ausschließlich in Laub/Mischwald 1 50 Ind./m²; in Laub-/Mischwald 2 11 – 50 Ind./m² ausschließlich in Laub/Mischwald 21 13 - 1875 Ind./m², Differenzialart für Laub/Mischwald; sporadisch in Grünland; Vorkommen-Profil: Abb. 6.8 im Hauptteil

Eupeacro Eupehirt

1 5 Ind./m²; in Laub-/Mischwald 19 10 – 225 Ind./m²; leichte Präferenz für Nadelwald, wenig häufig in Laub/Mischwald, sporadisch in Grünland.

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 14 von 165

Eupelops occultus (C.L. Koch, 1835)

Eupeoccu

23 34 - 1698 Ind./m², Differenzialart mit über 80% Konstanz für Grünland

Nutzungsform
100

pH-Wert
100

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]
Acker Grünland Laubwald Nadelwald

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

? 3,5

3,6-4,5

4,6-5,5
Textur

5,6-6,5

>6,5

C/N- Verhältnis
100
100

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]
<10 10.0 - 15.0 15.1 - 20.0 20.1 - 25.0 >25

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

Sande

Schluffe

Lehme

Tone

Abb. ORIB-8: Prozentuales Vorkommen von Eupelops occultus nach Nutzungsform, pH, C/N Verhältnis und Textur des Bodens

Eupelops plicatus (C.L. Koch, 1835) Eupelops tardus (C.L. Koch, 1835) Eupelops torulosus (C.L. Koch, 1839)

Eupeplic

27 3 – 425 Ind./m²; Präferenz für Laub/Mischwald, sporadisch in Grünland.und Nadelwald

Eupetard Eupetoru

1 43 Ind./m²; ausschließlich in Nadelwald 14 16 – 1400 Ind./m²; Schwerpunkt in Nadelwald; sporadisch in Laub-/Mischwald bzw. Grünland.

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 15 von 165

Nutzungsformen
100
100

pH-Wert

80

Vorkommen [%]

80

60

Vorkommen [%]
Acker Grünland Laubwald Nadelwald

60

40

40

20

20

0

0

? 3,5

3,6-4,5

4,6-5,5

5,6-6,5

>6,5

C/N- Verhältnis
100
100

Textur

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]
<10 10.0 - 15.0 15.1 - 20.0 20.1 - 25.0 >25

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

Sande

Schluffe

Lehme

Tone

Abb. ORIB-9: Prozentuales Vorkommen von Eupelops torulosus nach Nutzungsform, pH, C/N - Verhältnis und Textur des Bodens Euphthiracarus cribrarius (Berlese, 1904) Euphthiracarus monodactylus (Willmann, 1919) Euphthiracaridae Euphthiac 4 174 – 1025 Ind./m²; Tiere liegen nur bis auf Familienniveau bestimmt vor; „Waldarten“ in Laub-/Mischwald und Nadelwald ohne erkennbare Präferenz Euzetes globulus (Nicolet, 1855) Fosseremus laciniatus (Berlese, 1905) Fosslaci Euzeglob 19 25 – 525 Ind./m²; Präferenz für Laub/Mischwald, sporadisch in Grünland 5 39 - 600 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald
ARGE Bodenbiodiversität

Euphcrib

1 175 Ind./m²; ausschließlich in Nadelwald

Euphmono

1 150 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald

Seite: 16 von 165

Fuscozetes setosus (C.L. Koch, 1839)

Fuscseto

3 100 - 3625 Ind./m²; ausschließlich in Nadelwald; hohe Einzelabundanz, ansonsten selten: Verdacht auf Meso-/MikrohabitatSpezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Galumna alata (Hermann, 1804) Galumna elimata cf. (klein!) (C.L. Koch, 1841) Galumna lanceata Oudemans, 1900 Galumna obvia (Berlese, 1915) Gustavia microcephala (Nicolet, 1855) Gymnodamaeus bicostatus (C.L. Koch, 1835) Haplozetes tenuifusus (Berlese, 1916) Heminothrus targionii (Berlese, 1885) Hermannia convexa (C.L. Koch, 1839) Hermannia gibba (C.L. Koch, 1839) Hermanniella sp.

Galualat Galuelklein

3 34 – 204 Ind./m²; Präferenz für Laub/Mischwald 1 Schwer zuordenbares Einzelexemplar (25 Ind/m²) in einem Laub-/Mischwald; nicht mehr im Variationsbereich (30%) der Körpergröße von G. elimata

Galulanc

28 16 – 725 Ind./m²; Leichte Präferenz für Laub-/Mischwald; wenig häufig in Grünland und Nadelwald

Galuobvi Gustmicr Gymnbico

11 25 – 475 Ind./m²; Schwerpunkt in Grünland, sporadisch in Laub-/Mischwald 7 5 – 238 Ind./m²; Schwerpunkt in Grünland, sporadisch in Laub-/Mischwald 3 25 –690 Ind./m²; Laub-/Mischwald und Nadelwald ohne erkennbare Präferenz

Hapltenu Hemitarg Hermconv Hermgibb

1 450 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 5 11 – 275 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 2 48 – 375 Ind./m²; ausschließlich in Nadelwald 25 5 – 2593 Ind./m²; Schwerpunkt in Nadelwald, wenig häufig in Laub/Mischwald, sporadisch in Grünland

Hermiell

1 23 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 17 von 165

Hermanniella punctulata Berlese, 1908 Hungarobelba visnyai cf. (Balogh, 1938) Hypochthonius luteus Oudemans, 1917 Hypochthonius rufulus C.L. Koch, 1835

Hermpunc Hungvisn Hypolute Hyporufu

11 25 – 1225 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 1 350 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 8 25 – 493 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 51 13 – 1538 Ind./m²; „Waldart“ Laub/Mischwald und Nadelwald ohne erkennbare Präferenz, wenig häufig in Grünland

Nutzungsformen
100
100

pH-Wert

80

Vorkommen [%]

80

60

Vorkommen [%]
Acker Grünland Laubwald Nadelwald

60

40

40

20

20

0

0

? 3,5

3,6-4,5

4,6-5,5

5,6-6,5

>6,5

C/N- Verhältnis
100
100

Textur

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]
<10 10.0 - 15.0 15.1 - 20.0 20.1 - 25.0 >25

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

Sande

Schluffe

Lehme

Tone

Abb. ORIB-10: Prozentuales Vorkommen von Hypochthonius rufulus nach Nutzungsform, pH, C/N - Verhältnis und Textur des Bodens Jugatala angulata (C.L. Koch, 1839) Jugaangu 1 275 Ind./m²; ausschließlich in Nadelwald

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 18 von 165

Liacarus coracinus (C.L. Koch, 1841) Liacarus koeszegiensis Balogh, 1943 Liacarus nitens (Gervais, 1844) Liacarus subterraneus (C.L. Koch, 1841) Liacarus xylariae (Schrank, 1803) Licneremaeus licnophorus (Michael, 1882) Liebstadia humerata Sellnick, 1928 Liebstadia pannonica (Willmann, 1951) Liebstadia similis (Michael, 1888) Liochthonius brevis (Michael, 1888)

Liaccora

15 13 – 170 Ind./m²; Leichte Präferenz für Nadelwald, wenig häufig in Laub/Mischwald undGrünland

Liackoes Liacnite

1 25 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 9 5 – 100 Ind./m²; Leichte Präferenz in Laub/Mischwald, sporadisch in Nadelwald undGrünland

Liacsubt Liacxyla Licnlicn

17 11 - 350 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 29 8 – 475 Ind./m²; Schwerpunkt in Laub/Mischwald, wenig zahlreich in Nadelwald 1 54 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald

Liebhume Liebpann Liebsimi

17 4 – 50 Ind./m²; Schwerpunkt in Laub/Mischwald, wenig zahlreich in Nadelwald 10 34 – 1630 Ind./m²; ausschließlich in Grünland 21 34 - 4074 Ind./m², Differenzialart mit über 80% Konstanz für Grünland; VorkommenProfil: Abb. 6.10 im Hauptteil.

Liocbrev

13 13 – 2314 Ind./m²; „Waldart“ in Laub/Mischwald, und Nadelwald ohne erkennbare Präferenz, sporadisch in Grünland

Liochthonius evansi (Forsslund, 1958) Liochthonius horridus (Sellnick, 1928) Liochthonius hystricinus (Forsslund, 1942)

Liocevan Liochorr Liochyst

3 200 - 300 Ind./m²; ausschließlich in Nadelwald 6 25 - 507 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 6 5 - 361 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 19 von 165

Liochthonius leptaleus Moritz, 1976 Liochthonius muscorum Forsslund, 1964 Liochthonius plumosus Mahunka, 1969 Liochthonius sellnicki (Thor, 1930) Liochthonius simplex (Forsslund, 1942) Liochthonius strenzkei Forsslund, 1963 Lucoppia borrowsi (Michael, 1890) Machuella draconis Hammer, 1961 Malaconothrus monodactylus (Michael, 1888) Melanozetes mollicomus (C.L.Koch, 1839)

Lioclept Liocmusc Liocplum Liocsell Liocsimp Liocstre Lucoborr Machdrac Malamono

4 11 - 50 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 2 13 - 100 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 1 5 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 2 13 -13 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 2 50 – 50 Ind./m²; in Laub-/Mischwald und Nadelwald ohne erkennbare Präferenz 6 25 – 221 Ind./m²; Leichte Präferenz in Laub/Mischwald; sporadisch in Nadelwald 3 34 -340 Ind./m²; ausschließlich in Grünland 8 3 – 221 Ind./m²; in Laub-/Mischwald und Nadelwald ohne erkennbare Präferenz 14 5 – 417 Ind./m²; „Waldart“; in Laub/Mischwald und Nadelwald ohne erkennbare Präferenz; sporadisch in Grünland (Waldwiese)

Melamoll

13 34 – 4785 Ind./m²; leichte Präferenz für Grünland; hohe Einzelabundanz auch in Laub-/Mischwald und Nadelwald; Verdacht auf Meso-/Mikrohabitat- Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Metabelba papillipes (Nicolet, 1855) Metabelba pulverosa Strenzke, 1953

Metapapi Metapulv

5 34 - 170 Ind./m²; ausschließlich in Grünland 23 5 – 1113 Ind./m²; Schwerpunkt in Laub/Mischwald und Nadelwald ohne erkennbare Präferenz; sporadisch in Grünland und Acker

Metabelba spec.

Metaspec

2 34 - 34 Ind./m²; ausschließlich in Grünland

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 20 von 165

Micreremus brevipes (Michael, 1888) Microzetorchetes emeryi (Goggi, 1898) Microtritia minima (Berlese, 1904)

Micrbrev

15 4 – 175 Ind./m²; Schwerpunkt in Laub/Mischwald; sporadisch in Nadelwald und Grünland

Micremer Micrmini

1 34 Ind./m²; ausschließlich in Grünland 9 13 – 4906 Ind./m²; in Laub-/Mischwald und Nadel-wald; hohe Einzelabundanz, Verdacht auf Meso-/Mikrohabitat- Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Microppia minus (Paoli, 1908) Microzetes septentrionalis Kunst, 1963 Minunthozetes pseudofusiger (Schweizer,1922) Minunthozetes semirufus (C.L.Koch, 1841) Mixochthonius pilososetosus (Forsslund, 1942) Multioppia laniseta Moritz, 1966 Mycobates parmeliae (Michael, 1884) Nanhermannia coronata c.f. Berlese, 1913

Micrminu

47 13 – 7705 Ind./m²; Schwerpunkt in Laub/Mischwald; häufig auch in Nadelwald; wenig häufig in Grünland

Micrsept

4 13 – 250 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald

Minupseu

13 13 – 1742 Ind./m²; leichte Präferenz in Laub-/Mischwald; sporadisch in Nadelwald und Grünland

Minusemi

15 5 – 2100 Ind./m²; leichte Präferenz in Grünland; wenig häufig in Laub-/Mischwald und Nadelwald

Mixopilo

3 100 – 550 Ind./m²; ausschließlich in Nadelwald

Multlani Mycoparm Nanhcoro

5 3 – 29 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 2 13 – 25 Ind./m; in Laub-/Mischwald; und Nadelwald, ohne Präferenz 2 14 – 300 Ind./m; in Laub-/Mischwald; und Nadelwald, ohne Präferenz

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 21 von 165

Nanhermannia elegantula Berlese, 1913 Nanhermannia komareki Kunst, 1956

Nanheleg

14 13 – 1500 Ind./m; leichte Präferenz in Nadelwald wenig häufig in Laub/Mischwald; sporadisch in Grünland

Nanhkoma

1 298 Ind./m²; ausschließlich in Nadelwald; relativ hohe Einzelabundanz, Verdacht auf Meso-/Mikrohabitat- Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Nanhermannia nana (Nicolet, 1855) Neobrachychthonius margi-natus magnus Forsslund, 1942 Neobrachychthonius margi-natus (Forsslund, 1942) Neoliochthonius globuliferus (Strenzke, 1951)

Nanhnana Neobmagn

9 5 – 395 Ind./m; in Laub-/Mischwald; und Nadelwald, ohne Präferenz 1 50 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald

Neobmarg

3 25 – 250 Ind./m; in Laub-/Mischwald; und Nadelwald, ohne Präferenz

Neolglob

5 50 – 2100 Ind./m; Präferenz in Nadelwald wenig häufig in Laub-/Mischwald; relativ hohe Einzel-abundanz, ansonsten selten, Verdacht auf Meso-/Mikrohabitat- Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Neoliochthonius piluliferus (Forsslund, 1942) Neoribates aurantiacus (Oudemans,1913) Neoribates gracilis Trave, 1972 Neotrichoppia confinis (Paoli, 1908) Nothrus anauniensis Canastrini & F., 1876

Neolpilu

2 5 – 450 Ind./m; in Laub-/Mischwald; und Nadelwald, ohne Präferenz

Neoraura Neorgrac Neotconf Nothanau

3 25 - 175 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 1 8 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 12 25 - 1650 Ind./m; Präferenz in Laub/Mischwald, sporadisch in Nadelwald 4 5 - 25 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 22 von 165

Nothrus borrussicus Sellnick, 1928 Nothrus palustris C.L. Koch, 1839 Nothrus pratensis Sellnick, 1928 Nothrus silvestris Nicolet, 1855

Nothborr Nothpalu Nothprat Nothsilv

6 34 - 238 Ind./m²; ausschließlich in Grünland 5 5 - 204 Ind./m²; leichte Präferenz für Grünland; sporadisch in Laub-/Mischwald 1 25 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 41 5 – 1015 Ind./m; „Waldart“ in Laub/Mischwald und Nadelwald ohne eindeutige Präferenz; sporadisch in Grünland (Waldwiese); als weitere Faktoren werden niedriger pH in Verbindung mit weitem C/N-Verhältnis präferiert

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 23 von 165
Nutzungsformen
100
100

pH-Wert

80

Vorkommen [%]

80

60

Vorkommen [%]
Acker Grünland Laubwald Nadelwald

60

40

40

20

20

0

0

? 3,5

3,6-4,5

4,6-5,5

5,6-6,5

>6,5

C/N- Verhältnis
100
100

Textur

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]
<10 10.0 - 15.0 15.1 - 20.0 20.1 - 25.0 >25

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

Sande

Schluffe

Lehme

Tone

Abb. ORIB-11: Prozentuales Vorkommen von Nothrus silvestris nach Nutzungsform, pH, C/N - Verhältnis und Textur des Bodens

Odontocepheus elongatus Odonelo (Michael, 1879) Ophidiotrichus tectus (Michael, 1884) n Ophitect

2 3 - 26 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 33 10 – 3050 Ind./m², Differenzialart mit rd. 73% Konstanz für Laub-/Mischwald; sporadisch in Nadelwald; Vorkommen-Profil: Abb. 6.6 im Hauptteil

Oppiella (Oppiella) acuminata (Strenzke, 1951)

Oppiacu m

1 8 Ind./m²; ausschließlich in Laub-/Mischwald

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 24 von 165

Oppiella (Oppiella) falcata (Paoli, 1908)

Oppifalc

36 5 - 31057 Ind./m; Präferenz in Laub/Mischwald, wenig häufig in Nadelwald; sporadisch in Grünland; höchste Abundanzen (>3000 Ind7m²); überwiegend in kühlfeuchten, montanen Lagen (500-815 m üNN)

Oppiella (Moritzoppia) keilbachi Moritz, 1969 Oppiella (Oppiella) nova (Oudemans, 1902)

Oppikeil Oppinov a

5 5 – 75 Ind./m²; leichte Präferenz für Laub/Mischwald; sporadisch in Grünland 73 34 – 41.050 Ind./m²; Ubiquist; stetiger Begleiter in allen Nutzungsformen; häufigste Hornmilbenart im Verbreitungsgebiet überhaupt

Nutzungsform
100
100

pH-Wert

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

Acker

Grünland

Laubwald

Nadelwald

<3.5

3.6 - 4.5

4.6 - 5.5

5.6 - 6.5

>6.5

C/N- Verhältnis
100

Textur
100

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]
<10 10.0 - 15.0 15.1 - 20.0 20.1 - 25.0 >25

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

Sande

Schluffe

Lehme

Tone

Abb. ORIB-12: Prozentuales Vorkommen von Oppiella (Oppiella) nova nach Nutzungsform, pH, C/N - Verhältnis und Textur des Bodens

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 25 von 165

Oppiella (Rhinoppia) obsoleta (Paoli, 1908)

Oppiobso

36 14 – 5.852 Ind./m; Schwerpunkt in Laub/Mischwald, halb so häufig in Nadelwald; sporadisch in Grünland

Nutzungsform
100
100

pH-Wert

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]
Acker Grünland Laubwald Nadelwald

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

? 3,5

3,6-4,5

4,6-5,5

5,6-6,5

>6,5

C/N- Verhältnis
100

Textur
100

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

<10

10.0 - 15.0

15.1 - 20.0

20.1 - 25.0

>25

Sande

Schluffe

Lehme

Tone

Abb. ORIB-13: Prozentuales Vorkommen von Oppiella (Rhinoppia) obsoleta nach Nutzungsform, pH, C/N - Verhältnis und Textur des Bodens

Oppiella (Oppiella) splendens (C.L. Koch, 1841)

Oppisple

3 29 – 2175 Ind./m; in Nadelwald und Laub/Mischwald; hohe Einzelabundanz in Nadelwald ansonsten selten, Verdacht auf Meso-/Mikrohabitat- Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Oppiella (Rhinoppia) sub-pectinata (Oudemans, 1900)

Oppisubp

51 19 – 9763 Ind./m²; Ubiquist; Schwerpunkt in Laub-/Mischwald, häufig in Nadelwald; sporadischer Begleiter in den anderen Nutzungsformen

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 26 von 165

Oppiella (Moritzoppia) unicarinata (Paoli, 1908) Oribatella calcarata (C.L. Koch, 1835) Oribatella eutricha Berlese, 1908 Oribella pectinata (Michael, 1885) Oribatella quadricornuta Michael, 1880 Oribatula tibialis (Nicolet, 1855) Palaeacarus hystricinus Trägardh, 1932 Pantelozetes paolii (Oudemans, 1913) Parachipteria punctata (Nicolet, 1855)

Oppiunic Oribcalc Oribeutr Oribpect Oribquad Oribtibi

4 5 - 250 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 17 13 - 195 Ind./m²; Schwerpunkt in Laub/Mischwald; sporadisch in Nadelwald 2 25 - 156 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 1 25 Ind./m²; ausschließlich in Grünland 31 5 - 2445 Ind./m²; Ubiquist; mittlere Häufigkeit in allen Nutzungsformen 62 3 - 2700 Ind./m²; Ubiquist; mit Schwerpunkt in Laub-/Mischwald und Nadelwald, häufig auch in Grünland aber nicht im Acker

Palahyst Pantpaol Parapunc

1 43 Ind./m²; ausschließlich in Nadelwald 8 25 - 551 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 11 13 – 4082 Ind./m; in Laub-/Mischwald und Nadelwald; sporadisch in Grünland; hohe Einzelabundanz in Laub-/Mischwald ansonsten selten, Verdacht auf Meso/Mikrohabitat- Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Pergalumna nervosa (Berlese, 1914) Phauloppia coineaui Travé, 1961 Phauloppia lucorum (C.L. Koch, 1841)

Pergnerv Phaucoin Phauluco

5 14 – 359 Ind./m; in Laub-/Mischwald und Nadelwald, ohne erkennbaren Schwerpunkt 1 50 Ind./m²; ausschließlich in Nadelwald 2 5 - 50 Ind./m; in Laub-/Mischwald und Nadelwald, ohne erkennbaren Schwerpunkt; auch arboricol

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 27 von 165

Phauloppia rauschenensis (Sellnick, 1908)

Phauraus

3 25 - 66 Ind./m; in Laub-/Mischwald und Nadelwald, ohne erkennbaren Schwerpunkt; auch arboricol 6 21 - 750 Ind./m; in Laub-/Mischwald und Nadelwald, ohne erkennbaren Schwerpunkt 17 5 - 237 Ind./m; häufig in Laub-/Mischwald; sporadisch in Nadelwald 2 58 - 780 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald hohe Einzelabundanz; Verdacht auf Meso-/Mikrohabitat-Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Phthiracarus affinis Hull, Phthaffi 1914 Phthiracarus anonymus Grandjean, 1934 Phthiracarus borealis forma C Trägardh, 1910 sensu Jacot, 1930 Phthiracarus borealis forma B Trägardh, 1910 sensu Jacot, 1930 Phthiracarus bryobius Jacot, 1930 Phthiracarus clavatus Parry, 1979 Phthiracarus compressus Jacot, 1930 Phthcomp Phthclav Phthbryo Phthborb Phthbora Phthanon

1 13 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 5 5 - 98 Ind./m; leichte Präferenz für Laub/Mischwald; sporadisch in Nadelwald 1 11 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 9 13 - 1125 Ind./m; leichte Präferenz für Laub/Misch-wald; sporadisch in Nadelwald; hohe Einzelabundanz; Verdacht auf Meso/Mikrohabitat-Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Phthiracarus crinitus (C.L. Koch, 1841) Phthiracarus ferrugineus (C.L. Koch, 1841) Phthiracarus flexisetosus Parry, 1979 Phthiracarus globosus (C.L. Koch, 1841)

Phthcrin Phthferr Phthflex Phthglob

10 11 - 125 Ind./m; leichte Präferenz für Laub/Mischwald; sporadisch in Nadelwald 9 13 - 300 Ind./m; leichte Präferenz für Laub/Mischwald; sporadisch in Nadelwald 2 13 - 64 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 7 5 - 125 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald

ARGE Bodenbiodiversität

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Phthiracarus laevigatus (C.L. Koch, 1844) Phthiracarus lentulus (C.L. Koch, 1841) Phthiracarus longulus (C.L. Koch, 1841) Phthiracarus montanus Perez-Inigo, 1969 (Phthiracaridae)

Phthlaev

25 5 - 640 Ind./m; leichte Präferenz für Laub/Mischwald; wenig häufig in Nadelwald; sporadisch in Grünland

Phthlent Phthlong

1 13 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 33 13 - 275 Ind./ m²; leichte Präferenz für Laub/Misch-wald; wenig zahlreich in Nadelwald; sporadisch in Grünland

Phthmont Phthsp

1 25 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 14 25 - 4975 Ind./ m²; Tiere liegen nur bis auf Familien-niveau bestimmt vor; in Laub/Mischwald und Nadelwald; ohne erkennbare Präferenz; sporadisch in Grünland

Phthiracarus stramineus (C.L. Koch, 1841) Pilogalumna crassiclava (Berlese, 1914) Pilogalumna tenuiclava (Berlese, 1908) Platynothrus peltifer (C.L. Koch, 1839)

Phthstra Pilocras Pilotenu

2 13 - 43 Ind./ m²; in Laub-/Mischwald und Nadelwald, ohne erkennbaren Schwerpunkt 1 1.290 Ind./m²; nur an einem Ackerstandort; dort dominant (27%) 14 34 - 509 Ind./ m²; Präferenz in Grünland, sporadisch in Laub-/Mischwald und Nadelwald

Platpelt

49 5 – 4350 Ind./m²; „Waldart“ Laub/Mischwald und Nadelwald ohne erkennbare Präferenz, wenig häufig in Grünland

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 29 von 165

Nutzungsformen
100
100

pH-Wert

80

Vorkommen [%]

80

60

Vorkommen [%]
Acker Grünland Laubwald Nadelwald

60

40

40

20

20

0

0

? 3,5

3,6-4,5

4,6-5,5

5,6-6,5

>6,5

C/N- Verhältnis
100
100

Textur

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]
<10 10.0 - 15.0 15.1 - 20.0 20.1 - 25.0 >25

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

Sande

Schluffe

Lehme

Tone

Abb. ORIB-14: Prozentuales Vorkommen von Platynothrus peltifer nach Nutzungsform, pH, C/N - Verhältnis und Textur des Bodens Podoribates longipes (Berlese, 1887) Poecilochthonius spiciger (Berlese, 1910) Poroliodes farinosus (C.L. Koch, 1840) Porobelba spinosa (Sellnick, 1920) Protoribotritia aberrans (Märkel & Meyer, 1959) Protaber Porospin Porofari Poecspic Podolong 1 1.900 Ind./m²; an einem Grünlandstandort; dort dominant (19%) 24 13 - 821 Ind./ m²; Schwerpunkt in Laub/Mischwald; sporadisch in Grünland 8 5 – 400 Ind./m²; Laub-/Mischwald und Nadelwald ohne erkennbare Präferenz 17 11 - 700 Ind./ m²; Schwerpunkt in Nadelwald; wenig häufig in Laub/Mischwald 1 425 Ind./m²; ausschließlich in Nadelwald

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 30 von 165

Protoribates capucinus Berlese, 1908

Protcapu

6 13 - 815 Ind./ m²; in Grünland Laub/Mischwald und Nadelwald ohne erkennbare Präferenz; hohe Einzelabundanz; Verdacht auf Meso-/Mikrohabitat-Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Pseudachipteria magna (Sellnick, 1928) Punctoribates punctum (C.L. Koch, 1839)

Pseumagn Puncpunc

1 1.318 Ind./m²; nur an einem Nadelwaldstandort; dort dominant (10%) 24 5 - 5225 Ind./m², Differenzialart für Freilandstandorte (Grünland/Acker); sporadisch in Laub-/Mischwald; Vorkommen-Profil: Abb. 6.12 im Hauptteil.

Punctoribates sp. Quadroppia hammerae Minguez, Ruiz & Subias., 1985 Quadroppia monstruosa Hammer, 1979 sensu Minguez,1985 Quadroppia quadricarinata (Michael, 1885) Ramusella clavipectinata (Michael, 1885) Ramusella elliptica (Berlese, 1908)

Puncspec Quadhamm

1 50 Ind./m²; ausschließlich in Acker 13 3 - 1376 Ind./ m²; Schwerpunkt in Laub/Mischwald; sporadisch in Grünland und Acker

Quadmons

42 5 – 3225 Ind./m²; Schwerpunkt in Laub/Mischwald häufig in Nadelwald; sporadisch in Grünland

Quadquad

34 13 – 2080 Ind./m²; in Laub-/Mischwald und Nadelwald häufig, aber ohne erkennbaren Schwerpunkt; sporadisch in Grünland

Ramuclav Ramuelli

10 19 - 441 Ind./ m²; Schwerpunkt in Grünland; sporadisch in Laub-/Mischwald 6 34 – 3510 Ind./m²; in Grünland und Laub/Mischwald; hohe Einzelabundanz; Verdacht auf Meso-/Mikrohabitat-Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Ramusella fasciata (Paoli, 1908) Ramusella insculpta (Paoli, 1908)

Ramufasc Ramuinsc

1 34 Ind./m²; ausschließlich in Grünland 1 25 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 31 von 165

Ramusella mihelcici (Perez-Inigo, 1965) Rhysotritia ardua (C.L. Koch, 1841) Rhysotritia duplicata (Grandjean, 1953) Scheloribates ascendens Weigmann & Wunderle, 1990

Ramumihe Rhysardu Rhysdupl Scheasce

1 13 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 8 34 – 300 Ind./m²; in Grünland und Laub/Mischwald, ohne erkennbare Präferenz 16 5 – 2347 Ind./m²; in Laub-/Mischwald und mit leichter Präferenz in Nadelwald 6 5 – 50 Ind./m²; leichte Präferenz in Laub/Mischwald; sporadisch in Nadelwald 44 5 – 2300 Ind./m²; Schwerpunkt in Laub/Mischwald; und Nadelwald; wenig häufig in Grünland

Scheloribates (Hemileius) Scheinit initialis (Berlsese, 1908) Scheloribates laevigatus (C.L. Koch, 1835) Schelaev

16 15 – 5187 Ind./m², Differenzialart für Freilandstandorte (Grünland/Acker); sporadisch in Laub-/Mischwald;

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 32 von 165

Nutzungsform
100
100

pH-Wert

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

Acker

Grünland

Laubwald

Nadelwald

? 3,5

3,6-4,5

4,6-5,5

5,6-6,5

>6,5

C/N- Verhältnis
100

Textur
100

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

<10

10.0 - 15.0

15.1 - 20.0

20.1 - 25.0

>25

Sande

Schluffe

Lehme

Tone

Abb. ORIB-15: Prozentuales Vorkommen von Scheloribates laevigatus nach Nutzungsform, pH, C/N - Verhältnis und Textur des Bodens Scheloribates latipes (C.L. Koch, 1844) Scheloribates pallidulus (C.L. Koch, 1840) Scheloribates quintus Wunderle, Beck & Woas, 1990 Scutovertex sculptus Michael, 1879 Scutscul Schequin Schepall Schelati 13 19 – 200 Ind./m²; Schwerpunkt in Grünland; sporadisch in Laub-/Mischwald und Nadelwald 3 5 - 25 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 3 25 - 2249 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald; hohe Einzelabundanz; Verdacht auf Meso-/Mikrohabitat-Spezialist in Totholz, Moospolster etc.? 5 34 - 136 Ind./m²; ausschließlich in Grünland

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 33 von 165

Sellnickochthonius cricoides (Weis-Fogh, 1948)

Sellcric

5 13 - 3750 Ind./m²; leichte Präferenz für Nadelwald, sporadisch in Laub-/Mischwald; hohe Einzelabundanz; Verdacht auf Meso/Mikrohabitat-Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Sellnickochthonius furcatus (Weis-Fogh, 1948)

Sellfurc

4 75 - 1850 Ind./m²; in Laub-/Mischwald und Nadelwald, ohne erkennbare Präferenz; hohe Einzelabundanz; Verdacht auf Meso/Mikrohabitat-Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Sellnickochthonius honestus (Moritz, 1976) Sellnickochthonius hungaricus (Balogh, 1943)

Sellhone Sellhung

5 25 - 900 Ind./m²; in Laub-/Mischwald und Nadelwald, ohne erkennbare Präferenz 3 11 – 75 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 16 13 - 1185 Ind./m²; in Laub-/Mischwald und Nadelwald, ohne erkennbare Präferenz; sporadisch in Grünland; hohe Einzelabundanz; Verdacht auf Meso/Mikrohabitat-Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Sellnickochthonius imma- Sellimma culatus (Forsslund, 1942)

Sellnickochthonius jacoti (Evens, 1952) Sellnickochthonius phyllophorus (Moritz, 1976) Sellnickochthonius rostratus (Jacot, 1936)

Selljaco Sellphyl

5 50 - 650 Ind./m²; in Laub-/Mischwald und Nadelwald, ohne erkennbare Präferenz 1 350 Ind./m²; ausschließlich in Nadelwald

Sellrost

1 5 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 34 von 165

Sellnickochthonius suecicus (Forsslund, 1942)

Sellsuec

6 75 - 1350 Ind./m²; in Laub-/Mischwald und Nadelwald, ohne erkennbare Präferenz; sporadisch in Grünland; hohe Einzelabundanz; Verdacht auf Meso/Mikrohabitat-Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Sellnickochthonius zelawaiensis (Sellnick, 1928)

Sellzela

17 13 - 2452 Ind./m²; in Laub-/Mischwald und mit leichter Präferenz in Nadelwald, hohe Einzelabundanz; Verdacht auf Meso/Mikrohabitat-Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Spatiodamaeus boreus (Bulanova-Zachtvatkina, 1957) Spatiodamaeus verticillipes (Nicolet, 1855) Sphaerozetes piriformis (Nicolet, 1855) Steganacarus (Steganacarus) magnus f. anomala (Berlese, 1883) Steganacarus (Steganacarus) applicatus (Sellnick, 1920) Steganacarus carinatus f. carinata (C.L. Koch, 1841)

Spatbore

5 34 – 340 Ind./m²; ausschließlich in Grünland

Spatvert

3 50 - 582 Ind./m²; in Laub-/Mischwald und Nadelwald, ohne erkennbare Präferenz

Sphapiri Steganom

3 50 – 850 Ind./m²; ausschließlich in Nadelwald 1 100 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald

Stegappl

7 5 - 1812 Ind./m²; in Laub-/Mischwald und mit leichter Präferenz in Nadelwald, hohe Einzelabundanz; evtl. Meso-/MikrohabitatSpezialist in Totholz, Moospolster etc.

Stegcari

5 25 - 442 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 35 von 165

Steganacarus (Steganacarus) herculeanus Willmann, 1953 Steganacarus (Steganacarus) magnus (Nicolet, 1855) Steganacarus (Steganacarus) spinosus (Sellnick, 1920) Steganacarus (Atropacarus) striculus (C.L. Koch, 1835) Subiasella quadrimaculata (Evans, 1952) Suctobelbidae

Stegherc

16 13 - 875 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald

Stegmagn

20 25 - 505 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald

Stegspin

2 37 - 150 Ind./m²; sporadisch in Laub/Mischwald und Nadelwald

Stegstri

19 5 - 3446 Ind./m²; Leichte Präferenz in Laub/Mischwald; wenig häufig in Nadelwald, sporadisch in Grünland

Subiquad

5 7 - 75 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald

Suct

12 25 - 9194 Ind./ m²; Tiere liegen nur bis auf Familienniveau bestimmt vor; in Laub-/ Mischwald und Nadelwald; ohne erkennbare Präferenz; sporadisch in Grünland

Suctobelbella acutidens (Forsslund, 1941)

Suctacut

35 34 - 9500 Ind./ m²; Präferenz in Laub-/ Mischwald; häufig in Nadelwald, wenig häufig in Grünland 20 21 - 650 Ind./ m²; leichte Präferenz in Laub/Mischwald; sporadisch in Nadelwald und Grünland

Suctobelbella alloenasuta Suctallo Moritz, 1971 Suctobelba altvateri Moritz, 1970 Suctobelbella arcana Moritz, 1970 Suctobelba atomaria Moritz, 1970 Suctatom Suctarca Suctaltv

3 169 - 225 Ind./ m²; sporadisch in Laub/Mischwald und Nadelwald 16 5 - 442 Ind./ m²; Präferenz in Laub/Mischwald; sporadisch in Nadelwald 1 300 Ind./ m²; ausschließlich in Laub/Mischwald

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 36 von 165

Suctobelbella baloghi (Forsslund, 1958) Suctobelbella carcharodon (Moritz, 1966) Suctobelbila dentata europaea Moritz, 1974 Suctobelbella diffissa Moritz, 1974 Suctobelbella duplex (Strenzke, 1950) Suctobelbella falcata (Forsslund, 1941) Suctobelbella forsslundi (Strenzke, 1950)

Suctbalo Suctcarc

5 13 - 625 Ind./ m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 8 13 - 400 Ind./ m²; ausschließlich in Laub/Mischwald

Suctdent Suctdiff Suctdupl Suctfalc

1 25 Ind./ m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 1 26 Ind./ m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 9 25 - 375 Ind./ m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 20 25 - 5750 Ind./ m²; häufig in Laub/Mischwald und Nadelwald, ohne erkennbare Präferenz

Suctfors

6 130 - 500 Ind./ m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 1 25 Ind./ m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 16 5 - 8245 Ind./ m²; häufig in Laub/Mischwald und Nadelwald, ohne erkennbare Präferenz

Suctobelba granulata van Suctgran der Hammen, 1952 Suctobelbella hamata Moritz, 1970 Suctobelbella hammeri cf. Krivolutzky, 1965 Suctobelbella acutidens lobata (Strenzke, 1950) Suctobelbella nasalis (Forsslund, 1941) Suctobelbella palustris (Forsslund, 1953) Suctobelbella perforata (Strenzke, 1950) Suctperf Suctpalu Suctnasa Suctloba Sucthamm Sucthama

7 5 - 250 Ind./ m²; wenig häufig in Laub/Mischwald und Nadelwald, ohne erkennbare Präferenz 1 100 Ind./ m²; ausschließlich in Nadelwald 26 5 - 947 Ind./ m²; Schwerpunkt in Laub/Mischwald; häufig auch in Nadelwald 4 13 - 156 Ind./ m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 18 5 - 818 Ind./ m²; häufig in Laub-/Mischwald; wenig häufig in Nadelwald

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 37 von 165

Suctobelbella prominens (Moritz, 1966) Suctobelba regia Moritz, 1970 Suctobelbella sarekensis (Forsslund, 1941) Suctobelbella sarekensis f. B (Forsslund, 1941) Suctobelba secta Moritz, 1970

Suctprom Suctregi Suctsare Suctsarf Suctsect

2 11 - 25 Ind./ m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 6 25 - 728 Ind./ m²; wenig häufig in Laub/Mischwald; sporadisch in Nadelwald 21 25 - 5369 Ind./ m²; Schwerpunkt in Laub/Mischwald; sporadisch in Nadelwald 3 13 - 39 Ind./ m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 5 13 - 2800 Ind./ m²; ausschließlich in Laub/Mischwald; hohe Einzelabundanz; Verdacht auf Meso-/Mikrohabitat-Spezialist in Totholz, Moospolster etc.?

Suctobelbella serratirostrum Jacot, 1937 Suctobelbella similis (Forsslund, 1941) Suctobelbella subcornigera (Forsslund, 1941) Suctobelbella subtrigona (Oudemans, 1916) Suctobelba trigona (Michael, 1888)

Suctserr

1 150 Ind./ m²; ausschließlich in Laub/Mischwald

Suctsimi Suctsubc

17 13 - 2150 Ind./ m²; häufig in Nadelwald; wenig häufig in Laub-/Mischwald; 49 34 - 7900 Ind./ m²; Schwerpunkt in Laub/Mischwald (84 % Konstanz); häufig in Nadelwald, wenig häufig in Grünland

Suctsubt

36 13 – 1.250 Ind./ m²; Schwerpunkt in Laub/Mischwald (68 % Konstanz); häufig in Nadelwald, sporadisch in Grünland

Sucttrig

17 13 – 1.761 Ind./ m²; häufig in Laub/Mischwald; sporadisch in Nadelwald 3 26 - 984 Ind./ m²; in Laub-/Mischwald; sporadisch in Nadelwald 5 5 - 150 Ind./ m²; in Laub-/Mischwald; sporadisch in Nadelwald 1 25 Ind./ m²; ausschließlich in Laub/Mischwald

Suctobelbella tuberculata Sucttube (Strenzke, 1950) Suctobelbella vera (Moritz, 1964) Synchthonius elegans Forsslund, 1957 Synceleg Suctvera

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Tectocepheus minor Berlese, 1903

Tectmino

40 13 – 6.461 Ind./m²; Ubiquist; stetiger Begleiter in allen Nutzungsformen; nur wenig zahlreich in Grünland; besiedelt auch tiefere Bodenschichten

Tectocepheus velatus f. sarekensis Trägardh, 1910 Tectocepheus velatus Michael, 1880

Tectsare

2 26 - 85 Ind./ m²; ausschließlich in Laub/Mischwald; (methodische Trennung von T. velatus nur in seltenen Fällen vorgenommen

Tectvela

69 13 – 19.350 Ind./m²; Ubiquist; stetiger Begleiter in allen Nutzungsformen; (häufig einschließlich T velatus sarekensis (s. o.)

Nutzungsform
100
100

pH-Wert

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]
Acker Grünland Laubwald Nadelwald

80

80

60

60

40

40

20

20

0

0

<3.5

3.6 - 4.5

4.6 - 5.5

5.6 - 6.5

>6.5

C/N- Verhältnis
100 100

C/N- Verhältnis

80

80

Vorkommen [%]

60

Vorkommen [%]
<10 10.0 - 15.0 15.1 - 20.0 20.1 - 25.0 >25

60

40

40

20

20

0

0

<10

10.0 - 15.0

15.1 - 20.0

20.1 - 25.0

>25

Abb. ORIB-16: Prozentuales Vorkommen von Tectocepheus velatus nach Nutzungsform, pH, C/N - Verhältnis und Textur des Bodens Trhypochthonius tectorum (Berlese, 1896) Trichoribates incisellus (Kramer, 1897) Tricinci 7 34 -102 Ind./m²; in Laub-/Mischwald, sporadisch in Nadelwald Trhytect 1 34 Ind./m²; ausschließlich in Nadelwald

ARGE Bodenbiodiversität

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Trichoribates novus (Sellnick, 1928) Trichoribates trimaculatus (C.L. Koch, 1835) Tritegeus bisulcatus Grandjean, 1953 Xenillus clypeator Robineau-Desv., 1839 Xenillus discrepans Grandjean, 1936 Xenillus tegeocranus (Hermann, 1804) Zygoribatula exilis (Nicolet, 1855) Zygoribatula frisiae (Oudemans, 1916)

Tricnovu Trictrim

13 34 -1562 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 4 28 – 102 Ind./m²; in Grünland, sporadisch in Laub-/Mischwald

Tritbisu Xeniclyp Xenidisc Xenitege

7 13 – 338 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 8 13 – 350 Ind./m²; in Laub-/Mischwald und Nadelwald ohne ausgeprägte Präferenz 1 13 Ind./m²; ausschließlich in Laub/Mischwald 18 13 – 920 Ind./m²; Ubiquist; Begleiter in allen Nutzungsformen; Präferenz für Laub/Mischwald

Zygoexil

18 5 - 900 Ind./m², Schwerpunkt Laub/Mischwald sporadisch in Grünland und Nadelwald

Zygofris

1 34 Ind./m², ausschließlich in Grünland

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ANNEX RW 1: Auflistung und Vorkommen der wichtigsten Arten Insgesamt enthielt die Datenbank 39 verschiedene Regenwurmarten. Die in Tabelle RW-1 aufgeführten 25 Arten wurden aus der weiteren Auswertung ausgeschlossen, da sie nur an einer geringen Anzahl von Standorten gefunden wurden. Tabelle 1 gibt die Anzahl der Funde dieser Arten an sowie eine kurze Beschreibung des Vorkommens der jeweiligen Art. Tabelle 1: Regenwurmarten, die von der weiteren Auswertung ausgeschlossen wurden, mit Anzahl der Fundorte Art Allolobophora cupulifera Allolobophora trapezoides Allolobophoriella eiseni Aporrectodea handlirschi 9 9 Vorkommen an Totholz und Baumrinde; spezielle Fangmethodik notwendig (Römbke 2009) Stammt aus dem südlichen Teil Eurasiens, verbreitet im westlichen Teil des Kaukasus, der nördlichen Türkei, Westitalien und im Norden Polens (Csuzdi & Zicsi 2003) Aporrectodea icterica Aporrectodea jenensis Dendrobaena auriculata Dendrobaena cognettii 1 11 5 1 Herkunft unbekannt, weit verbreitet, aber selten (Sims & Gerard 1999) Heute als Synonym von Aporrectodea rosea angesehen (Blakemore 2002) Ost-alpine Art, v.a. in Österreich, Ungarn, Slovakei, Polen und der Ukraine (Csuzdi & Zicsi 2003) Paläarktische Herkunft, Kenntnis über die Verbreitung aufgrund der geringen Größe der Tiere lückenhaft (Csuzdi & Zicsi 2003) Dendrobaena illyrica 1 Bisher nur aus Italien, Österreich und dem Balkan bekannt (Paoletti & Gradenigo 1997) 1 Form von A. caliginosa (Sims & Gerard 1999) Fundorte 3 Bemerkung Italienische Art (Paoletti & Gradenigo 1997)

ARGE Bodenbiodiversität

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Dendrobaena pygmaea Dendrobaena vejdovski

4 1

Nur wenig bekannte Art, lückenhaft beschrieben (Sims & Gerard 1999) Tritt vor allem in der östlichen Alpenregion auf, in Österreich, Süddeutschland, der Slowakei und Ungarn (Csuzdi & Zicsi 2003)

Eisenia fetida

18

Stammt ursprünglich aus dem Gebiet zwischen Kaukasus und der Wald-Steppen-Zone Russlands (Perel 1997)

Eisenia veneta Fitzingeria platyura Helodrilus oculatus

1 7 5

Kompostart; Schwerpunkt Südosteuropa (Sims & Gerard 1999) Zentral-europäische Verbreitung (Csuzdi & Zicsi 2003) Lebt im Untergrund und in fließenden Gewässern, Teichen und Quellen oder an Ufern von Flüssen oder Bächen (Sims & Gerard 1999)

Lumbricus badensis Lumbricus festivus

4 5

Endemisch am Kaiserstuhl (Baden) Meistens in feuchten, sauren Böden, unter Baumstämmen und Steinen und an Flussufern (Sims & Gerard 1999)

Lumbricus friendi Lumbricus friendoides Lumbricus meliboeus

2 9 1

Westeuropäische Art (Bouché 1972) Nach Bouché (1972) Unterart von L. rubellus Bisher montane in Deutschland Italiens nur und aus dem Südschwarzwald bekannt, sonst beschränkt auf Gebiete Frankreichs (Omodeo 1956; Lamperski 1985)

Lumbricus polyphemus

12

Verbreitet in Süddeutschland bis Rumänien, Österreich und Südosteuropa (Csuzdi & Zicsi 2003)

Murchieona minuscula Octodrilus bretscheri

9 1

Verbreitet in Italien, Frankreich, Spanien, USA (Sims & Gerard 1999) Seltene Art, bisher nur aus Österreich bekannt (Paoletti & Gradenigo 1997)
ARGE Bodenbiodiversität

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Octodrilus transpadanus Octolasion argoviense Proctodrilus antipai

1 2 8

Südeuropäische Art, aus Italien und Griechenland bekannt (Paoletti & Gradenigo 1997) Alpine Verbreitung. Siehe auch O. argoviensis (Zicsi 1981) In Europa weit verbreitet, wird vielleicht wegen geringer Größe häufig übersehen (Bouché 1972). Gehörte früher zur Gattung Allolobophora

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ANNEX RW 2: Abhängigkeit des Vorkommens von Standorteigenschaften Allolobophora chlorotica
Nachweis von Allolobophora chlorotica Untersuchter Standort ohne Nachweis von Allolobophora cholortica

Abb. RW-1: Übersichtskarte des Vorkommens von Allolobophora chlorotica Abbildung RW-1 zeigt das Vorkommen von A. chlorotica in der untersuchten Region. Es wird deutlich, dass die Art A. chlorotica in ganz Deutschland verteilt auf ca. einem Drittel aller Standorte vorkommt. A. chlorotica tritt vor allem auf Acker- und Grünlandstandorten auf und nur auf 3% und 5% der Laub- bzw. Nadelwaldstandorte (Abb. RW-2). Dieses Ergebnis wird durch Abb. RW-3 bestätigt. Die Unterschiede des Vorkommens der Art auf den unterschiedlichen Nutzungsformtypen sind statistisch signifikant.

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Nachweis von Allolobophora chlorotica auf Ackerstandorten Grünlandstandorten

Laubwaldstandorten

Nadelwaldstandorten

Kleine Markierungen zeigen die Standorte der jeweiligen Nutzungsform ohne Nachweis von Allolobophora chlorotica

ARGE Bodenbiodiversität

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Abb. RW-2: Nachweise von A. chlorotica hinsichtlich verschiedener Nutzungsformen a)
Nutzungsformen
100
Vorkommen [%]

b)
pH-Wert
100 80 60 40 20 0 Acker Grünland Laubwald Nadelwald ≤3,5 3,6-4,5 4,6-5,5 5,6-6,5 >6,5

80
Vorkommen [%]

60 40 20 0

c)
Organischer Gehalt [%]
100 80
Vorkommen [%]

d)
Textur
100 80
Vorkommen [%]

60 40 20 0 ≤2 2,1-4 4,1-8 >8

60 40 20 0 Sande Schluffe Lehme Tone

Abb. RW-3: Prozentuales Vorkommen von A.chlorotica auf den Standorten der Umweltfaktor- bzw. Nutzungsformklassen. Stern = Unterschiede statistisch signifikant. In Abb. RW-3b sind deutliche Unterschiede des Vorkommens von A. chlorotica auf Standorten mit unterschiedlichen pH-Wert-Klassen zu sehen. Auf Standorten, die zu den Klassen eins und zwei gehören, konnten nur sehr selten Individuen nachgewiesen werden. In den Klassen drei, vier und fünf tritt die Art auf ca. 38%, 44%und 35% aller Standorte auf. Die statistische Auswertung hat gezeigt, dass die Art signifikant unterschiedlich häufig auf den Standorten der fünf Klassen vorkommt. Dies gilt ebenfalls für das Vorkommen der Art auf den Standorten der vier Klassen des organischen Gehalts. Das prozentuale Vorkommen der Art auf Standorten einer Klasse sinkt mit steigendem organischem Gehalt und nimmt bei einem organischen Gehalt von über 8 % den niedrigsten Wert von ca. 20% an (Abb. RW-3c). A. chlorotica findet sich zu ähnlichen Anteilen auf den Standorten aller Textur-Klassen (Abb.
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RW-3d). Der statistische Test hat ergeben, dass die Unterschiede des Vorkommens der Art auf den Standorten der Texturklassen nicht signifikant sind. Tabelle RW-2: Ökologisches Profil von Allolobophora chlorotica. Vergleich von Literaturangaben mit den Ergebnissen dieses Projekts (violett unterlegt). Allolobophora chlorotica • • pH-Wert Acidophob (Satchell 1955) Präferenz bei 4,5 – 8,2 (Sims & Gerard 1999) Nordström & Rundgren 1973) • Häufiges Vorkommen ab pH-Wert-Klasse 3 (> 4,6) • Alle kultivierten Böden (Sims & Gerard 1999) • In feuchten Mineralböden (Graff 1953) Boden • Häufig in Böden mit einem organischen Gehalt der Klassen 2 und 3 (zwischen 2 und 8%) • Seltener in Böden der Corg-Klasse 4 (über 8%) • • Lebensraum • Auf Weiden, Feldern und in Gärten häufig die dominante Art (Sims & Gerard 1999) An Gewässern, in Norddeutschland nicht in Wäldern, häufig in Ackerböden und Gärten, in Städten auch unter dem Straßenpflaster (Graff 1953) Häufig in Ackerböden und Grünländern, sehr selten in Wäldern • Vorkommen • • Weitverbreitet in der Paläarktis (Csuzdi & Zicsi 2003) Weit verbreitet in außertropischen Regionen in Europa, Amerika, Afrika und Neuseeland (Csuzdi & Zicsi 2003) Europa, Kleinasien, Nord- und Südamerika (Graff 1953)

• Kein Vorkommen bei pH unter 4,0 (Satchell 1955;

Die Untersuchungen im Rahmen dieser Arbeit haben ergeben, dass das Vorkommen von A. chlorotica durch den pH-Wert des Bodens beeinflusst wird und sie auf Standorten, deren pHWert unterhalb von 4,6 liegt, nur sehr selten auftritt (Tab. RW-2). Dies stimmt gut mit dem von Sims & Gerard (1999) benannten Präferenzbereich überein, der zwischen pH-Werten von 4,5 und 8,2 liegt. Zum Einfluss des organischen Gehalts auf die Art wurden in der Literatur
ARGE Bodenbiodiversität

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kaum Angaben gefunden. Die Ergebnisse zeigen jedoch, dass A. chlorotica in Böden mit einem organischen Gehalt über 8% seltener auftritt als in den übrigen drei Klassen. In der Literatur sowie in den Ergebnissen dieser Arbeit konnte keine Korrelation zwischen dem Vorkommen von A. chlorotica und der Textur des Bodens festgestellt werden. Diese Ergebnisse zeigen deutlich, dass ein Zusammenhang besteht zwischen der Nutzungsform eines Standorts und dem Vorkommen von A. chlorotica. Die Art tritt fast ausschließlich auf Grün- und Ackerländern auf. Diese Verteilung der Art auf den unterschiedlichen Nutzungsformen stimmt mit den Angaben von Graff (1953) überein. Insgesamt besteht damit bei A. chlorotica eine sehr gute Übereinstimmung zwischen Literaturangaben und den in dieser Arbeit gefundenen ökologischen Ansprüche. Aporrectodea limicola
Nachweis von Aporrectodea limicola Untersuchter Standort ohne Nachweis von Aporrectodea limicola

ARGE Bodenbiodiversität

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Abb. RW-4: Übersichtskarte des Vorkommens von Aporrectodea limicola Abb. RW-4 stellt die Verteilung der Nachweise von A. limicola im Untersuchungsgebiet dar. Auffällig ist, dass die Art nur selten nachgewiesen werden konnte, gerade an 10,9% aller Standorte. Sie tritt am häufigsten auf Laubwaldstandorten auf, doch sind die Unterschiede zwischen dem Vorkommen auf den verschiedenen Nutzungsformen sehr gering und nicht statistisch signifikant (Abb. RW-5 und Abb. RW-6a).

ARGE Bodenbiodiversität

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Nachweis von Aporrectodea limicola auf Ackerstandorten Grünlandstandorten

Laubwaldstandorten

Nadelwaldstandorten

Kleine Markierungen zeigen die Standorte der jeweiligen Nutzungsform ohne Nachweis von Aporrectodea limicola

Abb. RW-5: Nachweise von A. limicola hinsichtlich verschiedener Nutzungsformen

ARGE Bodenbiodiversität

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a)
Nutzungsformen
100
Vorkommen [%]

b)
pH-Wert
100 80
Vorkommen [%]

80 60 40 20 0 Acker Grünland Laubwald Nadelwald

60 40 20 0 ≤3,5 3,6-4,5 4,6-5,5 5,6-6,5 >6,5

c)
Organischer Gehalt [%]
100 80
Vorkommen [%]

d)
100 80
Vorkommen [%]

Textur

60 40 20 0 ≤2 2,1-4 4,1-8 >8

60 40 20 0 Sande Schluffe Lehme Tone

Abb. RW-6: Prozentuales Vorkommen von A. limicola auf den Standorten der Umweltfaktoren- bzw. Nutzungsformklassen. Stern = Unterschiede statistisch signifikant. Das Auftreten von A. limicola auf den Standorten der verschiedenen Klassen der drei Umweltfaktoren ist gering (Abb. RW-6), da die Art im gesamten Datensatz nur selten gefunden wurde (Abb. RW-4). Auch die Unterschiede zwischen den prozentualen Vorkommen der Art auf den unterschiedlichen Klassen eines Umweltfaktors sind niedrig und statistisch nicht signifikant, auch wenn sich beim organischen Gehalt eine positive Korrelation zwischen Vorkommen und zunehmendem organischen Gehalt andeutet. Ein statistisch signifikanter Effekt auf das Vorkommen von A. limicola wurde durch keinen der untersuchten Umweltfaktoren oder die Nutzungsform festgestellt. Dies könnte vor allem darauf zurückzuführen sein, dass die Art nur an sehr wenigen Standorten vertreten war und die Menge der Daten so entsprechend gering war. Es lässt sich jedoch eine Tendenz für das pH-Wert-Optimum der Art erkennen: es wurde ein Präferenzbereich zwischen 3,5 und 6,5 identifiziert, der mit der Angabe von Sims & Gerard (1999) - bevorzugter pH-Wert-Bereich
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zwischen 3,7 und 7,0 - übereinstimmt. Ebenso kann eine schwache positive Korrelation des Vorkommens der Art mit steigendem organischem Gehalt erkannt werden. Dazu wurden keine Angaben aus der Literatur gefunden. Über die Zusammenhänge des Vorkommens der Art mit Nutzungsform und Bodentextur lassen sich aufgrund der schlechten Datenlage anhand der hier erhobenen Untersuchungen keine Aussagen treffen. Im Rahmen der Literaturanalyse konnten diesbezüglich aber Angaben gefunden werden. Sims & Gerard (1999) beschreiben, dass die Art vornehmlich auf Grün- und Ackerländern gefunden wird und Graff (1953) schildert ein vorrangiges Auftreten von A. limicola in lehmigen Böden. Aufgrund der schlechten Datenlage ist es schwierig, das Verhältnis zwischen Literaturdaten und eigenen Ergebnissen einzuschätzen. Es gibt allerdings auch keine eindeutigen Widersprüche zwischen beiden Quellen. Tab. RW-3: Ökologisches Profil von Aporrectodea limicola. Vergleich von Literaturangaben mit den Ergebnissen aus diesem Projekt (violett unterlegt). Aporrectodea limicola • 3,7-7,0 (Sims & Gerard 1999) pH-Wert • Präferenz für pH-Wert-Klassen 1 - 4 (≤ 6,5) • Seltener ab pH-Wert-Klasse 5 (> 6,5) • In sehr feuchten und lehmigen Böden in der Nähe von Gewässern, auch in Auwäldern (Graff 1953) Boden • Präferenz ab Corg-Klasse 4 (organischer Gehalt >8%) • Sehr selten in Böden mit organischem Gehalt unter 4% • In lehmigen und tonigen Böden etwas häufiger als in sandigen und schluffigen Böden • Hauptsächlich gefunden in Mooren und Sümpfen. • Nur gelegentlich in Gräben und Bächen, feuchten Weiden und Lebensraum Ackerland (Sims & Gerard 1999) • Auf Grünländern, auch in Laub- und Nadelwäldern • Auf Äckern selten Vorkommen • Nur aus Mitteleuropa bekannt (Graff 1953) • Schweden, Deutschland, Schweiz, Belgien, Großbritannien, in

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die USA eingeschleppt (Sims & Gerard 1999)

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Aporrectodea longa

Nachweis von Aporrectodea longa

Untersuchter Standort ohne Nachweis von Aporrectodea longa

Abb. RW-7: Übersichtskarte des Vorkommens von Aporrectodea longa Abb. RW-7 zeigt die Standorte im Untersuchungsgebiet, auf denen A. longa gefunden wurde. Die Art tritt auf 13,3% aller Standorte auf. Im äußersten Süden der Untersuchungsregion wurde die Art nicht mehr gefunden. Das Vorkommen auf den vier unterschiedlichen Nutzungsformen unterscheidet sich kaum und ist statistisch nicht signifikant (Abb. RW-8 und Abb. RW-9a).

ARGE Bodenbiodiversität

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Nachweis von Aporrectodea longa auf Ackerstandorten Grünlandstandorten

Laubwaldstandorten

Nadelwaldstandorten

Kleine Markierungen zeigen die Standorte der jeweiligen Nutzungsform ohne Nachweis von Aporrectodea longa

Abb. RW-8: Nachweise von Aporrectodea longa hinsichtlich verschiedener Nutzungsformen

ARGE Bodenbiodiversität

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a)
Nutzungsformen
100
Vorkommen [%]

b)
pH-Wert
100 80
Vorkommen [%]

80 60 40 20 0 Acker Grünland Laubwald Nadelwald

60 40 20 0 ≤3,5 3,6-4,5 4,6-5,5 5,6-6,5 >6,5

c)
Organischer Gehalt [%]
100 80 60 40 20 0 ≤2 2,1-4 4,1-8 >8 100 80
Vorkommen [%]

d)
Textur

Vorkommen [%]

60 40 20 0 Sande Schluffe Lehme Tone

Abb. RW-9: Prozentuales Vorkommen von A. longa auf den Standorten der Umweltfaktorenbzw. Nutzungsformklassen. Stern = Unterschiede statistisch signifikant. A. longa ist auf den Standorten aller Klassen der drei Umweltfaktoren relativ gleichmäßig vertreten, die Werte liegen zwischen 36% und 18%. Somit sind auch die Unterschiede zwischen den Vorkommen der Art auf den Standorten der Klassen der Umweltfaktoren gering und in allen Fällen statistisch nicht signifikant.

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Tab. RW-4: Ökologisches Profil von A. longa. Vergleich von Literaturangaben mit den Ergebnissen aus diesem Projekt (violett unterlegt). Aporrectodea longa • • pH-Wert • • • • • Boden • • Präferenz für neutrale Böden (Nordström & Rundgren 1973) 4,5-7 (Park, Gras) (Satchell 1955) 6,7-9,4 (Sims & Gerard 1999) 6-8 (Daugbjerg 1988) In Böden mit allen pH-Werten zu finden Nicht in flachen Böden, mindestens 25 cm Tiefe (Phillipson et al. 1976) Korrelation zwischen Abundanz und dem organischen Gehalt in 20-60 cm Tiefe (Nordström & Rundgren 1974) Selten anzutreffen bei Corg-Klasse 1 und 2 (organischer Gehalt unter 4%) In Böden aller Texturen nachgewiesen • In Grasböden und in Gärten, weniger in Feldern (Graff 1953) • Verbreitet in Gärten und Kulturland, auch in Weiden und Lebensraum Waldgebieten. (Sims & Gerard 1999) • Zahlreich an Flussufern und Seen (Sims & Gerard 1999) • Vorkommen in Laub- und Nadelwäldern etwas häufiger als auf Acker- und Grünländern • • Vorkommen • • • Heimisch in der paläarktischen Region von Skandinavien bis Norditalien, östlich bis Serbien (Sims & Gerard 1999) Im Osten der USA (Sims & Gerard 1999) In Mexico, Australien und Neuseeland (Sims & Gerard 1999) Weit verbreitet in außertropischen Gebieten Australien (Csuzdi & Zicsi 2003) Verbreitet in Nordeuropa, Nordamerika, Südamerika, Afrika, Asien und Australien (Csuzdi & Zicsi 2003) Für pH-Wert, Textur und Nutzungsform lässt sich für A. longa kein klarer Präferenzbereich definieren. Die in der Literatur mehrfach beschriebene Präferenz für neutrale bis basische
ARGE Bodenbiodiversität

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Böden (u.a. Sims & Gerard 1999; Daugbjerg 1988) kann durch die Ergebnisse (siehe Abb. RW-9) nicht bestätigt werden. Gleiches gilt für das von Graff (1953) beschriebene vorrangige Auftreten der Art auf Äckern und Grünländern, da die Art in den hier durchgeführten Untersuchungen auf allen Nutzungsformen gefunden wurde, was wiederum durch die Erläuterungen von Sims & Gerard (1999) bestätigt wird. Zu einer bevorzugten Bodentextur von A. longa wurde auch in den verschiedenen Literaturquellen keine Angabe gefunden. Die Abhängigkeit des Vorkommens der Art vom organischen Gehalt, die sich in den Resultaten in Abb. RW-9 andeutet, ist nicht statistisch signifikant. Jedoch kann man eine Tendenz erkennen, dass A. longa einen organischen Gehalt zwischen 4 und 8% im Boden präferiert. Eine Korrelation zwischen der Abundanz dieser Art und dem organischen Gehalt wird auch von Nordström & Rundgren (1974) beschrieben. Die Angaben in der Literatur und in dem hier zusammen getragenen Datensatz passen nicht gut zusammen. Es ist allerdings nicht bekannt, ob dies auf eine zu geringe Datenmenge, eine Verzerrung aufgrund der Auswahl der Standorte oder der Erfassung einer Artengruppe unter dem gemeinsamen Namen A. longa beruht (Fernández et al. 2010).

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Aporrectodea rosea

Nachweis von Aporrectodea rosea

Untersuchter Standort ohne Nachweis von Aporrectodea rosea

Abbildung RW-10: Übersichtskarte des Vorkommens von Aporrectodea rosea Die Verteilung von A. rosea in dem untersuchten Gebiet ist in Abbildung RW-10 dargestellt. Die Art wurde auf 57,4% der untersuchten Standorte nachgewiesen. Abb. RW-11 und Abb. RW-12a zeigen, dass A. rosea am häufigsten auf Grünlandstandorten auftritt (76%). Sie ist auf 37,5% der Nadelwaldstandorte gefunden worden; d.h. dass sie bei dieser Nutzungsform am wenigsten häufig vertreten ist (Abb. RW-11). Die Unterschiede des Vorkommens der Art zwischen unterschiedlichen Nutzungsformen sind statistisch signifikant (Abb. RW-12a).

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 59 von 165
Nachweis von Aporrectodea rosea auf Ackerstandorten Grünlandstandorten

Laubwaldstandorten

Nadelwaldstandorten

Kleine Markierungen zeigen die Standorte der jeweiligen Nutzungsform ohne Nachweis von Aporrectodea rosea

Abb.

RW-11:

Nachweise

von

Aporrectodea

rosea

hinsichtlich

verschiedener

Nutzungsformen

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 60 von 165

a)
Nutzungsformen
100
Vorkommen [%]

b)
pH-Wert
100 80
Vorkommen [%]

80 60 40 20 0 Acker Grünland Laubwald Nadelwald

60 40 20 0 ≤3,5 3,6-4,5 4,6-5,5 5,6-6,5 >6,5

c)
Organischer Gehalt [%]
100 80
Vorkommen [%]

d)
Textur
100 80
Vorkommen [%]

60 40 20 0 ≤2 2,1-4 4,1-8 >8

60 40 20 0 Sande Schluffe Lehme Tone

Abb. RW-12: Prozentuales Vorkommen von A. rosea auf den Standorten der Umweltfaktoren- bzw. Nutzungsformklassen. Stern = Unterschiede statistisch signifikant. In Abb. RW-12b wird deutlich, dass zwischen dem Vorkommen von A. rosea und dem ansteigenden pH-Wert besteht eine positive Korrelation besteht. Am häufigsten tritt die Art auf Standorten mit einem pH-Wert zwischen 5,6 und 6,5 auf. Die Unterschiede in der Häufigkeit des Auftretens von A. rosea zwischen den Klassen sind statistisch signifikant. Dies gilt ebenfalls für die Texturklassen. A. rosea kommt am häufigsten auf Tonstandorten vor, sie wurde auf 92% aller Tonstandorte nachgewiesen. Am seltensten tritt die Art in sandigen Böden auf (Abb. RW-12d). A. rosea wurde nicht signifikant unterschiedlich häufig auf den unterschiedlich Klassen des organischen Gehalts gefunden, obwohl Abb. RW-12c im Vergleich zu den übrigen Klassen einen deutlich höheren Wert für das Vorkommen der Art auf Böden mit einem organischen Gehalt zwischen 2,1 und 4 % zeigt.

ARGE Bodenbiodiversität

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Tab. RW-5: Ökologisches Profil von Aporrectodea rosea. Vergleich von Literaturangaben mit den Ergebnissen aus diesem Projekt (violett unterlegt). Aporrectodea rosea • • pH-Wert • • • Acidophob (Satchell 1955) Präferenz 4-7 (Nordström & Rundgren 1973) 4,5-7,0 (Satchell 1955) 4,9-9,8 (Sims & Gerard 1999) Häufig gefunden in Böden ab pH-Wert-Klasse 3 ( >4,6) 1953) • Verteilungsmuster im Buchenwald abhängig von Bodentiefe und Dichte, Böden mit weniger als 25 cm Tiefe sind unvorteilhaft Boden (Phillipson et al. 1976) • Am häufigsten in tonigen und lehmigen Böden nachgewiesen • Kommt auch in sandigen und schluffigen Böden vor. • Tritt am häufigsten auf Böden der Corg-Klasse 2 auf (organischer Gehalt zwischen 2,1 und 4%). • Felder, Grasland, Laubwälder, Flussufer (Graff 1953) • In Acker- Grünland und Wald gleich häufig (Graff 1953) Lebensraum • Unter Blättern, Steinen und Holzscheiten (Sims & Gerard 1999) • Auf Weiden, in Gärten und Wäldern (Sims & Gerard 1999) • Auf Acker- und Grünländern häufiger anzutreffen als in Laub- und Nadelwäldern • • Vorkommen • Heimisch in der paläarktischen Region (Csuzdi & Zicsi 2003) Verbreitet in Nordeuropa, Nordamerika, Südamerika, Afrika, Asien und Australien (Csuzdi & Zicsi 2003) Kleinasien bis Innerasien und Sibirien, Afrika, Amerika, Australien und Neuseeland (Graff 1953) Die Ergebnisse in Abb. RW-12 zeigen deutlich, dass der pH-Wert auf das Vorkommen von A. rosea signifikant Einfluss nimmt, so dass das pH-Wert-Optimum im Bereich oberhalb von 4,6 liegt. Dieser Wert stimmt mit den von Satchell (1955) und Sims & Gerard (1999)
ARGE Bodenbiodiversität

• Lebt in tonigen, lehmigen und hauptsächlich sandigen Böden (Graff

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definierten Werten weitestgehend überein. Die hier angestellten Untersuchungen haben ebenfalls ergeben, dass das Vorkommen der Art durch die Nutzungsform beeinflusst wird. Die Art kommt wesentlich häufiger auf Äckern und Grünländern vor als in den Wäldern. Dies widerspricht der Aussage von Graff (1953), dass das Vorkommen in Acker, Grünland und Wald gleich häufig wäre. Aus Abb. RW-12 kann auch abgelesen werden, dass A. rosea am häufigsten in tonigen Böden vertreten ist und nur selten in sandigen. Dies unterscheidet sich teilweise von der Erläuterung von Graff (1953), der die Art zwar auch in lehmigen und tonigen Böden fand, sie aber hauptsächlich den sandigen Böden zuordnet. Zum Vorkommen in Abhängigkeit vom organischen Gehalt konnten keine Literaturangaben gefunden werden. Die – statistisch nicht signifikanten - Ergebnisse dieser Arbeit deuten jedoch darauf hin, dass der Präferenzbereich der Art bei einem organischen Gehalt zwischen 2,1 und 4% liegt. Insgesamt fanden sich einige Unterschiede hinsichtlich der in der Literatur beschriebenen ökologischen Ansprüche dieser Art und den Ergebnissen dieser Arbeit. Aufgrund neuerer Untersuchungen zu den genetischen Unterschieden bei Tieren aus verschiedenen A. roseaPopulationen liegt es nahe, dass sich diese Würmer auch ökologisch unterscheiden (Klarica et al. 2010).

ARGE Bodenbiodiversität

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Dendrobaena attemsi
Nachweis von Dendrobaena attemsi Untersuchter Standort ohne Nachweis von Dendrobaena attemsi

Abbildung RW-13: Übersichtskarte des Vorkommens von Dendrobaena attemsi In Abbildung RW-13 sind alle Nachweise von D. attemsi im untersuchten Gebiet dargestellt. Es wird deutlich, dass die Art selten auftritt. Sie wurde auf 4,1% der Standorte gefunden. Die Art ist, wie in Abb. RW-14 und Abb. RW-15a verdeutlicht wird, am häufigsten auf Nadelwaldstandorten vertreten. Sie kommt jedoch nicht statistisch signifikant unterschiedlich häufig auf den unterschiedlichen Nutzungsformen vor.

ARGE Bodenbiodiversität

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Nachweis von Dendrobaena attemsi auf Ackerstandorten Grünlandstandorten

Laubwaldstandorten

Nadelwaldstandorten

Kleine Markierungen zeigen die Standorte der jeweiligen Nutzungsform ohne Nachweis von Dendrobaena attemsi

Abb.

RW-14:

Nachweise

von

Dendrobaena

attemsi

hinsichtlich

verschiedener

Nutzungsformen

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 65 von 165

a)
Nutzungsformen
100
Vorkommen [%]

b)
100
Vorkommen [%]

pH-Wert

80 60 40 20 0 Acker Grünland Laubwald Nadelwald

80 60 40 20 0 ≤3,5 3,6-4,5 4,6-5,5 5,6-6,5 >6,5

c)
Organischer Gehalt [%]
100
Vorkommen [%]

d)
Textur
100

Vorkommen [%]

80 60 40 20 0 ≤2 2,1-4 4,1-8 >8

80 60 40 20 0 Sande Schluffe Lehme Tone

Abb. RW-15: Prozentuales Vorkommen von D. attemsi auf den Standorten der Umweltfaktoren- bzw. Nutzungsformklassen. Stern = Unterschiede statistisch signifikant. Die Unterschiede zwischen den Vorkommen von D. attemsi auf den Standorten der unterschiedlichen Klassen von organischem Gehalt und Bodentextur sind ebenfalls statistisch nicht signifikant. In Abbildung RW-15c kann man jedoch den höchsten Wert des Vorkommens auf Standorten mit einem organischen Gehalt von über 8% erkennen. Innerhalb der vier Texturklassen wurde die Art auf Schluffböden am häufigsten nachgewiesen (Abb. RW-15d). D. attemsi tritt signifikant unterschiedlich häufig auf den Standorten der pH-Wert-Klassen auf, am häufigsten ist sie in der niedrigsten Klasse mit einem pH-Wert kleiner oder gleich 3,5 vertreten. Sie konnte in dieser Klasse auf 17,4% aller Standorte gefunden werden (Abb. RW15b).

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 66 von 165

Tab. RW-6: Ökologisches Profil von Dendrobaena attemsi. Vergleich von Literaturangaben mit den Ergebnissen aus diesem Projekt (violett unterlegt). Dendrobaena attemsi pH-Wert • 3,5-5,6 (Sims & Gerard 1999) • Präferenz bei pH-Wert-Klasse 1 (≤ 3,5) • In sauren sandigen und torfigen Böden (Sims & Gerard 1999) Boden • Am häufigsten in Böden der Corg-Klasse 4 (organischer Gehalt über 8%) • In allen Bodentexturen nachgewiesen, selten in tonigen Böden • Im Humus der Laubwälder (Graff 1953) • Vielfach in Gewächshäuser und Gärtnerbetriebe verschleppt (Graff 1953) Lebensraum • Im Wald unter Moos und in der Streu (Sims & Gerard 1999) • In Gewächshäusern (Sims & Gerard 1999) • Vor allem in Nadelwäldern nachgewiesen, seltener auch in Laubwäldern • Kein Vorkommen auf Ackerland • Vom Kaukasus über die Balkanhalbinsel bis Österreich (Graff 1953) Vorkommen • In Russland, Österreich, Jugoslawien, Deutschland, Belgien, Frankreich, eingeschleppt in die USA (Sims & Gerard 1999) • Selten (Sims & Gerard 1999) Die Ergebnisse der Art D. attemsi lassen nur wenige Aussagen zur Korrelation des Vorkommens der Art mit einem der Umweltfaktoren zu, da es nur wenige Fundstellen gab. Trotz der schlechten Datenlage zeigte sich, dass vor allem der pH-Wert einen deutlichen Einfluss auf das Vorkommen von D. attemsi hat. Daher ist die Art als acidophil zu bezeichnen, da sie am häufigsten im pH-Bereich kleiner 3,5 nachgewiesen wurde. Dies deckt sich nicht gänzlich mit den Angaben von Sims & Gerard (1999), die den Präferenzbereich der Art zwar auch im sauren Bereich ansiedeln, ihn jedoch zwischen pH-Werten von 3,5 und 5,6 definieren. Trotz der niedrigen Anzahl an Nachweisen zeigte sich, dass D. attemsi am häufigsten in Nadel- und Laubwäldern gefunden wurde, was durch verschiedene
ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 67 von 165

Literaturangaben bestätigt wird (Graff 1953; Sims & Gerard 1999). Anhand der Ergebnisse dieser Arbeit konnte ein Optimum der Art für einen organischen Gehalt oberhalb von 8% definiert werden. In der Literatur wurden dazu keine Angaben gefunden. Aufgrund der geringen Anzahl an Fundstellen (und des epigäischen Lebensformtyps) lässt sich keine Präferenz einer Bodentextur von D. attemsi festlegen, so dass die von Sims & Gerard (1999) beschriebene Präferenz für sandige Böden nicht bestätigt werden kann. Aufgrund der schlechten Datenlage ist es schwierig, das Verhältnis zwischen Literaturdaten und eigenen Ergebnissen einzuschätzen. Es gibt allerdings auch keine eindeutigen Widersprüche zwischen beiden Quellen.

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 68 von 165

Dendrodrilus rubidus
Nachweis von Dendrodrilus rubidus Untersuchter Standort ohne Nachweis von Dendrodrilus rubidus

Abbildung RW-16: Übersichtskarte des Vorkommens von Dendrodrilus rubidus Die Verteilung von D. rubidus wird in Abbildung vorgestellt. Die Art tritt über das gesamte Untersuchungsgebiet verteilt auf. Sie wurde an 31,7% der Standorte nachgewiesen. Das Vorkommen der Art auf den unterschiedlichen Nutzungsformen ist in Abb. RW-17 abgebildet. Abb. RW-18a verdeutlicht dieses Ergebnis und zeigt, dass D. rubidus am häufigsten in Nadelwäldern vertreten ist, wo die Art an 57,5% der Standorte gefunden wurde. Sie kommt auf 47% der Laubwaldstandorte vor. Auf Grünland- und Ackerstandorten konnte D. rubidus seltener nachgewiesen werden. Diese Unterschiede des prozentualen Vorkommens der Art auf den unterschiedlichen Nutzungsformen sind statistisch signifikant.

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 69 von 165
Nachweis von Dendrodrilus rubidus auf Ackerstandorten Grünlandstandorten

Laubwaldstandorten

Nadelwaldstandorten

Kleine Markierungen zeigen die Standorte der jeweiligen Nutzungsform ohne Nachweis von Dendrodrilus rubidus

Abb.

RW-17:

Nachweise

von

Dendrodrilus

rubidus

hinsichtlich

verschiedener

Nutzungsformen

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 70 von 165

a)
Nutzungsformen
100
Vorkommen [%]

b)
pH-Wert
100 80 60 40 20 0 Acker Grünland Laubwald Nadelwald ≤3,5 3,6-4,5 4,6-5,5 5,6-6,5 >6,5

60 40 20 0

c)
Organischer Gehalt [%]
100 80 60 40 20 0 ≤2 2,1-4 4,1-8 >8 100 80 60 40 20 0

Vorkommen [%]

80

d)
Textur

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]

Sande

Schluffe

Lehme

Tone

Abb. RW-18: Prozentuales Vorkommen von Dendrodrilus rubidus auf den Standorten der Umweltfaktoren- bzw. Nutzungsformklassen. Stern = Unterschiede statistisch signifikant. Statistisch signifikante Unterschiede bestehen auch zwischen dem prozentualen Vorkommen von D. rubidus auf den Standorten der verschiedenen pH-Wert-Klassen (Abb. RW-18b). Die Art tritt am häufigsten auf Standorten der sauersten pH-Wert-Klasse auf, wo sie auf 52,2% der Standorte nachgewiesen werden konnte. Mit steigendem pH-Wert kommt die Art immer seltener vor und konnte in der höchsten Klasse (pH-Wert >6,5) nur noch an 15,4% der Standorte gefunden werden. D. rubidus ist am häufigsten auf den Standorten der höchsten Klasse des organischen Gehalts vorhanden. Die Art konnte in dieser Klasse auf 54,9% der Standorte nachgewiesen werden. Auf den übrigen drei Klassen tritt die Art wesentlich seltener auf (Abb. RW-18c). Diese Unterschiede des Vorkommens der Art auf den Standorten der verschiedenen Klassen sind statistisch signifikant. Das Auftreten der Art auf den vier Bodentextur-Klassen unterscheidet sich nur sehr gering und die Unterschiede sind statistisch nicht signifikant (Abb. RW-18d).
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Tab. RW-7: Ökologisches Profil von Dendrodrilus rubidus. Vergleich von Literaturangaben mit den Ergebnissen aus diesem Projekt (violett unterlegt). Dendrodrilus rubidus pH-Wert • 3,7-7,0 (Satchell 1955) • Am häufigsten bei pH-Wert-Klassen 1 und 2 (≤ 4,5) • Wird meistens in der oberen Rohhumusschicht gefunden in Laubund in Nadelwäldern (Stöp-Bowitz 1969) Boden • Unter Steinen, Holz, Moos (Stöp-Bowitz 1969) • Am häufigsten in Böden der Corg-Klasse 4 (organischer Gehalt über 8%) • In Böden aller Texturformen nachgewiesen • In Wäldern, z.B. unter Moos und Baumrinde an alten Bäumen und verrottendem Holz (Sims & Gerard 1999) • Verbreitet in feuchter Streu und unter Steinen in feuchten Habitaten Lebensraum (Sims & Gerard 1999) • Auch in Gärten, im Kompost und unter Dung im Grasland (Sims & Gerard 1999) • Vorkommen ist in Nadel- und Laubwäldern am größten. • Selten in Grün- und Ackerländern nachgewiesen • Vorkommen • Heimisch in der paläarktischen Region (Csuzdi & Zicsi 2003) Durch den Menschen weit verbreitet in außertropischen Gebieten (Csuzdi & Zicsi 2003) • Ganz Europa, Sibirien, Nord- und Südamerika (Graff 1953) Die negative Korrelation des Vorkommens von D. rubidus mit dem steigenden pH-Wert zeigt deutlich den Einfluss dieses Umweltfaktors auf das Vorkommen dieser Art (Abb. RW-18). Dieses Ergebnis stimmt nicht mit der Angabe von Satchell (1955) überein, der den Präferenzrahmen der Art wesentlich weiter definiert, bis zu einem pH-Wert von 7,0. Das hier nachgewiesene vornehmliche Vorkommen auf Laub- und Nadelwäldern wird in der Literatur bestätigt (Stöp-Bowitz 1969). Von Sims und Gerard (1999) wird ihr Vorkommen in Gärten beschrieben, was in dieser Arbeit keine direkte Entsprechung findet, da diese Nutzungsform nicht getrennt ausgewiesen wird.
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Zur Präferenz der Art für eine bestimmte Texturform wurden weder in der Literatur noch in dieser Arbeit Angaben gefunden, was der epigäischen Lebensform von D. rubidus entspricht. Eine deutliche Wirkung des organischen Gehalts auf das Auftreten von D. rubidus konnte jedoch nachgewiesen werden, d.h. das Optimum liegt im Bereich von größer 8% organischem Gehalt. Wie schon bei D. octaedra gibt es zwar einige Übereinstimmungen zwischen den verschiedenen Quellen, aber auch offensichtliche Unterschiede (speziell beim pH-Wert). Diese sind aber nicht näher diskutierbar, da die Literaturangaben keine Details zur Herkunft der aufgeführten Präferenzbereiche enthalten.

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Eiseniella tetraedra
Nachweis von Eiseniella tetraedra Untersuchter Standort ohne Nachweis von Eiseniella tetraedra

Abbildung RW-19: Übersichtskarte des Vorkommens von Eiseniella tetraedra Die Fundorte von E. tetraedra im untersuchten Gebiet sind in Abbildung RW-19 dargestellt. Die Art konnte auf 17,6% der Standorte nachgewiesen werden. Die Karte zeigt eine leichte Abnahme des Vorkommens im äußersten Süddeutschland. Die Nachweise von E. tetraedra auf den Standorten der unterschiedlichen Nutzungsformen sind in Abbildung RW-20 dargestellt. Die Art tritt wesentlich häufiger auf Nadel- und Laubwaldstandorten auf (27,5% und 28,4%), als auf Acker- und Grünlandstandorten (Abb. RW-21a). Die Unterschiede des prozentualen Vorkommens der Art auf den Standorten der vier Nutzungsformen sind statistisch signifikant.
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Nachweis von Eiseniella tetraedra auf Ackerstandorten Grünlandstandorten

Laubwaldstandorten

Nadelwaldstandorten

Kleine Markierungen zeigen die Standorte der jeweiligen Nutzungsform ohne Nachweis von Eiseniella tetraedra

Abbildung RW-20: Nachweise von Eiseniella tetraedra hinsichtlich verschiedener Nutzungsformen

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a)
Nutzungsformen
100
Vorkommen [%]

b)
pH-Wert
100
Vorkommen [%]

80 60 40 20 0 Acker Grünland Laubwald Nadelwald

80 60 40 20 0 ≤3,5 3,6-4,5 4,6-5,5 5,6-6,5 >6,5

c)
Organischer Gehalt [%]
100 80 60 40 20 0 ≤2 2,1-4 4,1-8 >8 100 80 60 40 20 0

d)
Textur

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]

Sande

Schluffe

Lehme

Tone

Abb. RW-21: Prozentuales Vorkommen von Eiseniella tetraedra auf den Standorten der Umweltfaktoren- bzw. Nutzungsformklassen. Stern = Unterschiede statistisch signifikant. Obwohl man in Abb. RW-21b eine Abnahme des Vorkommens von E. tetraedra auf den Standorten der pH-Wert-Klassen mit steigendem pH-Wert erkennen kann, tritt die Art nicht statistisch signifikant unterschiedlich häufig auf den fünf Klassen des pH-Werts auf. Auf den Standorten der Klassen der Umweltfaktoren organischer Gehalt und Textur sind die Werte für die Nachweise von E. tetraedra sehr ähnlich. Die Unterschiede der Häufigkeit des Auftretens der Art zwischen den Klassen eines Faktors sind statistisch nicht signifikant (Abb. RW-21c; Abb. RW-21d).

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Tab. RW-8: Ökologisches Profil von Eiseniella tetraedra. Vergleich von Literaturangaben mit den Ergebnissen aus diesem Projekt (violett unterlegt). Eiseniella tetraedra pH-Wert • 4,6-8,5 (Sims & Gerard 1999) • Präferenz für saure Böden mit pH-Wert-Klassen 1-3 (≤ 5,5) • In Böden in der Nähe von Gewässern (Sims & Gerard 1999) • In verschiedenen Bodentypen von torfig organischem Böden bis Boden zu Sand- und Kiesböden (Sims & Gerard 1999) • Keine Präferenz für Böden einer Texturform oder eines organischen Gehalts feststellbar • In fließenden Gewässern, in Seen oder Quellen, unter Steinen oder in der Umgebung der Wurzeln von Wasserpflanzen. (Sims & Gerard 1999) • An den Ufern von Gewässern (Sims & Gerard 1999) Lebensraum • Am Spülsaum von stehenden und fließenden Gewässern, auch am Ostseestrand (Graff 1953) • In Kulturböden ohne Bedeutung (Graff 1953) • Häufig in Laub- und Nadelwäldern nachgewiesen • Tritt seltener in Grünländern auf • Kaum auf Ackerstandorten zu finden • • Vorkommen • • Heimisch in der paläarktischen Region (Csuzdi & Zicsi 2003, Sims & Gerard 1999) Durch den Menschen weit verbreitet (Csuzdi & Zicsi 2003) Eingeschleppt in Südamerika, Südafrika, Australien, Neuseeland (Sims & Gerard 1999) Ganz Europa, Kleinasien, Nord- und Südamerika, Südafrika, Australien und Neuseeland (Graff 1953) Die Ergebnisse der Untersuchungen der Verbreitung von E. tetraedra zeigen einen deutlichen Einfluss der Nutzungsform (Abb. RW-21). Die Art wurde wesentlich häufiger in Wäldern nachgewiesen als auf Grünländern und Äckern. Es konnte keine Literaturangabe gefunden werden, die diese Aussage stützt. Alle Quellen beziehen sich hauptsächlich auf das Auftreten
ARGE Bodenbiodiversität

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der Art in der Nähe von Gewässern, doch wurde dieser Aspekt vorliegenden Arbeit nicht untersucht.

im Rahmen dieser

Die pH-Wert-Präferenz von E. tetraedra für saure Standorte kann durch die untersuchten Literaturangaben nicht bestätigt werden. Der von Sims & Gerard (1999) definierte Präferenzrahmen ist weit gefasst und reicht vom sauren Bereich bis zu neutralen pH-Werten. In den Ergebnissen sind die Unterschiede des Vorkommens der Art bei den sechs pH-WertKlassen zwar statistisch nicht signifikant, doch ist eine Tendenz zu erhöhtem Vorkommen von E. tetraedra bei niedrigen pH-Werten deutlich zu erkennen. Die festgestellte fehlende Präferenz für Böden einer Texturform oder einem bestimmten organischen Gehalt wird auch durch Sims & Gerard (1999) bestätigt. Dieser Zusammenhang wird auch in der Literatur an keiner Stelle erläutert, was wiederum stark mit der speziellen – semiaquatischen - Lebensform dieser Art zusammenhängen dürfte. Wie schon bei den anderen bisher hier charakterisierten epigäischen Arten bleibt unklar, weshalb in der Literatur so breite pH-Präferenzbereiche aufgeführt werden.

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Lumbricus castaneus
Nachweis von Lumbricus castaneus Untersuchter Standort ohne Nachweis von Lumbricus castaneus

Abbildung RW-22: Übersichtskarte des Vorkommens von Lumbricus castaneus L. castaneus tritt über das gesamte Untersuchungsgebiet verteilt auf 26,4% der Standorte auf (Abbildung RW-22). Das Vorkommen der Art auf den Standorten der verschiedenen Nutzungsformen wird in Abb. RW-23 und Abb. RW-24a dargestellt. Es wird deutlich, dass L. castaneus am seltensten auf den Ackerstandorten gefunden wurde (14,5%). Auf dem Grünland wurde sie mit 42,1% Häufigkeit auf wesentlich mehr Standorten nachgewiesen. Auf Standorten der übrigen Nutzungsformen ist die Art etwas seltener vertreten. Die Unterschiede des prozentualen Vorkommens der Art auf den Standorten der unterschiedlichen Nutzungsformen sind statistisch signifikant.

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 79 von 165
Nachweis von Lumbricus castaneus auf Ackerstandorten Grünlandstandorten

Laubwaldstandorten

Nadelwaldstandorten

Kleine Markierungen zeigen die Standorte der jeweiligen Nutzungsform ohne Nachweis von Lumbricus castaneus

Abb.

RW-23:

Nachweise

von

Lumbricus

castaneus

hinsichtlich

verschiedener

Nutzungsformen

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 80 von 165

a)
Nutzungsformen
100
Vorkommen [%]
Vorkommen [%]

b)
pH-Wert
100 80 60 40 20 0 Acker Grünland Laubwald Nadelwald ≤3,5 3,6-4,5 4,6-5,5 5,6-6,5 >6,5

80 60 40 20 0

c)
Organischer Gehalt [%]
100 80 60 40 20 0 ≤2 2,1-4 4,1-8 >8
100 80 60 40 20 0

d)
Textur

Vorkommen [%]

Vorkommen [%]

Sande

Schluffe

Lehme

Tone

Abb. RW-24: Prozentuales Vorkommen von Lumbricus castaneus auf den Standorten der Umweltfaktoren- bzw. Nutzungsformklassen. Stern = Unterschiede statistisch signifikant. L. castaneus ist nicht signifikant unterschiedlich häufig auf den Standorten der unterschiedlichen Klassen der drei Umweltfaktoren pH-Wert, organischer Gehalt und Textur vorhanden. In Abb. RW-24b wird jedoch angedeutet, dass die Art auf Standorten der mittleren pH-WertKlasse (pH-Wert = 4,6-5,5) am häufigsten auftritt und auf der sauersten und der neutralsten Klasse eine geringere Häufigkeit hat. In Abb. RW-24c zeigt sich eine deutliche Abnahme des Vorkommens der Art auf Standorten der zweiten Klasse des organischen Gehalts. Die Art ist mit ähnlichen Anteilen auf den Standorten der vier Texturklassen vertreten.

ARGE Bodenbiodiversität

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Tab. RW-9: Ökologisches Profil von Lumbricus castaneus. Vergleich von Literaturangaben mit den Ergebnissen aus diesem Projekt (violett unterlegt). Lumbricus castaneus • • pH-Wert • • • Optimum 5,3-6,6 (Nordström & Rundgren 1974) 3,9-8,4 (Sims & Gerard 1985) Indifferent: 4-7 (Satchell 1955) Vorkommen im gesamten pH-Wertbereich Am häufigsten nachgewiesen auf Böden der pH-Wert-Klassen 2 und 3 (3,6 - 5,5) • Höhere Abundanz bei höheren Tongehalt in Laubwäldern (Nordström & Rundgren 1974) • Meistens in Böden mit hohem organischem Gehalt (Sims & Gerard Boden 1999) • Präferenz für Böden ab Corg-Klasse 3 (organischer Gehalt über 4,1%) • Vorkommen in Böden aller Texturklassen • Laubwald, Grasflächen, Gärten, Ackerland, Weiden, Wälder, unter Steinen und Blättern (Sims & Gerard 1999) Lebensraum • Im Laubwald, auch im Grünland und in Gärten häufig (Graff 1953) • Häufig auf Grünländern und in Wäldern anzutreffen • Tritt selten in Ackerflächen auf • Vorkommen • • Heimisch in der paläarktischen Region (Csuzdi & Zicsi 2003) Durch den Menschen weltweit verbreitet in außertropischen Gebieten (Csuzdi & Zicsi 2003) Ganz Europa, Sibirien, Nordamerika (Graff 1953)

Die Angabe von Sims & Gerard (1999), dass L. castaneus bei allen Nutzungsformen auftritt, wird durch die Ergebnisse in Abb. RW-24 nur teilweise bestätigt: die Art wurde zwar auf allen Nutzungsformen nachgewiesen, tritt aber auf Äckern deutlich seltener auf. Dieses Resultat wird durch Graff (1953) bestätigt.

ARGE Bodenbiodiversität

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Die von verschiedenen Autoren definierten pH-Wert Optima unterscheiden sich voneinander im Detail (Nordström & Rundgren 1974; Satchell 1955; Sims & Gerard, 1999), reichen aber alle vom sauren oder schwach sauren bis in den neutralen Bereich. Die statistisch nicht signifikanten Ergebnisse aus Abb. RW-24 bezüglich des Einflusses des pH-Werts auf das Vorkommen von L. castaneus zeigen deren Präferenz für pH-Werte zwischen 3,6 und 5,5 und stimmen am besten mit der Beschreibung von Satchell (1955) überein. Anhand der Resultate wird eine Vorliebe von L. castaneus für Böden mit einem organischen Gehalt über 4% deutlich, die trotz der fehlenden statistischen Signifikanz eindeutig erscheint. Dieser Präferenzbereich wird durch Sims & Gerard (1999) bestätigt. Die von Nordström & Rundgren (1974) beschriebene höhere Abundanz der Art bei tonhaltigen Laubwaldböden kann durch die vorliegenden Auswertungen nicht bestätigt werden. Es ergab sich keine klare Texturpräferenz der Art, und obwohl L. castaneus auch in Laubwäldern gefunden wurde, waren die wenigsten dieser Laubwaldböden tonig. Insgesamt besteht eine Übereinstimmung zwischen den Literaturangaben und den hier vorgestellten Ergebnissen, wobei sich, wie bei anderen epigäischen Arten auch, Differenzen hinsichtlich der pH-Präferenz zeigen. Überraschend für einen Streuschichtbewohner ist das häufige Auftreten bereits bei einem organischen Gehalt von >4%. Vergleichbare Arten bevorzugen deutlich höhere Werte (> 8%).

ARGE Bodenbiodiversität

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Lumbricus rubellus
Nachweis von Lumbricus rubellus Untersuchter Standort ohne Nachweis von Lumbricus rubellus

Abbildung RW-25: Übersichtskarte des Vorkommens von Lumbricus rubellus L. rubellus tritt im gesamten untersuchten Gebiet häufig auf und konnte auf 69,7% der Standorte nachgewiesen werden (Abbildung RW-25). Das Vorkommen auf den Standorten der unterschiedlichen Nutzungsformen wird in Abb. RW-26 verdeutlicht. Die Art konnte am häufigsten auf Laub- und Nadelwaldstandorten gefunden werden (86,3% und 82,5%) (Abb. RW-27a). Auf Grünländern hat L. rubellus eine wesentlich geringere Häufigkeit, die auf Ackerstandorten noch weiter absinkt. Die Art ist signifikant unterschiedlich häufig auf den Standorten der verschiedenen Nutzungsformen vertreten.

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 84 von 165
Nachweis von Lumbricus rubellus auf Ackerstandorten Grünlandstandorten

Laubwaldstandorten

Nadelwaldstandorten

Kleine Markierungen zeigen die Standorte der jeweiligen Nutzungsform ohne Nachweis von Lumbricus rubellus

Abb. RW-26: Nachweise von Lumbricus rubellus hinsichtlich verschiedener Nutzungsformen

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 85 von 165

a)
Nutzungsformen
100
Vorkommen [%]

b)
pH-Wert
100 80 60 40 20 0

60 40 20 0 Acker Grünland Laubwald Nadelwald

Vorkommen [%]

80

≤3,5

3,6-4,5

4,6-5,5

5,6-6,5

>6,5

c)
Organischer Gehalt [%]
100 80
Vorkommen [%]

d)
100 80
Vorkommen [%]

Textur

60 40 20 0 ≤2 2,1-4 4,1-8 >8

60 40 20 0 Sande Schluffe Lehme Tone

Abb. RW-27: Prozentuales Vorkommen von L. rubellus auf den Standorten der Umweltfaktoren-bzw. Nutzungsformklassen. Stern = Unterschiede statistisch signifikant. L. rubellus tritt am häufigsten auf Standorten der ersten pH-Wert-Klasse (pH-Wert ≤ 3,5) auf. Das Vorkommen der Art ist negativ mit dem steigenden pH-Wert korreliert (Abb. RW-27b). Die Unterschiede der Häufigkeit der Art auf den Standorten der fünf Klassen sind statistisch signifikant. Dies gilt ebenfalls für das Auftreten von L. rubellus auf Standorten der Klassen des organischen Gehalts. Die meisten Funde der Art konnten auf den Standorten der höchsten Klasse des organischen Gehalts (organischer Gehalt >8%) nachgewiesen werden (93,9%). Auf den übrigen Klassen des organischen Gehalts ist die Art seltener vertreten. Am wenigsten Nachweise konnten in der zweiten Klasse erbracht werden (Abb. RW-27c). Die Häufigkeit von L. rubellus auf den Standorten der vier Bodentextur-Klassen unterscheidet sich nicht statistisch signifikant voneinander. Die Art konnte auf den Standorten aller Texturklassen mit einer Häufigkeit zwischen 55% und 62% gefunden werden (Abb. RW-27d).

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Seite: 86 von 165

Tab. RW-10: Ökologisches Profil von Lumbricus rubellus. Vergleich von Literaturangaben mit den Ergebnissen aus diesem Projekt (violett unterlegt). Lumbricus rubellus • Unempfindlich für pH-Wert (Edwards & Bohlen 1996) • 3,3- 6,6 (Nordström & Rundgren 1974) • Präferenz 3,7-7,0 (Satchell 1955) pH-Wert • 3,5-8,4 (Sims & Gerard 1985) • Vorkommen im gesamten pH-Wert-Bereich nachgewiesen • Tritt am häufigsten im sauren Bereich auf, d.h. bei pH-Wert-Klassen 1 und 2 (≤ 4,5). • Keine Abhängigkeit vom Bodentyp erkennbar (Nordström & Rundgren 1973) • Hoher Tonanteil, organische Böden und Mineralböden mit wenig Ton ebenso, leichte Präferenz für geringen Lehm (Evans & Guild Boden 1948) • In Böden mit hohem organischen Anteil (Gerard 1964) • Kommt häufiger in Böden mit hohem organischen Gehalt der CorgKlassen 3 und 4 vor (über 4%). • Keine Abhängigkeit des Vorkommens von der Bodentextur nachgewiesen • Häufig bis dominant in Laubwäldern, häufig im Grünland (Graff 1953) • Im Kompost nach den initialen hohen Temperaturen (Graff 1953) • Auf Weiden und Im Dung (Zajonc 1970 a, b) • In zerfallenden Blättern, unter Steinen und Moos, an Flussufern und Lebensraum Bächen, in Parks, Gärten und auf Weiden (Sims & Gerard 1999) • In Laub- und Nadelwäldern (Graff 1953) • Im Grünland und im Kompost nach Abklingen der hohen Anfangstemperaturen (Graff 1953) • Vorkommen am häufigsten in Laub- und Nadelwäldern • Auch in Grünländern regelmäßig nachgewiesen • Seltener auf Ackerstandorten • Vorkommen • • Heimisch in der paläarktischen Region (Csuzdi & Zicsi 2003) Durch den Menschen weltweit verbreitet in außertropischen Gebieten (Csuzdi & Zicsi 2003) Ganz Europa, Sibirien, Nordamerika, Neuseeland (Graff 1953)
ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 87 von 165

Der in verschiedenen Literaturquellen beschriebene pH-Wert-Präferenzbereich von L. rubellus (z.B. Edwards & Bohlen 1996; Satchell 1955), der mit leichten Unterschieden für einen weiten Bereich von sauer bis neutral definiert wird, kann durch die erhobenen Untersuchungen insofern bestätigt werden, als dass die Art auf Standorten aller pH-WertKlassen häufig nachgewiesen wurde. Aus den Ergebnissen war zudem eine deutliche Präferenz für saure Böden ersichtlich, da L. rubellus dort signifikant häufiger vorkam als in den schwach sauren oder neutralen Böden. Diese Erkenntnis wurde in der Literatur bisher nicht beschrieben. Dass L. rubellus vor allem auf Waldstandorten und in Grünländern vorkommt (Abb. RW-27) wird durch die Beschreibungen von Graff (1953) bestätigt. Die Art konnte, wenn auch in geringerem Anteil, ebenfalls auf Ackerstandorten nachgewiesen werden, was in keiner der untersuchten literarischen Quellen erwähnt wurde. Die Analyse des Vorkommens von L. rubellus auf den vier Klassen des organischen Gehalts hat einen klaren Einfluss dieses Umweltparameters auf die Verbreitung der Art identifiziert und gezeigt, dass die Art vornehmlich auf Böden mit hohem organischen Gehalt auftritt. Dieses Ergebnis stimmt mit den Angaben von Gerard (1964) überein. Die von Nordström & Rundgren (1973) beschriebene Unabhängigkeit des Vorkommens von L. rubellus von der Bodentextur kann durch die Ergebnisse im Rahmen dieser Arbeit bestätigt werden. Insgesamt zeigt sich zum Einen eine gute Übereinstimmung zwischen eigenen Daten und den Literaturangaben. Zudem werden für mehrere Parameter (pH, Nutzungsform) die Präferenzbereiche konkretisiert.

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 88 von 165

Octolasion cyaneum
Nachweis von Octolasion cyaneum Untersuchter Standort ohne Nachweis von Octolasion cyaneum

Abb. RW-28: Übersichtskarte des Vorkommens von Octolasion cyaneum Die Nachweise, die für O. cyaneum auf den untersuchten Standorten erbracht werden konnten, sind in Abb. RW-28 dargestellt. Die Art kommt auf 14,6% der Standorte vor. O. cyaneum tritt nicht signifikant unterschiedlich häufig auf den Standorten der verschiedenen Nutzungsformen auf (Abb. RW-29 und Abb. RW-30a), wobei die Art am häufigsten auf Grünländern gefunden werden konnte. Sie ist auf 21% der Standorte dieser Nutzungsform vertreten.

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 89 von 165
Nachweis von Octolasion cyaneum auf Ackerstandorten Grünlandstandorten

Laubwaldstandorten

Nadelwaldstandorten

Kleine Markierungen zeigen die Standorte der jeweiligen Nutzungsform ohne Nachweis von Octolasion cyaneum

Abb.

RW-29:

Nachweise

von

Octolasion

cyaneum

hinsichtlich

verschiedener

Nutzungsformen

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 90 von 165

a)
Nutzungsformen
100
Vorkommen [%]

b)
pH-Wert
100 80
Vorkommen [%]

80 60 40 20 0 Acker Grünland Laubwald Nadelwald

60 40 20 0 ≤3,5 3,6-4,5 4,6-5,5 5,6-6,5 >6,5

c)
Organischer Gehalt
100 80 60 40 20 0 ≤2 2,1-4 4,1-8 >8 100 80
Vorkommen [%]

d)
Textur

Vorkommen [%]

60 40 20 0 Sande Schluffe Lehme Tone

Abb. RW-30: Prozentuales Vorkommen von O. cyaneum auf den Standorten der Umweltfaktoren- bzw. Nutzungsformklassen. Stern = Unterschiede statistisch signifikant. Die Häufigkeiten des Vorkommens von O. cyaneum auf den Standorten der Klassen aller drei Umweltfaktoren sind nicht statistisch signifikant unterschiedlich. Es zeigt sich keine einheitliche Tendenz der Häufigkeit der Art auf den sechs pH-Wert-Klassen. Man kann jedoch in den Abb. RW-30c und RW-30d erkennen, dass die Art am häufigsten auf Standorten der höchsten Klasse des organischen Gehalts und Standorten mit einer tonigen Bodentextur nachgewiesen werden konnte.

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 91 von 165

Tab. RW-11: Ökologisches Profil von Octolasion cyaneum. Vergleich von Literaturangaben mit den Ergebnissen aus diesem Projekt (violett unterlegt). Octolasion cyaneum • Präferenz bei 3,7 – 7,0 (Satchell 1955) pH-Wert • 3,5 - 8,2 (Wilcke 1967), (Sims & Gerard 1999) • 5,2 – 8,0 (Reynolds 1977) • Keine Präferenz nachweisbar • Abundant in den meisten tonigen Böden, meist unter Steinen oder unter Moos (Gerard 1967) • Typisch für Humusböden (Bouché 1972) • Tritt auch in kalkigen Böden auf aber in niedrigerer Abundanz (Van Boden Rhee 1970) • Präferiert feuchte Böden, nasse Sande (Sims & Gerard 1999) • Meist nur auf kalkreichen Böden (Graff 1953) • Kein Optimum des organischen Gehalts feststellbar • Häufiger in tonigen und lehmigen Böden als in schluffigen und sandigen Böden • Selten im Buchenwald (Nordström & Rundgren 1973) • Häufig in Gärten, Weiden, Ackerland, aber niemals dominant (Sims & Gerard 1999) • Unter Steinen im Wasser, im Moos, unter Holzscheiten (Sims & Lebensraum Gerard 1999) • Tritt in Gärten, auf Weiden, Ackerland, im Wald und in Höhlen auf (Sims & Gerard 1999) • In Wäldern, Grünland, in allen Kulturböden (Graff 1953) • Vorkommen in Grünländern am größten • Keine Präferenz für Nutzungsform erkennbar • Vorkommen • Heimisch in der paläarktischen Region (Csuzdi & Zicsi 2003) Anthropogen weit verbreitet in Europa, Nordamerika, Südamerika, Indien und Australasien (Gates 1972)

ARGE Bodenbiodiversität

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Für das Vorkommen von O. cyaneum auf Standorten der unterschiedlichen Nutzungsformen kann in den hier erfolgten Untersuchungen und in der analysierten Literatur keine Präferenz identifiziert werden. Es lässt sich ebenfalls kein optimaler pH-Wert für die Art eingrenzen. Sie kommt auf den Standorten aller fünf Klassen in ähnlichen Anteilen vor, wobei der in der Literatur definierte Präferenzbereich meist vom sauren oder schwach sauren bis in den neutralen Bereich, also als sehr weit, angegeben wird. Der Einfluss des organischen Gehalts auf das Auftreten von O. cyaneum ist in Abb. RW-30 deutlich zu sehen. Demnach tritt die Art vornehmlich in Böden mit einem organischen Gehalt oberhalb von 2,1% auf. Obwohl dieses Ergebnis statistisch nicht signifikant ist, wird es von den Beschreibungen von Bouché (1972) gestützt, der die Art vor allem in Humusböden ansiedelt. Die Ergebnisse zeigen einen leichten Anstieg des Vorkommens von O. cyaneum auf tonigen Böden, der jedoch statistisch nicht signifikant ist. Dieses Resultat stimmt aber mit den Ausführungen von Gerard (1964) überein. Insgesamt zeigt sich eine gute Übereinstimmung zwischen Literaturangaben und der eigenen Auswertung.

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Seite: 93 von 165

Octolasion tyrtaeum
Nachweis von Octolasion tyrtaeum Untersuchter Standort ohne Nachweis von Octolasion tyrtaeum

Abb. RW-31: Übersichtskarte des Vorkommens von Octolasion tyrtaeum O. tyrtaeum tritt auf 43,7% der untersuchten Standorte auf. Die Verteilung der Fundorte ist in Abb. RW-31 dargestellt. Die Häufigkeiten des Vorkommens der Art auf den Standorten der verschiedenen Nutzungsformen sind statistisch nicht signifikant unterschiedlich. Am häufigsten konnte O. tyrtaeum auf Grünländern nachgewiesen werden. Die Art ist auf 46% der Standorte dieser Nutzungsform vertreten (Abb. 1 und Abb. RW-33).

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 94 von 165
Nachweis von Octolasion tyrtaeum auf Ackerstandorten Grünlandstandorten

Laubwaldstandorten

Nadelwaldstandorten

Kleine Markierungen zeigen die Standorte der jeweiligen Nutzungsform ohne Nachweis von Octolasion tyrtaeum

Abb. 1: Nachweise von O. tyrtaeum hinsichtlich verschiedener Nutzungsformen

ARGE Bodenbiodiversität

Seite: 95 von 165

a)
Nutzungsformen
100 80 60 40 20 0 Acker Grünland Laubwald Nadelwald 100
Vorkommen [%]

b)
pH-Wert

Vorkommen [%]

80 60 40 20 0 ≤3,5 3,6-4,5 4,6-5,5 5,6-6,5 >6,5

c)
Organischer Gehalt [%]
100 80 60 40 20 0 ≤2 2,1-4 4,1-8 >8 100 80
Vorkommen [%]

d)
Textur

Vorkommen [%]

60 40 20 0 Sande Schluffe Lehme Tone

Abb. RW-33: Prozentuales Vorkommen von O. tyrtaeum auf den Standorten der Umweltfaktoren- bzw. Nutzungsformklassen. Stern = Unterschiede statistisch signifikant.. Das Vorkommen der Art auf den Standorten der fünf verschiedenen pH-Wert-Klassen unterscheidet sich nicht statistisch signifikant voneinander. Auf Standorten der vierten pHWert-Klasse (pH-Wert = 5,6-6,5) konnte O. tyrtaeum am häufigsten nachgewiesen werden. Das Auftreten der Art auf den vier Klassen des organischen Gehalts unterscheidet sich ebenfalls nicht statistisch signifikant voneinander. Am häufigsten wurde die Art auf Standorten der vierten Corg-Klasse gefunden (organischer Gehalt >8%). O. tyrtaeum ist signifikant unterschiedlich häufig auf den Standorten der Klassen der Bodentextur vorhanden. Die Art konnte auf 86% der Tonböden nachgewiesen werden. Auf den drei anderen Texturklassen ist O. tyrtaeum seltener vertreten. Besonders auf den Sandböden gab es nur noch wenige Fundstellen der Art.

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Tab. RW-12: Ökologisches Profil von Octolasion tyrtaeum. Vergleich von Literaturangaben mit den Ergebnissen aus diesem Projekt (violett unterlegt). Octolasion tyrtaeum • 3,7 – 7,0 (Satchell 1955) • 4,3-8,1 (Sims & Gerard 1999) pH-Wert • 5,3-6,5 (Nordström & Rundgren 1973) • Kommt in allen pH-Wert-Bereichen vor • Vorkommen steigt mit steigendem pH-Wert • Kann auch kalkhaltige Böden besiedeln (Zicsi 1959) • Ohne Präferenz eines Bodentyps (Graff 1953) • Höhere Abundanz in feuchten Böden (Sims & Gerard 1999) • In nahezu allen Böden mit guter Wasserversorgung, bleibt in Boden Sandböden klein, erreicht in Ton seine größte Masse (Graff 1953) • Präferiert Böden der Corg-Klasse 4 (organischer Gehalt über 8%) • Vorkommen in tonigen Böden am häufigsten • Tritt auch oft in lehmigen und schluffigen Böden auf • Seltener in Böden mit sandiger Textur • Unter Steinen und Holzscheiten, in zerfallenden Blättern, im Kompost (Sims & Gerard 1999) • Auf Weiden, Ackerland, in Gärten, in größerer Anzahl in feuchten Lebensraum Sümpfen und an Ufern (Sims & Gerard 1999) • Selten in Ackerböden (Graff 1953) • Vorkommen in Grünländern am häufigsten • Auf Äckern und in Laub- und Nadelwäldern • Vorkommen • Heimisch in der Paläarktis (Csuzdi & Zicsi 2003) Durch den Menschen weit verbreitet in Europa, Nordafrika, Nordamerika, Südamerika, Indien und Australasien (Graff 1953; Gates 1972) Die Nachweise von O. tyrtaeum auf Grün- und Ackerland werden durch die Beschreibungen von Sims & Gerard (1999) bestätigt. Jedoch wurde die Art im Rahmen dieser Arbeit auch in Wäldern zahlreich gefunden (Abb. RW-33). Dies wurde in keiner der untersuchten Quellen
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erwähnt. Das Vorkommen von O. tyrtaeum korreliert schwach positiv mit dem steigenden pH-Wert. Die Unterschiede des Auftretens der Art auf den verschiedenen Klassen sind jedoch so gering, dass der Präferenzbereich, der aus diesem Ergebnis resultiert, vom sauren bis in den neutralen Bereich reicht. Er stimmt gut mit den Angaben von Satchell (1955) und Sims & Gerard (1999) überein. In keiner der untersuchten Quellen wurden klare Vorlieben der Art für einen Bereich des organischen Gehalts oder eine Texturklasse genannt. Abb. RW-33 zeigt jedoch eine deutliche Wirkung der beiden Faktoren auf ihr Vorkommen: O. tyrtaeum konnte am häufigsten auf Standorten mit einem organischen Gehalt über 8% und auf tonigen Böden nachgewiesen werden. Aufgrund der in dieser Arbeit festgestellten Daten lassen sich die ökologischen Präferenzen dieser Art deutlich besser als bisher in der Literatur beschrieben fassen.

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ANNEX EN: EN-1: Liste der deutschen Enchytraeenarten (126) ohne die marinen Arten (13), zusammengestellt 2011 von R.M. Schmelz (pers. Mitteilung) Achaeta aberrans Nielsen & Christensen, 1961 Achaeta abulba Graefe, 1989 Achaeta affinis Nielsen & Christensen, 1959 Achaeta bibulba Graefe, 1989 Achaeta bifollicula Chalpuský, 1992 Achaeta bohemica (Vejdovský, 1879b) Achaeta bohemica (Vejdovský, 1879b) sensu Nielsen & Christensen (1959) Achaeta brevivasa Graefe, 1980 Achaeta bulbosa Nielsen & Christensen, 1961 Achaeta camerani (Cognetti, 1899) Achaeta danica Nielsen & Christensen, 1959 Achaeta diddeni Graefe, 2007 Achaeta eiseni Vejdovský, 1878 ("1877") Achaeta hallensis Möller, 1976 Achaeta pannonica Graefe, 1989 Achaeta unibulba Graefe, Christensen & Dózsa-Farkas, 2005 Achaeta urbana Heck & Römbke, 1991 Achaeta vesiculata Nielsen & Christensen, 1959 Bryodrilus ehlersi Ude, 1892 Bryodrilus librus (Nielsen & Christensen, 1959) Buchholzia appendiculata (Buchholz, 1862) Buchholzia fallax Michaelsen, 1887 Buchholzia simplex Nielsen & Christensen, 1963 Cernosvitoviella aggtelekiensis Dózsa-Farkas, 1970 Cernosvitoviella atrata (Bretscher, 1903) Cernosvitoviella carpatica Nielsen & Christensen, 1959 Cernosvitoviella minor Dózsa-Farkas, 1990 Cernosvitoviella palustris Healy, 1979b Cognettia clarae Bauer, 1993
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Cognettia cognettii (Issel, 1905c) Cognettia glandulosa (Michaelsen, 1888a) Cognettia sphagnetorum (Vejdovský, 1878 ("1877") Enchytraeus albidus Henle, 1837 Enchytraeus bigeminus Nielsen & Christensen, 1963 Enchytraeus buchholzi Vejdovský, 1879a Enchytraeus bulbosus Nielsen & Christensen, 1963 Enchytraeus capitatus von Bülow, 1957 Enchytraeus christenseni Dózsa-Farkas, 1992 Enchytraeus coronatus Nielsen & Christensen, 1959 Enchytraeus dichaetus Schmelz & Collado, 2010 Enchytraeus lacteus Nielsen & Christensen, 1961 Enchytraeus luxuriosus Schmelz & Collado, 1999 Enchytraeus norvegicus Abrahamsen, 1969 Enchytraeus variatus Bougenec & Giani, 1987 Enchytronia annulata Nielsen & Christensen, 1959 Enchytronia parva Nielsen & Christensen, 1959 Fridericia alata Nielsen & Christensen, 1959 Fridericia argillae Schmelz, 2003 Fridericia benti Schmelz, 2002 Fridericia bisetosa (Levinsen, 1884) Fridericia brunensis Schlaghamerský, 2007 Fridericia bulboides Nielsen & Christensen, 1959 Fridericia christeri Rota & Healy, 1999 Fridericia connata Bretscher, 1902 Fridericia cusanica Schmelz, 2003 Fridericia cylindrica Springett, 1971 Fridericia deformis Möller, 1971 Fridericia discifera Healy, 1975 Fridericia dozsae Schmelz, 2003 Fridericia dura (Eisen, 1879) Fridericia galba (Hoffmeister, 1843) Fridericia glandifera Friend, 1913
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Fridericia granosa Schmelz, 2003 Fridericia hegemon (Vejdovský, 1878 ("1877")) Fridericia isseli Rota, 1994 Fridericia lenta Schmelz, 2003 Fridericia maculata Issel, 1905c Fridericia maculatiformis Dózsa-Farkas, 1972 Fridericia magna Friend, 1899 Fridericia minor Friend, 1913 Fridericia monochaeta Rota, 1995 Fridericia nemoralis Nurminen, 1970b Fridericia nielseni Möller, 1971 Fridericia nix Rota, 1995 Fridericia parathalassia Schmelz, 2002 Fridericia paroniana Issel, 1904 Fridericia perrieri (Vejdovský, 1878) Fridericia ratzeli (Eisen, 1872) Fridericia reducata Dózsa-Farkas, 1974 Fridericia regularis Nielsen & Christensen, 1959 Fridericia semisetosa Dózsa-Farkas, 1970 Fridericia singula Nielsen & Christensen, 1961 Fridericia striata (Levinsen, 1884) Fridericia sylvatica Healy, 1979b Fridericia tubulosa Dózsa-Farkas, 1972 Fridericia ulrikae Rota & Healy, 1999 Fridericia waldenstroemi Rota & Healy, 1999 Hemifridericia parva Nielsen & Christensen, 1959 Henlea heleotropha Stephenson, 1922 Henlea jutlandica Nielsen & Christensen, 1959 Henlea nasuta (Eisen, 1878) Henlea perpusilla Friend, 1911 augm. Černosvitov 1937c Henlea similis Nielsen & Christensen, 1959 Henlea ventriculosa (d'Udekem, 1854) Lumbricillus arenarius (Michaelsen, 1889)
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Lumbricillus buelowi Nielsen & Christensen, 1959 Lumbricillus fennicus Nurminen, 1964 Lumbricillus kaloensis Nielsen & Christensen, 1959 Lumbricillus lineatus (Müller, 1774) Lumbricillus pagenstecheri (Ratzel, 1868) Lumbricillus rivalis Levinsen, 1884 Marionina argentea (Michaelsen, 1889) Marionina brendae Rota, 1995 Marionina clavata Nielsen & Christensen, 1961 Marionina communis Nielsen & Christensen, 1959 Marionina filiformis Nielsen & Christensen, 1959 Marionina glandulifera Jansson, 1961 Marionina graefei Kossmagk-Stephan, 1983 Marionina hoffbaueri Möller, 1971 Marionina minutissima Healy, 1975 Marionina riparia Bretscher, 1899 Marionina simillima Nielsen & Christensen, 1959 Marionina southerni Černosvitov, 1937d Marionina subterranea (Knöllner, 1935b) Mesenchytraeus armatus (Levinsen, 1884) Mesenchytraeus beumeri (Michaelsen, 1886b) Mesenchytraeus flavidus Michaelsen, 1887 Mesenchytraeus flavus (Levinsen, 1884) Mesenchytraeus gaudens Cognetti, 1903a Mesenchytraeus glandulosus (Levinsen, 1884) Mesenchytraeus pelicensis Issel, 1905c Mesenchytraeus sanguineus Nielsen & Christensen, 1959 Oconnorella cambrensis (O'Connor, 1963) Oconnorella tubifera (Nielsen & Christensen, 1959) Stercutus niveus Michaelsen, 1888a

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EN-2: Verbreitung und Abhängigkeit von Standortfaktoren für 24 Enchytraeenarten

Abb. EN-1: Übersichtskarte des Vorkommens von Achaeta aberrans

Abb. EN-2: Prozentuales Vorkommen von A. aberrans auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied
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Abb. EN-3: Übersichtskarte des Vorkommens von Achaeta affinis

Abb. EN-4: Prozentuales Vorkommen von A. affinis auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied

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Abb. EN-5: Übersichtskarte des Vorkommens von Achaeta brevivasa

Abb. EN-6: Prozentuales Vorkommen von A. brevivasa auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied
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Abb. EN-7: Übersichtskarte des Vorkommens von Achaeta camerani

Abb. EN-8: Prozentuales Vorkommen von A. camerani auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied

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Abb. EN-9: Übersichtskarte des Vorkommens von Bryodrilus ehlersi

Abb. EN-10: Prozentuales Vorkommen von B. ehlersi auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied

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Abb. EN-11: Übersichtskarte des Vorkommens von Buchholzia appendiculata

Abb. EN-12: Prozentuales Vorkommen von B. appendiculata auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied

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Abb. EN-13: Übersichtskarte des Vorkommens von Buchholzia fallax

Abb. EN-14: Prozentuales Vorkommen von B. fallax auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied

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Abb. EN-15: Übersichtskarte des Vorkommens von Cognettia cognettii

Abb. EN-16: Prozentuales Vorkommen von C. cognettii auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied

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Abb. EN-17: Übersichtskarte des Vorkommens von Enchytraeus norvegicus

Abb. EN-18: Prozentuales Vorkommen von E.norvegicus auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied
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Abb. EN-19: Übersichtskarte des Vorkommens von Enchytronia parva

Abb. EN-20: Prozentuales Vorkommen von E. parva auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied
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Abb. EN-21: Übersichtskarte des Vorkommens von Fridericia bisetosa

Abb. EN-22: Prozentuales Vorkommen von F. bisetosa auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied

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Abb. EN-23: Übersichtskarte des Vorkommens von Fridericia bulboides

Abb. EN-24: Prozentuales Vorkommen von F. bulboides auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied
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Abb. EN-25: Übersichtskarte des Vorkommens von Fridericia connata

Abb. EN-26: Prozentuales Vorkommen von F. connata auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied

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Abb. EN-27: Übersichtskarte des Vorkommens von Fridericia galba

Abb. EN-28: Prozentuales Vorkommen von F. galba auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied

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Abb. EN-29: Übersichtskarte des Vorkommens von Fridericia perrieri

Abb. EN-30: Prozentuales Vorkommen von F. perrieri auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied

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Abb. EN-31: Übersichtskarte des Vorkommens von Fridericia ratzeli

Abb. EN-32: Prozentuales Vorkommen von F. ratzeli auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied

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Abb. EN-33: Übersichtskarte des Vorkommens von Fridericia striata

Abb. EN-34: Prozentuales Vorkommen von F. striata auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied

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Abb. EN-35: Übersichtskarte des Vorkommens von Fridericia sylvatica

Abb. EN-36: Prozentuales Vorkommen von F. sylvatica auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied

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Abb. EN-37: Übersichtskarte des Vorkommens von Henlea perpusilla

Abb. EN-38: Prozentuales Vorkommen von H. perpusilla auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied

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Abb. EN-39: Übersichtskarte des Vorkommens von Henle ventriculosa

Abb. EN-40: Prozentuales Vorkommen von H. ventriculosa auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied

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Abb. EN-41: Übersichtskarte des Vorkommens von Marionina argentea

Abb. EN-42: Prozentuales Vorkommen von M. argentea auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied

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Abb. EN-43: Übersichtskarte des Vorkommens von Marionina clavata

Abb. EN-44: Prozentuales Vorkommen von M. clavata auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied

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Abb. EN-45: Übersichtskarte des Vorkommens von Oconnoriella cambrensis

Abb. EN-46: Prozentuales Vorkommen von O. cambrensis auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied

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Abb. EN-47: Übersichtskarte des Vorkommens von Stercutus niveus

Abb. EN-48: Prozentuales Vorkommen von S. niveus auf den Standorten der Umweltfaktorenklassen bzw. Nutzungsformklassen. * = signifikanter Unterschied

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ANNEX MO: MO-1: Zusammenstellung der Eigenschaften von Tests, die für die Beurteilung der Eignung im Bodenmonitoring relevant sein können Testkriterium laut Römbke et al. (1996):
• • • • • • • • •

Bedeutung für das Ökosystem Messbar in vielen Böden und geographischen Regionen Geeignet zum Erfassen verschiedener Stressfaktoren Niedrige Kosten (Ausrüstung und Arbeitszeit) Geringer Zeitaufwand einfach zu standardisieren Replizierbar und reproduzierbar Validitätskriterien definierbar Statistische Auswertung möglich

Testkriterium laut Crane (2004):
• • • • • •

Relevanz im funktionellen Sinn Sensitivität Zeitaufwand Einfachkeit der Ausführung Kosteneffektivität Vorhandensein von Referenzmaterialien und Prozeduren zur Qualitätskontrolle Standardisierung

Testkriterium laut Winding et al. (2005), based on Doran & Safley (1997) and OECD (1993):
• • • • • • • • • •

Repräsentativ für integrierte Umwelteigenschaften Repräsentativ für Ökosystemprozesse- und Funktionen Mit physikalischen, chemischen und biologischen Eigenschaften integriert Einfachkeit der Ausführung Kosteneffektivität Reagiert in adäquater Zeit auf Veränderungen von Bodenmanagement und Klima Mit bestehenden Bodendatenbanken kompatibel Relevant für Politik oder Management (OECD 1993) Analytisch solide und messbar (OECD 1993)

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Testkriterium laut Løkke & Van Gestel (1998): 1. Praktische Argumente
• • •

Durchführbar Kosteneffektiv Schnell Standardisierbar / standardisiert Reproduzierbar Statistisch valide Good Laboratory Practice Reagiert auf eine breite Palette von chemischen Stressoren Sensitivität Ökologisch realistisch Biologisch valide

2. Testakzeptanz
• • • • •

3. Ökologische Signifikanz
• • •

Testkriterium laut Schouten et al. (1997):
• • • • • • • •

Messbarkeit Kosteneffektivität Eignung für den Einsatz im Bodenmonitoring Einsatz bei verschiedenen Bodentypen möglich Relevant für den Status des Ökosystems Relevant für Management-Entscheidungen Daten zu Referenzflächen existieren Verfügbarkeit von Modellen zur Vorhersage eines Umweltthemas

Testkriterium laut Black (2008):
• • • • • •

Einsatz bei verschiedenen Bodentypen möglich Unterscheidungspotential Probendurchsatz Probenaufbewahrung möglich Probenarchivierung möglich Schnelle Probenahme möglich
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• • • • •

Hardware-Kosten Arbeitskosten (Potenzielle) Referenzmaterialien Teststatus: Akkreditierung, Standardisierung? Internationale Vergleiche möglich

Tab. MO-1: Kriterien, anhand derer Methoden verglichen werden können sowie mögliche Gründe, die gegen ihre Aufnahme als Parameter für das Bodendiversitätsmonitoring sprechen Testkriterien Ökologische Aussagekraft Repräsentanz für die Zielgruppe Relevanz Weil hier nur Methoden zur Messung der mikrobiellen Diversität verglichen werden, gibt es keinen Unterschied bzgl. ihrer Relevanz Sensitivität für Umweltparameter und Umweltstressoren Ökologisch realistisch Biologisch valide Akzeptanz des Testes Standardisierung Reproduzierbarkeit statistische Validität Wiederholbarkeit Wiederholbarkeit ist im Prinzip bei allen dargestellten Methoden gegeben, so lange davon ausgegangen wird, dass Böden eingefroren aufbewahrt werden können GLP Vorhandensein von Prozeduren zur Qualitätskontrolle und von Referenzmaterial
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Gründe für den Ausschluss vom Kriterien-Set

Hängt weniger von der Testmethode als vom Einsatz auf unterschiedliche taxonomische / funktionelle Ebenen ab – siehe Kap. 9.4 Bedeutung für Diversitätsanalysen unklar Bedeutung für Diversitätsanalysen unklar

Wird kombiniert mit statistischer Validität

GLP hängt eher mit der Qualität der ausfühenden Labore als mit der Qualität des Testes zusammen

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Anwendung in bestehenden Monitoringssystemen Relevanz für Bodenpolitik- und Management Vorhandensein von Daten zu Referenzflächen Praktische Argumente Machbarkeit / Messbarkeit Kosteneffektivität Zeitbedarf Schwierigkeitsgrad der Durchführung Bodenaufbewahrung Archivierbarkeit Anwendbarkeit in verschiedenen Bodentypen und Regionen Analytisch solide Unklare Definition Hauptsächlich bestimmt durch die Repräsentanz, daher kombiniert

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MO-2: Detaillierte Bewertung: Diversitäts-Tests (nicht-molekular): PLFA Testkriterium Testprinzip Phospholipid-Fettsäurenanalyse PLFA untersucht Unterschiede in der Fettsäurekomposition von Phospholipiden in Zellmembranen. Das Ergebnis sind Abundanzen von bis zu 30 Fettsäuren in einer Probe (Bakterien / Pilze) (Frostegård et al. 2011) . Die totale Menge an PLFA zeigt die Biomasse an. Kurze Testbeschreibung Für PLFA-Analysen werden Phospholipide aus Bodenproben extrahiert und nach Derivatisie-rung mit einem Gaschromatographen getrennt und quantifiziert. Ökologische Aussagekraft Repräsentanz für die Zielgruppe PLFA hat im Vergleich zu DGGE und TRFLP eine Geringe geringere taxonomische Auflösung (Singh et al. 2006). Informationen über die Diversität können nur begrenzt gewonnen werden, weil nur einzelne Pilzen und Archebakterien verwendet werden (Frostegård et al. 2011). Akzeptanz des Testes Standardisierung Für PLFA- und Phospholipidether-Analysen liegt ein ISO-Standard vor (ISO 29843-1:2010), ein Standard zur Analyse von Phospholipiden wird vorbereitet (ISO 29843-2). Reproduzierbarkeit / statistische Validität Die Reproduzierbarkeit von PLFA wird als gut angesehen (Widmer et al. 2001). Es liegen nur wenige detaillierte Untersuchungen zur Reproduzierbarkeit von PLFA vor. Hoch ISO Auflösung, wenig taxonomische Bewertung

PLFA als Indikatoren für (Gruppen von) Bakterien, Informationen

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Testkriterium Vorhandensein von Prozeduren zur Qualitätskontrolle und von Referenzmaterial Anwendung in bestehenden Monitoringssystemen Vorhandensein von Daten zu Referenzflächen Praktische Argumente Machbarkeit / Messbarkeit Kosteneffektivität

Phospholipid-Fettsäurenanalyse Es bestehen keine Ansätze, Referenzproben in die Analysen aufzunehmen.

Bewertung Möglich

PLFA wrde als einer von 13 Indikatoren gelistet, die Nein in Grossbritannien für den Einsatz im Bodenmonitoring zum Testen empfohlen wurden (Black 2008). Es liegen noch keine Daten zu Referenzflächen vor. Nein

PLFA wird als Routineanalyse für Böden eingesetzt Durchschnittsund ist daher messbar. teurer (Black 2008), die Kosten pro Probe liegen unter 10 E. labor Probe); GC-MS Apparatur notwendig PLFA ist im Vergleich zu TRFLP und DGGE leicht Hoch (<10€ /

Zeitbedarf

Mit PLFA können mehr als 100 Proben pro Woche >=100 Proben bearbeitet werden. pro Woche Mit Einarbeitung einfach

Schwierigkeitsgrad der PLFA hat viele Einzelschritte, die aber technisch Durchführung Bodenaufbewahrung nicht problematisch sind. Die Durchführung von PLFA erfordert Gaschromatographen

Laut ISO können Proben bei -20 aufbewahrt werden Möglich (ISO (International Organization for Standardization) 2010)

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Testkriterium Archivierbarkeit

Phospholipid-Fettsäurenanalyse Nur vereinzelt wurden Studien zu den Folgen von Archivierung von Bodenproben für PLFA-Profile durchgeführt. Gefriertrocknung und Aufbewahrung bei -70 Grad kann zu einer Abnahme in der Zahl der PLFA und der Gesamtlipidmasse führen(Wu et al. 2009).

Bewertung Wahrscheinlich möglich

Anwendbarkeit in verschiedenen Bodentypen und Regionen

Es liegen keine systematischen Studien zur Anwendung von PLFA in verschiedenen Bodentypen vor.

Wahrscheinlich möglich

MO-3: Detaillierte Bewertung: Molekulare Techniken zur Messung von Diversität DGGE Testkriterium Testprinzip Denaturing Gradient Gel-Elektrophorese DGGEs detktieren 16S-rRNA Gen-Fragmente: Polymorphismen in der Basenpaar-Sequenz der 16S rRNA Gene zwischen unterschiedlichen Bakterien führen zu 16S rRNA PCR Fragmenten mit unterschiedlicher Basenpaar-zusammensetzung (Gehalt an GC-Basen). Die (bis zu 50-80) Fragmente geben Aufschluss über die relative Abundanz der häufigsten Arten einer Bodenprobe, aber nicht über ihre Phylogenie Bewertung

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Testkriterium Kurze Testbeschreibung

Denaturing Gradient Gel-Elektrophorese Nach DNA / RNA -Extraktion werden 16S rRNA Gene mit selektiven Primern amplifiziert. Die PCRProdukte werden in einer Denaturie-rende Gradienten-Gelelektrophorese (DGGE) anhand ihres unterschiedlichen Schmelzpunktes getrennt. Nach Färbung des Gels erfolgt eine Auswertung mit grafischen Programmen. Bei Interesse an der Phylogenie der Arten ist es möglich, die “Banden” zu sequenzieren.

Bewertung

Ökologische Aussagekraft Repräsentanz für die Zielgruppe Nur die meist abundanten Arten einer Bodenprobe Mittlere (1%, (Gelsomino et al. 1999)) können detektiert werden. Die Identität dieser Arten kann durch Sequenzierung untersucht werden. Auflösung, taxonomische Informationen können gewonnen werden Akzeptanz des Testes Standardisierung Reproduzierbarkeit / statistische Validität Es liegen keine Ansätze zur Standardisierung von DGGE-Protokollen vor. Die Reproduzierbarkeit von DGGE-Gelen ist nicht Durchschnittideal (Nakatsu 2007), obwohl einige Labore gute Reproduzierbarkeit berichten (Gelsomino et al. 1999). Im schlechtesten Fall ist die Methode beschränkt auf die Anzahl Proben, die auf ein Gel geladen werden kann (Smalla et al. 2007). Vorhandensein von Prozeduren zur Referenzmaterial Referenzmaterialien: Es gibt keine Ansätze, DGGEs mit Möglich lich Nein

Qualitätskontrolle und von Referenzmaterialien durchzuführen.

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Testkriterium Anwendung in bestehenden Monitoringssystemen

Denaturing Gradient Gel-Elektrophorese DGGEs wurden in den Niederlanden im Bodenmonitoring eingesetzt (e.g. (Mulder et al. 2004, Schouten et al. 2000), M. Rutgers, persönliche Mitteilung).

Bewertung Ja (NL)

Vorhandensein von Daten Für einige Bodennutzungskategorien wurden in den Ja (NL) zu Referenzflächen Praktische Argumente Machbarkeit / Messbarkeit DGGE gehört zu einer der weit verbreiteten Techniken in der mikrobiellen Ökologie und ist damit messbar. Kosteneffektivität Zeitbedarf Die Kosten pro Probe liegen unter 10 E. Mit DGGE können 50 – 100 Proben pro Woche bearbeitet werden, abhängig von der Anzahl der Gelelektrophorese-Apparatur. Schwierigkeitsgrad der Durchführung Die Verfertigung der DGGE-Gele und die statistische Analyse erfordert einige Erfahrung. Die Durchführung erfordert spezielle Gelelektrophorese-Apparatur. Bodenaufbewahrung Es liegen keine systematischen Studien zum Einfluss der Bodenaufbewahrung vor. Es wird davon ausgegangen, dass Bodenproben bei niedrigen Temperaturen (-80 Grad) aufbewahrt werden können. Möglich gemittelt Hoch (<10€ / Probe) 50-100 Proben pro Woche Durchschnittslabor Niederlanden Daten in Referenzstandorten erhoben (Rutgers et al. 2005).

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Testkriterium Archivierbarkeit

Denaturing Gradient Gel-Elektrophorese Nur vereinzelt wurden Studien zu den Folgen von durchgeführt. Laut (Campbell 2009) ist luftgetrocknete Archivierung für feuchte und Humusreiche Böden problematischer als für Böden mit wenig organischem Kohlenstoff. Laut (Tzeneva et al. 2009) kann der Effekt von verschiedenen Bodenparametern (pH, Nutrienten) auch in luftgetrockneten und gelagerten (3 Monate) Böden festgestellt werden. Allerdings führt die Lagerung zu Veränderungen in den Profilen im Vergleich mit frischen Böden. Allgemen wird angenommen, dass Lagerung bei -80 Grad möglich ist.

Bewertung Wahrschein-

Archivierung von Bodenproben für DGGE-Profile lich möglich

Anwendbarkeit in verschiedenen Bodentypen und Regionen

Es liegen keine systematischen Studien zur Anwendung von DGGE in verschiedenen Bodentypen vor.

Wahrscheinlich möglich

T-RFLP Testkriterium Terminal restriction fragment length polymorphism Testprinzip Polymorphismen in der Basenpaar-Sequenz der 16S rRNA Gene zwischen unterschiedlichen Bakterien führen zu unterschiedlich langen Fragmenten in Restriktions-Analysen. Die (bis zu 50-80) Fragmente geben Aufschluss über die relative Abundanz der häufigsten Arten einer Bodenprobe, aber nicht über ihre Phylogenie. Bewertung

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Testkriterium

Terminal restriction fragment length polymorphism

Bewertung

Kurze Testbeschreibung

Nach DNA / RNA -Extraktion werden 16S rDNA Gene mit selektiven Primern amplifiziert. Danach werden die PCR-Produkte mit Restriktionsenzymen in kleinere Fragmente geschnitten. Die Fragmente werden entweder durch Gelelektrophorese sichtbar gemacht (RFLP), oder in einem Sequencer analysiert (T-RFLP). T-RFLP erfordert die Markierung der terminalen Fragmente durch Verwendung von Primern mit einem Fluoreszenzfarbstoff.

Ökologische Aussagekraft Repräsentanz für die Zielgruppe Nur die meist abundanten Arten einer Bodenprobe Mittlere (>0.1-1%, (Dunbar et al. 2000)) können detektiert werden. Die Identität der Arten kann durch Vergleich mit Datenbanken untersucht werden (begrenzt möglich). Akzeptanz des Testes Standardisierung Reproduzierbarkeit / statistische Validität Bisher liegen keine Ansätze zur Standardisie-rung Nein vor, aber sie wird in der ISO vorbereitet. Die Reproduzierbarkeit von T-RFLP Profilen ist höher als die von DGGEs (Hirsch et al. 2010, Smalla et al. 2007) und wird im Allgemeinen als hoch angesehen. Vorhandensein von Prozeduren zur Qualitätskontrolle und von Referenzmaterial Anwendung in bestehenden Monitoringssystemen TRFLP von Bakterien wird in England im Bodenmonitoring eingesetzt (Griffiths et al. 2011). UK Es bestehen keine Ansätze, Referenzproben in die Analysen aufzunehmen. Möglich Hoch Auflösung, begrenzte taxonomische Informationen

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Testkriterium

Terminal restriction fragment length polymorphism

Bewertung

Vorhandensein von Daten Es liegen noch keine Daten zu Referenzflächen vor, Nein zu Referenzflächen Praktische Argumente Machbarkeit / Messbarkeit TRFLP ist eine der verbreitetsten Techniken in der Durchschnittsmikrobiellen Ökologie. Kosteneffektivität Zeitbedarf Schwierigkeitsgrad der Durchführung Die Kosten pro Probe liegen unter 10 E. labor Sequencer notwendig Mit TRFLP können mehr als 100 Proben pro Woche >=100 Proben bearbeitet werden. nicht problematisch sind. Die statistische Auswertung erfordert einige Erfahrung. Die Durchführung von T-RFLP erfordert Sequencer. Bodenaufbewahrung Es liegen keine systematischen Studien zum Einfluss der Bodenlagerung vor. Es ist davon auszugehen, dass Bodenproben bei -80 Grad aufbewahrt werden können. Archivierbarkeit Wahrscheinlich kann Boden bei niedrigen Temperaturen archiviert werden. Es scheint, dass RFLP-Analysen von Bakterien nur wenig durch Einfrieren / Auftauen beeinflusst werden (Pesaro 2003).. Anwendbarkeit in verschiedenen Bodentypen und Regionen Es liegen keine systematischen Studien zur Anwendung vonTRFLP in verschiedenen Bodentypen vor. Wahrscheinlich möglich Wahrscheinlich möglich Möglich pro Woche Einarbeitung einfach T-RFLP hat viele Einzelschritte, die aber tech-nisch Mit diese könnten aber aus Daten anderer Länder erarbeitet werden (GB)

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ARISA Testkriterium Testprinzip ARISA Polymorphismen in der Basenpaar-Sequenz der Gene zwischen den 16S- und 23S-Genen (intergenic spacer) zwischen unterschiedlichen Bakterien führen zu unterschiedlich langen PCR Fragmenten. Die 50 -1500 bp Fragmente geben Aufschluss über die relative Abundanz der häufigsten Arten einer Bodenprobe, aber nicht über ihre Phylogenie. Kurze Testbeschreibung Nach DNA / RNA -Extraktion wird die inter-genic spacer region (zwischen den 16S und 23S rDNA Genen) mit selektiven Primern amplifi-ziert, von denen einer einen fluoreszenten Marker enthält. Danach werden die PCR-Produkte in einem Sequencer analysiert und anhand ihrer unterschiedlichen Länge detektiert. Ökologische Aussagekraft Repräsentanz für die Zielgruppe Nur die meist abundanten Arten einer Boden-probe Mittlere (0.1-50%, (Cardinale et al. 2004) können detektiert Auflösung, werden. Die Identität der Arten kann durch Vergleich mit Datenbanken untersucht werden (begrenzt möglich, Datenbanken klein). Akzeptanz des Testes Standardisierung Reproduzierbarkeit / statistische Validität Vorhandensein von Prozeduren zur Qualitätskontrolle und von Referenzmaterial Bisher gibt es keinen Standardiserungs-Ansatz. Die Reproduzierbarkeit von ARISA-Proflilen ist hoch (Ranjard et al. 2001). Es bestehen keine Ansätze, Referenzproben in die Analysen aufzunehmen. Möglich Nein Hoch begrenzte taxonomische Informationen Bewertung

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Testkriterium Anwendung in bestehenden Monitoringssystemen

ARISA In der ECOMIC-RMSQ Initiative in Frankreicht wird ARISA eingesetzt (Dequiedt et al. 2009), http://www2.dijon.inra.fr/plateforme_genosol/en/se rvices/anamol.php). ARISA wird/wurde auch im aquatischen Monitoring eingesetzt, u.a. im “Microbial Observatory” in England und in Neuseeland (Lear & Lewis 2009).

Bewertung Frankreich

Vorhandensein von Daten Es liegen noch keine Daten zu Referenzflächen vor, Nein zu Referenzflächen Praktische Argumente Machbarkeit / Messbarkeit ARISA wird weniger häufig eingesetzt als DGGE messbar. Kosteneffektivität Zeitbedarf Schwierigkeitsgrad der Durchführung Die Kosten pro Probe liegen unter 10 E. Sequencer notwendig Mit ARISA können 100 bis 200 Proben pro Woche >=100 Proben bearbeitet werden. nicht problematisch sind. Die statistische Auswertung erfordert einige Erfahrung. Die Durchführung von ARISA erfordert Sequencer. Bodenaufbewahrung Systematische Studien zum Einfluss der Bodenlagerung fehlen. Wahrscheinlich können Bodenproben bei -80 Grad aufbewahrt werden. Archivierbarkeit Es wurden keine Studien zur Archivierbarkeit von WahrscheinBodenproben für ARISA gefunden. Generell wird angenommen, dass Bodenproben eingefroren auf bewahrt werden können. lich möglich Möglich pro Woche Einarbeitung einfach ARISA hat einige Einzelschritte, die aber technisch Mit Wenige und TRFLP, ist aber weitverbreitet und ist damit gut Laboratorien diese könnten aber aus Daten anderer Länder erarbeitet werden (F).

ARGE Bodenbiodiversität

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Testkriterium Anwendbarkeit in und Regionen

ARISA Es liegen keine systematischen Studien zur Bodentypen vor.

Bewertung Wahrscheinlich möglich

verschiedenen Bodentypen Anwendung vonARISA in verschiedenen

Klonierung und Sequenzierung Testkriterium Testprinzip Klonierung und Sequenzierung Beim Klonieren werden 16S-rRNA Genfragmente in Plasmidvektoren gebracht, in E. coliStämmen kultiviert und deren Basenpaar-sequenz bestimmt. Die Sequenzen können in einem Stammbaum wiedergegeben werden und mit bekannnten Sequenzen verglichen werden. So können Klassen und Arten der vorhandenen Bakterien bestimmt werden. Kurze Testbeschreibung Nach DNA / RNA-Extraktion werden 16S rDNA Gene mit selektiven Primern amplifiziert. Danach werden einzelne PCR-Produkte mit Hilfe von Plasmidvektoren in E. coli-Stämme eingebracht (Klonierung). Die Sequenz der 16S-Genfragmente wird durch Sanger-Sequenzierung bestimmt. Die Zahl der Sequenzen hängt von der Zahl der analysierten Klone ab und beträgt meist einige 100. Ökologische Aussagekraft Repräsentanz für die Zielgruppe Abhängig von der Tiefe der Sequenzierung (= Zahl der untersuchten Klone) können nur die häufigsten Bakterien bestimmt werden, aber mit detaillierter taxonomischer Information. Akzeptanz des Testes Mittlere Auflösung, Bewertung

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Testkriterium Standardisierung Reproduzierbarkeit / statistische Validität Vorhandensein von Prozeduren zur Referenzmaterial Anwendung in bestehenden Monitoringssystemen

Klonierung und Sequenzierung

Bewertung

Bisher liegen keine Ansätze zur Standardisierung Nein vor. Die Reproduzierbarkeit von Klonbanken wurde so Wenig gut wie nicht untersucht. Analysen aufzunehmen. Interne untersucht Es bestehen keine Ansätze, Referenzproben in die Möglich

Qualitätskontrolle und von Qualitätskontrollen sind vorhanden. Bisher gibt es keine Anwendung von Klonierung Nein und Sequenzierung in Monitoringsystemen. Nein

Vorhandensein von Daten Es liegen noch keine Daten zu Referenzflächen zu Referenzflächen Praktische Argumente Machbarkeit / Messbarkeit Klonierung und Sequenzierung ist eine weit verbreitete Technik in der Bodenmikrobiologie und ist damit messbar Kosteneffektivität Der Preis für eine Probe liegt bei über 200 €, die Kosten ein Vielfaches betragen Zeitbedarf Schwierigkeitsgrad der Durchführung vor.

Durchschnittslabor Niedrig (>100 €

abhängig von der Tiefe der Sequenzierung können / Probe) Mit Klonierung und Sequenzierung können < als <10 Proben pro 10 Proben pro Woche bearbeitet werden. Für die Klonierung und Sequenzierung sind mehrere, aber nicht schwierige Einzelschritte, nötig. Die statistische Auswertung erfordert Erfahrung. Die Durchführung von Klonierung und Sequenzierung erfordert Sequencer. Bodenaufbewahrung Es liegen keine systematischen Studien zum Einfluss der Bodenlagerung vor. Es wird davon ausgegangen, dass Bodenproben bei -80 Grad aufbewahrt werden können.
ARGE Bodenbiodiversität

Woche Gemittelt

Möglich

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Testkriterium Archivierbarkeit

Klonierung und Sequenzierung

Bewertung

Es wurden keine Studien zur Archivierbarkeit von Wahrschein-lich Bodenproben für Klonierung und Sequenzierung möglich gefunden. Es ist aber für Pilze möglich (Moonvan der Staay et al. 2006).

Anwendbarkeit in und Regionen

Es liegen keine systematischen Studien zur in verschiedenen Bodentypen vor.

Wahrschein-lich

verschiedenen Bodentypen Anwendung vonKlonierung und Sequen-zierung möglich

High throughput-Sequenzierung Testkriterium Testprinzip High throughput sequenzierung Die Basenpaarsequenz von relativ kurzen 16SrRNA Fragmenten (bis zu 400 Basenpaare in GS454 Sequencern – bis zu 100 Basenpaare in Illumina Sequencern) werden in einem High throughput-Sequenzer analysiert. Die Sequenzen können in einem Stammbaum wiedergegeben werden und mit bekannten Sequenzen verglichen werden. Mit High throughput Sequenzierung können momentell Gattungen von Bakterien aufgelöst werden. Kurze Testbeschreibung Nach DNA / RNA-Extraktion werden 16S rDNA Gene mit selektiven Primern amplifiziert. Die Sequenz der 16S-Genfragmente wird durch HighThroughput-Sequenzierung bestimmt, wobei mehrere tausend Sequenzen pro Probe gewonnen werden können. Statistische Analyse führt zu einem Vergleich der Sequenzen mit bisher bekannten Bakterien und zu einem Vergleich der Proben untereinander. Bewertung

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Testkriterium

High throughput sequenzierung

Bewertung

Ökologische Aussagekraft Repräsentanz für die Zielgruppe Durch die grosse Tiefe der Sequenzierung können sehr viele Bakterienarten in einer Probe bestimmt werden (Arten mit einer Abundanz >0.01-0.1%), allerdings etwas gröber als beim Klonieren und Sequenzieren. Die Repräsentanz und Tiefe hängt von der Anzahl der Sequenzen pro Probe ab (Lemos et al. 2011). Mit high throughput Sequenzierung können auch heute noch nicht bekannte Arten detektiert werden. Akzeptanz des Testes Standardisierung Standardisierungsansätze betreffen die Aufbewahrung von Metainformationen, wie zum Beispiel Ort und Zeit der Probenahme, Bodentyp und andere. Standardisierung wird koordiniert durch das 'Genomic Standards Consortium” (http://gensc.org) Reproduzierbarkeit / statistische Validität Die Reproduzierbarkeit von high throughput hängt von der Anzahl der Sequenzen pro Probe ab (Lemos et al. 2011), auch die verwendeten „barcodes“ und Primer spielen eine Rolle (Caporaso et al. 2011). Da Zufallsprozesse besonders bei der Erfassung von Arten mit einer geringen Abundanz eine Rolle spielen, ist die Reproduzierbarkeit der Detektion dieser Arten gering {Zhou, 2011 #419}. Wenig sequencing wurde bis jetzt nur wenig untersicht. Sie untersucht Nein Hohe Auflösung, mittlere- tiefe taxonomische Informationen

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Testkriterium Vorhandensein von Prozeduren zur Referenzmaterial Anwendung in bestehenden Monitoringssystemen

High throughput sequenzierung Es bestehen keine Ansätze, Referenzproben in die Analysen aufzunehmen. Interne Qualitätskontrollen zugänglich sind, kann die Datenbearbeitung an neueste Standards angepasst werden Bisher gibt es keine Anwendung von highthroughput Sequenzierung in Monitoringsystemen.

Bewertung Möglich

Qualitätskontrolle und von sind vorhanden. Da die Daten z.T. öffentlich

Nein

Vorhandensein von Daten Da Daten z.T. öffentlich zugänglich sind, können zu Referenzflächen Praktische Argumente Machbarkeit / Messbarkeit Proof of principle Studien zeigen, dass High anzunehmen, dass High throughput sequenzierung in stets steigendem Masse in der Bodenmikrobiologie eingesetzt wird. Kosteneffektivität darüber Referenzflächen definiert werden

Nein

Wenige

throughput sequencing machbar / messbar ist. Es ist Laboratorien

Bezogen auf die Vielzahl der untersuchten Gene ist Niedrig (100high throughput sequencing kostengünstig. Bezogen 150 € / Probe); auf die Kosten einer Probenahme ist high throughput sequencing teuer (ca. 100-150 E pro Probe abhängig von der Tiefe der Analyse). Es ist anzunehmen, dass der Preis erheblich fallen wird. High throughput sequencer und Computerhard ware notwendig

Zeitbedarf

Mit high throughput Sequenzierung können mehr Datenanalyse erfordert einige Tage.

>=50 Proben

als 100 Proben pro Woche sequenziert werden. Die pro Woche

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Testkriterium Schwierigkeitsgrad der Durchführung

High throughput sequenzierung

Bewertung

High throughput sequencing is experimentell nicht Mittel schwierig. Ein Sequencer ist erforderlich. Die grossen Datenmengen und Methoden der Bioinformatik und befindet sich noch in Entwicklung. (Datenanalyse Bioinformatik erforderlich) WahrscheinDatenanalyse erfordert Kenntnisse im Umgang mit fortschreitend,

Bodenaufbewahrung

Es liegen nur vereinzelt Untersuchungen zur haben Temperaturen zwischen -80 und 20 Grad über 14 Tage nur geringe Auswirkungen auf die Profile der Bodenproben.

Probenaufbewahrung vor. Laut (Lauber et al. 2010) lich möglich

Archivierbarkeit

Längere Zeiträume sind noch nicht untersucht eingefroren aufbewahrt werden können.

Wahrschein-

worden. Es wird angenomnen, dass Boden-proben lich möglich Anwendbarkeit in und Regionen Bezüglich auf die DNA-Extraktion kann eine humushaltige Böden notwendig sein. Die Vergleichbarkeit von Böden mit unterschiedlichen Eigenschaften ist noch nicht vollständig untersucht. Microarrays für phylogenetische Gene Testkriterium Microarrays für phylogenetische Identifizierung Testprinzip Gleichzeitige Messung von Gen-Fragmenten in DNA der gesamten Gemeinschaft, die spezifisch für einzelne bakterielle Arten und Stämme sind. Das Resultat ist eine semi-quantitative Bestimmung der Bakterien, die in einer Bodenprobe vorkommen (nahezu 9000 Arten / Gattungen (DeSantis et al. 2007)). Bewertung Wahrscheinlich möglich

verschiedenen Bodentypen Methodenoptimalisierung für besonders

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Testkriterium

Microarrays für phylogenetische Identifizierung

Bewertung

Kurze Testbeschreibung

DNA wird mit spezifischen Primern für phylogenetische Gene amplifiziert, und auf einem Mikrochip (microarray) mit bis zu mehreren Tausend Genproben hybridisiert (gebunden), die in bekannten phylogenetischen Genen (meist den 16S rRNA Genen) vorkommen. Phylogenetische Microarrays enthalten meist kurze Genproben (1824 Basenpaare). Längere Proben werden fúr Microarrays verwendet, die einzelne Gruppen Bakterien spezifisch messen können. Das Auslesen des Chips führt zu Aussagen zur Präsenz von Genen in der untersuchten Probe.

Ökologische Aussagekraft Repräsentanz für die Zielgruppe Phylogenetische Microarrays sind (abhängig vom Genproben) repräsentativ für nahezu alle bisher bekannten Arten – bis jetzt unbekannte Arten können aber nicht detektiert werden. Die Detektionsgrenze von einzelnen Arten kann 1-5% der Gemeinschaft betragen, (Bodrossy & Sessitsch 2004, Loy et al. 2005), es wurden jedoch auch niedrigere Werte (0.01%) gefunden (Brodie et al. 2007, K. M. DeAngelis et al. 2009). Es ist nicht klar, inwiefern Micro-arrays quantitative Aussagen zur absoluten Häufigkeit von Arten liefern können (Brodie et al. 2007, Kyselkova et al. 2009, Yergeau 2009 ). Die Spezifizität der Proben für eine Art ist bei Arrays mit vielen Proben nur theoretisch festzustellen und hängt von den experimentellen Bedingungen ab (Gentry et al. 2006). Hohe - mittlere detaillierte taxonomische Informationen Design und der Zahl der auf dem Array lokalisierten Auflösung,

ARGE Bodenbiodiversität

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Testkriterium

Microarrays für phylogenetische Identifizierung

Bewertung

Akzeptanz des Testes Standardisierung Bisher gibt es keine internationale Standardisierung für Phylogenetische Microarrays. Vor allem das Design der verwendeten microarrays (Zahl und Sequenzen der Proben) sowie die Probenvorbereitung variiert. Für die Datensicherung von Microarrays liegen erste Ansätze zur Standardisierung vor (Brazma et al. 2001). Reproduzierbarkeit / statistische Validität Die Reproduzierbarkeit von phylogenetischen Microarrays ist wenig untersucht – einige Publikationen zeigen eine gute Reproduzier-barkeit (DeAngelis 2009), der Variationsko-effizient kann 10% betragen (Hazen et al. 2010). Vorhandensein von Prozeduren zur Referenzmaterial Qualitätskontrolle: Das Design der Mikroarrays ist Möglich so ausgeführt, dass mehrere Proben für ein Gen zu verkleinern. Referenzmaterialen: Während viele Studien Unterschiede von verschiedenen Proben zu einer Referenz behandeln, gibt es noch keinen international anerkannten Referenzboden. Anwendung in bestehen- In der ECOMIC-RMSQ Initiative in Frankreicht den Monitorings-systemen werden zukünftig Microarrays eingesetzt. Vorhandensein von Daten Erste Ergebnisse von Microarray-Auslesungen zu Referenzflächen wurden in Datenbanken aufgenommen (e.g. Gene expression omnibus, GEO; NCBI: www.ncbi.nlm.nih.gov/geo), allerdings noch nicht für Umweltexperimente. Eventuell können Referenzflächen in Frankreich definiert werden Praktische Argumente Nein Frankreich Wenig untersucht Nein

Qualitätskontrolle und von kodieren, um die Wahrscheinlichkeit zufälliger Hits

ARGE Bodenbiodiversität

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Testkriterium

Microarrays für phylogenetische Identifizierung

Bewertung

Machbarkeit / Messbarkeit Die Anwendung von phylogenetischen Micro-arrays Wenige ist in der mikrobiellen Ökologie relativ weit verbreitet. Kosteneffektivität Bezogen auf die Vielzahl der untersuchten Gene sind phylochips kostengünstig. Bezogen auf die 120 E pro Probe) Zeitbedarf Schwierigkeitsgrad der Durchführung Mit Microarrays können zwischen 10 und 100 Proben pro Woche bearbeitet werden. Die Arbeit mit phylochips erfordert als technische werden, einen 'spotter'. Die Datenanalyse von Microarrays erfordert statistisches Expertenwissen. Bodenaufbewahrung Es liegen keine systematischen Studien zum Einfluss der Bodenlagerung vor. Es wird davon ausgegangen, dass bei -80 Grad aufbewahrt werden können. Archivierbarkeit Anwendbarkeit in und Regionen Es wurden keine Studien zur Archivierbarkeit von WahrscheinBodenproben für diese Analysen gefunden. Für besonders humushaltige Böden kann eine Vergleichbarkeit von Böden mit unter-schiedlichen Eigenschaften ist noch nicht klar. verschiedenen Bodentypen Optimierung der DNA-Extraktion nötig sein. Die lich möglich Wahrscheinlich möglich Möglich 10-100 Proben pro Woche Einfach / Niedrig (>=100 € / Laboratorien

Kosten einer Probenahme sind phylochips teuer (ca. Probe)

Geräte einen Reader, und wenn sie selbst hergestellt gemittelt

ARGE Bodenbiodiversität

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Detaillierte Bewertung: Molekulare Diversität funktioneller Gene Microarrays mit funktionellen Genen Testkriterium Testprinzip Microarrays für funktionelle Gene (FGA) Gleichzeitige Messung von Gen-Familien die für bekannte mikrobielle Funktionen kodieren in DNA der gesamten Bodengemeinschaft. Das Ergebnis ist eine semiquantitative Bestimmung von bis zu 540 Genfamilien in einer Probe {He, 2011 #418}. Kurze Testbeschreibung Zuerst wird eine DNA oder RNA-Extraktion aus der Bodengemeinschaft durchgeführt. Danach wird die DNA auf einem Mikrochip (microarray) mit bis zu mehreren Tausend Genproben hybridisiert (gebunden), die in bekannten funktionellen Genen vorkommen. Meist werden funktionelle Microarrays ohne vorhergehende Amplifikation der DNA eingesetzt. Ökologische Aussagekraft Repräsentanz für die Zielgruppe FGA sind (abhängig vom Design des Arrays) repräsentativ für nahezu alle bisher bekannten funktionellen Gene. Sie enthalten keine Information zur Phylogenie der die für Funktionen kodieren. FGAs können Gene detektieren, die in > 5% der gesamten Gemeinschaft vorliegen {He, 2011 #418}. . Um die Sensitivität zu erhöhen, kann eine „whole genome amplification“ ausgeführt werden (He et al. 2011). Weiter können sie nur bekannte Gene abbilden und weisen daher Lücken auf, deren Grösse nicht bekannt ist (besonders relevant für Bodenpilze). Mittlere Auflösung, detaillierte funktionelle n Bewertung

Bodengemeinschaft, aber zur Diversität der Gene, Informatione

ARGE Bodenbiodiversität

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Testkriterium Akzeptanz des Testes Standardisierung

Microarrays für funktionelle Gene (FGA)

Bewertung

Bisher gibt es keine internationale Standardisierung für FGA. Vor allem das Design der verwendeten microarrays (Zahl und Sequenzen der Proben) sowie die Probenvorbereitung variiert. Für die Datensicherung von Microarrays im Allgemeinen liegen erste Ansätze zur Standardisierung vor (Brazma et al. 2001).

Nein

Reproduzierbarkeit / statistische Validität

Die Es wurden keine Publikationen zu systematischen Untersuchungen der Reproduzierbarkeit von funktionellen Microarrays gefunden.

Wenig untersucht

Vorhandensein von Prozeduren zur Qualitätskontrolle und von Referenzmaterial

Qualitätskontrolle: Das Design der Mikroarrays ist Möglich so ausgeführt, dass mehrere Proben für ein Gen kodieren, um die Wahrscheinlichkeit zufälliger Hits zu verkleinern. Referenzmaterialen: Während viele Studien Unterschiede von verschiedenen Proben zu einer Referenz behandeln, gibt es noch keinen international anerkannten Referenzboden.

Anwendung in bestehenden Monitoringssystemen Vorhandensein von Daten zu Referenzflächen

Bisher gibt es keine Anwendung von Microarrays in Monitoringsystemen. Erste Anstrengungen, die Ergebnisse von Microarray-Auslesungen in Datenbanken aufzunehmen, existieren (e.g. Gene expression omnibus, GEO, at NCBI: www.ncbi.nlm.nih.gov/geo), allerdings noch nicht für Umweltbezogene Experimente.

Nein

Nein

Praktische Argumente

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Testkriterium Machbarkeit / Messbarkeit

Microarrays für funktionelle Gene (FGA) in der mikrobiellen Ökologie noch nicht weit verbreitet, aber nicht auf wenige Labors beschränkt.

Bewertung Laboratorien

Die Anwendung von funktionellen Microarrays ist Wenige

Kosteneffektivität

Bezogen auf die Vielzahl der untersuchten Gene sind FGA kostengünstig. Bezogen auf die Kosten einer Probenahme sind FGA teuer (ca.

Niedrig (>=100 € / Probe) 10-100 Proben pro Woche Einfach / gemittelt

Zeitbedarf

Mit Microarrays können zwischen 10 und 50 Proben pro Woche bearbeitet werden.

Schwierigkeitsgrad der Durchführung

Die Arbeit mit FGA erfordert als technische Geräte einen Reader, und wenn sie selbst hergestellt werden, einen 'spotter'. Die Datenanalyse von Microarrays erfordert Kenntnis im Umgang mit grossen Datenmengen und Statistik.

Bodenaufbewahrung

Es liegen keine systematischen Studien zum Einfluss der Bodenaufbewahrung vor. Es wird davon ausgegangen, dass Bodenproben bei niedrigen Temperaturen (-80 Grad) aufbewahrt werden können.

Möglich

Archivierbarkeit

Generell wird angenommen, dass Bodenproben (zumindest für DNA-Analysen) eingefroren aufbewahrt werden können. Allerdings liegen noch keine Veröffentlichungen vor, die belegen, dass dies keinen Einfluss auf Microarray-Analysen hat.

Wahrscheinlich möglich

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Testkriterium Anwendbarkeit in verschiedenen Bodentypen und Regionen

Microarrays für funktionelle Gene (FGA) Bezüglich auf die DNA-Extraktion kann eine Methodenoptimalisierung für besonders humushaltige Böden notwendig sein. Die Vergleichbarkeit von Böden mit unterschiedlichen Eigenschaften ist noch nicht vollständig untersucht.

Bewertung Wahrscheinlich möglich

Einfluss von Bodenparametern auf die Zusammenstellung von ArchebakterienGemeinschaften. In der Literaturdatenbank Scopus wurden die folgenden Suchstrategien durchgeführt: • TITLE-ABS-KEY(dgge OR trflp OR arisa OR sscp OR T-RFLP) AND TITLE-ABSKEY(soil) AND TITLE-ABS-KEY(archae*), • bzw. TITLE-ABS-KEY("cloning and sequencing" OR "clone library" OR "highthroughput sequencing") AND TITLE-ABS-KEY(soil) AND TITLE-ABSKEY(archae*). Quelle Habitat Methode Untersuchte Parameter PerezLeblic KaoKniffin J, 2010 Grossman et al. 2010 “Terra preta” und DGGE, normale Böden in T-RFLP Amazonien historische und historische aktuelle nutzung, Bodentyp Landnutzung Land- (kein Effekt der heutigen Landnutzung) et Rhizosphäre T-RFLP al. in press Deponie DGGE Parameter mit Effekt auf die Gemeinschaft Archeen-

ARGE Bodenbiodiversität

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Quelle

Habitat

Methode

Untersuchte Parameter

Parameter mit Effekt auf die Gemeinschaft Archeen-

Dong al. 2010 Yarwood

et Mikrokosmen Waldböden

T-RFLP T-RFLP

Humussäuren und Harnstoff Gebiet, Baumbestand Bodenchemie, Vegetation Niederschlag, Ökosystem

Humussäuren, Harnstoff, Inkubationszeit pH, dominante Bäume, Gebiet Bodenchemie, Vegetation Ökosystem / Niederschlag

et al. 2010 Mitchell et al. 2010 Angel al. 2010 Taketani et 2010 Ayton al. 2010 CadilloQuiroz 2010 Lehtovirta et 2009 Soule al., 2009 trockenen Gebieten Putkinen 2009 Andronov et al. 2009 TorfmoorSedimente Mikrokosmen mit T-RFLP Kulturboden al., pH Gradient Gradient: Busch- T-RFLP land / Laubwald T-RFLP Gradient et Niederschlags-

“Terra preta” und Klonierun historische und Gebiet, pH, Schwefel, OM und aktuelle Landnutzung, Bodentyp et minerale + orni- Klonierun Bodenchemie, thogene Böden in g Antarktika Torfmoor und Wassergehalt Vegetation Genbank Klonierung und Genbank DGGE: Crenarchaeota et Bodenkrusten in DGGE, Klonierung und Genbank Region pH, Habitat, pH Bodentyp Vegetation, Gebiet, Zeit Bodenchemie, Wassergehalt (kein Effekt der heutigen Landnutzung) Amazonien Genbank

al., normale Böden in g

Inokulation mit kein GMO

Effekt

der

Inokulation

ARGE Bodenbiodiversität

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Quelle

Habitat

Methode

Untersuchte Parameter

Parameter mit Effekt auf die Gemeinschaft Breitengrad Archeen-

Yergeau et Breitengradient in Phylog. al. 2009 Antarktika Mikroarray, Klonierung und Genbank K.M DeAngelis et al. 2009 Nishizawa et al. 2008 al. 2008 HochlandReisanbau Klonierung und Genbank Stres et al. Sumpfgebiet 2008 Macdonal d et al. Torfmoor T-RFLP 2008 CadilloQuiroz et al. 2008 Valenzuel a-Encinas et al. 2008 2008 Thummes et al. 2007 hypersalines, trockenes Sediment Grasland T-RFLP Bodenprofil Wiesenboden Phylog. Mikroarray T-RFLP

Vegetation

Rhizosphäre

Unterschiede Gemeinschaften

zwischen

Rhizosphäre- und BodenBodenbearbeitung Bodentiefe Effekt der Bodenbear-

beitung auf einzelne Arten Bodentiefe

Steven et Permafrost-

Applikation von Cu / Zn-Gehalt Klärschlamm (metallhaltig)

Høj et al. Mikrokosmen mit DGGE arktischem Moor Kompost + Bio- SSCP aerosole daraus

Temperatur

Temperatur, Inkubationszeit

ARGE Bodenbiodiversität

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Quelle

Habitat

Methode

Untersuchte Parameter

Parameter mit Effekt auf die Gemeinschaft Unterschiede Gemeinschaften Archeenzwischen

Bomberg & nen 2007 Macdonal d et al. 2007 Clementin o et 2007 Kemnitz et al. 2007

temperierte

DGGE

Timo- Wälder Grasland T-RFLP

Rhizosphäre- und HumusApplikation von Cu / Zn-Gehalt Klärschlamm (metallhaltig)

tropische

Habi- KlonieGenbank T-RFLP, Klonierung und Genbank DGGE Bodenchemie, Vegetation, Breitengrad DGGE Vegetation Vegetation Vegetation Bodentiefe Bodentiefe

al. tate

(Deponie, rung und

Kulturboden) Waldboden gemässigten Klimats

RooneyVarga al. 2007 Nicol al. 2007 Poplawski et al. 2007 et

Moore

et Vegetationsgradient: Moor bis Nadelwald Kulturboden

DGGE

Bodentiefe, Bodenfraktion und Jahreszeit

kein

Effekt

von

Bodentiefe, Bodenfraktion oder Jahreszeit Stickstoff, Gülle und Ernteabfälle Bodenalter Boden-Wasserhaushalt

Ruppel et Kulturboden al. 2007 Nicol al. 2006 Høj et al. arktische Böden 2006 et Gletschervorland

DGGE

Applikation von Mineralischer Stickstoffhaltige n Düngern

DGGE DGGE

Bodenalter BodenWasserhaushalt

ARGE Bodenbiodiversität

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Quelle

Habitat

Methode

Untersuchte Parameter

Parameter mit Effekt auf die Gemeinschaft Unterschiede Gemeinschaften Archeenzwischen

Stafford et Rhizosphäre von DGGE al. 2005 Nicol al. 2005 Kemnitz et al. 2004 Pesaro et Kulturbödenal. 2004 Nicol et al. 2003b) Nicol et GraslandMikrokosmen RFLP DGGE Mikrokosmen DGGE T-RFLP Bodenlagerung: Bodentrocknung MakroAuen T-RFLP endemischen Pflanzen et Gletschervorland DGGE Bodenalter, Vegetation

Rhizosphäre- und BodenBodenalter

Bodentrocknung im

und Gemeinschaften

Mikrogradienten Abstand von 8 x 8 cm können verschieden sein Gemeinschaften in Mikrokosmen natürliche und

al. 2003a

anaeroben bewirtschaftete Wiesen Einfrieren und Bakterien) (Archae

Pesaro et Kulturbödenal. 2003 Mikrokosmen

Bodenaufbewah rung: Einfrieren

empfindlicher als Eukarya

Chen et al. Deponie 2003 Nicol al. 2003) Norris al. 2002 et Geothermischer Temperaturgradient et Grasland

Klonierung und Genbank DGGE DGGE

Deponietiefe

Bodenmanagement, Gebiet Temperatur

Bodenmanagement Temperatur

Chelius & (Oberfläche von) KlonieTriplett 2001 Maiswurzeln rung und Genbank
ARGE Bodenbiodiversität

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Quelle

Habitat

Methode

Untersuchte Parameter

Parameter mit Effekt auf die Gemeinschaft Archeen-

Nakatsu et Kulturböden al. 2000

DGGE

Gebiet, Boden- Gebiet management, PAHKontamination

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