Proefschrift Universiteit van Amsterdam. / Met lit. opg. - Met samenvatting in het Nederlands.

In fünf Fließgewässern Sachsens wurde die Wirkung von Baumaßnahmen der Landestalsperrenverwaltung auf die Lebensbedingungen für Fische begutachtet. Bewertet wurde der Rückbau von Wehren, der Einbau von Fischaufstiegsanlagen sowie Renaturierungsmaßnahmen mit Strukturverbesserungen der Gewässersohle. Die Maßnahmen in der Triebisch, der Müglitz, der Wesenitz und der Kleinen Spree verbesserten die Lebensbedingungen und Wandermöglichkeiten für Fische. Die komplexen Baumaßnahmen in der Chemnitz inmitten des Stadtgebiets bewirkten bislang noch keine Verbesserungen.

Techn. University, Diss., 2003--Berlin.

In fünf Fließgewässern Sachsens wurde die Wirkung von Baumaßnahmen der Landestalsperrenverwaltung auf die Lebensbedingungen für Fische begutachtet. Bewertet wurde der Rückbau von Wehren, der Einbau von Fischaufstiegsanlagen sowie Renaturierungsmaßnahmen mit Strukturverbesserungen der Gewässersohle. Die Maßnahmen in der Triebisch, der Müglitz, der Wesenitz und der Kleinen Spree verbesserten die Lebensbedingungen und Wandermöglichkeiten für Fische. Die komplexen Baumaßnahmen in der Chemnitz inmitten des Stadtgebiets bewirkten bislang noch keine Verbesserungen.

A field survey for the invertebrate fauna conducted in the Ma River, Thanh Hoa province in 2013. The research applied multivariable analysis performed by the Primer v.6 software, such as CLUSTER, one-way ANOSIM, BEST and DIVERSE. The results showed a list of 138 aquatic invertebrate species. Of these, most were freshwater wide-distributing species coupled with others characterized for brackish and marine waters. The biodiversity status was quite high compared to several other rivers in the North of Vietnam. The list contained many economic-valued species and 2 of these were listed in the Red Data Book of Vietnam. The aquatic invertebrates showed a significant relation to the two different combinations of physiochemical factors for zooplanktons and zoobenthos, respectively. The values of the species number, abundance and Shannon-Weiner index for both of zooplanktons and zoobenthos showed a curved trend from the upper river segments to lower river segments. These figures for zooplanktons peaked in the middle river segments, whereas the numbers for zoobenthos achieved the highest numbers in the estuaries. The species composition of the estuaries differentiated significantly from that of other freshwater habitats. / Năm 2013 đã tiến hành một đợt điều tra khu hệ động vật không xương sống sông Mã, tỉnh Thanh Hóa. Nghiên cứu sử các phân tích đa biến thông qua phần mền Primer v.6, bao gồm: CLUSTER, one-way ANOSIM, BEST và DIVERSE. Kết quả phân tích thu được 138 loài với thành phần loài chủ yếu là những loài nước ngọt thường gặp và phân bố rộng, ngoài ra còn có các loài đặc trưng cho nước lợ và mặn. Trong số các loài thu được, nhiều loài có giá trị kinh tế và 2 loài có tên trong Sách Đỏ Việt Nam. Khu hệ động vật không xương sống sông Mã có quan hệ chặt với hai nhóm chỉ số thủy lý hóa học khác nhau, tương ứng cho động vật nổi và động vật đáy. Giá trị các chỉ số sinh học gồm số lượng loài, mật độ và Shannon-Weiner hồi quy theo đường cong phi tuyến từ thượng lưu tới hạ lưu; đạt giá trị cao nhất tại cửa sông đối với động vật đáy và vùng trung lưu với động vật nổi. Thành phần loài cửa sông khác biệt rõ rệt với thành phần loài các sinh cảnh nước ngọt khác.

Schifffahrt stellt weltweit eine der wichtigsten Nutzungen der Flüsse und Seen dar, die zukünftig weiter zu nimmt. Sie schädigt Ufer durch Wellenschlag erheblich. Die Effekte von Schiffswellen auf benthische Wirbellose sind aber bisher kaum bekannt, obwohl diese eine zentrale Rolle im litoralen Nahrungsnetz spielen. Daher untersuchte ich 1) die direkten Effekte von Schiffswellen auf benthische Wirbellose, 2) die resultierenden Auswirkungen auf trophische Interaktionen und 3) das Wachstum und die Fitness von Wirbellosen, sowie 4) die langfristigen Änderungen der litoralen Wirbellosenzönosen. Labor- und Feldversuche zeigten, dass mit zunehmender wellengenerierter Sohlschubspannung mehr Individuen verdriftet wurden. Die Verdriftung wurde jedoch durch eine hohe strukturelle Habitatkomplexität gemindert, da diese die Wellenenergie stärker dissipierte und den Wirbellosen bessere Festhaltemöglichkeiten bot. Die Verdriftung der Wirbellosen bewirkte ein höheres Prädationsrisiko durch spindelförmige Fische, während hochrückige Fische die Ingestion bei Wellenexposition reduzierten. Wellenschlag verringerte auch das Wachstum und die Fitness nativer Wirbellosenarten, indem die Ingestion verringert oder der Energieverbrauch erhöht wurde, wohingegen Neozoen nicht beeinträchtigt wurden. Der kumulative Effekt von Schiffswellen veränderte die Artenzusammensetzung benthischer Zönosen sehr. Die Abundanz nativer Wirbelloser und die Artenzahl waren an exponierten Ufern geringer, während die Abundanz invasiver Arten zunahm. Folglich beeinträchtigen Schiffswellen benthische Wirbellose auf der Ebene der Individuen, Arten, Zönosen, sowie tropischer Interaktionen, und können so die ökologische Struktur und Funktion des gesamten Litorals beeinflussen. Durch Schutz komplexer Habitate wie Wurzeln und dichte Schilfbestände, sowie durch Wellenschlagsreduzierung durch größere Mindestabstände zum Ufer und angepasste Fahrtgeschwindigkeit, können die Auswirkungen von Schiffswellen gemindert werden. / Inland navigation is a major human use of rivers and lakes worldwide which is expected to increase in the future. It significantly affects shore habitats by ship-induced waves. In contrast to the importance of such pressures, the effects of these hydrodynamic disturbances on benthic invertebrates in the littoral zones are poorly understood, even that invertebrates are a central element of littoral food webs. Hence, I investigated 1) the direct and immediate effects of ship-waves on benthic invertebrates, 2) their subsequent effects on trophic interactions and 3) on the growth and fitness of invertebrates, and finally 4) the long-term effects on the community composition. Laboratory and field experiments showed increasing detachment of invertebrates with higher wave-induced shear stress. Detachment was significantly mitigated by higher structural complexity of the habitats, as complex habitats dissipate wave energy and provide better fixing possibilities. Moreover dislodgement of invertebrates led to a higher risk of being preyed upon by fusiform fish, while deep bodied fish reduced feeding under waves. Waves also reduced growth and fitness of native invertebrates via reduced feeding or increased energy costs, while non-native invertebrates were not affected. The cumulative impact of ship-waves alters the community composition of benthic invertebrates. The abundance of native invertebrates and total species richness was lower at exposed sites, while non-native invertebrates increased in abundance. Thus, ship-waves affect benthic invertebrates on the individual, species, and community levels, as well as the interaction of trophic levels, and hence will alter the ecological structure and function of whole littoral zones. Adverse effects of ship-waves may be mitigated by protecting structural complex habitats such as tree roots and dense reed belts, and by minimizing wave generation by increasing minimum sailing distance to shore or by adjusting vessel speed.

A field survey for the invertebrate fauna conducted in the Ma River, Thanh Hoa province in 2013. The research applied multivariable analysis performed by the Primer v.6 software, such as CLUSTER, one-way ANOSIM, BEST and DIVERSE. The results showed a list of 138 aquatic invertebrate species. Of these, most were freshwater wide-distributing species coupled with others characterized for brackish and marine waters. The biodiversity status was quite high compared to several other rivers in the North of Vietnam. The list contained many economic-valued species and 2 of these were listed in the Red Data Book of Vietnam. The aquatic invertebrates showed a significant relation to the two different combinations of physiochemical factors for zooplanktons and zoobenthos, respectively. The values of the species number, abundance and Shannon-Weiner index for both of zooplanktons and zoobenthos showed a curved trend from the upper river segments to lower river segments. These figures for zooplanktons peaked in the middle river segments, whereas the numbers for zoobenthos achieved the highest numbers in the estuaries. The species composition of the estuaries differentiated significantly from that of other freshwater habitats. / Năm 2013 đã tiến hành một đợt điều tra khu hệ động vật không xương sống sông Mã, tỉnh Thanh Hóa. Nghiên cứu sử các phân tích đa biến thông qua phần mền Primer v.6, bao gồm: CLUSTER, one-way ANOSIM, BEST và DIVERSE. Kết quả phân tích thu được 138 loài với thành phần loài chủ yếu là những loài nước ngọt thường gặp và phân bố rộng, ngoài ra còn có các loài đặc trưng cho nước lợ và mặn. Trong số các loài thu được, nhiều loài có giá trị kinh tế và 2 loài có tên trong Sách Đỏ Việt Nam. Khu hệ động vật không xương sống sông Mã có quan hệ chặt với hai nhóm chỉ số thủy lý hóa học khác nhau, tương ứng cho động vật nổi và động vật đáy. Giá trị các chỉ số sinh học gồm số lượng loài, mật độ và Shannon-Weiner hồi quy theo đường cong phi tuyến từ thượng lưu tới hạ lưu; đạt giá trị cao nhất tại cửa sông đối với động vật đáy và vùng trung lưu với động vật nổi. Thành phần loài cửa sông khác biệt rõ rệt với thành phần loài các sinh cảnh nước ngọt khác.

Diese Dissertation beschäftigt sich mit der passiven Probenahme von hydrophoben organischen Schadstoffen in Oberflächengewässern: Polyaromatische Kohlenwasserstoffe (PAK), polychlorierte Biphenyle (PCB), polybromierte Biphenylether (PBDE), Organochlorpestizide (u. a. HCH, DDX) und weitere hydrophobe Pestizide. Die Zielstellung dieser Arbeit lag bei der Validierung des Silikonstabs als Alternativmethode im Gewässermonitoring zu konventionellen Probenahmetechniken wie Schöpf- und Wochenmischproben der Wasserphase sowie Schwebstoffanalysen. Die Probenahme mit dem Silikonstab erfolgte durch dessen Exposition im Gewässer für einen Zeitraum zwischen einer Woche und mehreren Monaten. Nach Einholung wurden die im Silikonstab akkumulierten Schadstoffe (Analyten) mittels instrumenteller Analytik quantifiziert. Die Probenaufgabe erfolgte ohne vorherige Lösungsmittelextraktion durch direktes Erhitzen des Silikonstabs, wodurch die Analyten vom Polymer desorbieren (Thermodesorption). Die durch Hitze freigesetzten Analyten wurden direkt auf eine chromatographische Trennsäule gegeben und massenspektroskopisch quantifiziert. Nach Erhalt der Ergebnisse der Silikonstab-Analytik gibt es verschiedene Herangehensweisen für die Berechnung der zeitgemittelten Analytkonzentrationen im Gewässer, die in dieser Arbeit vorgestellt und diskutiert werden. Dazu gehören die Verwendung von experimentellen Daten aus Kalibrierversuchen und Berechnungen auf Grundlage von physikochemischen Eigenschaften der Analyten wie dem Sammler-Wasser-Verteilungskoeffizienten. Im Zuge dieser Arbeit wurde die Aufnahmekinetik des Silikonstabs bei verschiedenen Temperaturen und Fließgeschwindigkeiten mit Hilfe von Kalibrierversuchen untersucht. Die gewonnenen experimentellen Daten wurden für die Entwicklung von Rechenmodellen herangezogen, mit denen das Aufnahmeverhalten vorgesagt werden soll. Es wurden Sammler-Wasser-Verteilungskoeffizienten für den Silikonstab u. a. mit der Kosolvenzmethode bestimmt und als Parameter für die Berechnung von zeitgemittelten Analytkonzentrationen des Gewässers verwendet. Für die Validierung wurde der Silikonstab in zwei Gewässergütemessstationen der Fließgewässer Mulde (Dessau) und Elbe (Magdeburg) in Durchflussbehältern exponiert und die zeitgemittelten Analytkonzentrationen mit verschiedenen Rechenmodellen bestimmt. Die erhaltenen Werte werden mit gleichzeitig entnommenen Wochenmischproben der Wasserphase sowie monatlichen Schwebstoffproben verglichen und die Eignung des Silikonstabs als alternative Probenahmemethode für das Umweltmonitoring von Oberflächengewässern diskutiert.

Trotz der Schlüsselstellung heterotropher Protisten als Bindeglied zwischen dem mikrobiellen und dem klassischen Nahrungsnetz ist noch wenig über ihre biochemische Zusammensetzung und ihren Nährwert bekannt. In der vorliegenden Doktorarbeit wurde untersucht ob die biochemische Zusammensetzung von Protisten (1) von deren Nahrungsgrundlage (Alge oder Bakterien) und Ernährungsweise (Autotrophie, Mixotrophie oder Heterotrophie) abhängt und (2) ihre Nahrungsqualität für räuberisches Rotatorien (Keratella quadrata) bedingt. Die Fettsäure-, Sterol- und Aminosäurezusammensetzung vier heterotropher Protisten spiegelte generell die ihrer Nahrung wider. Es trat jedoch eine Akkumulation dieser biochemischen Substanzen in den Protisten auf. Auch die Ernährungsweise eines Flagellaten (Ochromonas sp.) beeinflusste stark dessen biochemische Zusammensetzung, insbesondere die Konzentrationen an mehrfach ungesättigten Fettsäuren (PUFAs). Bei der Untersuchung des Nährwertes vier heterotropher Protisten für K. quadrata wurden signifikante Korrelationen zwischen verschiedenen PUFAs, drei Sterolen und einer Aminosäure (Leucin) der Protisten und der Eiproduktion der Rotatorien festgestellt. Auch die experimentelle Supplementierung eines Flagellaten mit einer PUFA (Docosahexaensäure, DHA) erhöhte seinen Nährwert für die Rotatorien signifikant. Die Ergebnisse verdeutlichen die Fähigkeit heterotropher Protisten, die biochemische Zusammensetzung organischer Materie schon auf einer unteren Ebene des aquatischen Nahrungsnetzes zu verändern, nämlich beim Übergang zwischen Algen/Bakterien und dem Mesozooplankton. Hier können biochemische Änderungen weitreichende Folgen für den Stoff- und Energiefluß des gesamten Nahrungsnetzes nach sich ziehen. / Heterotrophic protists are an important link between the microbial and the classical food web. However, little is known about their biochemical composition and nutritional quality as prey. In this thesis, I analysed (1) whether the biochemical composition of the protists depends on their dietary resources (bacterial or algal food) or trophic mode (autotrophy, mixotrophy or heterotrophy), and (2) whether the biochemical composition of protists determines their nutritional quality as prey for a rotifer species (Keratella quadrata). The fatty acid, sterol, and amino acid composition of four heterotrophic protists generally resembled the dietary composition, but the protists accumulated these compounds. Moreover, the trophic mode strongly affected the composition of a flagellate (Ochromonas sp.), especially that of polyunsaturated fatty acids (PUFAs). When investigating the nutritional quality of four protist species for K. quadrata, several PUFAs, three sterols (desmosterol, ergosterol, stigmastanol), and one amino acid (leucine) of the protists were significantly correlated with the rotifer’s egg production. Moreover, the nutritional quality of a heterotrophic flagellate for the rotifer was significantly enhanced by artificially supplementing the flagellate with a PUFA (docosahexaenoic acid, DHA). The thesis highlights the ability of heterotrophic protists to modify the biochemical composition of organic matter at an early stage in aquatic food webs, i.e. at the interface between algae/bacteria and mesozooplankton. Biochemical modifications at this stage may profoundly affect matter and energy transfer through the entire food web.

Diese Dissertation beschäftigt sich mit der passiven Probenahme von hydrophoben organischen Schadstoffen in Oberflächengewässern: Polyaromatische Kohlenwasserstoffe (PAK), polychlorierte Biphenyle (PCB), polybromierte Biphenylether (PBDE), Organochlorpestizide (u. a. HCH, DDX) und weitere hydrophobe Pestizide. Die Zielstellung dieser Arbeit lag bei der Validierung des Silikonstabs als Alternativmethode im Gewässermonitoring zu konventionellen Probenahmetechniken wie Schöpf- und Wochenmischproben der Wasserphase sowie Schwebstoffanalysen. Die Probenahme mit dem Silikonstab erfolgte durch dessen Exposition im Gewässer für einen Zeitraum zwischen einer Woche und mehreren Monaten. Nach Einholung wurden die im Silikonstab akkumulierten Schadstoffe (Analyten) mittels instrumenteller Analytik quantifiziert. Die Probenaufgabe erfolgte ohne vorherige Lösungsmittelextraktion durch direktes Erhitzen des Silikonstabs, wodurch die Analyten vom Polymer desorbieren (Thermodesorption). Die durch Hitze freigesetzten Analyten wurden direkt auf eine chromatographische Trennsäule gegeben und massenspektroskopisch quantifiziert. Nach Erhalt der Ergebnisse der Silikonstab-Analytik gibt es verschiedene Herangehensweisen für die Berechnung der zeitgemittelten Analytkonzentrationen im Gewässer, die in dieser Arbeit vorgestellt und diskutiert werden. Dazu gehören die Verwendung von experimentellen Daten aus Kalibrierversuchen und Berechnungen auf Grundlage von physikochemischen Eigenschaften der Analyten wie dem Sammler-Wasser-Verteilungskoeffizienten. Im Zuge dieser Arbeit wurde die Aufnahmekinetik des Silikonstabs bei verschiedenen Temperaturen und Fließgeschwindigkeiten mit Hilfe von Kalibrierversuchen untersucht. Die gewonnenen experimentellen Daten wurden für die Entwicklung von Rechenmodellen herangezogen, mit denen das Aufnahmeverhalten vorgesagt werden soll. Es wurden Sammler-Wasser-Verteilungskoeffizienten für den Silikonstab u. a. mit der Kosolvenzmethode bestimmt und als Parameter für die Berechnung von zeitgemittelten Analytkonzentrationen des Gewässers verwendet. Für die Validierung wurde der Silikonstab in zwei Gewässergütemessstationen der Fließgewässer Mulde (Dessau) und Elbe (Magdeburg) in Durchflussbehältern exponiert und die zeitgemittelten Analytkonzentrationen mit verschiedenen Rechenmodellen bestimmt. Die erhaltenen Werte werden mit gleichzeitig entnommenen Wochenmischproben der Wasserphase sowie monatlichen Schwebstoffproben verglichen und die Eignung des Silikonstabs als alternative Probenahmemethode für das Umweltmonitoring von Oberflächengewässern diskutiert.:I ZUSAMMENFASSUNG ...................................................................................................... 2 II INHALTSVERZEICHNIS .................................................................................................. 3 III ABBILDUNGSVERZEICHNIS .......................................................................................... 5 IV TABELLENVERZEICHNIS ................................................................................................ 6 V GLEICHUNGSVERZEICHNIS ............................................................................................ 7 VI ABKÜRZUNGSVERZEICHNIS........................................................................................... 9 0 VIELEN DANK AN … ...................................................................................................... 11 1. EINLEITUNG ................................................................................................................ 12 1.1 Wasser, seine Nutzung und Verschmutzung ............................................................ 12 1.2 Das Wasser und seine Schadstoffe .......................................................................... 15 1.3 Monitoring von Oberflächengewässern .................................................................... 17 1.3.1 Entnahme konventioneller Schöpfproben .............................................................. 17 1.3.2 Entnahme von Mischproben (integrative oder Kompositproben) ........................... 18 1.3.3 Probenahme des Schwebstoffanteils in der Wasserphase .................................... 19 2. PASSIVSAMMLER IN DER WASSERANALYTIK ................................................................ 21 2.1 Theoretische Grundlagen ......................................................................................... 21 2.1.1 Allgemeiner Aufbau von Passivsammlern ............................................................... 23 2.1.2 Die einzelnen Schritte von der Wasser- in die Sammelphase ................................ 25 2.1.3 Adsorptive und absorptive Akkumulation des Analyten in der Sammelphase ........ 26 2.2 Passivsammlersysteme in der Wasseranalytik ......................................................... 28 2.2.1 Absorbierende Passivsammler für hydrophobe Analyten ....................................... 28 2.2.1.1 Semipermeable membrane device (SPMD) .......................................................... 28 2.2.1.2 LDPE-Streifen (LDPE strips) ................................................................................ 29 2.2.1.3 Silikonplatten (silicone sheets) ........................................................................... 30 2.2.1.4 Chemcatcher ...................................................................................................... 31 2.2.1.5 Lösungsmittelfreie Passivsammler (MESCO / Silikonstab) .................................. 32 2.2.2 Absorbierende Passivsammler für polare Analyten ............................................... 35 2.2.2.1 Polar organic integrative Sampler (POCIS) ......................................................... 35 2.2.2.2 Chemcatcher ...................................................................................................... 35 2.3 Auswertung von Passivsammlerdaten ..................................................................... 35 2.3.1 Gleichgewichtssammler ......................................................................................... 36 2.3.2 Laborkalibrierung .................................................................................................. 37 2.3.3 In-situ-Kalibrierung mit Performance Reference Compounds (PRC) ...................... 38 2.3.4 Validierung von Passivsammlern............................................................................ 39 3. LÖSLICHKEIT UND THERMODYNAMISCHES GLEICHGEWICHT ...................................... 41 3.1 Freie Enthalpie und chemisches Potential ................................................................ 41 3.2 Lineare freie Energie-Beziehungen (LFER) für die Abschätzung von KSW ................ 41 3.3 Kosolvenzmodelle für die Modellierung von KSW ...................................................... 43 3.3.1 Log-Linear-Modell von Yalkowsky .......................................................................... 43 3.3.2 Freie Enthalpie-Ansatz (Khossravi-Connors-Modell) .............................................. 44 3.3.3 Jouyban-Acree-Modell ............................................................................................ 44 4. MATERIAL UND METHODEN ......................................................................................... 45 4.1 Präparation der verwendeten Passivsammler .......................................................... 45 4.2 Laborkalibrierung zur Bestimmung von Sammelraten ............................................... 45 4.2.1 Beschreibung der Versuche für die Silikonstab-Kalibrierung .................................. 45 4.3 Experimentelle Bestimmung von Sammler-Wasser-Verteilungskoeffizienten KSW ... 48 4.3.1 Zeitabhängige KSW-Bestimmung in der Wasserphase .......................................... 48 4.3.2 KSW-Bestimmung mit der Kosolvenzmethode ....................................................... 50 4.4 Validierung des Silikonstabs an limnischen Gewässergütemessstationen ............... 52 5. ERGEBNISSE UND DISKUSSION ................................................................................... 55 5.1 Sammelraten RS für den Silikonstab aus Kalibrierversuchen .................................... 55 5.1.1 Temperaturabhängigkeit ....................................................................................... 58 5.1.2 Einfluss der Hydrodynamik auf die Aufnahmekinetik von PAK ................................ 59 5.1.3 Modellierung von Sammelraten .............................................................................. 62 5.1.3.1 Polynomisches Modell nach Vrana [137] ............................................................. 62 5.1.3.2 Diffusionsmodell nach Booij [71] ......................................................................... 64 5.1.3.3 Diffusionsmodell nach Rusina [85] ...................................................................... 66 5.1.4 Wahl der geeigneten In-situ-Kalibrierung am Beispiel eines Kalibrierversuchs ..... 67 5.1.4.1 Berechnung von In-situ-Sammelraten mit RS-Modellen ...................................... 68 5.1.4.2 Berechnung von In-situ-Sammelraten über Eliminierung von PRCs .................... 69 5.1.4.3 Vergleich Modelle und PRCs mit experimentellen Sammelraten .......................... 70 5.2 Experimentelle Bestimmung des Sammler-Wasser-Verteilungskoeffizienten KSW ... 73 5.2.1 Zeitabhängige KSW-Bestimmung in der Wasserphase .......................................... 73 5.2.2 Zusammenfassung KSW(t)-Versuche in der Wasserphase .................................... 81 5.2.3 KSW-Bestimmung mit der Kosolvenzmethode ....................................................... 81 5.2.3.1 Kosolvenzmodelle ............................................................................................... 83 5.2.4 Zusammenfassung ................................................................................................ 90 5.3 Empirische Modelle zur Abschätzung von KSW-Werten ............................................ 92 5.3.1 Lineare Korrelation des KSW mit physikochemischen und Molekülparametern ...... 92 5.3.2 Berechnung mit Mehrparameter-Regression (LSER) .............................................. 95 5.3.3 Zusammenfassung Abschätzung von KSW-Werten für den Silikonstab ................. 97 5.4 Freilandvalidierung des Silikonstab-Passivsammlers ................................................ 97 5.4.1 Ausbringung an Gewässergütemessstationen....................................................... 97 5.4.1.1 Validierung des Silikonstabs mit Wasserproben ............................................... 100 5.4.1.2 Validierung des Silikonstabs mit Sedimentproben ............................................ 102 5.4.2 Validierung des Silikonstabs bei Laborvergleichsstudien ..................................... 105 6. ERGEBNISSE UND AUSBLICK ..................................................................................... 105 VII LITERATURVERZEICHNIS ......................................................................................... 107 VIII ANHANG ................................................................................................................. 116