Zur Zeit der Durchführung des Projektes gehörte Chlorid zu den gesetzlich nicht verbindlich geregelten Chemieparametern, deren Wirkung auf die biologischen Qualitätskomponenten auf Expertenbasis abgeschätzt wird. Zur Unterstützung des Expertenurteils können sogenannte Orientierungswerte herangezogen werden, die keinen Normcharakter haben, sondern gleichwohl eine Betrachtung des Gesamtzusammenhangs erfordern. 

Im ersten Bewirtschaftungsplan für die nordrhein-westfälischen Anteile von Rhein, Weser, Ems und Maas war erprobungsweise ein Wert von 400 mg/l für die Gewässer festgelegt worden, die seinerzeit auch aus anderen Gründen noch einen großen Abstand zur Zielerreichung (guter ökologischer Zustand) und insofern nicht das ggf. empfindlichere gewässertypische Arteninventar aufwiesen.

• Überprüfung des im Bewirtschaftungsplan als „vorläufig“ gekennzeichneten Orientierungswertes für Chlorid für verschiedene Gewässertypen und Degradationsstufen (Allgemeine Degradation) unter Berücksichtigung der Bewertungsmodule „Saprobie“ und „Allgemeine Degradation“ (ASTERICS-Bewertungsverfahren Makrozoobenthos).

Durch Verrechnung der Daten zur Festlegung der allgemeinen Degradation nach dem PERLODES-System, speziell dem multimetrischen Index, mit den maximal in den jeweiligen Gewässerabschnitten gemessenen Saprobienindizes und Chloridwerten des jeweils gleichen Erhebungsjahres wurden Schwellenwerte für den Saprobienindex und den Chloridgehalt ermittelt, ab denen der gute ökologische Zustand in diesem Datensatz in NRW grundsätzlich nicht mehr erreicht wird.

Der zur Verfügung stehende Datensatz aus NRW war zwar sehr umfangreich, wies jedoch in Bezug auf die Fragestellung zu wenige mäßig bis stark mit Chlorid belastete Stellen für eine sichere Ableitung der Schwellenwerte auf. Die ermittelten Werte für Chlorid im Mittelgebirge lagen bei maximal 134 mg/l, im Tiefland bei etwa 154 mg/l, die Schwellenwerte der mit „sehr gut“ beurteilten Stellen wiesen maximal jeweils weniger als die Hälfte dieser Werte auf. Diese Werte sind größenordnungsmäßig vergleichbar mit den in Sachsen-Anhalt ermittelten Schwellenwerten.

Durch Verknüpfung der Besiedlungstabellen mit den Chloridwerten konnte gezeigt werden, dass in den Fließgewässern des Mittelgebirges und des Tieflandes etwa 17 % der Arten bei Chloridkonzentrationen über 100 mg/l nicht mehr nachgewiesen werden. Etwa 54 % der Arten verschwinden bei Chloridkonzentrationen von über 200 mg/l, etwa 25 % der Arten reagieren weniger stark und tolerieren Salzgehalte bis etwa 400 mg/l Chlorid und etwa 20 % werden auch darüber nachgewiesen.

Bei den salzsensitiven Arten handelt es sich sowohl im Bergland als auch im Tiefland um die ganz allgemein ökologisch höherwertigen, häufig stenöken Arten. Dies wurde bei Betrachtung der jeweiligen durchschnittlichen DFI-Werte bzw. der Eco-Werte pro Chloridbelastungsklasse offenbar.

Für große Flüsse, Ströme und Kanäle lagen keine Daten im Bereich der ökologischen Zustandsklasse "gut" vor, weshalb sie auch nicht zur Ableitung der Grenzwerte herangezogen werden konnten. Die korrespondierende Makrozoobenthosfauna wurde aber sehr wohl in die Berechnung zur Salztoleranz der Arten herangezogen. Für Rhein und Weser wurde daher eine ergänzende Untersuchung unter Berücksichtigung von Daten des jeweils gesamten Flusses und unter Einbeziehung älterer Daten empfohlen. Da die Potamalfauna generell zumindest europäisch und häufig eurosibirisch verbreitet ist, könnten für diese Fragestellung auch die häufig weniger stark geschädigten und zum Teil recht gut untersuchten Flüsse Osteuropas (z. B. Bug, Weichsel, Wolga) einbezogen werden.

Es konnte ein linearer statistisch signifikanter Zusammenhang zwischen der Gewässerstruktur gemessen über die Gewässerstrukturgüteklasse nach LUA (1998, 2001) und der ökologischen Qualität des Makrozoobenthos (gemessen über das PERLODES-Verfahren) hergestellt werden. Dieser lineare Zusammenhang ist aber recht schwach, unabhängig davon, ob nur die korrespondierenden Strukturgüteabschnitte einer biologischen Messstelle, ein Abschnitt von etwa 600 m oder der Mittelwert daraus korreliert wurden.

Die Ergebnisse der Berechnungen an repräsentativen Gewässertypen (Typen 5 und 14) zeigen zudem, dass der Unterschied des Ergebnisses zwischen der Verwendung des Mittelwertes der Strukturgüte und der einzelnen Hauptparameter so gering ist, dass aus mathematischer Sicht die Verwendung einzelner Hauptparameter oder einer Kombination daraus zur Berechnung der Korrelationen nicht erforderlich ist.

Darüber hinaus ergeben sich folgende Schlussfolgerungen

• Saprobiell sehr gut und strukturell sehr gut bis gut bewertete Gewässer (Klasse 1-2) wiesen i. d. R. auch eine ökologisch gute bis sehr gute Besiedlung auf. Dies gilt abgeschwächt auch noch für strukturell mäßig bewertete Gewässerabschnitte (Klasse 3).
• Strukturell mittelmäßig bis sehr schlecht bewertete Gewässer (Klassen 4-7) wiesen i. d. R. eine schlechtere, ökologisch mäßige bis unbefriedigende Makrozoobenthosbesiedlung auf.
• Es wurden aber zahlreiche Ausnahmen festgestellt. In allen Strukturgüteklassen kommen zumindest in Einzelfällen auch ökologisch hochwertige Besiedlungen vor.
• Aufgrund der hohen Datenstreuung ließ sich ein ökologisch begründbarer Grenzwert für die Gewässerstruktur nicht direkt angeben. Es erscheint nach Auffassung des Gutachters jedoch begründbar eine strukturelle Güteklasse von mindestens Klasse 3 als Ziel anzustreben, da dann unter der Voraussetzung dass keine limitierenden stofflichen Einschränkungen gegeben sind, in der Regel auch der gute ökologische Zustand beim Makrozoobenthos erreicht wird.

Die Erkenntnisse des Projektes werden bei der Bewertung des ökologischen Zustands bzw. ökologischen Potenzials entsprechend belasteter Fließgewässer durch das LANUV im Sinne der Wasserrahmenrichtlinie unterstützend herangezogen.

Die Erkenntnisse werden an das Umweltbundesamt und die LAWA weitergegeben und ggf. von dort weiterentwickelt.