Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung e....

Müncheberg (2002)

Wasser- und Stoffrückhalt im Tief-

land des Elbeeinzugsgebietes Schlussbericht zum BMBF-Forschungsprojekt FKZ : 0339585

Projektleitung Prof. J. Quast, Dr. J. Steidl

Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung E-berswalder Str. 84, 15374 Müncheberg

Projektpartner Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung (ZALF)

Potsdam-Institut für Klimafolgenforschung (PIK)

Ökologie-Zentrum der Universität Kiel (ÖZK)

Institut für Gewässerökologie und Binnenfischerei Berlin (IGB)

Landesanstalt für Landwirtschaft Brandenburg (seit 1.1.2002 Lan-desamt für Verbraucherschutz und Landwirtschaft Brandenburg (LVL)) (LfL)

Projektlaufzeit: 10/97 – 12/01

Zentrum für Agrarlandschafts- undLandnutzungsforschung e. V .

ii

Wasser- und Stoffrückhalt im Tiefland des Elbeeinzugsgebietes

Autoren und am Projekt beteiligte Personen

Bauer, Oliver, Dipl.-Ing., Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung (ZALF) e.V., Institut für Landschaftswasserhaushalt

Baumann, Ronald, Dipl.-Geogr., Ökologie-Zentrum der Universität Kiel (ÖZK)

Becker, Alfred, Dr., Potsdam Institut für Klimafolgenforschung (PIK)

Behrendt, Horst, Dr., Institut für Gewässerökologie und Binnenfischerei (IGB), Abteilung Limnologie von Flussseen

Bethwell, Claudia, Dipl.-Geogr., Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsfor-schung (ZALF) e.V., Institut für Landschaftswasserhalt

Dannowski, Ralf, Dr., Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung (ZALF) e.V., Institut für Landschaftswasserhaushalt

Deumlich, Detlef, Dr., Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung (ZALF) e.V., Institut für Bodenlandschaftsforschung

Dietrich, Ottfried, Dr.-Ing., Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung (ZALF) e.V., Institut für Landschaftswasserhaushalt

Eckert, Birgit, Dipl.-Geogr., Institut für Gewässerökologie und Binnenfischerei (IGB), Abtei-lung Limnologie von Flussseen

Jelinek, Stefan, Dr., Ökologie-Zentrum der Universität Kiel (ÖZK)

Kersebaum, Kurt Christian, Dr., Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung (ZALF) e.V, Institut für Landschaftssystemanalyse

Kluge, Winfrid, Dr., Ökologie-Zentrum der Universität Kiel (ÖZK)

Lahmer, Werner, Dr., Potsdam Institut für Klimafolgenforschung (PIK)

Martini, Manfred, Dr., Ökologie-Zentrum der Universität Kiel (ÖZK)

Merz, Christoph, Dr., Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung(ZALF) e.V., Institut für Landschaftswasserhaushalt

Neubert, Gert, Dr., Brandenburgische Landesanstalt für Landwirtschaft (LfL)

Quast, Joachim, Prof. Dr., Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung (ZALF) e.V., Institut für Landschaftswasserhaushalt

Ritzmann, Axel, Dipl.-Ing., Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung (ZALF) e.V., Institut für Landschaftswasserhaushalt

Schlange, Kirsten, Dipl.-Geogr., Ökologie-Zentrum der Universität Kiel (ÖZK)

Steidl, Jörg, Dr.-Ing., Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung (ZALF) e.V., Institut für Landschaftswasserhaushalt

Thiel, Ronald, Dipl.-Ing. (FH), Dipl-Ing. agr., Brandenburgische Landesanstalt für Landwirt-schaft (LfL)

Venohr, Markus, Dipl.-Geogr., Ökologie-Zentrum der Universität Kiel (ÖZK)

Wenkel, Karl-Otto, Dr., Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung (ZALF) e.V., Institut für Landschaftssystemanalyse

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Widmoser, Peter, Prof. Dr. Dr., Ökologie-Zentrum der Universität Kiel (ÖZK)

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Inhaltsverzeichnis

Autoren und am Projekt beteiligte Personen ii Inhaltsverzeichnis iv Verzeichnis der Abbildungen viii Verzeichnis der Tabellen xi

Teil I: Aufgabenstellung und Rahmenbedingungen _________________ 1

I-1 Ziel- und Aufgabenstellung 1

I-2 Projektkonzeption 3

I-3 Untersuchungsgebiete 5

I-4 Voraussetzungen zur Durchführung des Projektes 6

I-5 Planung und Ablauf des Projektes 8

I-6 Wissenschaftlicher und technischer Stand, an den angeknüpft wurde 8

I-7 Zusammenarbeit mit anderen Stellen 9

Teil II: Erzielte Ergebnisse _____________________________________ 11

II-0 Vorbemerkung 11

II-1 Erkenntnisgewinn 11

II-1.1 Stoffbelastungen/Stofffrachten in den Gewässern des Elbetieflands 11

II-1.1.1 Trophie-Güteklassifikation 11 II-1.1.2 Trophiebewertung und gegenwärtiger Zustand der Havel 13 II-1.1.3 Bisherige Veränderungen der Nährstofffrachten der Havel 14 II-1.1.4 Der Anteil der Havel an der Belastung der Elbe 18 II-1.1.5 Ursachen der Nährstoffbelastung der Havel 20 II-1.1.6 Nährstoffsenken im Havelgebiet 21

II-1.2 Ergebnisse der Wirkungsanalysen zum Austragstransit 26 II-1.2.1 Maßgebende Austragspfade und deren

Retentions/Retardationsverhalten 26 II-1.2.2 Austragssensible Gebiete im Elbetiefland 27 II-1.2.2.1 Relevante Standorte für Gewässerbelastungen für erosionsbedingte

Nährstoffausträge im brandenburgischen Elbeeinzugsgebiet 27 II-1.2.2.2 Relevante Standorte für Gewässerbelastungen für unterirdische N-

Austräge im brandenburgischen Elbeeinzugsgebiet 30

v


II-1.2.3 Austragscharakteristik und Rückhaltepotential sandiger Jungmoränengebiete mit hohem Niedermooranteilen (Fallbeispiel Rhineinzugsgebiet) 33

II-1.2.3.1 Struktur des Rhineinzugsgebietes 33 II-1.2.3.2 Flächennutzungen und Zielgrundwasserstände in den Niederungen 34 II-1.2.3.3 Wasserrückhalt in den Niederungen bei rezenter Flächennutzung 35 II-1.2.3.4 Erhöhung des Wasserrückhaltes in den Niederungen 36 II-1.2.3.4.1 Szenarien für die Bewirtschaftung der Niederungen zur Erhöhung des

Rückhaltes 36 II-1.2.3.4.2 Erhöhung des Wasserrückhaltes 37 II-1.2.3.4.3 Erhöhung des Stoffrückhaltes 39 II-1.2.4 Austragscharakteristik und Pufferzonenwirkung küstennaher

Talniederungen mit Geest-Einzugsgebiet (Obere Stör / Buckower Auen) 40

II-1.2.4.1 Untersuchungsgebiet 40 II-1.2.4.2 Charakteristische Merkmale zum Wasser- und Stoffhaushalt im

Einzugsgebiet der oberen Stör 42 II-1.2.4.3 Austragstypen für Einzugsgebiets-repräsentative Talniederungen 44 II-1.2.4.4 Detaillierte Eintrag-/Austragsanalyse für Stickstoff im Gebiet der

Buckener Au 51 II-1.2.4.5 Pufferwirkung der Talniederungen für Stickstoff im Gebiet der

Buckener Au 52 II-1.2.4.6 Beispiel zur praktischen Anwendung der Ergebnisse im Modellgebiet

der Buckerner Au (obere Stör) 55 II-1.2.4.7 Talniederungen der diffusen Zwischeneinzugsgebiete der Buckener Au 58 II-1.2.4.8 Quellen 59 II-1.2.4.9 Schlussfolgerungen und Ausblick 60 II-1.2.5 Austragscharakteristik und Einfluss von Landnutzungsänderungen

in einem hügeligen Altmoräneneinzugsgebiet (Stepenitz) 62 II-1.2.5.1 Untersuchungsgebiet 62 II-1.2.5.2 Entwicklung von Landnutzungsänderungsszenarien 62 II-1.2.5.3 Auswirkungen von Landnutzungsänderungen auf den Wasserhaushalt 64 II-1.2.5.4 Auswirkungen einer geänderten Landnutzung auf Hochwasserereignisse 68 II-1.2.5.5 Schlussfolgerungen 69 II-1.2.6 Austragscharakteristik gepolderter Flussauen 71 II-1.2.6.1 Einleitung 71 II-1.2.6.2 Erkenntnisse zur Geohydrologie/Geohydraulik 72 II-1.2.6.3 Erkenntnisse zur Hydrochemie 73 II-1.2.6.4 Verallgemeinernde Ergebnisinterpretation 76 II-1.2.7 Analysenergebnisse zur Landnutzung und Sozioökonomischen

Strukturen im Elbetiefland 77 II-1.2.7.1 Szenarienentwicklung 77 II-1.2.7.2 Stickstoffausträge mit dem Sickerwasser aus der Wurzelzone unter

landwirtschaftlich genutzten Flächen 78 II-1.2.7.3 Minderung gewässerbelastender Stickstoffausträge von

landwirtschaftlichen Standorten 79 II-1.2.7.4 Sozioökonomische Bewertung von Maßnahmen des Wasser- und

Stoffrückhaltes 82 II-1.2.7.4.2 Ergebnisse der Szenariorechnungen für das brandenburgische

Elbeeinzugsgebiet 85 II-1.2.7.4.3 Regionalspezifische Handlungsempfehlungen und politische

Instrumentarien 89

II-2 Methoden 92

vi


II-2.1 Gebietsdifferenzierte Abschätzung von Austragsfristen/Transitzeiten und Stoffabbau 92

II-2.1.1 Oberirdischer Nährstoffaustrag 92 II-2.1.2 Unterirdischer Nährstoffaustrag 93 II-2.1.2.1 Ermittlung der Austragszeiten 93 II-2.1.2.1.1 Einleitung 93 II-2.1.2.1.2 Verlagerungszeiten in der ungesättigten Zone 93 II-2.1.2.1.3 Analyse des Weg-/Zeitverhaltens des Grundwassertransits 94 II-2.1.2.2 Versickerung, Grundwassertransit und Stoffabbau 96 II-2.1.2.3 Relevanz von Standorten für die Gewässerbelastung durch

Stickstoffausträge 96 II-2.1.2.4 Nährstoffausträge aus der Bodenzone 98 II-2.1.2.4.1 Verwendetes Simulationsmodell 99 II-2.1.2.4.2 Datengrundlagen 101 II-2.1.2.4.3 Definition der Bewirtschaftungsszenarien 101

II-2.2 Ermittlung des Rückhaltepotentials in meliorierten Niederungen 103

II-2.2.1 Wasserrückhalt 103 II-2.2.2 Modell für den Wasserrückhalt in Flussgebieten 105 II-2.2.3 Strukturierung eines Flussgebietes 106 II-2.2.4 Wasserdargebot aus dem grundwasserfernen Einzugsgebiet 107 II-2.2.5 Managementsystem in den Niederungen 107 II-2.2.6 Bewirtschaftung der Staubereiche 108 II-2.2.7 Wasserbilanzierung für eine Niederung 108 II-2.2.8 Erhöhung des Rückhaltes in den Niederungen 109 II-2.2.9 Abschätzung des Nährstoffrückhalts 110

II-2.3 Pufferzonenmanagement für Talniederungen 111 II-2.3.1 Vergleichende Einzugsgebietsanalyse zur Ableitung von Stickstoff-

Austrags-Typen im Modellgebiet der oberen Stör (34 Teileinzugsgebiete) 113

II-2.3.2 Bewertung der diffusen Stoffeinträge in Gewässer mit dem Stoff-Emissionsmodell MONERIS im Gebiet der oberen Stör (122 Quell- und Zwischeneinzugsgebiete) 113

II-2.3.3 Mehrskalige Retentionsanalyse zur Bewertung des Rückhaltes von Stickstoff in kleinen Zufluss- und Zwischeneinzugsgebieten im Gebiet der Buckener Au (12 Quell- und 10 Zwischeneinzugsgebiete) 114

II-2.3.4 Pfad-Transformations-Konzept für Talniederungen im Gebiet der Buckener Au (22 diffuse Zustromsektoren) 115

II-2.4 Szenarioanalysen zur Minderung der Gewässerbelastung aus diffusen landwirtschaftlichen Quellen am Beispiel des N-Austrages 116

II-2.4.1 Analysekonzept und Modellansatz 116 II-2.4.2 Relevanz von Standorten für eine Gewässerbelastung durch N-

Austräge 117

vii


II-2.4.3 Quantifizierung der N-Austräge ins Sickerwasser 117 II-2.4.4 Abschätzung der N- Einträge in die Gewässer 118 II-2.4.5 Variantenrechnungen der Modellbetriebe 118 II-2.4.6 Abschätzung der sozioökonomischen Auswirkungen 119

II-2.5 Einsatz eines Landschaftswasserhaushaltsmodels zur Analyse des Einfluss von Landnutzungsänderungen auf den Wasserhaushalt (Modellierungsansatz) 120

II-3 Zusammenfassende Wertung der Ergebnisse des Projektes 121

II-4 Schlussfolgerungen für die Entscheidungsunterstützung 123

II-5 Voraussichtlicher Nutzen und Verwertbarkeit der Ergebnisse 124

II-6 Während der Durchführung bekannt gewordene Fortschritte bei anderen Stellen 126

II-7 Veröffentlichungen des FE-Ergebnisses 128

II-8 Literaturverzeichnis 132

viii


Verzeichnis der Abbildungen

Bild I-1: Mögliche Pfade diffuser unterirdischer Nährstoffausträge von landwirtschaftlichen Flächen 1

Bild I-2: Organisationsstruktur des Projektes „Wasser- und Stoffrückhalt im Tiefland des Elbeeinzugsgebietes“ 4

Bild I-3: Die Lage der Beispielsgebiete im pleistozänen Elbetiefland 7 Bild 1.1: Zusammenhang zwischen Gesamtphosphorgehalt und Chlorophyll-a für

den Zeitraum Mai bis September (BEHRENDT ET AL. 1997) 12 Bild 1.2: Zusammenhang zwischen den Konzentrationen von Chlorophyll-a und

Gesamtphosphor für verschiedene Messstationen in der Havel im Zeitraum 1972-1999. 14

Bild 1.3: Veränderungen der Stickstofffracht in der Havel bei Toppeln von 1978 bis 1999. 15

Bild 1.4: Veränderungen der Phosphorfracht in der Havel bei Toppeln von 1978 bis 1999. 15

Bild 1.5: Abhängigkeit der Ammoniumfracht der Havel bei Toppeln im Zeitraum 1978 bis 1999 vom Abfluss 16

Bild 1.6: Abhängigkeit der Nitratfracht der Havel bei Toppeln im Zeitraum 1978 bis 1999 vom Abfluss. 16

Bild 1.7: Abhängigkeit der Phosphorfracht der Havel bei Toppeln im Zeitraum 1978 bis 1999 vom Abfluss. 17

Bild 1.8: Mittlere Frachten von Phosphor und anorganisch gelösten Stickstoff in der Elbe bei Zollenspieker in den Zeiträumen 1983-1987 sowie 1993-1997 und Anteile von Havel und Saale. 18

Bild 1.9: Einträge von Phosphor und Stickstoff in das gesamte Flusssystem der Havel in den Zeiträumen 1983-1987 sowie 1993-1997 20

Bild 1.10: Verlauf der mittleren Konzentrationen von anorganisch gelösten und partikulären Phosphor sowie Eisen in der Spree zwischen Niedergurig und Neuzittau (nach BEHRENDT ET AL., 1999a) 22

Bild 1.11: Zeitlicher Verlauf von gelöstem anorganischen Stickstoff und gelöstem reaktiven Phosphor in der Havel von Grunewaldturm bis Havelberg im Jahr 1998. 23

Bild 1.12: Verbleib des in den Boden und die Gewässer emittierten Stickstoffs im Havelgebiet im Zeitraum 1993-1997. 24

Bild 1.13: Standortrelevanz für erosionsbedingte Stoffeinträge 29 Bild 1.14: Standortrelevanz für eine Gewässerbelastung durch Stickstoffausträge im

Elbeeinzugsgebiet in den Ländern Berlin und Brandenburg 31 Bild 1.15: Flächenanteile von Standorten an der Gesamtfläche der Standortgruppe

mit hoher Relevanz für eine Gewässerbelastung durch N-Austräge 32 Bild 1.16: Gliederung des Rhineinzugsgebietes in die Teilgebiete mit Niederungen 33 Bild 1.17: Flächennutzung der Niederungen im Rhineinzugsgebiet 34 Bild 1.18: Naturräumliche Gliederung Schleswig Holsteins mit der Lage des

Untersuchungsgebietes obere Stör und der Buckener Au als nordwestliches Zuflusseinzugsgebiet 40

ix


Bild 1.19: Merkmale für Stickstoff-Einzugsgebietstypen für den Raum der oberen Stör 45

Bild 1.20: Anteile der Nährstoff-Eintragspfade an der Gesamtbelastung ausgewähler Flussgebiete der oberen Stör 47

Bild 1.21: Hydrologische Struktur des Einzugsgebietes und der Talniederung der Buckener Au (obere Stör, Schleswig-Holstein) 49

Bild 1.22: Geohydrologische Profile zur Kennzeichnung der Niederungstypen im Gebiet der Buckener Au 50

Bild 1.23: Retentionskoeffizienten für die Zufluss- und diffusen Einzugsgebiete der Buckener Au 53

Bild 1.24: Sensitive Gebiete zur Verminderung der diffusen Belastung der Buckener Au mit Stickstoff unter besonderer Berücksichtigung der Talniederungen (vgl. Übersicht in Tabelle 1.16) 57

Bild 1.25: Überblick über den deutschen Teil des Elbeeinzugsgebietes und die im Rahmen des WaStor-Projektes detailliert untersuchten Einzugsgebiete der Stepenitz und der Oberen Stör (dargestellt in Form der aktuellen Landnutzung). 62

Bild 1.26: Ausweisung von Ackerflächen im Stepenitzgebiet, die unter Verwendung der Indikatoren Grundwasserflurabstand, Gefälle und Ackerzahl in vier alternative Nutzungsformen überführt wurden (links) sowie im Ober-, Mittel- und Unterlauf der Stepenitz ausgewählte Standorte, in denen Ackerland in Wald umgewandelt wurde (rechts). 64

Bild 1.27: Im Einzugsgebiet der Stepenitz berechnete mittlere Monatssummen (Periode 1981-1993) der Wasserhaushaltsgrößen Verdunstung (oben), Sickerwasserbildung (Mitte) und Gesamtabflusshöhe (unten) für den Referenzzustand (aktuelle Landnutzung) und nach Aufforstung der gesamten Ackerfläche. Die Differenzen gegenüber dem Referenzzustand sind jeweils oben angegeben. 68

Bild 1.28: Auswirkungen einer geänderten Landnutzung auf die infolge des extremen Niederschlagsereignisses vom 12.06.1993 am Gebietsauslaß (Pegel Wolfshagen) der Stepenitz berechnete Abflussganglinie. Rechts sind die gegenüber dem Ist-Zustand (aktuelle Landnutzung) ermittelten Differenzen für das Abflussmaximum und die Abflusssumme dargestellt. 70

Bild 1.29: Hydraulische Situation von a) Auen bei Mittel- bzw. Hochwasser b) gepolderten Auen mit Entwässerungsgräben bei einer Hochwassersituation. 71

Bild 1.30: Grundwasserisohypsen und -messstellen im Oderbruch (Stichtagsmessung: 4.9.94). 73

Bild 1.31: Variogramm der Redoxpotentiale im Oderbruch 74 Bild 1.32: Einflüsse verschiedener hydraulischer Zustände auf die Ausbildung des

hydrochemischen Milieus im oberen Bereich des Grundwasserleiters und der damit verbundenen Stoffaustragssituationen. 75

Bild 1.33: Räumliche Verteilung der Sulfatkonzentration (mg l-1) im oberen Bereich des Grundwasserleiters im Oderbruch aufgrund langfristiger Grundwasserabsenkungen 75

Bild 1.34: Berechneter N-Austrag im Sickerwasser landwirtschaftlicher Standorte (Situation um 1998, Bezugsszenario) 80

x


Bild 1.35: Flächengewichteter mittlerer spezifischer N-Austrag im Sickerwasser landwirtschaftlich genutzter Standorte für Teilgebiete und ausgewählte Szenarien im Untersuchungsgebiet 81

Bild 1.36: Vergleich der für die Szenarien berechneten N-Austräge und potentiellen Gewässerbelastungen infolge der N-Austräge von landwirtschaftlichen Flächen mit dem Bezugsszenario 82

Bild 1.37: Gewinnänderung (in € pro ha landwirtschaftlich genutzter Fläche (LF)) bei Umstellung auf ökologischen Landbau für unterschiedliche Betriebstypen und Preissteigerungsraten (Ackerzahl = 30; Prämie lt. KULAP 2000, Land BB) 85

Bild 2.1: Transitpfade unterirdischer diffuser Nährstoffausträge in Gewässer 93 Bild 2.2: Fließschema des Grundwasserabflusses zur Weg-/Zeitberechnung 95 Bild 2.3: Schema zum Weg-/Zeitverhalten unterirdischer Wasser- und Stoffflüsse 97 Bild 2.4: Systemschema für eine Niederung im Nebenschluss des Hauptgewässers 103 Bild 2.5: Berechnungsschema eines Teilgebietes zur Ermittlung des

Wasserrückhaltes von Niederungen in Flussgebieten 106 Bild 2.6: Prinzip der rasterelementweisen Berechnung des

Grundwasserflurabstandes als Grundlage der Verdunstungsberechnung aus Dietrich et al. (2001) 110

Bild 2.7: Pfadbezogene Darstellung zum Einfluss von Talniederungen auf den Wasser- und Stoffaustausch zwischen grundwasserfernem Einzugsgebiet und Gewässer 111

Bild 2.8: Genestete Bilanzierung der Stoffein- und Stoffausträgen von Quell- und Durchfluss-Einzugsgebieten im Gebiet der oberen Stör (die eingetragenen Gebietsgrenzen entsprechen mittleren unterirdischen Wasserscheiden) 112

Bild 2.9: Schema des integrierten Modellansatzes für die Effizienzbewertung landwirtschaftlicher Maßnahmen zur Minderung der N-Austräge auf die Gewässerbelastung 116

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Verzeichnis der Tabellen

Tabelle I-1: Teilziele und Arbeitsschwerpunkte des Forschungsprojektes 2 Tabelle I-2: Übersicht über die Projektstellen und deren Aufgabenbereiche 5 Tabelle 1.1: Güteklassen für mittlere Chlorophyll-a-Gehalte nach SCHMITT (1998)

(Bewertungszeitraum Mai - September über drei Jahre) und zugehörige mittlere TP-Konzentrationen und mittlere Sichttiefen nach BEHRENDT et al. (1997). 13

Tabelle 1.2: Trophische Parameter für drei Vergleichszeiträume und Gewässergüteklassen (GKL) für die untere Spree und Havel (Chlorophyll-a Mittelwerte Mai bis Oktober über jeweils drei Jahre. Daten von SenStadt Berlin, IGB, LUA Brandenburg, LUA Sachsen-Anhalt) 13

Tabelle 1.3: Kriterien des Erosionsgefährdungspotentials im Bereich des Flachlandes der Elbe 28

Tabelle 1.4: Wasserwirtschaftliche Planungsräume, Direkteinzugsgebiete, ihre potentiellen Bodenabträge und ihre Austragsrelevanz 28

Tabelle 1.5: Relevanz von Standorten für eine Gewässerbelastung durch N-Austräge 30 Tabelle 1.6: Flächennutzungsverteilung in den Niederungen des Rhineinzugsgebietes 35 Tabelle 1.7: Monatliche Bilanzgrößen des Wasserhaushaltes des Rhineinzugsgebietes 36 Tabelle 1.8: Grobcharakterisierung der Szenarien für die Erhöhung des

Wasserrückhaltes in entwässerten Niederungen 37 Tabelle 1.9: Berechnete Jahresabflüsse aus dem Rhineinzugsgebiet 38 Tabelle 1.10: Veränderungen der Optionen für Flächennutzungen in den

Niederungsgebieten des Rhineinzugsgebietes infolge der Wasserrückhaltungsszenarien 38

Tabelle 1.11: Berechnete Erhöhung des Wasserrückhaltes in den Niederungen des Rhineinzugsgebietes gegenüber dem Bezugsszenario 39

Tabelle 1.12: Durch veränderte Wasserbewirtschaftung der Niederungen gegenüber dem Bezugsszenario zu erwartender Stoffrückhalt im Rhineinzugsgebiet 39

Tabelle 1.13: Charakteristische Nährstoffkonzentrationen und Stoffausträge ausgewählter Gewässer im Einzugsgebiet der oberen Stör im Jahr 1993 (* Ergebnisse einer statistischen Auswertung zu 34 Teileinzugsgebieten aus JELINEK (1999)) 43

Tabelle 1.14: Mittelwerte und Schwankungbreite der Stickstoff-Konzentrationen von Wässern im Gebiet der Buckener Au im Vergleich zu Schleswig-Holstein (m = Anzahl der Meßstellen, n = Anzahl der ausgewerteten Proben, Vräuml. = mittlerer Variationskoeffizient für verschiedene Standorte zu gleicher Zeit, Vzeitl. = mittlerer Variationskoeffizient für verschiedene Zeiten am gleichen Standort, *geschätzte Angaben) 50

Tabelle 1.15: Stickstoffbilanzen für die Niederungstypen der Buckener Au mit landseitigem Eintrag in die Niederung und diffusem Austrag aus der Niederung in die Buckener Au (die Lage der Niederungstypen und deren Struktur sind in den Bild 1.21 und 1.22 dargestellt) 54

xii


Tabelle 1.16: Mögliche Maßnahmen zur Verminderung der diffusen Stoffeinträge und zur Wiederherstellung eines guten ökologischen Zustandes der Buckener Au (vgl. Bild 1.24) 56

Tabelle 1.17: Überblick über einige der im Einzugsgebiet der Stepenitz untersuchten Landnutzungsänderungsszenarien sowie ihre Auswirkungen auf wichtige Wasserhaushaltsgrößen des Gesamtgebietes (angegeben sind die für die Periode 1981-1993 berechneten Differenzen der mittleren Jahreswerte gegenüber der aktuellen Landnutzung). Sofern nicht anders angegeben, ist unter „Maßnahme“ stets die Umwandlung von Ackerflächen in die angegebene alternative Nutzung zu verstehen. 65

Tabelle 1.18: Für die Einzugsgebiete Obere Stör und Stepenitz berechnete Änderungen der für den Zeitraum 1982-1993 berechneten Jahressummen wichtiger Wasserhaushaltsgrößen gegenüber dem Ist-Zustand (in %) unter der Annahme einer Aufforstung aller im Einzugsgebiet vorkommenden Ackerflächen. 68

Tabelle 1.19: Grobcharakterisierung der Szenarien für das brandenburgische Elbetiefland 77

Tabelle 1.20: Simulierte N-Austräge in kg N/(ha a) für unterschiedliche landwirtschaftliche Nutzungsarten aggregiert auf Standorttypen der MMK, Grundwasserflurabstand und Klimaregion 78

Tabelle 1.21: Vergleich der für die Szenarien berechneten N-Austräge im Sickerwasser landwirtschaftlicher Standorte mit dem Bezugsszenario (Situation um 1998) 81

Tabelle 1.22: Einkommensverluste bei Extensivierung und Stauhaltung in € je Hektar betroffener Grünlandfläche (ohne mögliche Prämien aus Agrarumweltmaßnahmen, Endstufe Agenda 2000) 84

Tabelle 1.23: Einzelbetriebliche Auswirkungen je Hektar Grünland bei Extensivierung und Stauhaltung unter Inanspruchnahme von Agrarumweltprämien lt. KULAP 2000 des Landes Brandenburg 85

Tabelle 1.24: Extensivierungsgrad in Bilanzgebieten des brandenburgischen Elbeeinzugsgebiets mit unterschiedlichen Anteilen eintragssensibler Flächen (Quelle: INVEKOS, 1998, MMK) 86

Tabelle 1.25: Sozioökonomische Auswirkungen ausgewählter Szenarien der Anwendung von Maßnahmen des Wasser- und Stoffrückhaltes im Elbeeinzugsgebiet des Landes Brandenburg 86

Tabelle 1.26: Schwankungsbereich der mittleren N-Eintragsreduzierung, Erwerbsverluste und N-Entlastungskosten des Szenario 3 (PSR 1) in den Teilbilanzgebieten 88

Tabelle 2.1: Mittlere Verdunstungshöhen grundwassernaher Standorte 104 Tabelle 2.2: Zielgrundwasserflurabstände für verschiedene landwirtschaftliche

Nutzungsformen in Niederungsgebieten (nach v. Gagern und Neubert 2001) 109

1


Teil I: Aufgabenstellung und Rahmenbedingungen

I-1 Ziel- und Aufgabenstellung

Zu Gunsten der Besserung der ökologischen Situation der Gewässer im pleistozänen Tiefland des Elbeeinzugsgebietes sollten Möglichkeiten für die Minderung gewässerbelastender Stoff-einträge aufgezeigt und hinsichtlich ihrer Wirksamkeit bewertet werden. Möglichkeiten zur Minderung von Stoffeinträgen in Gewässer umfassen zum einen die Reduzierung gewässerbe-lastender Stoffausträge von landwirtschaftlich genutzten Flächen, zum anderen aber auch ei-nen aktiven Wasser- und Stoffrückhalt auf den Stofftransportpfaden von diesen Flächen bis in die Gewässer (vgl. dazu Bild I-1).

Unter dieser Zielstellung waren Methoden und Instrumentarien zur Analyse des hydrologi-schen Systemverhaltens der pleistozänen Einzugsgebiete des Elbetieflandes zu erarbeiten, die die Wechselwirkungen und Rückkopplungen innerhalb der Flusssysteme des Elbetieflandes berücksichtigen und die Ableitung von Entscheidungshilfen für die Vorbereitung von Maß-nahmen zum Wasser- und Stoffrückhalt gestatten würden.

Bild I-1: Mögliche Pfade diffuser unterirdischer Nährstoffausträge von landwirtschaftlichen Flä-

chen

Die Methoden und „Werkzeuge“ waren für genestete Teileinzugsgebiete des Elbetieflandes derart zu erproben, dass ihre Nutzbarkeit für die gesamte Vielfalt der naturräumlichen und anthropogen beeinflussten Bedingungen im Elbetiefland beurteilt werden kann. Dazu waren sowohl historische Entwicklungen und die gegenwärtigen Bedingungen als auch potentielle Szenarien künftiger Entwicklungen hinzuzuziehen. Das betrifft die Wirkungen der landwirt-schaftlichen Nutzungen in den potentiellen Eintrags- und Rückhaltegebieten, die hydrologi-schen Wirkungen und wasserwirtschaftlichen Eingriffsmöglichkeiten sowie die zu erwarten-den ökologischen und sozioökonomischen Auswirkungen konkreter Maßnahmen bzw. erfor-derliche restriktive Vorgaben zur Gewährleistung von Zielgrößen der Nährstoffbelastungen.

Diese Gesamtzielstellung ist unter Berücksichtigung der Arbeitsschwerpunkte in Teilziele untersetzt worden (s. Tabelle I-1).

Auf Anregung des wissenschaftlichen Beirates Elbeökologie ist für das erste Bearbeitungsjahr

2


eine Zielstellungserweiterung zur Erarbeitung einer ersten Machbarkeitsstudie für den Was-ser- und Stoffrückhalt im Elbeeinzugsgebiet vorgenommen worden (Teilziel 3, s. Tabel-le I-1). Diese Machbarkeitsstudie zielte zum einen auf eine erste Grobeinschätzung zur diffe-renzierten Wasserhaushaltssituation im Elbetiefland und zu den realen Möglichkeiten für ei-nen künftigen Wasser- und Stoffrückhalt. Zum anderen sollte damit bei Abschätzung des Re-aktionsverhaltens und der Sensibilität differenzierter Einzugsgebietsstrukturen eine Konzent-ration der wissenschaftlichen Bearbeitung auf ergebnisträchtige Schwerpunkte begründet werden.

Tabelle I-1: Teilziele und Arbeitsschwerpunkte des Forschungsprojektes

Teilziele/Arbeitsschwerpunkte Bearbeitung

1. Hydrologisch-wasserwirtschaftliche Iststandsanalyse des Elbetieflands hinsichtlich Wirkungsgefüge, Einflussgrößen und Abflussbilanzen

- GIS-Datenmanagement

ZALF, Kiel (in Kooperation mit ÖZK, PIK, LUA und LA-NU)

2. Entwicklung und Erprobung eines Modellsystems für einzugsgebiets-bezogene Verhaltensanalysen zu Wasser- und Stoffausträgen aus Tief-landeinzugsgebieten sowie zur Beurteilung von Möglichkeiten und Auswirkungen für den Wasser- und Stoffrückhalt

- Erstanwendungsgebiete Rhin/Havel

ZALF, ÖZK (in Kooperation mit PIK, LfL, IGB, LUA, LA-NU)

3. Grobabschätzung der hydrologischen Verhaltenscharakteristik der Ein-zugsgebiete im Elbetiefland und der Machbarkeit von Maßnahmen zum Wasser- und Stoffrückhalt

- 1. Machbarkeitsstudie nach einem Bearbeitungsjahr

ZALF (in Kooperation ÖZK, PIK, LfL, IGB, LUA)

4. Prüfung der Anwendbarkeit dynamischer skalenübergreifender Model-lierung des Wasser- und Stoffhaushaltes in Gebieten des pleistozänen Tieflands

- Modellgebiet Stepenitz und Aussagen zur Anwendbarkeit in anderen Gebieten

PIK (in Kooperation mit ÖZK, ZALF, LfL, LUA)

5. Entwicklung eines Fuzzy-Modellsystems zur Bewertung der hydrolo-gisch-stofflichen Pufferfunktion von Talniederungen für den diffusen Austausch zwischen Einzugsgebiet und Gewässer

- Beispielsgebiet Obere Stör

ÖZK Kiel (in Kooperation mit ZALF, PIK, IGB, LANU)

6. Ableitung von Zielvorgaben für die Belastung von Gewässern im El-betiefland

- Beispielsgebiet Havel und Nebenflüsse

IGB Berlin (in Kooperation mit LUA, ZALF)

7. Sozioökonomische Analysen und Bewertungen für Maßnahmen zum Wasser- und Stoffrückhalt in Agrarregionen des Elbetieflands

- Zielvorgaben für Flächennutzungsbedarf und Bewertung der sozio-ökonomischen Wirkungen von Wasser- und Stoffrückhalt in Beispiels-regionen (Havel, Spree, Rhin, Stepenitz)

LfL Brandenburg (in Koope-ration mit ZALF)

8. Szenarioanalysen zum Wasser- und Stoffrückhalt im Elbetiefland als Planungsgrundlagen für künftiges nachhaltiges Flussgebietsmanage-ment

- Genestete Analysen für Teileinzugsgebiete und für die Gesamtregion Elbetiefland

ZALF, ÖZK, PIK, IGB, LfL (in Kooperation LUA, LANU)

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Über diese unmittelbaren Zielstellungen hinaus waren mit den genesteten Untersuchungen im Elbetiefland im Sinne der Rahmenkonzeption von BECKER ET AL. (1995) auch Aussagen zum Skalenverhalten von Einzugsgebietsmodellen und „Skalenbeziehungen“ zur skalenübergrei-fenden Modellübertragung abzuleiten. Dies diente der Stützung großräumiger Modellan-wendungen im Elbegebiet im Projekt „Auswirkungen der Landnutzung auf den Wasser- und Stoffhaushalt der Elbe und ihres Einzugsgebietes“ (BECKER & BEHRENDT, 1998).

I-2 Projektkonzeption

Einer Empfehlung des Wissenschaftlichen Beirates „Elbe-Ökologie“ vom 13.12.1996 fol-gend, wurde WaStor als Gemeinschaftsprojekt in Zusammenführung mehrerer vormaliger Einzelaktivitäten zum Komplex „Tiefland“ im Forschungskomplex „Landnutzung im Ein-zugsgebiet“ der Forschungskonzeption „Elbe-Ökologie“ des BMBF konzipiert. Die Leitung und Koordination des Gemeinschaftsprojektes lag beim Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung (ZALF) Müncheberg.

In die Bearbeitung waren folgende Institutionen mit den aufgeführten verantwortlichen Bear-beitern einbezogen:

• Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung (ZALF) Müncheberg, - Institut für Landschaftswasserhaushalt (Prof. Dr. J. Quast, Dr. J. Steidl), - Institut für Landschaftsmodellierung (Dr. K.-O. Wenkel, Dr. C. Kersebaum)

• Potsdam-Institut für Klimafolgenforschung (PIK, Dr. A. Becker) • Ökologie-Zentrum der Universität Kiel (ÖZK, Dr. W. Kluge) • Institut für Gewässerökologie und Binnenfischerei Berlin (IGB, Dr. H. Behrendt) • Landesanstalt für Landwirtschaft Brandenburg (seit 1.1.2002 Landesamt für Verbraucher-

schutz und Landwirtschaft Brandenburg) (LfL, Dr. G. Neubert)

Die Bearbeitung des Forschungsprojektes erfolgte in der in Bild I-2 dargestellten Projekt-struktur. Die Teilaufgaben wurden von den Projektpartnern in enger Kooperation untereinan-der, mit den Partnerprojekten im Teilkomplex Landnutzung der „Elbe-Ökologie“ und mit den Fachbehörden der Länder bearbeitet.

Antragsgemäß standen für die Projektbearbeitung 6/2 Projektstellen für wissenschaftliche Mitarbeiter und eine Projektstelle für einen wissenschaftlich-technischen Mitarbeiter über die geplante Laufzeit zur Verfügung. Darüber hinaus wurde dem ZALF zur Abdeckung der für die Machbarkeitsstudie erforderlichen zusätzlichen Recherche-, Koordinierungs- und redakti-onellen Arbeiten befristet für 1998 eine Projektaufstockung um 1/2 Wissenschaftlerstelle ge-währt (Tabelle I-2).

Diese Projektstellen wurden bei allen Projektpartnern des Verbundprojektes in erheblichem Umfang durch wissenschaftliche und wissenschaftlich-technische Haushaltskapazitäten er-gänzt.

Die inhaltliche Einordnung in die Gesamtaktivitäten im Teilkomplex „Landnutzung im Ein-zugsgebiet“ war über die Projektgruppe „Elbe-Ökologie“ bei der Bundesanstalt für Gewäs-serkunde (BfG) gewährleistet.

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Projektkoordination

Projektleitung

Modell- und BewertungssystemWasser- und Stoffrückhalt im Elbe - Tiefland

Hydrologisch-ökologische Iststandsanlayse

Bewertung Landnutzung

Szenarioanalysen

Zielvorgaben zurNährstoffbelastung

der Flachlandgewässer

Dyn. Skalenübergr.Modellierung

Wasser- und Stoff-haushaltStepenitz

Bewertung Sozioökonomie /

Betriebswirtschaft

Bilanzierung/BewertungHydrologie/

Wasserwirtschaft

IststandsanlayseSozioökonomie /

Landnutzung

ZALF Müncheberg

ZALF Müncheberg

ZALF Müncheberg in Koop.mit ÖZK, PIK, IGB, LfL, LUABrg, LANU SH

ZALF Müncheberg, ÖZK Kiel in Koop.mit IGB Berlin, LUA Brg. und LANU SH

ZALF Müncheberg, ÖZK Kielin Koop. mit LUA Brg.und LANU SH

LfL BrandenburgZALF Müncheberg

ZALF MünchebergLfL Brandenburg

IGB Berlin in Koop.mit LUA Brg., ZALF

PIK Potsdam in Koop.mit LUA Brg., ZALF, ÖZK

LfL Brandenburg

ZALF Müncheberg,ÖZK Kiel und PIK Potsdam in Koop.mit LUA Brg. und LANU SH

Dr. Steidl

Prof. QuastWissenschaftlicher Beiratdes BMBF

Projektträger Beo

ProjektgruppeElbe-Ökologie

Bild I-2: Organisationsstruktur des Projektes „Wasser- und Stoffrückhalt im Tiefland des Elbeein-

zugsgebietes“

Angesichts der nicht immer unproblematischen Zusammenführung von hoch engagierten Wissenschaftlern aus fünf Institutionen und der Anforderungen der Projektgruppe aus Sicht des Gesamtverbundes hätte die Verlängerung der befristet gewährten Koordinierungsstelle über 1998 hinaus entlastend für die Arbeitsgruppe des ZALF gewirkt und zu einer weiteren Steigerung des fachlichen Niveaus beitragen können.

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Tabelle I-2: Übersicht über die Projektstellen und deren Aufgabenbereiche

Projekt-partner

Projekt-stelle

Aufgabenbereich Ein-stellung

ZALF 0,5 Wiss. Hydrologische Analyse, Bewertung der Beispielsgebiete, Ermittlung und Bewertung von Maßnahmen zur Erhöhung des Wasser- und Stoffrückhal-tes, modellgestützte Ableitung von Zielvorstellungen für den Wasser- und Stoffrückhalt in Teilgebieten

02/98 – 04/02

ZALF 0,5 Wiss. Harmonisierung der GIS-Sachthemen, modellgestützte Abschätzung der diffusen N-Austräge, Expertensystem zur Abschätzung der Auswirkun-gen von Landnutzungsänderungen auf regionaler Ebene, Entwicklung und Abstimmung von Szenarien, integrative Gesamtbewertung der Sze-narien

10/97-12/98

ZALF 0,5 Wiss. Studie zu den grundsätzlichen Bedingungen und Möglichkeiten des Was-ser- und Stoffrückhaltes im Elbetiefland (Recherche-, Koordinierungs- und redaktionelle Arbeiten)

10/97-12/98

ZALF 0,5 Wiss. Analyse und Bewertung des Stoffrückhaltpotentials kleiner Fließgewässer und landwirtschaftlicher Vorfluter

04/99-10/00

ÖZK 0,5 Wiss. Pufferzonenmanagement für Talniederungen, Hydrologisch-hydrochemische Gebietsanalyse zur Buckener Au, Typisierung und Stoffretention Talniederungen, Bewertungssystem für diffuse Einträge und Pufferzonenmanagement (bes. Stickstoff)

11/97 – 10/00

PIK 0,5 Wiss. Dynamische skalenübergreifende Modellierung des Wasser- und Stoffhaushalts in Gebieten des pleistozänen Tieflandes -Stepenitz-

10/97 – 10/00

PIK Techniker Unterstützung des LUA bei der Datenerfassung und -aufbereitung, Mitar-beit bei Simulationsrechnungen und Ergebnisvisualisierung

10/97 – 12/98


01/99 –03/99


08/99 – 02/00

IGB 0,5 Wiss. Ableitung von Zielvorgaben für die Nährstoffbelastung der Havel und ihrer Nebenflüsse aus gewässerökologischer Sicht

11/97 – 02/01

LfL 0,5 Wiss. Sozioökonomische und betriebswirtschaftliche Analyse in den Beispiels-gebieten, Bewertung von Maßnahmenkomplexen zur Erhöhung des Was-ser- und Stoffrückhaltes, Entwicklung von Szenarien, Szenariountersu-chungen

10/97 – 10/00

I-3 Untersuchungsgebiete

Das gesamte Elbetiefland, das mit 58730 km2 40% des gesamten Elbeeinzugsgebietes um-fasst, war das Zielgebiet der Untersuchungen (Abb. 1.3). Die südliche Begrenzung dieses Gebietes ist durch den Übergang vom Lockergesteins- zum Festgesteinsbereich am Lausitzer Grenzwall und im Mittelsächsischen Hügelland bzw. durch die Grenze zum mitteldeutschen Lößgebiet gegeben. Im Norden wird das Einzugsgebiet der Stör eingeschlossen. Die nordöst-liche Begrenzung bildet die Endmoräne des pommerschen Stadiums der Weichseleiszeit im Verlauf des Mecklenburger Landrückens und des Choriner Endmoränenbogens. Im Osten reicht das Zielgebiet mit dem Einzugsgebiet der Spree bis nahe an den Flussverlauf der Neiße und den Mittellauf der Oder. Ähnlich nahe reicht das Spree-/Haveleinzugsgebiet auf dem Barnim und der Lebuser Hochfläche an das Oderbruch heran. Der linksseitige Anteil des Tieflandeinzugsgebietes der Elbe ist mit 13565 km2 erheblich kleiner als das rechtsseitige Tiefland. Insgesamt werden ab der Einmündung der Schwarzen Elster 380 km des Elbe-

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stroms, das entspricht etwa 37 % der Gesamtfließlänge der Elbe, durch Abflüsse und Stoffein-träge aus dem Elbetiefland beeinflusst. Innerhalb des Elbetieflandes selbst werden Tausende Kilometer Flussläufe und angrenzende Niederungen, Hunderte durchflossener Seen, mehrere hunderttausend Hektar Feuchtgebiete sowie viele tausend Kleingewässer durch diffuse Stof-fausträge aus land- und forstwirtschaftlich genutzten Flächen potentiell beeinflusst.

Die Erarbeitung der methodischen Grundlagen und die Feldanalysen für WaStor erfolgten durch Schwerpunktsetzung auf die genesteten Beispielsgebiete Buckener Au/Obere Stör, Rhin, Plane und Stepenitz (Bild I-3) mit strikter Orientierung der Übertragung von Ergebnis-sen auf das gesamte Zielgebiet. Für die Beispielsgebiete waren bereits ein großer, flächende-ckender Datenpool und eine sehr gute Gebietskenntnis vorhanden. Darüber hinaus unter-scheiden sich die Gebiete hinsichtlich der Ausprägung der für die gewässerbelastenden Stof-fausträge maßgeblichen hydrologischen Prozesse derart voneinander, dass damit ein breites Spektrum der im Zielgebiet vorkommenden Verhältnisse abgedeckt wurde. So weist das Ein-zugsgebiet der Stör zwar ähnliche hydrologisch-strukturelle Verhältnisse wie Rhin und Plane auf, unterscheidet sich jedoch in den klimatischen Randbedingungen wesentlich von diesen Gebieten. Während die Havel mit einer nahezu ausgeglichenen klimatischen Wasserbilanz bereits kontinentalen Klimaeinflüssen unterliegt, ist die Gebietswasserbilanz des Störgebiets durch deutlich höhere Niederschläge geprägt. Die Geomorphologie und damit auch das hyd-rologische Verhalten des Einzugsgebiets der Stepenitz unterscheiden sich wesentlich vom übrigen Tiefland. Das Stepenitzgebiet ist eines der wenigen Gebiete, in denen extreme Hoch-wasserereignisse auftreten können. Hier wurden die Untersuchungen zur dynamischen ska-lenübergreifenden Modellierung des Wasser- und Stoffhaushalts angesiedelt.

I-4 Voraussetzungen zur Durchführung des Projektes

Eine wichtige Voraussetzung für die Durchführung des Projektes war die erhebliche Ergän-zung der Projektstellen durch wissenschaftliche und wissenschaftlich-technische Haushalts-kapazitäten bei allen Projektpartnern. Darüber hinaus wurden moderne Forschungsinfrastruk-turen (z. B. GIS-Arbeitsplätze, Rechnernetzwerke) in allen beteiligten Institutionen ebenfalls aus Haushaltskapazitäten für die Arbeit im Projekt zur Verfügung gestellt. Das alles machte eine erfolgreiche Projektbearbeitung überhaupt erst möglich.

Weitere wichtige Voraussetzungen für die Durchführung des Projektes waren:

• Verknüpfung von natur- und ingenieurwissenschaftlicher Kompetenz mit sozioöko-nomischer Kompetenz,

• die enge Kooperation mit den zuständigen Fachbehörden (Landesamt für Natur und Umwelt Schleswig-Holstein, Landesumweltamt Brandenburg) zur Datenbereitstellung und fachlichen Abstimmung und Unterstützung (s. Kap. 1.7),

Zusammenarbeit mit anderen Stellen (s. Kap. 1.7).

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Bild I-3: Die Lage der Beispielsgebiete im pleistozänen Elbetiefland

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I-5 Planung und Ablauf des Projektes

Die Projektbewilligung sah im Rahmen des Forschungsverbundes „Elbe-Ökologie“ eine Pro-jektlaufzeit vom 01.10.1997 bis zum 30.09.2000 vor. Für das erste Bearbeitungsjahr wurde auf Anregung des wissenschaftlichen Beirates eine befristete anteilige Kapazitätserweiterung für die Erarbeitung einer ersten Machbarkeitsstudie zum Wasser- und Stoffrückhalt im Elbe-einzugsgebiet vorgenommen. Später wurde das Projekt insgesamt dreimal bis zum 31.12.2001 verlängert. Durch Einsparungen an anderer Stelle konnten alle Verlängerungen kostenneutral bewältigt werden. Die Notwendigkeit einer ersten Verlängerung bis zum 28.02.2001 wurde auf einer internen Projektevaluierung festgestellt, bei der Engpässe in der Bearbeitung erkannt wurden, die sich durch den Ausfall von Bearbeitungskapazität (längere Krankheit, Mutter-schaftsurlaub) ergaben. Die erweiterte Bearbeitungszeit wurde genutzt, um diese Engpässe aufzuholen und eine Synthese der vorliegenden Teilergebnisse durch Szenariountersuchun-gen, mit denen der Nutzen und die Probleme von Maßnahmen und Maßnahmenkomplexen zum Wasser- und Stoffrückhalt im Elbetiefland ausgewiesen werden konnten, vorzunehmen. Das war ein entscheidender Schritt, um die Praxiswirksamkeit des gesamten Projektes zu qua-lifizieren. Eine weitere Verlängerung bis zum 31.08.2001 wurde notwendig, um die Ergeb-nispräsentation für die interessierte Fachöffentlichkeit auf einem Workshop zu ermöglichen und die Buchpublikation der Projektergebnisse vorzubereiten. Aus den Verhandlungen mit dem Verlag ist jedoch deutlich geworden, dass eine Rechnungslegung erst mit der Vorlage eines Manuskriptes möglich ist. Die Fertigstellung dieses Manuskripts konnte aber trotz ein-gehender Bemühungen aller Projektbearbeiter nicht in der vorgesehen Zeit realisiert werden. Aus diesem Grund wurde schließlich die letzte Verlängerung bis zum 31.12.2001 bewilligt.

Die projektinterne Zusammenarbeit wurde durch regelmäßige Arbeitsberatungen mit allen Projektpartnern, an denen auch Gäste aus der Projektgruppe Elbe-Ökologie und interessierten Fachbehörden teilnahmen, fachlich koordiniert. Darüber hinaus wurden weitere Treffen und Arbeitsaufenthalte organisiert, bei denen die Durchführung der Untersuchungen in einzelnen Teilaufgaben mit den betreffenden Projektpartnern abgestimmt und präzisiert wurden.

I-6 Wissenschaftlicher und technischer Stand, an den angeknüpft wurde

Kenntnisse über die prinzipiellen technisch-technologischen Möglichkeiten für die Realisie-rung von Wasser- und Stoffrückhalt in Agrarlandschaftsräumen sind hinreichend vorhanden. Wissensdefizite gab es vor allem bei ganzheitlicher mesoskaliger Betrachtung des Abflussre-gimes und seiner Auswirkungen auf den Wasser- und Stoffrückhalt in Tieflandeinzugsgebie-ten. Es gibt eine Reihe plausibler, geprüfter und sektoral exzellenter Analysemethoden und Modellansätze für Bodenwasserhaushalt, Bodenstickstoffhaushalt, Grundwassertransportmo-delle, Wassermanagementmodelle für Einzugsgebiete, Flußeinzugsgebietsmodelle für Abfluß-simulationen. Es fehlten vor allen Dingen Erfahrungen für eine flächendeckende Integration der Modellansätze und Analysemethoden, die in der Meso- bis Makroskale Szenarien realisie-ren, die wiederum die Ableitung konkreter Maßnahmen zur Minderung der Gewässerbelas-tung ermöglichen. Insbesondere die Integration von Ansätzen für Prozesse mit hoher zeitlicher Dynamik und Rückkopplung, wie die Wasser- und Stoffdynamik in gewässernahen Feuchtgebieten, war weitgehend ungelöst. Obwohl die in den Feuchtgebieten kleinräumig ablaufenden hydrologisch-stofflichen Prozesse im Prinzip bekannt sind, fehlt es noch immer an allgemeingültigen gebietsrepräsentativen Kennwerten und Modellen, die die reale Puffer- und Retentionsfunktionen von unterschiedlich intensiv entwässerten und genutzten Talniede-rungen beschreiben. Für den Phosphor sind in den Talniederungen, im Vergleich zum Stick-stoff, noch immer gravierende Kenntnislücken vorhanden.

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Wissensdefizite gab es hinsichtlich einer an den maßgeblichen Prozessen des Wasser- und Stofftransports orientierten Untergliederung von Tieflandeinzugsgebieten für einen mesoska-ligen Modellansatz zur Beschreibung des Wasser- und Stoffrückhaltes. Erkenntnisdefizite gab es auch hinsichtlich der Stickstofftransformation in Lockergesteinsaquiferen.

Wissenschaftliche Grundlagen für die Ableitung von Zielvorgaben für die Gewässergüte in durchflossenen Seen langsam fließender Flachlandflusssysteme bieten vorhandene Standards für die Klassifizierung der Beschaffenheit von stehenden und fließenden Gewässern, das Konzept zum Zusammenhang zwischen äußerer Stoffbelastung und Stoffkonzentration in Seen sowie das Konzept für die Güteklassifizierung der Gewässer in Berlin und ein während der Projektdurchführung in der Erprobung befindlicher Entwurf der LAWA für eine Klassifi-kation von rückgestauten Fließgewässern.

Unzureichende Kenntnisse und Erfahrungen gab es über die sozioökonomischen Auswirkun-gen von Maßnahmen zur Minderung der Gewässerbelastung, die zu Änderungen der land-wirtschaftlichen und wasserwirtschaftlichen Bewirtschaftungspraxis führen. Vorhandene Me-thoden und Verfahren beschränkten sich vor allem auf die Taxation der betriebswirtschaftli-chen Konsequenzen von Naturschutzauflagen. Ergebnisse naturwissenschaftlicher und ver-fahrensökonomischer Untersuchungen zu Auswirkungen einzelner Bewirtschaftungsein-schränkungen auf dem Grünland lagen zwar vor, aber die komplexe Wirkung derartig vieler Einflussfaktoren auf die Sozioökonomie war weitgehend ungeklärt.

I-7 Zusammenarbeit mit anderen Stellen

Über die gesamte Laufzeit fand eine projektübergreifende fachliche Kooperation mit den In-stitutionen und tangierenden Forschungsprojekten der Elbe-Ökologie, insbesondere mit den Partnerprojekten des Schwerpunktes Landnutzung, statt. Im einzelnen sind das:

Forschungszentrum Jülich GmbH (Dr. Wendland, Dr. Kunkel): Methodenaustausch, Abgleich und Untersetzung vorliegender Ergebnisse der makroskaligen Untersuchungen zum Weg-/Zeitverhalten des grundwasserbürtigen Abflusses in der Mesoskale

Potsdam-Institut für Klimafolgenforschung (Dr. Becker, Dr. Haberlandt): Koordination der Modellanwendungen, Vereinheitlichung der Datenbasis und der Zielvorgaben, Zusam-menführung und Verallgemeinerung von Untersuchungsergebnissen im Elbetiefland, vergleichende Analysen des Wasserhaushaltes

Technische Universität Dresden (Dr. Schwarze): Diskussion von Lösungsansätzen und Me-thoden, Zusammenführung von Untersuchungsergebnissen zur genesteten Einzugsge-bietsmodellierung

Brandenburgische Technische Universität Cottbus (Prof. Grünewald, A. Beblik): Abstim-mung der Modellentwicklung und Parametersätze im Bereich der N-Modellierung

Umweltforschungszentrum Leipzig – Halle GmbH (Prof. Krönert): Diskussion von Lösungs-ansätzen und Methoden, Zusammenführung von Untersuchungsergebnissen, Leitbild-diskussion.

Die intensive Kooperation schlägt sich nach Abschluss aller Partnerprojekte auch in einer zusammenführenden Darstellung der im Teilkomplex „Landnutzung“ erzielten Forschungser-gebnisse nieder. Mit der Publikation in der Buchreihe "Kompendium Elbe-Ökologie" (Ar-

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beitstitel) sollen neben interessierten Wissenschaftlern vor allem die für ein künftiges Fluss-gebietsmanagement zuständigen Behörden und Institutionen sowie Consulting-Unternehmen angesprochen werden.

Als künftige Nutzer der Ergebnisse unterstützten insbesondere die zuständigen Fachbehörden der Länder die Projektbearbeitung durch fachliche Beratung und Datenbereitstellung und wa-ren somit weitere wichtige externe Partner des Projektes. Für alle hydrologisch-/wasserwirtschaftlichen Fragen trifft dies für das Landesumweltamt Brandenburg, das Staat-liche Umweltamt Kiel und das Landesamt für Natur und Umwelt Schleswig-Holstein zu. Un-terstützung bei der Gebietsanalyse, Datenerhebung und -bereitstellung wurde aber auch bei den zuständigen Wasser- und Bodenverbänden (Obere Buckener Au, Untere Buckener Au, Oberer Rhin/Temnitz, Rhin/Havelluch und Plane-Buckau) gefunden.

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Teil II: Erzielte Ergebnisse

II-0 Vorbemerkung

Die Ergebnisdarstellung wird im folgenden in der Gliederung „II-1 Erkenntnisgewinn, II-2 Methoden, II-3 Zusammenfassende Wertung der Ergebnisse des Projektes, II-4 Schlussfolge-rungen für Entscheidungsunterstützung“ vorgenommen. Ausführlichere Ergebnisdarstellun-gen für den sich in differenzierter Detailliertheit entsprechend der jeweiligen Zielgruppen in Publikationen in wissenschaftlichen Zeitschriften, Tagungsberichten/Proceedings, Beiträgen zu Buchpublikationen. Insbesondere werden die Ergebnisdarstellungen in der spezifischen WASTOR-Buchpublikation „Diffuse Nährstoffeinträge in Gewässer im Elbetiefland – Wir-kungsanalysen und Minderungsstrategien“ zu finden sein, aus deren Manuskripten die nach-folgenden Darstellungen teilweise entnommen wurden (QUAST, J. UND STEIDL, J. (Hrsg.), B.G. Teubner Verlag, 2002. (Vollständige Publikationsliste s. II-7).

II-1 Erkenntnisgewinn

II-1.1 Stoffbelastungen/Stofffrachten in den Gewässern des Elbetieflands

Horst Behrendt, Institut für Gewässerökologie und Binnenfischerei

In den Flusssystemen des Tieflandes, für die geringe Abflussspenden und geringe Fließge-schwindigkeiten kennzeichnend sind, die viele Seen durchfließen bzw. sich selbst seenartig ausweiten, sind Eutrophierungserscheinungen infolge hoher Nährstoffzufuhren besonders deutlich ausgeprägt. Im Tiefland des Elbeeinzugsgebietes betrifft das insbesondere das Fluss-system der Havel. Für dieses Flusssystem werden nachfolgend Ergebnisse zur Gewässergüte-entwicklung vorgestellt.

II-1.1.1 Trophie-Güteklassifikation

Die bisher vorrangig praktizierte biologische Gewässergütebewertung der Fließgewässer der Bundesrepublik Deutschland beruht auf den Saprobienindices. Diese Methodik ist für rück-gestaute Fließbereiche nicht praktikabel, da hier die Stoffumsetzungen nicht vorrangig durch den äußeren Eintrag an Sauerstoff zehrenden Substanzen u.a. über Kläranlagen (Primärbelas-tung) gesteuert werden, sondern durch das Maß des Algenwachstums infolge der hohen Nähr-stoffpräsenz (Sekundärbelastung). Zwar besteht zwischen der Trophie in der euphotischen Schicht und der Saprobie im Tiefenwasser in hocheutrophen Flussseen ein enger Zusammen-hang, jedoch sollten Bewertungsverfahren die primärkausalen Zusammenhänge in den einzel-nen Gewässertypen mit den spezifischen Belastungsmerkmalen berücksichtigen. Durch den Arbeitskreis der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser „Gütebewertung planktondominierter Fließgewässer“ wurde ein neuer Güteklassifizierungsvorschlag erarbeitet, der nunmehr eine Einstufung der unteren Spree auf der Grundlage der Bewertung der Algenwachstumsintensi-täten (Trophiestufen) ermöglicht (SCHMITT, 1998).

Der Klassifizierungsvorschlag beinhaltet ausschließlich die Bewertung der Güteklassen an-hand eines trophischen Wirkparameters. Im Rahmen eines Monitorings für unterschiedliche Trophiestufen hat sich das Biomassenäquivalent Chlorophyll-a bewährt und auch im Rahmen dieser vorgeschlagenen Klassifikation durchgesetzt. Für die Erarbeitung von Sanierungsplä-nen ist in Ergänzung zur Wirkungsklassifizierung eine Kausalanalyse notwendig. Von Be-deutung dabei ist u.a., welcher Belastungsfaktor regional entscheidend ist. Das Maß des Al-

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genwachstums wird neben klimatischen oder anderen Einflussfaktoren vorrangig durch das Nährstoffangebot (Stickstoff und Phosphor) gesteuert. Das derzeitige Belastungsbild im Ein-zugsgebiet der Spree zeigt, dass sich für eine Steuerung der Algenwachstumsintensität lang-fristig vorrangig Phosphor als limitierender Faktor eignet. Für die Berlin-Brandenburger Ge-wässer wurde von BEHRENDT UND OPITZ (1996a) eine Beziehung zwischen der Gesamtphos-phorkonzentration und dem Chlorophyll-a-Gehalt anhand von Daten aus dem Planungsraum abgeleitet (Bild 1.1).

Bild 1.1: Zusammenhang zwischen Gesamtphosphorgehalt und Chlorophyll-a für den Zeitraum Mai bis September (BEHRENDT ET AL. 1997)

Legt man diesen Zusammenhang für die Berechnungen von Ursache und Wirkungsbeziehun-gen zu Grunde, so ergeben sich die in der Tabelle 1.1 angegebenen mittleren Gesamt-phosphorkonzentrationen. Aus den Chlorophyll-a-Gehalten lassen sich dann auch mittlere Sichttiefen kalkulieren.

Zu berücksichtigen ist, dass die in der Tabelle angegebenen Abhängigkeiten nur das mittlere Verhalten der untersuchten Gewässer beschreiben. Je nach Gewässertyp, Belastungsbild und anderen Faktoren können durchaus zwischen den Güteklassifikationen für Chlorophyll-a und Phosphor Abweichungen bestehen. Die Gesamtphosphorkonzentrationen geben Auskunft über das mögliche Potential der Phytoplanktonentwicklung unter der Voraussetzung, dass keine weiteren Faktoren (u.a. Licht, Fraßverluste, Toxizitäten) das Algenwachstum begren-zen.

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Tabelle 1.1: Güteklassen für mittlere Chlorophyll-a-Gehalte nach SCHMITT (1998) (Bewertungs-zeitraum Mai - September über drei Jahre) und zugehörige mittlere TP-Konzent-rationen und mittlere Sichttiefen nach BEHRENDT et al. (1997).

Güteklasse CHL-a Mittel

µg/l

TPMittel

µg/l

SichttiefeMittel

m

I 1-4 2-8 4,6 - 6,0

I-II 3-8 6-18 3,5 - 5,0

II 7-30 16-82 1,5 - 3,7

II-III 25-50 67-150 1,0 - 1,7

III 50-100 150-320 0,5 - 1,0

III-IV >100 >320 < 0,5

IV nicht.def.

II-1.1.2 Trophiebewertung und gegenwärtiger Zustand der Havel

Eine Bewertung der Güteklassen auf der Grundlage des LAWA-Vorschlags wurde anhand der mittleren Chlorophyll-a-Gehalte kann für einzelne Messstellen entlang der Havel vorgenom-men werden. Eine zusammenfassende Darstellung des Biomassenäquivalents Chlorophyll-a und begleitender Parameter der Havel-Abschnitte zeigt die Tabelle 1.2 für die Zeiträume 1988-1990, 1993-1995 und 1997-1999.

Tabelle 1.2: Trophische Parameter für drei Vergleichszeiträume und Gewässergüteklassen (GKL)

für die untere Spree und Havel (Chlorophyll-a Mittelwerte Mai bis Oktober über je-weils drei Jahre. Daten von SenStadt Berlin, IGB, LUA Brandenburg, LUA Sachsen-Anhalt)

1988 bis 1990 1993 bis 1995 1997 bis 1999

Havel und Spree Pegel Chl-a

[µg/l]

TP

[µg/l]

GKL Chl-a

[µg/l]

TP

[mg/l]

GKL Chl-a

[µg/l]

TP

[mg/l]

GKL

Havel bei Henningsdorf 68,8 342 III 40,8 143 II-III 25,4 132 II-III

Spree bei Sophienwerder 60,6 180 III 43,9 167 III

Havel bei Potsdam 131,3 473 III-IV 88,8 257 III 73,4 282 III

Havel bei Ketzin 89,8 317 III 60,7 335 III

Havel bei Toppeln 127,3 611 III-IV 99,6 316 III 62,2 275 III

Aus der Tabelle 1.2 wird ersichtlich, dass sich die Trophie an allen Messstationen um eine Güteklasse nach LAWA von 1988-1990 bis 1997-1999 verbessert hat. Den beste Zustand weist demnach die Havel oberhalb Berlins auf. Hier werden in den letzten Jahren bereits Chlorophyll-a-Konzentrationen gemessen, die der Güteklasse II entsprechen, jedoch sind die Phosphorkonzentrationen noch so hoch, dass das Potential für die Phytoplanktonentwicklung noch über der Güteklasse II liegt. An allen anderen Messstationen wird die Trophie der Havel noch durch die Güteklasse III charakterisiert. Das die Veränderung des trophischen Zustandes in der Havel vorwiegend durch den Rückgang der Phosphorkonzentrationen verursacht ist, zeigt das Bild 1.2 in der für verschiedene Gütemessstellen in der Havel der Zusammenhang

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zwischen der Chlorophyll-a-Konzentration und der Gesamtphosphorkonzentration dargestellt ist. Darüber hinaus weist das Bild darauf hin, dass bei allen Messstellen das Phytoplankton in der Lage ist, in einzelnen Jahren die nach BEHRENDT UND OPITZ (1996) ableitbare maximale Phytoplanktonbiomasse zu erreichen. Lediglich bei den sehr hohen P-Konzentrationen von mehr als 1000 µgP/l, wie sie für die Havel bei Potsdam in den siebziger und achtziger Jahren charakteristisch waren, wurde dieses Potential nicht erreicht, weil vermutlich andere Indikato-ren, wie die Lichtbedingungen die Algenentwicklung begrenzten.

II-1.1.3 Bisherige Veränderungen der Nährstofffrachten der Havel

Das Bild 1.3 und 1.4 geben einen Überblick zu den Veränderungen der Stickstoff- und Phos-phorfracht in der Havel bei Toppeln von 1978 bis 1999.

Beide Zeitreihen zeigen eine deutliche Verminderung der Frachten. Dies trifft insbesondere für Ammonium und den gelösten reaktiven Phosphor zu. Die Frachten von organischen Stick-stoff und von partikulärem Phosphor nehmen zwar auch leicht ab, jedoch ist deren Abnahme geringer. Die Nitratfracht zeigt demgegenüber vorwiegend eine Reaktion auf die veränderten Abflüsse. Bezogen auf den Zeitraum 1983-1987 hat sich die Fracht von Gesamtstickstoff im Zeitraum 1993-1997 um 38 % und von Gesamtphosphor um 69 % vermindert. Während bei Phosphor die Abnahme der Fracht bereits ab 1988 deutlich wird, kann man eine klare

Bild 1.2: Zusammenhang zwischen den Konzentrationen von Chlorophyll-a und Gesamtphosphor für verschiedene Messstationen in der Havel im Zeitraum 1972-1999.

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Bild 1.3: Veränderungen der Stickstofffracht in der Havel bei Toppeln von 1978 bis 1999.

Frachtreduzierung bei Stickstoff erst mit dem Beginn der neunziger Jahre feststellen. Die P-Reduktion ist vor allem auf die im Januar 1986 in allen Berliner Kläranlagen eingeführte wei-tergehende P-Eliminierung zurückzuführen. Aus Bild 1.4 geht jedoch hervor, dass diese Maßnahme sich erst ab 1988 in der Frachtverminderung niederschlägt. Was sowohl auf eine ein bis zweijährige Verweilzeit des Phosphors im System der unteren Havel als auch zusätzli-che P-Einträge im besonders feuchten Jahr 1987 zurückzuführen sein könnte.

Bild 1.4: Veränderungen der Phosphorfracht in der Havel bei Toppeln von 1978 bis 1999.

Da die Frachten der Havel neben den anthropogenen Einflussfaktoren vor allem auch durch die Abflussbedingungen beeinflusst werden, zeigen die folgenden Bilder 1.5 bis 1.7 den Zu-sammenhang zwischen den Ammonium-Nitrat und Gesamtphosphorfrachten und dem Ab-fluss.

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Bild 1.5: Abhängigkeit der Ammoniumfracht der Havel bei Toppeln im Zeitraum 1978 bis 1999

vom Abfluss

Bild 1.6: Abhängigkeit der Nitratfracht der Havel bei Toppeln im Zeitraum 1978 bis 1999 vom

Abfluss.

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Bild 1.7: Abhängigkeit der Phosphorfracht der Havel bei Toppeln im Zeitraum 1978 bis 1999 vom

Abfluss.

Für Ammonium zeigen sich zwei stark von einander abweichende Gruppen in der Fracht-Abflussbeziehung. So kann man davon ausgehen, dass sich von 1978 bis 1991 Situation be-züglich der Ammoniumeinträge kaum verändert hat. Neben den Einträgen aus kommunalen Kläranlagen bestimmt noch eine abflussabhängige aber insgesamt stark streuende Komponen-te die Ammoniumfracht. Dabei kann es sich um Einträge aus Mischkanalisationsüberläufen (insbesondere Berlin) oder auch aus Sumpfungswässern des Braunkohlentagebaues in der Spree handeln. Ab 1994 zeigt sich eine ganz verschiedene Abhängigkeit der Ammoni-umfracht vom Abfluss. Neben einer Absenkung des Gesamtniveau ist auch die Abflussabhän-gigkeit nur noch sehr schwach ausgeprägt.

Daraus kann man folgern, dass sowohl die Einträge aus Kläranlagen als auch aus den abfluss-abhängigen Komponenten stark zurückgegangen sind.

Ein ähnliches Bild kann man bezüglich der Abhängigkeit der Phosphorfracht vom Abfluss feststellen. Hier ist neben den beiden Zuständen (1978-1986 und 1991-1999) noch eine Über-gangsphase (1987-1990) ersichtlich, die die Wirkung der Einführung der P-Eliminierung in den Berliner Kläranlagen zeigt. Die weitere Verminderung der P- Fracht in der Havel seit 1991 ist demgegenüber auf die seit der Währungsunion 1990 im Gebiet der DDR Verfügbar-keit von P-freien Waschmitteln zurückzuführen. Auch nach 1991 zeigt sich noch eine Ver-minderung der P-Fracht anzudeuten (die Werte für 1991-1993 liegen über denen von 1996-1999), die jedoch geringer ist als in den beiden vorhergehenden Phasen. Die Ursache für diese letzte Verminderung ist vor allem in einer Erhöhung der P-Eliminierung in den Berliner Klär-anlagen (insbesondere Ruhleben) als auch den Neubau bzw. die Rekonstruktion von Klära-nalgen im Einzugsgebiet der Havel (z.B. Cottbus, Potsdam Nord, Wahnsdorf) zurückzufüh-ren.

Im Gegensatz zur Ammoniumfracht zeigt die P-Fracht über alle Perioden nur eine relativ ge-

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ringe aber auch geringfügig abnehmende Abhängigkeit vom Abfluss. Daraus kann man fol-gern, dass diffuse P-Einträge zumindest bis zum Ende der achtziger Jahre nur einen geringen Einfluss auf die P-Fracht der Havel hatten und diese auch nach 1990 nur geringfügig abge-nommen haben.

Für die Nitratfracht kann demgegenüber, wie das Bild 1.6 zeigt, keinerlei Veränderung in der Abflussabhängigkeit festgestellt werden. Zwar zeigen einzelne Jahre (1985 und 1988) ein abweichendes Verhalten jedoch lässt sich das Verhalten über den gesamten Zeitraum 1978-1999 über eine Abflussabhängigkeit beschreiben. Abweichend von den Zusammenhängen zwischen der Ammonium- und der Phosphorfracht zum Abfluss zumindest in den letzten Jah-ren kann beim Nitrat auch eine sehr starke Abhängigkeit der Fracht vom Abfluss festgestellt werden. Daraus kann man schlussfolgern, dass die Haupteinträge von Nitrat vorwiegend aus diffusen Quellen stammen bzw. der Nitratabbau durch Denitrifikation im Flusssystem der Havel weitgehend unabhängig von der Höhe der Einträge ist.

II-1.1.4 Der Anteil der Havel an der Belastung der Elbe

Das Bild 1.8 gibt einen Überblick zu den Frachten von Phosphor und Stickstoff (gelöster anorganischer Stickstoff – DIN) in der Elbe und deren Veränderung von der Mitte der achtziger bis zur Mitte der neunziger Jahre. Darüber hinaus sind in der Abbildung die Anteile der Nährstoffrachten von Havel und Saale an den Gesamtfrachten der Elbe und deren Veränderung ge-zeigt. Bei Phosphor ist zu berück-sichtigen, dass die Frachtangaben für die Elbe lediglich für die Meßstation Schnackenburg gelten, bei der das Elbeeinzugsgebiet um 9% kleiner ist als für das Elbegebiet oberhalb von Zollenspieker. Nach Bild 1.8 wurde die Phosphorfracht in der Elbe seit dem Zeitraum 1983-1987 um 55% reduziert. Die Phos-phorfracht der Havel lag in der Mit-te der achtziger Jahre noch bei 1900 tP/a und konnte im Vergleich zur Elbe überdurchschnittlich um 63% auf 700 tP/a im Mittel der Jahre 1993-1997 verringert werden. Der Anteil der Havel an der P-Fracht war 1983-1987 mit 16% ähnlich dem Flächenanteil der Havel am Gesamtgebiet der Elbe jedoch be-reits in diesem Zeitraum im Mittel deutlich geringer als der Bevölke-rungsanteil. Im Mittel der Jahre

Bild 1.8: Mittlere Frachten von Phosphor und anorga-

nisch gelösten Stickstoff in der Elbe bei Zol-lenspieker in den Zeiträumen 1983-1987 sowie 1993-1997 und Anteile von Havel und Saale.

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1993-1997 betrug der Anteil der Havel an der Phosphorfracht der Elbe nur noch 13%. D.h. die Phosphorfracht der Havel pro Einwohner ist nur ca. halb so groß, wie im übrigen Elbeein-zugsgebiet.

Für Stickstoff kann man feststellen, dass die Gesamtfracht an gelösten anorganischen Stick-stoff in der Elbe im Vergleich zum Zeitraum 1983-1987 um 21% zurückgegangen ist. Die Verringerung der Fracht von Gesamtstickstoff fällt mit 20% nahezu gleich groß aus. Für die Havel ist die Verringerung mit 41% (DIN) bzw. 28% (TN) im Vergleich zum Gesamtgebiet der Elbe ebenfalls überdurchschnittlich. Der Anteil der DIN-Fracht der Havel an der DIN-Fracht der Elbe war bereits in den achtziger Jahren deutlich geringer als deren Flächen- und Bevölkerungsanteil und liegt nunmehr bei weniger als 5% (5,5 ktN/a). Bezogen auf Ge-samtstickstoff ist der derzeitige Anteil der Havel an der Fracht der Elbe mit 6,6% zwar um 30% größer als für die anorganisch gelösten Stickstoffkomponenten, jedoch noch immer weit unter den Anteilen der anderen Elbegebiete.

Insbesondere der geringe Anteil der Havel an der Stickstoffbelastung der Elbe lassen es not-wendig erscheinen, Maßnahmen zur Senkung der N-Einträge im Elbegebiet auf andere Fluss-gebiet insbesondere die Saale und die Mulde zu konzentrieren, da dort entsprechende Maß-nahmen größere Effekte für die gesamte Elbe zeigen als in der Havel.

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II-1.1.5 Ursachen der Nährstoffbelastung der Havel

Im Rahmen des UBA-Projektes „Nährstoffbilanzierung der Fluss-gebiete Deutschlands“ wurde das Modell MONERIS (MOdeling of Nutrient Emissions in RIver Sy-stems) entwickelt (Behrendt ET AL., 1999a). Dieses Modell er-möglicht die Quantifizierung der Nährstoffeinträge über insgesamt acht verschiedenen Eintragspfade (punktuelle Quellen: kommunale Kläranlagen und industrielle Di-rekteinleiter; diffuse Quellen: Erosion, Abschwemmung, Grundwasser, Dränagen, atmo-sphärische Deposition und urbane Flächen). Mit Hilfe von MONE-RIS können die Nährstoffeinträge in Flussgebiete quantifiziert wer-den. Die Ergebnisse für das ge-samte Einzugsgebiet der Havel sind als Mittelwerte für die Zeit-räume 1983-1987 und 1993-1997 in Bild 1.9 dargestellt. Demnach lagen die Phosphoreinträge im gesamten Flussgebiet der Havel in der Mitte der achtziger Jahre bei 4010 tP/a. Demgegenüber betrug die Summe der P-Einträge um das Jahr 1995 nur noch 1260 tP/a, was einer Verringerung um 69% entspricht. Diese Verringerung ist insbesondere auf die Reduzie-rung der punktuellen Einträge durch industrielle Direkteinleiter und kommunale Kläranlagen zurückzuführen. Während die Anteile dieser Eintragspfade an den gesamten P-Einträgen der Havel in den vergangenen Jahren von 73 auf 36 % abnahmen, erhöhte sich der Anteil der dif-fusen Einträge auf nunmehr 64%. Größter einzelner Eintragspfad sind aber auch noch in der Mitte der neunziger Jahre die P-Einträge aus kommunalen Kläranlagen. Die Belastung aus kommunalen Kläranlagen von Berlin lag nach den Untersuchungen von BEHRENDT UND O-PITZ (1999) nur noch in einem Bereich von 100 bis 130 tP/a. Das entspricht einem Anteil von nur 25% an den gesamten P-Einträgen aus kommunalen Kläranlagen im Havelgebiet. Dem-nach ist die durch die Bevölkerung außerhalb Berlins hervorgerufene spezifische P-Belastung mindestens 5 mal größer als die durch die an Kläranlagen angeschlossenen Einwohner Ber-lins.

Nach den Einträgen aus kommunalen Kläranlagen sind die P-Belastungen aus dem Grund-wasser und von urbanen Flächen die nächst größten Eintragspfade. Die quantifizierten hohen P-Einträge über das Grundwasser sind eine Folge der zumeist anaeroben Grundwasserleiter, in denen nach den Untersuchungen von GELBRECHT UND DRIESCHER (1993) bzw. BEHRENDT (1996) sehr oft hohe P-Konzentrationen beobachtet werden. Die ermittelte hohe Belastung von urbanen Flächen ergibt sich einerseits aus den Einträgen aus der Misch- und Trennkanali-

Bild 1.9: Einträge von Phosphor und Stickstoff in das

gesamte Flusssystem der Havel in den Zeiträu-men 1983-1987 sowie 1993-1997

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sation aber auch durch den noch mit 17% hohen Anteil von Einwohnern, die nur an eine Ka-nalisation aber an keine Kläranlage (insbesondere im sächsischen Teil der Spree) bzw. weder an Kanalisation noch an Kläranalgen angeschlossen sind. Im Vergleich zur Situation in der gesamten Elbe sind die P-Einträge in das Havelsystem sowohl flächen- als auch einwohner-spezifisch deutlich geringer als in den übrigen Teilgebieten.

Wie das Bild 1.9 zeigt, lag die Summe aller Stickstoffeinträge im Havelgebiet um das Jahr 1985 bei 42000 tN/a. Diese Einträge konnten bis zur Mitte der neunziger Jahre auf 27000 tN/a bzw. um 36% gesenkt werden. Auch bezüglich Stickstoff ist diese Verringerung vor al-lem auf die Reduzierung der N-Einträge von industriellen Direkteinleitern und aus kommuna-len Kläranlagen zurückzuführen.

Größter Eintragspfad sind bei Stickstoff mit 34% die Einträge über das Grundwasser, gefolgt von den Einträgen aus kommunalen Kläranlagen mit 30%. Für die Einträge über das Grund-wasser konnte nahezu keine Verringerung festgestellt werden, obwohl die Nährstoffüber-schüsse auf der landwirtschaftlichen Nutzfläche insbesondere durch deutlich verminderte Tierbestände von durchschnittlich 100 auf 60 kgN/(ha·a) reduziert wurden. Ursache für dieses Verhalten sind nach BEHRENDT ET AL. (1999a), WENDLAND UND KUNKEL (1998) und KUNKEL ET AL. (1999) die großen im Mittel ca. 30 Jahre umfassenden Aufenthaltszeiten des Sicker-wassers in der ungesättigten Zone und im Grundwasser und hohe Abbauraten von Stickstoff insbesondere in der Übergangszone von aeroben zu anaeroben Bedingungen am bzw. im Grundwasser.

Der Anteil von Dränagen an der Stickstoffbelastung der Havel ist im Vergleich zu anderen Flussgebieten des norddeutschen Tieflandes gering, was insbesondere auf den geringen Anteil lehmiger vernässungsgefährdeter Böden an der landwirtschaftlichen Nutzfläche im Havelge-biet zurückzuführen ist.

Auch für die Stickstoffeinträge kann man feststellen, dass die flächen- bzw. einwohnerspezifi-schen Einträge im Havelgebiet nur ca. halb so groß sind, wie im übrigen Elbegebiet.

II-1.1.6 Nährstoffsenken im Havelgebiet

Vergleicht man die mit dem Modell MONERIS bestimmten Nährstoffeinträge mit den in der Havel realisierten Frachten so zeigen sich in beiden untersuchten Zeiträumen große Differen-zen von 50% bzw. 45% für Phosphor und 71% bzw. 68% für Stickstoff. Nach den Untersu-chungen von BEHRENDT (1999) können diese Unterschiede nicht durch eine mögliche Unter-schätzung bei der Frachtberechnung oder eine Überschätzung der quantifizierten Nährstoff-einträge verursacht sein. Vielmehr muss man davon ausgehen, dass diese Differenzen vorwie-gend auf Stoffretentionen in den Oberflächengewässern des Flusssystems der Havel zurück-zuführen sind. Aus Untersuchungen der Differenzen von Nährstoffeinträgen und –frachten in ca. 100 Flussgebieten Europas konnte von BEHRENDT UND OPITZ (1999b) festgestellt werden, dass die Höhe der gewässerinternen Nährstoffretentionen wesentlich durch die Abflussspende bzw. die hydraulische Belastung in den Flusssystemen beeinflusst wird.

Dass diese großen Rückhalte und Verluste von Nährstoffen im Flusssystem der Havel tatsäch-lich vorkommen, zeigen detailliertere Untersuchungen zur Stickstoffbilanz innerhalb des Ber-liner Gewässersystems (BEHRENDT UND OPITZ, 1996, 1999a) sowie der Änderungen der Phos-phorkonzentrationen und Frachten im Ober- und Mittellauf der Spree BEHRENDT ET AL., 1999a). Für jedermann sichtbar, sind auch die in den kleinen Fließgewässern im Bereich von

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Quellaustritten auftretenden Verockerungen ein Beleg für den P-Rückhalt in dem Gewässer-system. Dort wird unter anaeroben Bedingungen im Grundwasser gelöstes Eisen und Phos-phor beim Übergang in die Oberflächengewässer belüftet und in Partikel überführt und an-schließend diese Fe- und P-haltigen Partikel zur Sedimentation gebracht. Das gleiche Phäno-men tritt, wie das Bild 1.10 zeigt, auch im Bereich der Spree oberhalb von Cottbus auf, wo eisenhaltige Sumpfungswässer sich mit dem P-haltigen Spreewasser zunächst vermischen und zur Partikelbildung führen (Verringerung der Konzentration von gelösten Phosphor zwischen Niedergurig und Ze/rre). Dort wo die gebildeten Partikel sedimentieren können, wie insbe-sondere in der Talsperre Spremberg, kommt es dann zu einer starken Verminderung der parti-kulären P-Konzentrationen (BEHRENDT ET AL. 1999a).

Für Stickstoff kann die sehr hohe Fähigkeit des Flusssystems der Havel sowohl aus den Fracht und Einleitungsbilanzen im Berliner Gewässersystem als auch aus den Konzentrati-onsverläufen im Längsschnitt von Spree und Havel geschlossen werden (KLOSE, 1995; BEH-RENDT ET AL., 2000; KÖHLER, 1998). So ergibt die Summe der Stickstofffrachten über die Zuflüsse und die Einleitungen der Berliner Kläranlagen eine Fracht in der Havel oh. Potsdam von 11550 tN/a diesem Betrag steht aber eine aus den gemessenen Konzentrationen bere-chenbare Fracht von nur 8650 tN/a für den Zeitraum 1992 bis 1994 gegenüber (BEHRENDT ET AL., 1997). Demzufolge werden ca. 25% der Stickstoffeinträge in das Berliner Gewässersys-

Bild 1.10: Verlauf der mittleren Konzentrationen von anorganisch gelösten und partikulären Phos-

phor sowie Eisen in der Spree zwischen Niedergurig und Neuzittau (nach BEHRENDT ET AL., 1999a)

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tem bereits in diesem relativ kleinen Teil des Havelgebie-tes zurückgehalten bzw. gehen dem System durch Denitrifikation verloren.

Das Bild 1.11 zeigt, dass sich diese Stickstoffreten-tion auch im Unterlauf der Havel fortsetzt. Demnach sinkt die Konzentration von anorganisch gelösten Stick-stoff auf der Fließstrecke von Berlin bis nach Bran-denburg im Sommer bis auf Werte unterhalb der Nach-weisegrenze. Selbst im Win-ter lagen die Konzen-trationen von DIN in Havel-berg 1998 um ca. 1 mgN/l niedriger als unterhalb Ber-lins.

Da auf der gleichen Fließ-strecke nach den Untersu-chungen von ECKERT ET AL. (1999) die Phytoplankton-konzentration ebenfalls ab- und nicht zunimmt, kann man daraus folgern, dass der Rückgang des anorganisch gelösten Stickstoffs vor-wiegend auf Rückhalte- und Verlustprozesse zurückzu-führen ist.

Wendet man die Modellvorstellungen von BEHRENDT UND OPITZ (1999b) auf das Flusssystem der Havel an, kann man für Phosphor einen Rückhalt von 72% der Einträge und für anor-ganisch gelösten Stickstoff einen Rückhalt von 66% ermitteln. Demnach müsste die P-Fracht der Havel bei Toppeln bei 360 tP/a und die DIN-Fracht bei 9100 tN/a liegen. Der Vergleich mit den aus den Messungen berechneten Frachten zeigt, dass die unter Berücksichtigung der Retention aus den Einträgen berechnete P-Fracht nur bei 50% der „gemessenen“ Fracht liegt. Demgegenüber ist die „gemessene DIN-Fracht um 40% geringer als die aus den N-Einträgen berechnete Fracht. Als Ursache für diese relativ großen Unterschiede zwischen berechneten und „gemessenen“ Nährstofffrachten müssen Spezifika des Flusssystems der Havel, wie der hohe Anteil von durchflossenen Seen angesehen werden. Wie die Analysen von ROHDE ET AL. (1995) sowie von KOZERSKI UND KLEEBERG (1998) sowie KOZERSKI ET AL. (1999) zeigen, muss man bei der P-Bilanz von Fließabschnitten der Havel die interne P-Belastung der Seen und die damit verbundene P-Rücklösung aus den Seesedimenten insbesondere unter anaero-ben Bedingungen berücksichtigen. Dies führt dazu, dass der Nettorückhalt von Phosphor deutlich kleiner ist als die P-Sedimentation bzw. P-Sorption. Demnach muss man die Diffe-

Bild 1.11: Zeitlicher Verlauf von gelöstem anorganischen Stick-

stoff und gelöstem reaktiven Phosphor in der Havel von Grunewaldturm bis Havelberg im Jahr 1998.

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renz zwischen der berechneten und beobachteten P-Fracht der Havel bei Toppeln vor allem auf die Freisetzung von Phosphor aus den Sedimenten der Seen in der unteren Spree und Ha-vel zurückführen. Die zumindest zeitweise vorkommenden anaeroben Bedingungen in den nichtdurchmischten tieferen Schichten der Seen von Spree und Havel sind vermutlich auch die Ursache für im Vergleich zu ganzjährig vollständig durchmischten Flusssystemen erhöhte N-Verluste infolge Denitrifikation und die gegenüber den Modellrechnungen deutlich gerin-geren Frachten von gelöst anorganisch Stickstoff (DIN).

Da die anaeroben Zustände im wesentlichen durch den Abbau von Seston, dessen Gehalt we-sentlich durch die Höhe des Phytoplanktonkonzentration gesteuert wird, verursacht sind, kann man folgern, dass die derzeitige hohe eutrophierungsbedingte Belastung der Havel die Effizi-enz des P-Rückhaltes verringert aber die Effizienz der Stickstoffverluste erhöht. Bei einer substanziellen Verminderung der Phytoplanktonentwicklung muss man folglich damit rech-nen, dass nach einer Übergangsphase das Niveau der derzeitigen P-Retention in der Havel

Bild 1.12: Verbleib des in den Boden und die Gewässer emittierten Stickstoffs im Havelgebiet im

Zeitraum 1993-1997.

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zunimmt, jedoch die N-Verluste abnehmen können. Bezüglich der P-Rückhalte muss man aber ebenfalls berücksichtigen, dass in den nächsten Jahrzehnten die Einleitung von eisenhal-tigen Sumpfungswässern aus dem Braunkohletagebau stark zurückgehen werden und damit insbesondere im Bereich der oberen und mittleren Spree der P-Rückhalt ebenfalls stark ab-nehmen wird. Diese zu erwartende verminderte P-Retention wird bei gleichbleibenden P-Einträgen zu nahezu doppelt so hohen P-Konzentrationen und -frachten im Unterlauf von Spree und Havel führen und wirkt der angestrebten Senkung der P-Einträge in diesen Gebie-ten zur Eutrophierungsminderung entgegen.

Um die P-Belastung von Spree und Havel in der Zukunft nicht ansteigen zu lassen, muss die sinkende Einleitung von Sumpfungswässern in den nächsten beiden Jahrzehnten durch Maß-nahmen zur Reduzierung der P-Einträge in der oberen Spree insbesondere bei den Punktquel-len kompensiert werden. Darüber hinaus sollten zumindest Teile der entstehenden Tagebau-seen und Speicher auch unter dem Aspekt einer Vergrößerung des P-Rückhaltes genutzt wer-den.

Für Stickstoff kann man auf der Basis der Ergebnisse des Modells MONERIS für das gesamte Havelgebiet auch eine erste Gesamtbilanz über den Verbleib der in die terrestrischen und a-quatischen Sphäre emittierten Stickstoffmengen erstellen. Das Resultat dieser Berechnungen zeigt das Bild 1.12 für das gesamte Havelgebiet sowie Teilgebiete innerhalb der Havel. Dem-nach kann man davon ausgehen, dass von der Gesamtsumme der Stickstoffüberschüsse auf der landwirtschaftlichen Nutzfläche, der Stickstoffdeposition auf die nichtlandwirtschaft-lichen Flächen sowie der Emissionen von urbanen Flächen und Kläranlagen ein Anteil von fast 70% vorwiegend bereits im terrestrischen Bereich verbleibt bzw. dort abgebaut und wie-der in die Atmosphäre zurückgeführt wird. Die Stickstoffretention innerhalb des Systems der Oberflächengewässer des Havelgebietes entspricht 21% der gesamten Emissionen bzw. 70% der Einträge in diese Gewässer, so dass lediglich 9 bis 10% der N-Emissionen das Havelge-biet über die Stickstofffracht bei Havelberg verlassen. Wie die Bild 1.12 zeigt, bestehen in dem Rückhaltevermögen der Teilgebiete relativ große Unterschiede. Insbesondere der zum großen Teil im Festgesteinsbereich liegenden obere Teil des Spreeeinzugsgebietes weicht von dem Verhalten der Teilgebiete des Tieflandes ab, indem man dort davon ausgehen muss, dass der Rückhalt in der terrestrischen Sphäre deutlich geringer ist und damit nahezu 30% der Stickstoffemissionen, die in den Boden und die Gewässer gelangen auch in die unterhalb lie-genden Teilgebiete der Havel transportiert werden. Diese Analyse zeigt, dass insbesondere der vergleichsweise geringe Anteil der Havel an der Stickstoffbelastung der Elbe durch ein sehr großes Rückhaltevermögen der Landschaft insgesamt verursacht wird. Relativ kleine Änderungen in diesem Rückhaltevermögen können bereits große Änderungen in der Stick-stofffracht bewirken. Eine Absenkung der N-Rückhalte im terrestrischen Bereich um 10% hat bereits eine Verdopplung der Stickstofffracht der Havel zur Folge. Der Erhaltung und eventu-ellen Vergrößerung diese Rückhaltevermögens muss demnach besondere Aufmerksamkeit gewidmet werden.

Von besonderer Bedeutung ist dabei eine Analyse hinsichtlich der Nachhaltigkeit diese Rück-haltevermögens.

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II-1.2 Ergebnisse der Wirkungsanalysen zum Austragstransit

II-1.2.1 Maßgebende Austragspfade und deren Retentions/Retardationsverhalten

Joachim Quast Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung

Maßgebend für die Stoffeinträge in Gewässer aus diffusen Quellen im pleistozänen Elbetief-land sind folgende Austragstypen:

a) schnelle und weitgehend ungepufferte Austräge von erosionsdisponierten Standorten und aus Dränsystemen auf Stauwasserstandorten (Austragszeiten von Minu-ten/Stunden bis zu Wochen/Monaten und einigen Jahren)

b) unterirdischer Austrag von gewässernahen, in Teilniederungen zumeist auch grund-wassernahen Standorten/Feuchtgebieten (Austragsfristen von Monaten bis zu einigen Jahren)

c) unterirdischer Austrag von entfernteren grundwasserfernen Versickerungsstandorten über vertikale Versickerung im ungesättigten Grundwasserbereich (Grundwasserneu-bildungsphasen von Monaten bis mehreren Jahren und lateralem Grundwassertransit mit Zeiten bis zum Eintrag in Gewässer bzw. Feuchtgebiete von Jahren bis zu Jahr-zehnten/Jahrhunderten)

d) unterirdischer Austrag von anthropogen stark veränderten/entwässerten Niederungs-standorten mit steuerbaren Entwässerungssystemen über Wehre und Schöpfwerke. Hierzu gehören die gepolderten und künstlich entwässerten Auen und die meliorierten Niedermoor- und Grundwassersandstandorte mit Stausystemen und Schöpfwerken. (Austragszeiten und Austragsfrachten bzw. Wechsel von Exfiltration und Infiltration sind abhängig vom Stau- bzw. Schöpfwerksregime mit Wirkungszeiträumen von Wo-chen, Monaten bis Jahren)

Für erosionsdisponierte schnelle Austragsorte lassen sich die flächeninternen Boden- und Stoffabträge größenordnungsmäßig abschätzen. Die Retentions- und Retardationswirkung an Hangfüßen und Gewässerrandstreifen lässt sich hinsichtlich der schließlich in das Gewässer gelangenden Einträge nach wie vor kaum quantifizieren. Es wird deshalb geschlussfolgert, dass es wenig sinnvoll ist, eine flächenscharfe Abschätzung der Stoffeinträge aus Erosionser-eignissen zu versuchen. Vielmehr sollten diese Standorte von vornherein als besonders aus-tragsrelevante/sensible Standorte eingeschätzt werden, auf denen die in ihrer erosionsmin-dernden Wirkung nachgewiesenen acker- und pflanzenbaulichen Maßnahmen sowie die An-lage von Gewässerrandstreifen zu realisieren sind.

Auf gedränten Stauwasserstandorten beträgt die Impulsantwort auf Niederschlagsereignisse im allgemeinen nur wenige Stunden bis Tage. Die zum Austrag gelangenden gelösten Stoffe können aber einen sehr unterschiedlichen Austragstransit und Abbauverhalten ausgesetzt ge-wesen sein, je nach dem, ob sie aus dem drännäheren Bereich aktiviert wurden oder aus Drän-beetmitte über einen relativ langen Grundwasserpfad von 10 bis 30 Metern dem Drän zuströmen. Eine genaue Quantifizierung dieses Wirkungsgefüges ist bislang kaum möglich. Es wird deshalb im Hinblick auf die Minderung diffuser Stoffeinträge in Gewässer als hinrei-chend zielführend angesehen, für die Austräge aus Dränsystemen einen weitgehend ungepuf-ferten Stoffaustrag anzusetzen und Maßnahmen zur Stoffeliminierung aus Dränabflüssen mit-

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tels nachgeschalteter Reinigungsanlagen als unverzichtbar zu fordern.

Für die unterirdischen Austragspfade lassen sich die Transitzeiten relativ gut abschätzen. Für den Stoffabbau bzw. die Stofffestlegung während des Transits und auch für die Dauerhaftig-keit dieser Prozesse gibt es nach wie vor keine befriedigenden Quantifizierungsmethoden. Es gilt als relativ gesichert, dass für Nitratausträge Halbwertszeiten des Stoffabbaus von maxi-mal 5 Jahren angesetzt werden können. Das würde bedeuten, dass Nitratausträge von Flächen mit einem unterirdischen Transit von größer 20 Jahren für Stoffeinträge in Gewässer prak-tisch unerheblich sind.

II-1.2.2 Austragssensible Gebiete im Elbetiefland

II-1.2.2.1 Relevante Standorte für Gewässerbelastungen für erosionsbedingte Nährstoff-austräge im brandenburgischen Elbeeinzugsgebiet

Detlef Deumlich Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung

Erosionsbedingte Stoffeinträge in Gewässer sind vorrangig aus gewässerbenachbarten acker-baulich genutzten Standorten bei entsprechender Geländeform zu erwarten. Von besonderer Bedeutung sind die Talwege (Tiefenlinien, die aus ihrem Umfeld Abflüsse aufnehmen), über die bei starken oder anhaltenden Niederschlägen erhebliche Mengen konzentriert als Wasser-Boden-Suspension zum Fließgewässer hin abfließen. Präzise Abschätzungen zu Mengen sind schwierig, da Übertrittstellen zum Gewässer durch die Digitalen Geländemodelle (DGM25) mangels Auflösung im meist flachen gewässerbenachbarten Bereich nicht hinreichend abge-bildet werden. Auch nähere Angaben zu Niederschlägen, deren Struktur und Verteilung feh-len häufig, so dass nur modellgestützte Schätzungen erfolgen können. Der flächenhafte Stoff-eintrag tritt im Flachland jedoch nur selten ein. Als eintragsgefährdete Bereiche gelten beson-ders:

• Landwirtschaftlich genutzte Standorte im Direkteinzugsgebiet der Fließgewässer mit Mais- und Hackfruchtanbau bzw. allgemein Flächen mit mangelnder Bodenbedeckung (vor allem auch im Winter und zeitigen Frühjahr)

• leicht erodierbare Böden • Standorte mit Hangneigung (Geländerelief) • geringer Puffer im Gewässerrandstreifenbereich.

Es wurden vier Klassen unterschiedlichen Eintragsgefährdungspotentials unter Nutzung der Allgemeinen Bodenabtragsgleichung (ABAG, SCHWERTMANN ET AL. 1990) gebildet (Tabelle 1.3).

Besondere Bedeutung für die Oberflächenabflussbildung und den Sedimenttransport haben Starkregen. Die Starkregenhäufigkeit und deren Energie ist im pleistozänen Elbetiefland ver-glichen mit anderen Standorten relativ niedrig. Die Erosivitätswerte im brandenburgischen Teil des Elbeeinzugsgebiets sind dabei auf niedrigem Niveau relativ ausgeglichen. Sie liegen zwischen 35 und 55 N/h a (DEUMLICH, 1999).

Der Bodenabtrag im brandenburgischen Elbetiefland beträgt nur ca. 0,4 t/ha auf der landwirt-schaftlich genutzten Fläche. Wird der mit der ABAG berechnete Bodenabtrag auf die Liegen-schaftsfläche bezogen, werden ca. 0,1 t/ha, bezogen auf die Ackerfläche jedoch etwa 0,6 t/ha geschätzt (DEUMLICH UND THIERE, 1997). Diese mittleren Werte können die lokale und aktu-

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ell oft hohe Erosionsgefährdung nicht ausreichend widerspiegeln. Durch Einbeziehung aller Fruchtarten, aller Acker- und Grünlandflächen sind die Unschärfen entsprechend.

Tabelle 1.3: Kriterien des Erosionsgefährdungspotentials im Bereich des Flachlandes der Elbe

Gefährdungspotential potentielle Bodenabträge nach ABAG in t/ha

0 – kein (vorrangig nicht landw. Standorte, Grünland der Niederungen, Wald)

0

1 – gering > 0 – 0,5 2 – mäßig > 0,5 - 3 3 – hoch > 3

Tabelle 1.4: Wasserwirtschaftliche Planungsräume, Direkteinzugsgebiete, ihre potentiellen Bode-

nabträge und ihre Austragsrelevanz

Standortrelevanz erosi-onsbedingter Austräge

Wasserwirt-schaftlicher Pla-

nungsraum Fläche Direktein-zugsgebiet

LN gewässer-nah

mittl. Boden-abtrag gering mäßig stark

km² km² % km² % t/ha km² km² km²

Dahme 2112 654 30,9 340 16,1 0,37 199,1 29,9 0,2Dosse - Jõglitz 1469 556 37,8 431 29,3 0,44 183,9 89,5 0,2Mittlere Spree 2389 932 39,0 647 27,1 0,59 334,7 187,0 1,6Nuthe 1911 601 31,5 421 22,0 0,42 219,0 69,8 0,2Obere Havel 2543 918 36,1 459 18,0 0,48 248,2 78,2 2,0Plane - Buckau 1219 311 25,5 218 17,9 0,50 81,4 58,9 0,3Rhin 1782 765 43,0 555 31,1 0,33 247,1 62,7 0,2Schwarze Elster 2858 1112 38,9 743 26,0 0,64 480,9 213,9 0,5Stepenitz 1925 926 48,1 752 39,1 0,88 219,6 463,5 0,9Untere Havel 2732 1125 41,2 774 28,3 0,46 329,9 179,0 0,5Untere Spree 1 1613 483 29,9 289 17,9 0,52 168,6 58,7 0,4Untere Spree 2 1185 259 21,9 136 11,5 0,66 52,0 52,9 0,2 23738 8642 36 5765 24 2764,4 1544 7,2

% der gewässernahen Fläche: 100 48 27 0,1

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Bild 1.13: Standortrelevanz für erosionsbedingte Stoffeinträge

Von den mit der ABAG berechneten, und als durch Erosion gefährdet ausgewiesenen Raster-elementen, können nur jene Flächen mit direktem Anschluss an die Vorflut unmittelbar ge-wässerbelastend sein (Bild 1.13). Vornehmlich erfolgt die Verlagerung von Bodenmaterial gebietsintern, in den das Norddeutsche Tiefland prägenden Binneneinzugsgebieten. Deshalb wurden mit der WATERSHED und BASIN-Prozedur von ArcInfo unter Verwendung des DGM25 nur die direkt mit der Vorflut in Verbindung stehenden Areale ausgegrenzt, und ihre Anteile und Eintragsrelevanz in Tabelle 1.4 angegeben. Für die direkt in die Vorflut zur Elbe oberirdisch entwässernden Flächen Brandenburgs ergeben die Berechnungen einen Flächen-anteil von 36 %. Nur 24 % der landwirtschaftlichen Nutzfläche liegen im Direkteinzugsgebiet (Tabelle 1.4). Davon weist der größte Teil mit ca. 73 % keine oder nur geringe Eintragsrele-vanz für erosionsbedingte Transporte auf.

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II-1.2.2.2 Relevante Standorte für Gewässerbelastungen für unterirdische N-Austräge im brandenburgischen Elbeeinzugsgebiet

Jörg Steidl Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung

Wesentliches Kriterium für die Relevanz von Standorten für die Gewässerbelastung durch N-Austräge ist die Austragszeit mit der daran gekoppelten Möglichkeit des Nitratabbaus bzw. der Nitratumwandlung im Grundwasser, die für jeden Standort modellgestützt abgeschätzt wurde. In die Bewertung der Relevanz von Standorten für die Gewässerbelastung durch N-Austräge gingen weitere Standorteigenschaften ein:

• Hydrologisches Standortregime (Versickerungsfähigkeit, Staunässe- und Grundwasserein-fluss),

• Wasserspeichervermögen des Standortes, • Entwässerung durch Grundwasserregulierungsanlagen oder Rohrdränungen, • Austragszeiten des Stofftransfers aus der Wurzelzone in die Entlastungsgewässer oder die

begleitenden Niederungen, • Landnutzungsklasse des Standortes (Acker, Grünland, Siedlung, usw.).

Davon ausgehend können drei Klassen von Standorten gebildet werden (Tabelle 1.5). Tabelle 1.5: Relevanz von Standorten für eine Gewässerbelastung durch N-Austräge Relevanz der Gewässerbe-lastung durch N-Austräge Zugeordnete Standorte Gewichtung für die

Gewässerbelastung hoch

(„sehr sensibel“) • Moor- und Auenstandorte • andere grundwasserbeeinflusste Standorte

(GWA < 1,5 m) • Stauwasserstandorte mit Dränung • übrige Sickerwasserstandorte in Gebieten mit ei-

ner Austragszeit des Grundwasserabflusses von t < 10 Jahre

1

mittel („sensibel“)

• Sickerwasserstandorte in Gebieten mit einer Aus-tragszeit des Grundwasserabflusses von 10 < t < 50 Jahre

0,25

wenig („wenig sensibel“)

• Sickerwasserstandorte in Gebieten mit einer Aus-tragszeit des Grundwasserabflusses von t > 50 Jahre

• alle nicht landwirtschaftlichen Standorte (unab-hängig von den Standorteigenschaften und der Ver-weilzeit des Grundwassers)

0

Standorte mit Austragszeiten von weniger als 10 Jahren sind als sehr relevant für eine Gewäs-serbelastung durch N-Austräge zu betrachten, da für sie Nitratdurchbrüche noch als sicher anzunehmen sind. Bei einer Halbwertzeit von 5 Jahren verringert sich die Nitratkonzentration innerhalb von 10 Jahren erst auf 25 % der ursprünglichen Konzentration beim Eintritt in den Grundwasserleiter. Für grundwasser- oder stauwasserbeeinflusste überwiegend entwässerte landwirtschaftliche Standorte sind die Reduktionspotentiale bei oft aeroben Verhältnissen im Grundwasser wesentlich geringer anzusetzen. Eine Ausnahme bilden dabei jedoch die Moor-standorte.

N-Austräge von Standorten mit Austragszeiten von 50 Jahren und mehr haben kaum einen Einfluss auf die Belastung der Gewässer, da davon auszugehen ist, dass die Nitratkonzentrati-

31


on auf weniger als 0,1 % der ursprünglichen Konzentration verringert wird.

Entsprechend der Austragszeit und der daran gekoppelten Möglichkeit des Nitratabbaus bzw. der Nitratumwandlung im Grundwasser lassen sich darüber hinaus Faktoren für die Gewich-tung von Nitratfrachten aus der Wurzelzone bezüglich ihrer Wirkung auf die Belastung von Oberflächengewässern angeben (Tabelle 1.5).

Eine hohe bzw. mittlere Relevanz für eine Gewässerbelastung durch N-Austräge ist für 637.333 ha bzw. 141.858 ha, also insgesamt 76 % der landwirtschaftlich genutzten Fläche, zutreffend (Bild 1.14). 244.835 ha der landwirtschaftlich genutzten Flächen Brandenburgs sind wenig relevant für die Gewässerbelastung durch N-Austräge.

Bild 1.14: Standortrelevanz für eine Gewässerbelastung durch Stickstoffausträge im Elbeeinzugsge-

biet in den Ländern Berlin und Brandenburg

32


Bild 1.15: Flächenanteile von Standorten an der Gesamtfläche der Standortgruppe mit hoher Rele-vanz für eine Gewässerbelastung durch N-Austräge

An der Gruppe der sehr sensiblen Standorten haben die grundwassernahen Sandstandorte mit 52 % einen sehr hohen Flächenanteil (Bild 1.15). Im Untersuchungsgebiet konzentrieren sie sich im Rhin- und Havelluch, sind überwiegend grundwasserreguliert und werden vornehm-lich ackerbaulich genutzt. Die meist entwässerten Moorstandorte mit Grünlandnutzung haben mit 27 % den zweitgrößten Flächenanteil an dieser Standortgruppe. Auenstandorte gibt es nur im Tal der Elbe und im Spreewald (Flächenanteil 7 %). Die restlichen 15 % der betreffenden Flächen verteilen sich auf staunässebeeinflusste und versickerungsbestimmte Standorte, von denen der Stofftransit über den Grundwasserabfluss in die Gewässer oder begleitende Niede-rungen innerhalb von 10 Jahren erfolgt.

27%

51%

7%15%

Auenstandorte Moorstandorte Grundwassersand-

standorte andere Standorte

33


II-1.2.3 Austragscharakteristik und Rückhaltepotential sandiger Jungmoränengebiete mit hohem Niedermooranteilen (Fallbeispiel Rhineinzugsgebiet)

Jörg Steidl, Oliver Bauer und Ottfried Dietrich Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung

II-1.2.3.1 Struktur des Rhineinzugsgebietes

Der Rhin ist ein Zufluss der Dosse, die der Unteren Havel zufließt. Sein Einzugsgebiet um-fasst 1.896 km². Dort wurden 150 zusammenhängende und überwiegend entwässerte Niede-rungsgebiete mit einer Gesamtfläche von 59.820 ha identifiziert. Dies entspricht 31,5 % des Fläche des Einzugsgebietes. Die flächenmäßig größten Niederungen, das Rhinluch und die Niederungen des Kleinen Havelländischen Hauptkanals, befinden sich im unteren, südlichen Teil des Einzugsgebietes. Bild 1.16 stellt die Gliederung des Einzugsgebietes in Teilgebiete mit Niederungen dar.

Bild 1.16: Gliederung des Rhineinzugsgebietes in die Teilgebiete mit Niederungen

Die Be- und Entwässerung der Niederungsflächen kann überwiegend durch Grabensysteme

34


mit regelbaren Zu- und Abläufen erfolgen, die im Bypass zum kanalisierten Hauptvorfluter angeordnet sind. Für die Teilflächen der Niederungen, den sogenannten Staubereichen, ist der Grundwasserstand mit diesen Systemen in bestimmten Grenzen unabhängig voneinander re-gulierbar. Für die Modellrechnungen wurden innerhalb der Niederungsgebiete über 1500 Staubereiche ausgegrenzt.

II-1.2.3.2 Flächennutzungen und Zielgrundwasserstände in den Niederungen

Aus der Befragung landwirtschaftlicher Betriebe und Auswertung weiterer statistischer Lan-desdaten ergibt sich die in Bild 1.17 dargestellte Flächennutzung der Staubereiche (v. GA-GERN UND NEUBERT, 2001).

Bild 1.17: Flächennutzung der Niederungen im Rhineinzugsgebiet

35


Entsprechend Tabelle 2.2 wurden aus der Flächennutzung termingebundene Zielgrundwas-serstände abgeleitet und auf die Staubereiche übertragen.

Wegen der geringen Höhengradienten in den Niederungen war dabei zu prüfen, ob die ermit-telte Flächennutzungssituation adäquat mit dem Strukturmodell des Rhineinzugsgebietes ab-gebildet werden kann. Bei sehr geringen Höhengradienten konnten infolge der gegenseitigen Beeinflussung benachbarter Staubereiche, bei Beibehaltung der Entwässerungskaskade und der jeweiligen Hauptnutzungsform (Acker, Grünland), nicht alle Nutzungsformen entspre-chend den Vorgaben berücksichtigt werden. Der Vergleich der Flächenanteile verschiedener Grünlandnutzungen des Strukturmodells mit den Befragungsergebnissen ergab jedoch eine für die Repräsentation der Flächennutzungssituation als hinreichend erachtete Übereinstim-mung für die einzelnen Teilgebiete (s. Tabelle 1.6, Zusammenfassung für das Gesamtgebiet).

Tabelle 1.6: Flächennutzungsverteilung in den Niederungen des Rhineinzugsgebietes

Flächenanteile

Grünlandnutzung aus Befragung im Strukturmodell

extensiv 19 % 18 %

frisch 66 % 60 %

trocken 16 % 22 %

II-1.2.3.3 Wasserrückhalt in den Niederungen bei rezenter Flächennutzung

Aus der Abflussbildung im grundwasserfernen Einzugsgebiet der Niederungen ergibt sich ein mittleres jährliches Wasserdargebot von 182,4 Mio. m³ (Reihe 1961/90). Auf die Fläche aller Niederungsgebiete bezogen entspricht das einer Abflusshöhe von 300 mm/a. Darin ist ein zu garantierender Mindestabfluss von 300 l/s (9,5 Mio. m³/a) enthalten, der nicht für die Niede-rungen verfügbar ist. Nach der Füllung der Seespeicher erreicht der nutzbare Zufluss (Qzu) im März mit 21,3 Mio. m³ sein Maximum (s. Tabelle 1.7). Ein deutlicher Rückgang dieses Zu-flusses ist ab Mai, infolge der relativ geringen Niederschlagshöhe (P = 552 mm/a, Pso = 302 mm) und des hohen Verdunstungsanspruchs im Sommerhalbjahr (ETP = 588 mm/a, ETP, so = 450 mm), zu verzeichnen. Mit dem Niederschlag auf der Niederungsfläche steht im Monat Juni mit 57,8 Mio. m³ das größte Wasserdargebot ( Nzu FPQ ⋅+ ) zur Verfügung. Darin enthalten sind ebenfalls Abgaben aus den Seenspeichern.

Bei den rezenten Zielvorgaben für die Grundwasserstände der einzelnen Bewirtschaftungs-einheiten kann im Monat Juni noch ein großer Teil des Verdunstungsanspruchs aus den Zu-flüssen oberliegender Teilgebiete und aus dem Bodenwasserspeicher befriedigt werden, so dass die reale Verdunstung in den Niederungen mit 55,9 Mio. m³ und damit der Wasserrück-halt ein Maximum erreicht (s. Tabelle 1.7). Im Juli und August steigt der Verdunstungsan-spruch weiter. Allein aus dem zurückgehenden Wasserdargebot kann der Verdunstungsan-spruch nicht befriedigt werden. Der Bodenspeicher entleert sich in diesen Monaten also wei-ter, was zu sinkenden Grundwasserständen in den Niederungen führt. Die dadurch vergrößer-ten Grundwasserflurabstände erschweren wiederum die Ausschöpfung des Bodenspeichers. In der Folge steht in den Niederungen weniger Wasser zur Verfügung als über den steigenden Verdunstungsanspruch entzogen werden könnte und die reale Verdunstung nimmt ab.

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Durch Entnahmen aus dem Bodenspeicher sinken die Grundwasserstände in den Niederungen weiter. Trotz abnehmender realer Verdunstung in den Niederungen erreicht der Gebietsab-fluss im Juli sein Minimum. Er bleibt bis in den November auf niedrigem Niveau, da ab Sep-tember der Bodenwasserspeicher der Niederungen und teilweise auch die Seenspeicher wie-der gefüllt werden.

In den Monaten Juni bis Oktober werden im langjährigen Mittel mehr als 80 % des Wasser-dargebotes in den Niederungen des Rhineinzugsgebietes verdunstet oder ab September auch wieder zur Füllung des Bodenspeichers genutzt. Nach den Bewirtschaftungsvorgaben ist je-doch im Februar, wenn alle Speicher gefüllt sind, kein Wasserrückhalt (WR) mehr möglich. In der Jahressumme entspricht die tatsächliche Verdunstung von den Niederungen immerhin noch 53% der nutzbaren Zuflüsse.

Tabelle 1.7: Monatliche Bilanzgrößen des Wasserhaushaltes des Rhineinzugsgebietes

Qzu P FN Qzu + P * FN Eta FN ∆S Qab WR Monat

Mio. m³ )( Nzu

R

FPQW

⋅+

JAN 18.8 25.5 44.4 3.0 -0.6 40.7 3.6 8%

FEB 19.5 17.6 37.1 6.7 14.6 45.0 -7.9 -21%

MRZ 21.3 24.3 45.6 14.6 0.0 31.0 14.6 32%

APR 19.5 21.9 41.3 24.9 10.9 27.4 14.0 34%

MAI 17.6 32.8 50.5 39.5 7.3 18.2 32.2 64%

JUN 17.6 40.1 57.8 55.9 4.9 6.7 51.1 88%

JUL 12.2 29.8 42.0 49.2 7.9 0.0 41.3 99%

AUG 13.4 29.2 42.6 34.7 -0.6 6.7 35.3 83%

SEP 7.3 26.8 34.0 21.9 -8.5 3.0 30.4 89%

OKT 9.7 23.1 32.8 10.3 -18.8 3.0 29.2 89%

NOV 11.6 26.8 38.3 6.7 -10.9 20.7 17.6 46%

DEZ 14.0 31.0 45.0 3.0 -6.1 35.9 9.1 20%

JAHR 182.5 328.9 511.4 270.4 0.1 238.3 270.5 53%

II-1.2.3.4 Erhöhung des Wasserrückhaltes in den Niederungen

II-1.2.3.4.1 Szenarien für die Bewirtschaftung der Niederungen zur Erhöhung des Rückhaltes

Mit drei Szenarien (1-3) (s. Tabelle 1.8) werden Strategien für die Verteilung und Intensität von Maßnahmen extensiver Flächennutzungen bei hohen Grundwasserständen in den Niede-rungen beschrieben. Der Anteil der Flächen, auf denen solche Maßnahmen angenommen wer-den, nimmt von Szenario 1 nach Szenario 3 entsprechend den in Tabelle 1.8 aufgeführten Kriterien zu. Das Szenario 4 zielt auf einen sehr hohen Wasserrückhalt wobei auch eine Auf-lassung landwirtschaftlicher Flächen in Kauf genommen wird. Die Stauziele wurden dazu für alle Staubereiche auf ganzjährig 3 dm über den Referenzhöhen festgelegt. Damit liegt der Zielgrundwasserstand auf 74 % der Gesamtniederungsfläche ganzjährig höchstens 50 cm un-ter Flur.

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Die Wasserhaushaltsberechnung für die vorgefundene Flächennutzungssituation (s. Tabelle 1.7) dient bei der Ermittlung der möglichen Erhöhungen des Rückhaltes als Bezugsszenario. Durch einen Vergleich mit den Wasserhaushaltsberechnungen für die sich aus den Szenarien 1 bis 4 ergebenden Flächennutzungssituationen wird die mögliche Erhöhung des Wasserrück-haltes für jedes Szenario ausgewiesen.

Tabelle 1.8: Grobcharakterisierung der Szenarien für die Erhöhung des Wasserrückhaltes in ent-

wässerten Niederungen

Szenario Nr. Vorgaben zur Nutzung der Niederungen

Bezugsszenario Bewirtschaftung und Zielgrundwasserstände aus Betriebsbefragung

Szenario 1 Extensive Bewirtschaftung aller grundwasserregulierten Niedermoore bei hohen Grundwasserständen, wenn die rezente Nutzung in den angrenzenden Staubereichen mit mineralischen Böden erhalten bleiben kann.

(Zielvorgabe Grundwasserstand: ganzjährig höchstens 1 dm über Referenzhöhe)

Szenario 2 wie Szenario 1, jedoch ohne Berücksichtigung der Auswirkungen auf die Stauziele angrenzender Staubereiche

Szenario 3 Extensive Bewirtschaftung aller grundwasserregulierten Niederungen bei hohen Grundwasserständen


Szenario 4 Extensive Bewirtschaftung und teilweise Auflassung der landwirtschaftlichen Nutzung in allen Niederungen bei sehr hohen Grundwasserständen möglichst mit Überstau im Winter


II-1.2.3.4.2 Erhöhung des Wasserrückhaltes

Im Vergleich zum Bezugsszenario wurden für die Zielvorgaben aus den Szenarien 1 bis 4 geringere Abflüsse aus dem Rhineinzugsgebiet berechnet (Tabelle 1.9). Das trifft sowohl für die Jahressumme als auch für die Summen des Sommer- und Winterhalbjahres zu. Die Ab-flussreduktion ergibt sich aus der erhöhten Gebietsverdunstung in den Niederungen. Die Ge-bietsverdunstung kann sich infolge des von Szenario 1 nach Szenario 4 steigenden Anteils an Niederungsflächen mit höheren Zielgrundwasserständen als im Bezugsszenario erhöhen. Der Bodenspeicher wird damit im Winter höher aufgefüllt, so dass bei einem eingeschränkten Wasserdargebot in den Sommermonaten größere Entnahmen möglich sind. Bereits im Szena-rio 1 werden für 11400 ha Niedermoorflächen die Zielgrundwasserstände angehoben, das entspricht etwa 11 % der gesamten Niedermoorflächen. Im Szenario 2 trifft dies bereits für 60 % der Niedermoorflächen zu. Die im Szenario 3 angesprochenen grundwasserregulierten Moor- und Grundwassersandstandorte umfassen immerhin etwa 70 % der gesamten Niede-rungsflächen.

Infolge der oben dargestellten Wasserdargebotssituation wurden im Ergebnis der Wasser-haushaltsberechnungen nicht in jedem Fall die Zielgrundwasserstände der Staubereiche er-reicht und damit das Wasserrückhaltepotential auch nicht ausgeschöpft. Zur Veranschauli-chung wurden den Staubereichen die Nutzungsformen zugeordnet, die für die im Jahresgang berechneten Grundwasserflurabstände optimal sind. Bereits im Szenario 0 ist davon auszuge-hen, dass 44 % der Niederungsflächen, deren Nutzung im Status quo noch als extensives Grünland bei hohen Grundwasserständen ausgewiesen wurde, auf Grund der berechneten

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Situation zum Wasserdargebot noch Jahresgänge im Grundwasserstand aufwiesen, die allen-falls für frisches oder für trockenes Grünland charakteristisch sind (Tabelle 1.10). Das ist ein Indiz dafür, dass die befragten Landwirte die realen Grundwasserflurabstände bzw. die tat-sächlichen Grünlandnutzungsarten differenziert bewerten. Aus Defiziten im sommerlichen Wasserdargebot resultieren in den Niederungen letztlich auch Nutzungseinschränkungen. Dazu kommt es insbesondere im Juli und August, wenn der Bedarf der betreffenden Stau-bereiche nicht mehr aus dem Wasserdargebot gedeckt werden kann.

Tabelle 1.9: Berechnete Jahresabflüsse aus dem Rhineinzugsgebiet

Jahresabfluss Sommer Winter Jahr Sommer Winter Jahr

Mio. m³ a-1 mm a-1

Bezugsszenario 36,5 196,2 232,7 19 103 122

Szenario 1 27,4 187,2 214,6 14 98 113

Szenario 2 21,8 180,2 202,0 11 95 106

Szenario 3 11,8 163,0 174,8 6 86 92

Szenario 4 5,3 123,6 128,9 3 65 68

Tabelle 1.10: Veränderungen der Optionen für Flächennutzungen in den Niederungsgebieten des

Rhineinzugsgebietes infolge der Wasserrückhaltungsszenarien

extensiv frisch trocken0 1 10 37 52 991 16 10 28 46 902 21 11 28 40 823 32 10 22 35 694 51 11 13 25 35

SzenarioGrünland an derzeitigem Acker

nutzbar als Acker-Standort

AuflassungFlächenanteile der Nutzungsoption in %

Nach Szenario 1 sind 16 % der Grünlandfläche aufzulassen, weil die berechneten Grundwas-serstände keine Bewirtschaftung mehr erlauben würden. Bei extensiver Bewirtschaftung und hohen Grundwasserständen auf allen grundwasserregulierten Niederungsstandorten (Szenario 3) sind die Wirkungen auf die Nutzungsoptionen bereits deutlicher. Nur noch 69 % der rezen-ten Ackerflächen sind dann noch als solche nutzbar. Der Anteil aufgelassener Flächen ver-doppelt sich gegenüber dem Szenario 1. Auch beim angestrebten großflächigen winterlichen Überstaus (Szenario 4) muss nicht von einer vollständigen Auflassung der Niederungsgebiete ausgegangen werden. Der Anteil der dann aufzulassenden Grünlandfläche beträgt 51 %. Der Rückgang des Ackeranteils auf 35 % der heutigen Flächen fällt hingegen drastischer aus.

Ein möglicher Ausgleich der Verluste an landwirtschaftlicher Nutzfläche durch Konversionen zwischen Acker und Grünland wurde nicht berücksichtigt. Trockenes Grünland kann bei Be-darf und Beachtung weiterer Aspekte des Gewässerschutzes (z. B. Bodenart, Gewässerrand-streifen) in Ackerland, vernässte oder unmittelbar am Gewässer liegende Ackerflächen in Grünland umgewandelt werden.

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Erwartungsgemäß ist beim Szenario 4 die größte Erhöhung des Wasserrückhaltes zu erwarten (Tabelle 1.11). Demgegenüber stehen allerdings auch umfangreiche Auswirkungen auf die Möglichkeiten der Flächenutzung mit einem drastischen Verlust an landwirtschaftlicher Nutz-fläche. Während aus dem Szenario 3 noch eine Erhöhung des Wasserrückhalts um 25 % zu erwarten ist, ergeben sich für die moderateren Szenarien 1 und 2 entsprechend viel geringere Wirkungen auf den Wasserrückhalt.

Tabelle 1.11: Berechnete Erhöhung des Wasserrückhaltes in den Niederungen des Rhineinzugsge-

bietes gegenüber dem Bezugsszenario

Erhöhung des Wasser-rückhaltes

Szenario 1 7.8% Szenario 2 13.2% Szenario 3 24.9% Szenario 4 44.6%

Tabelle 1.12: Durch veränderte Wasserbewirtschaftung der Niederungen gegenüber dem Bezugs-

szenario zu erwartender Stoffrückhalt im Rhineinzugsgebiet

Szenario Nan Pges

0 279 241 262 222 249 213 227 184 174 13

Nährstofffracht

t/a

II-1.2.3.4.3 Erhöhung des Stoffrückhaltes

Für das Bezugsszenario ergab die Frachtberechnung aus den im Zeitraum 1994/2000 gemes-senen Nährstoffkonzentrationen und den berechneten Abflüssen an der Mündung des Rhin mittlere Frachten von 479 t Nan/a bzw. 24 t Pges./a (Tabelle 1.12). Unter der Annahme der Nährstoffkonzentrationen aus dem Bezugsszenario ergab eine Frachtberechnung für alle an-deren Szenarien geringere Frachten, so dass bei Umsetzung der Szenarien von einer Erhöhung des Nährstoffrückhaltes ausgegangen werden kann. Im Szenario 1 beträgt die Reduktion der Fracht gegenüber dem Bezugsszenario 6 % für Nan und 8 % für P. Geringfügige weitere Re-duktionen werden im Szenario 2 erreicht. Erst unter der bereits sehr restriktiven Annahme einer extensiven Bewirtschaftung aller grundwasserregulierten Niederungsstandorte wäre mit dem Szenario 3 eine Reduktionen der Nan- und P-Fracht gegenüber dem Bezugsszenario um 18 % bzw. 25 % denkbar. Für das Szenario 4, in dem von einer Auflassung der landwirt-schaftlichen Nutzung in allen Niederungen bei sehr hohen Grundwasserständen mit teilwei-sem Überstau im Winter ausgegangen wird, wird die größte Frachtreduktion von 38 % bei Nan und 45 % bei P erreicht.

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II-1.2.4 Austragscharakteristik und Pufferzonenwirkung küstennaher Talniederungen mit Geest-Einzugsgebiet (Obere Stör / Buckower Auen)

Winfrid Kluge, Ökologie-Zentrum der Universität Kiel (ÖZK) unter Mitwirkung von: Manfred Martini, Stefan Jelinek, Ronald Baumann, Kirsten Schlange, Markus Venohr (alle ÖZK), Kurt Christian Kersebaum (ZALF Müncheberg)

II-1.2.4.1 Untersuchungsgebiet

Als Untersuchungsgebiet wurde das 1.160 km² große, küstennahe, nicht tide-beeinflusste Ein-zugsgebiet der oberen Stör ausgewählt. Dieses für weite Teile Schleswig-Holsteins repräsen-tative Gebiet schließt folgende Naturräume ein: Niedere Geest (Schmelzwassersande des Saa-le- und Weichselglazials), Hohe Geest (Altmoränen des Saale-Glazials), Östliches Hügelland (Jungglaziale End- und Grundmoränenlandschaft) (vgl. Bild 1.18). Die mittlere Jahrestempe-ratur beträgt 8,3 °C.

Bild 1.18: Naturräumliche Gliederung Schleswig Holsteins mit der Lage des Untersuchungsgebietes

obere Stör und der Buckener Au als nordwestliches Zuflusseinzugsgebiet

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Der mittlere korrigierte Niederschlag, der im Zeitraum von 1960 bis 1993 ca. 950 mm/a er-reicht, weist einen eindeutig abnehmenden Trend von im Mittel 3 mm/km von West nach Ost auf (JELINEK 1999, LAHMER 2001). Die Monatswerte der klimatischen Wasserbilanz sind selbst in den Sommermonaten überwiegend positiv, was zu einer im Mittel das ganze Jahr andauernden Grundwasserneubildung führt. Lediglich extreme Trockenjahre bilden diesbe-züglich eine Ausnahme. Der langjährige mittlere Abflusskoeffizient liegt für das Gesamtge-biet der oberen Stör (nach dem Zufluss der Braumau bei Kellinghusen) bei 0,43 des korrigier-ten Niederschlags (1980 bis 1993). Der Mittelwasserabfluss (MQ) beträgt für diesen Zeitraum ca. 16 m³/s oder 14 l/(s.km²) und variiert zwischen 3,3 m³/s (niedrigster Niedrigwasserdurch-fluss) und 85 m³/s (höchster Hochwasserdurchfluss).

Das Einzugsgebiet wird von einem engmaschigen Gewässernetz durchzogen, dessen Gesamt-länge inklusive der Hauptgräben (TGK25) ca. 2.000 km² beträgt. Nennenswerte Wasserspei-cher in Form von Seen existieren im Gebiet der oberen Stör nicht. In den z.T. intensiv land-wirtschaftlich genutzten Talniederungen ist mit einem hohen Anteil von Dränageflächen zu rechnen, deren konkrete Lage jedoch nur in Ausnahmefällen bekannt ist. Für die Hohe Geest und das Östliche Hügelland sind breite, fast ebene Talräume mit zum Rand ansteigendem Relief charakteristisch. Wegen fehlender Reliefunterschiede in der gesamten Niederen Geest ist eine eindeutige Abgrenzung der dortigen Talräume kaum noch möglich (JELINEK 1999). Durch Gräben und Rohrdränung sowie die Begradigung und Eintiefung der Vorfluter sind die teilweise vermoorten Niederungen nahezu vollständig entwässert. Der Anteil der überwie-gend als Grünland genutzten Moore beträgt ca. 6,5 % im Hügelland, 9,7 % in der Niederen Geest und 14,8 % in der Hohen Geest. Da das Relief in weiten Flächen nahezu eben ist, sind es vor allem die geohydrologischen Strukturen des Untergrundes sowie die Länge und Flä-chendichte der Gewässer- und Grabensysteme sowie deren Wasserstände, die sich im raum-zeitlich vernetzten System der verschiedenen Abflusspfade widerspiegeln. Aus hydrologi-scher Sicht sind vor allem (1) ein im Mittel das ganze Jahr auftretender Wasserüberschuss, (2) der Grundwasserabfluss als wesentliche Abflusskomponente und (3) die lediglich lokale Be-deutung von Landoberflächenabfluss und Interflow charakteristisch (JELINEK 1999, JELINEK ET AL. 1999). Überflutungen spielen mit Ausnahme der teilweise eingedeichten Unterläufe der Geestgewässer nur im Übergang zur Marsch (vor allem bei Rückstau vom Störsperrwerk vor der Mündung in die tidebeeinflusste Unterelbe) eine begrenzte Rolle. Bei geringem Waldanteil (unter 10 %) überwiegen Grünlandnutzung in den Talniederungen und Ackernut-zung auf den grundwasserfernen Flächen.

Bereits in den 80-ger Jahren begannen die zuständigen Umweltbehörden des Landes Schles-wig-Holstein mit der Entwicklung von Konzepten zur Erhöhung des Stoffrückhaltes in der Landschaft und zur Fliessgewässersanierung. Daran anknüpfend wurde im Jahre 1990 mit der Bearbeitung eines vom BMBF geförderten Projektantrages „Entwicklung eines Land-Gewässer-Bewirtschaftungskonzeptes (Stör-Projekt)“ begonnen (RIPL ET AL. 1996), dessen umfangreiche Datenbestände und Ergebnisse die Basis für die bis ins Jahr 2001 weitergeführ-ten Untersuchungen bildeten. Wegen der thematischen Ausrichtung der folgenden Ausfüh-rungen auf der besondere Wirkung der Talniederungen werden die gebietsspezifischen Merkmale zur oberen Stör hier nur soweit behandelt, wie diese zum allgemeinen Verständnis erforderlich sind. Weiterführende, die Einzugsgebiete betreffende Informationen liefert der Beitrag von KLUGE ET AL. (I.V.).

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II-1.2.4.2 Charakteristische Merkmale zum Wasser- und Stoffhaushalt im Einzugsgebiet der oberen Stör

Abflussganglinien, Niederschlags- und Verdunstungszeitreihen für 34 Teileinzugsgebiete sowie die an den Abflusspegeln gemessenen Stoffkonzentrationen wurden zu einem weitge-hend konsistenten Datensatz zusammengestellt. Die Bilanzen der wesentlichen Wasserhaus-haltsgrößen, die nach den oben beschriebenen Methoden für die unterirdischen Einzugsgebie-ten zusammengestellt und mit den in den Wasserwerken geförderten Mengen abgeglichen wurden, ergeben weitgehend plausible Werte (JELINEK 1999). Im Mittel wird für das Gesamt-gebiet im Zeitraum von 1980 bis 1993 ein korrigierter Gebietsniederschlag von ca. 1000 mm/a bei einer Verdunstung von 550 mm/a und einem Abfluss von ca. 430 mm/a erreicht. Der mittlere Bilanzüberschuss von 20 mm/a deckt sich mit den Ergebnissen der Grundwas-serneubildung der tertiären Wasserleiter.

Umfangreiche Untersuchungen zum Niederschlags-Abfluss-Verhalten der Teileinzugsgebiete (gewässerkundliche Hauptzahlen, Ganglinienseparation mit DIFGA (SCHWARTZE 1989), Kreuzkorrelationsfunktionen) zeigen eine für Tieflandgebiete erstaunlich große Spannweite der hydrologischen Systemantwort, selbst wenn die Gebiete geologisch, morphologisch und strukturell ähnlich aufgebaut sind (JELINEK ET AL. 1999). Gebiete mit hohen Abflussspitzen, einem hohen Direktabfluss und einer ausgeprägten jahreszeitlichen Dynamik sind ebenso anzutreffen, wie Gebiete mit stark gedämpftem Abflussverhalten, einem hohem Basisabfluss - weitgehend ohne jahreszeitlichen Gang. Wie Untersuchungen von JELINEK (1999) belegen, bestimmen vor allem die hydrogeologischen Strukturen des Untergrundes der Talniederungen und die Intensität der Entwässerungsmaßnahmen die hydrologische Systemantwort. Dabei ist zu beachten, dass im nahezu ebenen Tiefland (Neigung der Geländeoberflächen < 2 %) das Ereigniswasser in der Regel nicht auf dem Landoberflächenabfluss, sondern auf der Speisung der Gewässer aus Entwässerungselementen und nur in vernässten Niederungen auf dem Sätti-gungsabfluss beruht. Selbst die Grundwasserspeisung der Gewässer korreliert in den breiten Talniederungen mit dem kuzzeitigen hydrologischen Regime. Der Versuch, Landschaftstypen und deren hydrologisches Verhalten zu Gruppen zusammenzufassen, gelang nur bis zu einem gewissen Grad. JELINEK (1999) ordnete die 34 untersuchten Einzugsgebiete mit dem Fuzzy-Clustering-Programm ECOFUCS (SALSKI UND KANDZIA 1996) folgenden drei hydrologi-schen Typen zu:

(1) geringe Speicherwirkung mit schnellem Abklingen des Ereigniswassers,

(2) mittlere Speicherwirkung im Einzugsgebiet,

(3) hohe Speicherwirkung mit schwach ausgeprägter Systemantwort.

Lediglich der Landschaftstyp der Hohen Geest (Teilgebiet der Buckener Au) zeigt im Mittel eine geringe Speicherwirkung, womit die da beobachteten Einheitsganglinien am ehesten den in den Mittelgebirgen anzutreffenden Verhältnissen entsprechen.

Ohne detaillierte Kenntnisse der geohydrologischen Strukturen ermöglicht die Auswertung der Niederschlags-Abfluss-Beziehungen keine direkten Rückschlüsse auf die lateralen Ab-flusspfade und die Herkunft des zum Abfluss gelangenden Mischwassers. Die Mehrdeutig-keit, womit verschiedene Ursachen identische Wirkungen zur Folge haben können, als auch der hohe Informationsbedarf, der durch die im GIS vorliegenden Daten nur zum Teil abge-deckt wird, erschweren den Erkenntnisprozess.

Die Bewertung der chemischen Beschaffenheit der Gewässer der oberen Stör beruht vor allem

43


auf der Auswertung von Sauerstoff- und Nährstoffkonzentrationen (LAWAKÜ 1995). Die in Tabelle 1.13 zusammengestellten Werte geben einen Überblick über die Konzentrationen, die im Jahr 1993 an 34 Messstellen zu jeweils 12 Terminen bestimmt wurden. Generell kann die Nährstoffbelastung der Gewässer als überwiegend gering eingestuft werden. Für die mittleren Ammoniumkonzentrationen fallen beispielsweise 30 Gewässer in die geringste der 7 Belas-tungsstufen der Fliessgewässerbewertung Schleswig-Holsteins (LAWAKÜ 1995) und drei in die 2. Klasse. Bei der Phosphorbelastung sind sogar alle Gewässer in die unterste Kategorie einzustufen. Die weiterführenden statistischen Auswertungen zur Gewässerchemie für die 34 Teileinzugsgebiete von 1991 bis 1993 befassten sich mit den Schwankungsbreiten und Korre-lationen, die zwischen den Konzentrationen der verschiedenen An- und Kationen sowie den Stoffausträgen in Beziehung zu den Struktur- und Nutzungsparametern der Einzugsgebiete bestehen. Beim Vergleich der Einzugsgebiete miteinander leiten sich folgende Ergebnisse ab (JELINEK UND KLUGE 2000):

Tabelle 1.13: Charakteristische Nährstoffkonzentrationen und Stoffausträge ausgewählter Gewässer

im Einzugsgebiet der oberen Stör im Jahr 1993 (* Ergebnisse einer statistischen Aus-wertung zu 34 Teileinzugsgebieten aus JELINEK (1999))

Einzugsgebiete

Obere Stör

Konzentrationen

[mg/l]

Austräge

[kg/ha.a]

Flächenanteile [%]

im Einzugsgebiet

Austragstyp

vgl. Bild 1.19

NO3_N NH4_N Pges. NO3_N Pges. Acker Niederung Moor

Mittelwert* (n=34) 7,8 0,21 0,5 15,6 0,56 50

Minimum* (n=34) 1,3 0,21 0,06 4,7 0,13 16 2 0

Maximum* (n=34) 3,9 1,02 0,16 48 1,42 76 83 41

Höllenau 3,4 0,55 0,5 11,4 1,35 39 41 40 Mooreinzugsgebiet

Fuhlenau 7,8 0,37 0,23 48 1,42 43 46 36 Kontaminationstyp

Mühlenbach 4 0,13 0,08 17,2 0,29 48 9 Ebener Austragstyp

Buckener Au 3,7 0,23 0,15 17,3 0,67 46 30 26 Relief-Austragstyp

Bredenbek 1,3 0,15 0,08 4,7 0,23 58 83 21 Retentionstyp

• Die stoffliche Belastung der Gewässer der oberen Stör ist im Vergleich zu anderen Ein-zugsgebieten in Deutschland als niedrig bis mittel einzustufen.

• Die elektrische Leitfähigkeit, die Chlorid-, Sulfat-, Calcium- und Magnesiumkonzentrati-onen weisen als typische Düngerinhaltsstoffe klar auf den Einfluss der landwirtschaftli-chen Ackernutzung hin. Im Gegensatz dazu korreliert die Stickstoff-Konzentration im den Gewässern in der Regel nicht mit der Intensität der Ackernutzung im Einzugsgebiet.

• Natrium und Kalium zeigen ein ähnliches Austragsverhalten, das auf einen direkten Zu-sammenhang zur Grünlandnutzung in den Niederungen hinweist.

• Die Konzentrationen und Frachten der Nährstoffe Nitrat, Ammonium und Phosphor rea-gieren völlig anders als die o.g. Ionen. Dabei sind deutliche Zusammenhänge zu den je-weils dominierenden Abflusspfaden zu erkennen.

• In der Mehrzahl der Teileinzugsgebiete weisen die Ganglinien ein proportionales Verhal-ten zwischen Abfluss und Nitrat-Konzentration auf. Lediglich in den Gebieten mit ausge-

44


prägten Niederschlags-Abfluss-Korrelationen und einem hohen Anteil genutzter und ent-wässerter Moore kehrt sich diese Proportionalität um.

Einen tieferen Einblick in die untersuchten Gebiete vermitteln folgende Arbeiten und Berich-te: RIPL ET AL. 1996, JELINEK 1999; Böden: FINNEREN 1997; Abflussregime: JELINEK ET AL. (1999); Modellierung Wasserhaushalt: LAHMER (2001); Stoffausträge; JELINEK (1999); VE-NOHR (2000); geohydrologische Gebietsanalyse im Validierungsgebiet Buckener Au: MAR-TINI (2001); Hydrochemie der Quellen: SCHLANGE (2001), Landnutzung und Stoffeinträge: BAUMANN (2000); Stoffrückhalt in Talniederungen: KLUGE ET AL. (2000); MARTINI (2001); Bewertungsmodell Stoffretention Talniederungen: TREPEL UND KLUGE (2001); TREPEL UND KLUGE (SUBM.).

II-1.2.4.3 Austragstypen für Einzugsgebiets-repräsentative Talniederungen

Zur weiteren Aufklärung der Zusammenhänge zwischen der Struktur der Einzugsgebiete und dem diffusen Stickstoffeintrag in die Gewässer wurden durch die Anwendung der Fuzzy-Cluster-Analyse (SALSKI UND KANDZIA 1996) für das Gebiet der oberen Stör die in Bild 1.19 dargestellten Nitrat-Austragstypen abgegrenzt.

Als Bewertungskriterien dienten die mittleren N-Konzentration im Gewässer, der Korrelati-onskoeffizient zwischen dem Verlauf von N-Konzentration und Abfluss, die Amplitude des Direktabflusses, die Rückgangskonstante des schnellen Grundwassers, der mittlere Grund-wasserflurabstand, ein Reliefindex sowie der Ackeranteil. Die charakteristischen hydrogeolo-gisch-hydrologischen Strukturen, die dominierenden Wasserpfade und die vorherrschenden Nutzungsverhältnisse sind ebenfalls in Bild 1.19 zusammengestellt. Für die Angaben zur Stickstoffretention wurden mittlere Stoffausträge von landwirtschaftlich genutzten Flächen zugrundegelegt: Acker 55 kg N/ha·a, Wald 15 kg N/ha·a, Grünland (Mineralboden) 50 kg N/ha·a, Acker (Moor) 100 kg N/ha·a, Grünland (Moor) 25 kg N/ha·a, extensives Grünland 10 kg N/ha·a. Die erhöhten Stickstoffausträge beim in Bild 1.19 dargestellten Mineralisations-/Kontaminationstyp sind vor allem auf die entwässerten Niedermoore zurückzuführen. Beim Retentionstyp wirken die meist undränierten, sandig-schluffigen holozänen Sande in der Tal-niederung als geohydraulische und hydrochemische Puffer und entkoppeln die intensiv ge-nutzten Ackerflächen hydrochemisch von den Gewässern. In Tabelle 1.13 sind die mittleren und die für einzelne Austauschtypen charakteristischen Nährstoffkonzentrationen von N und P als Übersicht zusammengestellt. Die Wirkung der Talniederungen als potentielle hydro-chemische Puffer im Übergang zwischen Einzugsgebiet und Gewässer wurde bisher allge-mein unterschätzt (FREDE UND DABBERT 1998).

Ermittlung der Eintragspfade im Gebiet der oberen Stör nach MONERIS

Mit den Datensätzen aus dem Stör-Projekt (RIPL ET AL. 1996) wurden für die zu den 122 Ge-wässer-Gütemessstellen gehörenden Einzugsgebiete die diffusen Stoffausträge und die aus Kläranlagen stammenden Nährstofffrachten mit dem Emissions-Modell MONERIS geschätzt (BERENDT ET AL. 1999, VENOHR 2000). Wie die Bild 1.20 ausgewählten drei Beispiele zei-gen, konnten die Einträge über Dränagen und das Grundwasser als Haupteintragspfade identi-fiziert werden.

Die Quantifizierung der Einträge von Stickstoff und Phosphor über den Dränagepfad basiert auf der Schätzung der Dränflächenanteile, der Dränspende und den vorzugebenden mittleren Nährstoffkonzentrationen. Da direkte Angaben zur räumlichen Verbreitung der Dränflächen nicht zur Verfügung standen, wurden mit den im GIS vorhandenen Informationen die Flächen

45


selektiert, deren mittlere Grundwasserflurabstände < 1,5 m betragen und deren Böden zur Kategorie der (Pseudo-) Gleye, Auenböden, Niedermoore und Hochmoore gehören. Eine Un-terscheidung zwischen Grabenentwässerung und Rohrdränung sowie zwischen Grundwasser-

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Bild 1.19: Merkmale für Stickstoff-Einzugsgebietstypen für den Raum der oberen Stör

und Stauwasservernässung ist in MONERIS nicht vorgesehen, womit der Einfluss der über-wiegend grundwasservernässten Niederungen nicht gesondert ausgewiesen werden kann. Die Abschätzung der dränierten Fläche für die Buckener Au ergab einen dränierten (entwässerten)

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Anteil von 37 % an der Gesamtfläche von 60 km², wovon wiederum zwei Drittel auf die ent-wässerte zentrale Talniederung und ein Drittel auf die mit Rohrdränen entwässerten Hangbe-reiche entfallen (vgl. Bild 1.21) Mit Ausnahme des Östlichen Hügellandes, das mit seinen stärker stauvernässten Flächen lediglich 10 % des Einzugsgebiet der oberen Stör einnimmt, überwiegt in der Niederen Geest die Entwässerung der Niederungsbereiche mit einer Kombi-nation aus Graben und Rohrdränen.

Während die mit MONERIS für Stickstoff berechneten Frachten ohne weiter Anpassungen plausible Ergebnisse geliefert haben, wurden die Phosphorausträge für Einzugsgebiete mit dränierten Hochmoorflächen zunächst wesentlich überschätzt. Insgesamt bewegen sich die auf Dränagen zurückzuführenden spezifischen Phosphor-Austräge im Gebiet der oberen Stör zwischen 0,4 bis 2,3 kg/(ha.a). In den Gebieten mit den sechs höchsten Werten (> 1,4 kg P /(ha.a)) sind zugleich auch die Hochmooranteile relativ hoch. Die Berechnung der Phosphor-Konzentration im Dränagewasser hat sich insbesondere für die ober Stör als sehr sensibler Parameter erwiesen. Für die Buckener Au wurde ein mittlerer spezifischer Eintrag in die Ge-wässer von 30 kg N/(ha.a) und 0,75 kg P /(ha.a) ermittelt. Diese Ergebnisse zeigen eine relativ gute Übereinstimmung mit dem von MARTINI (2001) ermittelten Wert von 26 kg N/(ha.a) und dem von RIPL ET AL. (1996) ermittelten Wert von 0,67 kg P /(ha.a).

Zur Abschätzung des Stoffeintrages mit dem Grundwasser wurde der Basisabfluss für die Messstelleneinzugsgebiete aus der Differenz zwischen den interpolierten Abflussmessungen und den gebietsspezifisch nach MONERIS ermittelten Abflusskomponenten (Dränabfluss, Oberflächenabfluss landwirtschaftlich genutzter und versiegelter Flächen, Niederschlag auf Wasserflächen) geschätzt. Für das Grundwasser wurde eine mittlere Konzentration für Stick-stoff von 4,7 mg/l NO3-N (min. 2,7 mg N/l, max. 5,6 Nmg/l) und für den anorganisch gelös-ten Phosphor (SRP) von 0,06 mg/l P (min. 0,01 mg P/l, max. 0,1 mg P/l für die gesamte obe-re Stör vorgegeben. Der Vergleich dieser Werte mit den von MARTINI (2001) im Gebiet der Buckener Au, von KLUGE ET AL. (I.V.) im Gebiet der Bornhöveder Seenkette und von TREPEL UND KLUGE (2001) für Schleswig-Holstein zusammengestellten Werte zeigt, dass die Kon-zentrationen der Wässer in Abhängigkeit von der Nutzung, dem Untergrund, der Tiefe der Probenahme und dem Pfad, den die Wässer vom Ernährungsgebiet zum Entlastungsgebiet zurückgelegt haben, starken Schwankungen unterliegen.

Wie die in Bild 1.20 dargestellten Säulendiagramme anschaulich belegen, sind die Einträge über den Erosionspfad von den erosionssensitiven Fächen in unmittelbarer Umgebung der Gewässer, über den Landoberflächenabfluss im Sinne einer flächenhaften Abschwemmung und über die Deposition auf die freien Wasserflächen für Stickstoff erwartungsgemäß von untergeordneter Bedeutung. Die Phosphoreinträge über den Erosions- und Abschwemmpfad erreichen mit insgesamt 19,4 % jedoch eine zu beachtende Größenordnung. Erosive Phos-phoreinträge sind mit einem Anteil von mehr als 2 % vor allem im Östlichen Hügelland und im südlichen Bereich des Einzugsgebiets anzutreffen, wo die Durchbruchstäler durch Saale-zeitliche Geestkerne für die benötigte Reliefenergie sorgen. Im Einzugsgebiet der Buckener Au ist der Anteil der Einträge durch Erosion mit 1,7 % bei Phosphor wegen der breiten Tal-niederungen relativ gering, obwohl die Hangneigung der Randbereiche zwischen 2 und 10 % variieren kann. Die Einträge von Nährstoffen über die Klärwerke erreichen im Gebiet der oberen Stör 5,5 % bei Stickstoff und 4,7 % bei Phosphor. Beachtenswert sind die Unter-schiede, die den Einfluss der Besiedlungsdichte zwischen dem Quellgebiet der oberen Stör mit der

47


Bild 1.20: Anteile der Nährstoff-Eintragspfade an der Gesamtbelastung ausgewähler Flussgebiete

der oberen Stör

Stadt Neumünster und dem fast ausschließlich agrarisch genutzten Gebiet der Buckener Au/Bünzener Au widerspiegeln.

Die Gegenüberstellung der mit MONERIS geschätzten und der anhand von Messungen ermit-telten Frachten zeigt anschaulich, dass mit dem eigentlich mesoskaligen MONERIS-Ansatz die mittleren Austräge von Einzugsgebieten relativ gut getroffen werden. Mit der Verminde-rung der Einzugsgebietsgrößen unter 50 km² steigt die Streuung zwischen den gemessenen

48


und geschätzten Frachten jedoch stark an, weil die realen Verhältnisse, wie z.B. die Landnut-zung, die Intensität der Entwässerung der Feuchtgebiete, die tatsächlich relevanten Pfade und die Pufferwirkung der Talniederungen nicht explizit berücksichtigen können. Damit bestätigt sich die Erfahrung (TREPEL UND KLUGE SUBM.), dass die Modellierung der lateralen Stoff-frachten in dem Maßstab der Einzelflächen und Talraumabschnitte, in dem die Management-maßnahmen in den Teileinzugsgebieten ansetzen, mit überwiegend mesoskaligen statistischen Ansätzen nur begrenzt möglich ist.

Geohydrologisch-hydrochemische Analyse im Gebiet der Buckener Au

Die Auswertung von Bohrergebnissen zeigte, dass die glazitektonisch gestauchten Moränen-gebiete relativ komplizierte Strukturen aufweisen. Für die Talniederungen konnte eine ein-deutige faziesabhängige Abfolge der abgelagerten Sedimente bei stark schwankenden Torf-mächtigkeiten nachgewiesen werden. Die Rekonstruktion der quartärgeologischen Entwick-lung, vom Saaleglazial bis ins Holozän, fand in den in Bild 1.22 gezeigten geohydrologischen Profilen ihren Niederschlag. Die Lage der Schnitte, die von der Quelle bis zum Gebietsaus-gang reichen, ist Bild 1.21 zu entnehmen. Die dargestellten geohydrologischen Strukturen wurden in das Grundwassermodell Visual MODFLOW (MCDONALD AND HARBRAUGH 1988) übernommen, um den Verlauf, die Intensität und die Verweilzeiten entlang der Grundwasser-pfade für die in Bild 1.22 eingetragenen Niederungstypen zu bestimmen.

Da eine detaillierte Auswertung der Stoffströme zwischen Landflächen, Niederung und Ge-wässern nur dann möglich ist, wenn sowohl Wasserflüsse als auch Konzentrationen bekannt sind, wurde im Rahmen eines Screening-Programmes eine hydrochemische Beprobung zu 4 saisonal repräsentativen Terminen für 93 Quellen, in 22 Gräben, in 6 Dränagen, in 2 Fischtei-chen, an 8 Grundwassermessstellen und an 24 Messstellen in Zuflussgewässern sowie in der Buckener Au selbst durchgeführt. Die von MARTINI (2001) zusammengestellten Ergebnisse zeigen die breite räumliche Variabilität der Einzelwerte. Wie in Tabelle 1.14 zusammenge-stellt, bewegen sich die mittleren jährlichen Stickstoffkonzentrationen für die Haupt- und Ne-bengewässer bei einem Mittel von 6,2 mg Nges /l. zwischen 1,2 und 18 mg Nges./l, für Ent-wässerungsgräben bei einem Mittel von 3, 7 mg Nges./l. zwischen 0,8 bis 18,1 mg Nges./l , für Dränagen bei einem Mittel von 1,8 mg Nges./l zwischen 0,8 und 2,7 mg Nges./l, für Quel-len bei einem Mittel von 3,7 mg Nges./l zwischen 32,4 mg Nges./l bis 0,2 mg Nges./l. Im Unterschied zu den Zuflussgewässern weisen die Entwässerungsgräben und Dränagen der Talniederungen relativ geringe Konzentrationen auf, was auf die Pufferwirkung der Niede-rungen hinweist, die wiederum auf einer erhöhten Denitrifikation beruht. Nach Multiplikation der Konzentrationen mit den Wasserflüssen für die mit dem Grundwassermodell TWODAN abgegrenzten Einzugsgebiete sowie die mit dem Boden-Stickstoff-Modell HERMES ge-schätzte Grundwasserspende wurden auf der Basis von 27 Gewässermessstellen sowohl für Stickstoff als auch für Phosphor Frachtpläne (MARTINI 2001) erstellt. Ohne die detaillierten geohydrologisch-hydrochemischen Kenntnisse wären die letztendlich plausiblen Erklärungen zur stofflichen Funktion der Talniederungen von der Quelle bis zum Gebietsausgang und zum Stoffaustrag der Gewässer nicht möglich gewesen.

49


Bild 1.21: Hydrologische Struktur des Einzugsgebietes und der Talniederung der Buckener Au (obe-

re Stör, Schleswig-Holstein)

50


Bild 1.22: Geohydrologische Profile zur Kennzeichnung der Niederungstypen im Gebiet der Bucke-

ner Au

Tabelle 1.14: Mittelwerte und Schwankungbreite der Stickstoff-Konzentrationen von Wässern im

Gebiet der Buckener Au im Vergleich zu Schleswig-Holstein (m = Anzahl der Meßstellen, n = Anzahl der ausgewerteten Proben, Vräuml. = mittlerer Variationskoef-fizient für verschiedene Standorte zu gleicher Zeit, Vzeitl. = mittlerer Variationskoef-fizient für verschiedene Zeiten am gleichen Standort, *geschätzte Angaben)

Stickstoff-Konzentration ausgewählter Wässer

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[mgN/l]

Vräuml.

[%]

Vzeitl.

[%]

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[mgN/l]

Quelle

Einzugsgebiet der Buckener Au

Quellen 93 1 6,52 100 30* 43 Schlange (2001) Zuflussgewässer der Buckener Au 19 4 6,2 65 75 13,4 MARTINI (2001) Gräben in Niederung der Buckener Au 22 4 3,7 100 75 18 MARTINI (2001) Dränagen in Niederung der Buckener Au 6 4 1,8 100 50 2,7 MARTINI (2001) Abwasser-Einleitungen 6 6 18,9 50 70 58 BAUMANN (2000) Längsprofil Buckener Au 5 30 6,6 40 50 12 RIPL ET AL. (1996) Schleswig-Holstein

Niederschlag 5 15 1,7 20* 50 3,1 Trepel et al.(2001) Sickerwasser Acker (1,4 m Sandböden) 5 90 14 50* 100 66 Weiss (2000) Fliess-Gewässer Elbe/Nordsee 30 42 4,1 40* 60* 16 Trepel et al.(2001) Oxisches Grundwasser (Filter < 5m u. GOK) 6 10 10,7 100 50* 51 Trepel et al.(2001) Oxisches Grundwasser (Filter 5-20m u. GOK 12 10 6,1 100 20* 36 Trepel et al.(2001) Anoxisches Grundwasser (Filter >20m u.GOK) 28 10 1,9 >100 10* 67 Trepel et al.(2001)

51


II-1.2.4.4 Detaillierte Eintrag-/Austragsanalyse für Stickstoff im Gebiet der Buckener Au

Zum Auffinden der Sickstoff-sensiblen Austragsbereiche wurden Retentionskoeffizienten, in die die Stoffein- und Stoffausträge eingehen, in drei verschiedenen Skalenebenen ermittelt (Bild 1.23). Der obere Skalenbereich beginnt mit dem Gesamteinzugsgebiet und den Teilein-zugsgebieten der Hauptmessstellen in der Buckener Au und führt über die Zuflusseinzugsge-biete, die Teileinzugsgebiete der Zuflussgewässer bis zu den diffusen Zwischeneinzugsgebie-ten der Buckener Au mit ihrem breiten Talraum. Die mit HERMES flächenscharf für einzel-ne Schläge simulierten mittleren vertikalen Stickstoffausträge (10 Jahre von 1990-1999) ent-sprechen den Stoffeinträgen in das laterale Austauschsystem (BAUMANN 2000). Die auf die Flächen übertragenen simulierten mittleren Tiefensickerungen spiegeln die in den fünf Ab-flusspegeln (vgl. Lage in Bild 1.23) gemessenen Durchflüsse ausreichend genau wider. An-hand der mittleren Retentionskoeffizienten, die auf simulierten Eintragswerten und auf ge-messenen Stofffrachten im Gewässer beruhen (MARTINI 2001), leiten sich folgende Schluss-folgerungen ab:

1. Die ermittelten Retentionskoeffizienten spiegeln den Stoffrückhalt in den geohydraulisch abgegrenzten Teileinzugsgebieten im Sinne einer quasistationären Black-Box-Bilanz gut wider. Es wird deutlich, dass der Rückhalt im Untergrund und insbesondere im Grund-wassersystem trotz der relativ geringen mittleren Verweilzeiten des Wassers von kleiner 10 Jahren im Einzugsgebiet erstaunlich hoch ist.

2. Die Retentionskoeffizienten der Zuflussgewässer schwanken in Abhängigkeit von der geohydrologischen Struktur und der Nutzung in breiten Grenzen. So werden in dem agra-risch intensiv genutzten Teilgebiet der Poyenbek lediglich 2,5 %, gegenüber 85 % im Ge-biet der Hafselbek, des überschüssigen Stickstoffs zurückgehalten.

3. Die Retentionkoeffizienten der diffusen Einzugsgebiete bewegen sich zwischen lediglich –50 bis 20 % für den Niederungstyp 4 und 70 bis 95 % für den Niederungstyp 2 (vgl. geo-hydrologische Struktur in Bild 1.22 mit räumlicher Verbreitung in Bild 1.21). Negative Retentionskoeffizienten bedeuten, dass die Stoffausträge die Einträge in die Niederung übertreffen. Demgegenüber würde beim Grenzwert eins kein Stickstoff aus der Niederung in die Gewässer gelangen. Die Plausibilität dieser Ergebnisse wurde durch Einzelpfad-Bilanzen bestätigt

4. Die Unsicherheit der eingehenden Daten kann, sofern es sich um die anhand von Diffe-renzen bilanzierten diffusen Zwischeneinzugsgebiete handelt, zu relativ großen Fehlern (+/- 20 %) führen.

5. Retentionskoeffizienten in höherer räumlicher Auflösung eigenen sich zur Abgrenzung Austrags-sensitiver Bereiche.

Da Retentionskoeffizienten den aktuellen Zustand ohne direkten kausalen Bezug beschreiben und stets mit großen Unsicherheiten behaftet sein werden, stellt die pfadbezogene Interpreta-tion der Pufferwirkung von Talniederungen somit einen logisch folgenden Bearbeitungsschritt dar.

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II-1.2.4.5 Pufferwirkung der Talniederungen für Stickstoff im Gebiet der Buckener Au

Die quantitative Bewertung der Pufferwirkung der Talniederungen beruht auf einer pfadspezi-fischen Bilanzierung der wesentlichen Ein- und Austragspfade. In einer ersten Bearbeitungs-stufe wurden die partiellen Retentionskoeffizienten für die fünf beiderseits der Buckener Au, jeweils zwischen zwei Gewässermessstellen gelegenen Gebiete berechnet. Die abgeleiteten Koeffizienten beruhen entsprechend den bei MARTINI (2001) beschriebenen Gleichungen auf folgenden Eingangsdaten: (1) der Stoffzu- und Stoffabstrom in den oben- und untenliegenden Gewässermessstellen (vgl. Bild 1.23), (2) die Stoffeinträge von zwischen den Gewässerab-schnitten befindlichen Zuflussgewässern und Einleitungen, (3) der laterale Stickstoffeintrag aus dem landseitigen Einzugsgebiet und (4) die Nettostickstoffbilanz der Niederung. Der Ver-gleich der Retentionsleistung der Niederungsboxen ermöglicht quantitative Aussagen zur Puf-ferwirkung der fünf für die Buckener Au in Bild 1.23 ausgewiesenen und in Bild 1.22 als Profil dargestellten Niederungstypen. Die Ergebnisse der Berechnungen sind in Tabelle 1.15 zusammengefasst. Zur Aufsplittung der längenspezifischen Stoffflüsse (senkrecht zum Fluss-lauf) auf einzelne Pfade wurden Simulationsergebnisse zur Abschätzung der Grundwasser und Dränabflüsse mit MODFLOW (MCDONALD AND HARBRAUGH 1988) sowie des Land-oberflächenabflusspfades nach dem SCS-Verfahren (U.S. DEP. OF AGRICULTURE, SOIL CON-SERVATION SERVICE 1964, PILGRIM UND CODERY 1992) ebenso eingesetzt, wie gemessene Abflüsse und gemessene und simulierte Stoffkonzentrationen. Die Eingangsgrößen Düngung, Mineralisation und Denitrifikation der Niederungen wurden aus den Ergebnissen der HER-MES-Modellierung abgeleitet. In die Berechnung der Netto-Austräge aus der Niederungsbox geht ein längenspezifischer Koeffizient für den Gewässer-internen Stickstoffabbau ein, der als gebietseinheitlicher Wert von 2*10-5 [1/m] angesetzt wurde und auf die von VENOHR (2000) zusammengestellte Datenbasis zurückgreift. Die Schwankungsbreiten der Retentionskoeffi-zienten beruhen auf einer bei MARTINI (2001) beschriebenen Fehleranalyse.

Niederungstyp 1 (NT1 in Bild 1.21 und 1.22) wirkt wegen seiner relativ geringen Breite von 150 m mehr oder weniger als Transitzone für den landseitig eingetragenen Stickstoff. Damit spiegelt sich die dominierende ackerbauliche Nutzung im Verbreitungsgebietes von Typ 1 deutlich wider. Infolge der zu erwartenden kurzen Verweilzeiten der Stoffe bei der Passage durch die Niederung liegen die Retentionskoeffizienten in einem Bereich zwischen 30 % und 70 %.

Niederungstyp 2 (NT2 in Bild 1.21 und 1.22) verfügt über die zweithöchste Pufferwirkung der dargestellten Typen, was sich auch in den geringen Austrägen aus der Niederung von 5,3 kg N/(m.a) widerspiegelt. Der relativ hohe Retentionsbereich zwischen 70 % und 95 % weist auf eine hohe Pufferwirkung im Talgrundwasserleiter hin.

Niederungstyp 3 (NT3 in Bild 1.21 und 1.22) zeigt einen in breiten Grenzen schwankenden Retentionskoeffizienten. Da sich die diffusen Austräge der Teileinzugsgebiete der Messstel-len 18 und 150 (vgl. Bild 1.23) trotz ähnlicher Niederungstrukturen voneinander unterschei-den, wurde der Niederungstyp 3, obwohl strukturell weitgehend identisch, nochmals in die Subtypen 3a und 3b unterteilt. Während der Typ 3a einen Retentionsbereich zwischen 20 % und 80 % aufweist, bewegt sich der Typ 3b mit Retentionswerten von 75 % und 95 % in rela-tiv engen Grenzen. Der Subtyp 3a besitzt mit 5,7 kg N/(m.a) einen dreifach höheren Aus-tragswert als der Typ 3b. Die unterschiedliche Pufferwirkung konnte durch Geländeerhebun-gen nicht eindeutig abgeklärt werden.

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Bild 1.23: Retentionskoeffizienten für die Zufluss- und diffusen Einzugsgebiete der Buckener Au

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Tabelle 1.15: Stickstoffbilanzen für die Niederungstypen der Buckener Au mit landseitigem Eintrag in die Niederung und diffusem Austrag aus der Niederung in die Buckener Au (die Lage der Niederungstypen und deren Struktur sind in den Bild 1.21 und 1.22 darge-stellt)

Stickstoffeinträge in die gesättigte Zone der Talniederungen [kg/(m.a)]

Niederungstyp/Messstelle NT1/8 NT2/147 NT3a/18 NT3b/150 NT4/20 NT5/20 Anteil [%]

(A) Landoberlächenabfluss 0,35 0,4 0,2 0,25 0 0 1

(B) Interflow/Dränagen 1,6 1,9 0,75 1,5 0,25 0,3 5

(C) Flaches Grundwasser 8,3 11,5 9,9 4,5 2,6 2,1 31

(D) Tiefes Grundwasser 0,2 1,1 0,4 1,25 0 0 2

(E) Netto-Eintrag Feuchtgebiet 7,4 23 7,4 17,5 10,3 12,7 61

Summe (A) bis (E) 17,9 37,9 18,6 25,0 13,2 15,1 100

Stickstoffeinträge in das Gewässer [kg/(m.a)]

Anteil landseitiger Eintrag (A) bis (D) am Gesamteintrag [%] 59 40 60 30 22 16

Niederungstyp/Messstelle NT1/8 NT2/147 NT3a/18 NT3b/150 NT4/20 NT5/20 Anteil [%]

(1) Austrag über Dränagen 0,5 1,3 1,45 0,6 4,1 1,35 29

(2) Austrag über Gräben 0 1,4 1,5 0,65 0 0 11

(3) Sättigungsabfluss/Überlauf 0 0 0,03 0,04 0 0 0,2

(4) Feuchtgebiets-Abfluss

(diffuser gesättigter Pfad) 5,9 2,4 2,4 0,3 7,5 0,4 57,8

(5) Bypass-Grundwasser 0,1 0,2 0 0,2 0 0,3 2

Summe Austrag (1) bis (5) 6,5 5,3 5,4 1,8 11,6 2,1 100

Retentionskoeffizient als (Gesamteintrag – Gesamtaustrag / Gesamteintrag ) in Talniederung

Retentionskoeffizient R 0,58 0,87 0,69 0,93 3 0,86

Retentionsbereich

(Rmin......Rmax) 30....70 70....95 20....80 75....95 -50....20 50....90

Niederungstyp 4 (NT4 in Bild 1.21 und 1.22) besitzt mit maximal 10 % die geringste Reten-tionsleistung, wobei das Feuchtgebiet wegen der Mineralisierung der flachgründigen Torfauf-lagen und einer anteiligen Ackernutzung sogar als Nettoquelle wirken kann, was sich in nega-tiven Retentionskoeffizienten widerspiegelt. Die geringe Retentionsleistung ist auf die gerin-gen Mächtigkeiten des heterogen überwiegend feinsandigen Aquifers in der Niederung (ca. 3 m), den damit verbundenen präferentiellen (makrodispersen) Austauschpfaden, den entspre-chend kurzen Verweilzeiten sowie dem oxischen Milieu der durchströmten Bereiche zu su-chen.

Niederungstyp 5 (NT4 in Bild 1.21 und 1.22) zeigt bei Retentionskoeffizienten von 50 % bis 90 % eine ebenfalls hohe Retentionswirkung. Dabei ist allerdings zu berücksichtigen, dass die in die Bilanzierung eingehende Gewässerfracht nur geschätzt wurde, weil zuverlässige Ge-wässermesswerte nicht verfügbar waren. In Analogie zum in Bild 1.19 dargestellten Stick-stoff-Retentionstyp der Niederen Geest wird das Gewässer durch die Verfüllung des Terras-

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senfußes mit organogenen und schlecht durchlässigen Sedimenten von der angrenzenden Nie-derung abgeschirmt.

Die Zusammenstellung der Haupteintrags- und -austragspfade in Tabelle 1.15 für die in Bild 1.23 dargestellten diffusen Zwischeneinzugsgebiete zeigt außerdem, dass bei den Eintrags-pfaden in die Niederung der interne Stickstoffüberschuss innerhalb der Feuchtgebiete und der Zustrom von nitrathaltigem oberflächennahen Grundwasser die dominanten Pfade darstellen. Bei den Austauschpfaden zwischen Niederung und Buckener Au erreichen die Stickstof-fausträge mit dem Grundwasserzustrom aus dem Feuchtgebiet und der Abfluss aus Dränagen und Gräben die höchsten Anteile.

In einem zweiten Bearbeitungsschritt wurden mit dem oben beschriebenen Pfad-Transformations-Modell WETTRANS (TREPEL UND KLUGE SUBM.) in wiederum höherer Auflösung für 22 diffuse links- und rechtsseitigen Teileinzugsgebiete der Buckener Au unter Einbeziehung des gesamten Fundus an gemessenen, simulierten und GIS-basierten Daten sowohl die Eintragspfade in die Niederung als auch die Austragspfade in die Gewässer be-stimmt. Das Modell wurde so parametrisiert, dass sich die Gesamtbilanzen und damit die em-pirischen Retentionskoeffizienten konsistent in den bereits oben beschriebenen Ergebnispool einfügen. Die Kalibrierung dieser Ergebnisse setzt allerdings räumlich hochauflösende Moni-toring-Programme mit einer Dichte von einer Messstelle pro km Gewässerlänge und die Er-fassung aller Zuflüsse voraus. Das Ziel war es, in hoher räumlicher Auflösung eine Anbin-dung an den Prozessmaßstab zu erreichen und die Effizienz eines potentiellen Pufferzonen-managementes vorhersagen zu können.

II-1.2.4.6 Beispiel zur praktischen Anwendung der Ergebnisse im Modellgebiet der Buckerner Au (obere Stör)

Die Ergebnisse der ökohydrologischen Einzugsgebietsanalyse, die in den Fracht- und Reten-tionsberechnungen sowie in den Einzelpfadanalysen ihren Niederschlag finden, bilden die Basis für vorzuschlagende Maßnahmen zur Verminderung der diffusen Einträge und zur Wiederherstellung eines guten ökologischen Zustandes der Buckener Au unter dem Aspekt der Umsetzung der EU-Wasserrahmen-Richtlinie. Die in Tabelle 1.16 zusammengestellte Prioritätenliste von Einzelmaßnahmen bezieht sich die in Bild 1.24 dargestellten Verhältnisse.

Einzugsgebiete der Zuflussgewässer:

Sieben der elf Zuflusseinzugsgebiete haben eine Retentionsleistung für Stickstoff von 70 % und mehr, was bedeutet, dass mindestens 70 % des mit dem Sickerwasser aus der Bodenzone ausgetragenen Stickstoffs beim lateralen Transit durch das Einzugsgebiet zurückgehalten werden. Für das Zuflusseinzugsgebiet der Poyenbek besteht jedoch dringender Handlungsbe-darf, weil 40,5 t Stickstoff oder 27 % der Gesamtausträge der Buckener Au bei einem Flä-chenanteil von nur 15 % aus diesem Gebiet stammen. Die geringe Retentionsleistung hat eine geohydrologische, eine nutzungsbedingte und eine gewässermorphologische Ursache: (1) oberflächennahe Stauschichten und hohe Grundwasserneubildung (ca. 350 mm/a) sind für geringe Verweilzeiten des Grundwassers verantwortlich, (2) Maisanbau auf dränierten Flä-chen in der Umgebung der Gewässer führt zu einem hohen Düngeraustrag, (3) die Gewässer-strukturgüte ist durch Begradigung, stellenweise Verrohrung und fehlende Uferschutzstreifen deutlich bis übermäßig gestört. Empfehlenswert wären eine Extensivierung der Nutzung, na-turnahe Fliessgewässergestaltung mit Anlage von Uferrandstreifen, da die Phosphorbelastung der

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Tabelle 1.16: Mögliche Maßnahmen zur Verminderung der diffusen Stoffeinträge und zur Wieder-herstellung eines guten ökologischen Zustandes der Buckener Au (vgl. Bild 1.24)

Gebiet Priorität Grundwasserfernes EZG Niederung/Pufferzone Gewässer

Allgemeine Ziele für Gesamtgebiet : Sensible Flächen im Einzugsgebiet der Buckener Au

(1) Grundwasserschutz inner-halb Verweilzeit < 10 a (2) Erosionsmindernde Maß-nahmen auf Hangflächen (3) Rückbau von Dränagen

(1) Extensivierung der Land-nutzung (2) Anlage von Pufferzonen und Uferrandstreifen (3) Rückbau von Entwässe-rungselementen (4) Überschwemmungs-räume (5) Wiedervernässung mit Restitution der Feuchtgebiete

(1) Beseitigung der Eintiefung (2) Wiederherstellung eines naturnahen Ver-laufs mit eigendynami-scher Laufentwicklung (3) Naturnahe Uferve-getation (4) enge Verzahnung zwischen Gewässer und Niederung

Zuflussgewässer Poyenbek

I Optimierung der Düngung, Nutzungsumwandlung

(1) Anlage einer extensiv genutzten Pufferzone (2) Anlage von Uferrand-streifen

(1) Beseitigung der Verrohrungen (2) Naturnahe Rückbau

Quellmoor Buckener Au

I (1) Abwasserklärung in rekonstruiertem Feuchtgebiet (2) Wiedervernässung mit Extensivierung der Nutzung durch Rückbau von Gräben und Dränagen

Oberlauf Buckener Au I (1) Reduzierte Düngung innerhalb der 10-Jahres Verweilzeiten-Linie (2) Extensive Grünlandnutzung der Hänge mit Rückbau der Dränagen (3) Aufforstung der Hänge als Idealzustand

Unterlauf Buckener Au

(1) Reduzierte Düngung inner-halb 10-Jahreslinie (2) Extensive Grünland- nutzung der Hänge (3) Aufforstung der Hänge

(1) Beseitigung der Dräna-gen (2) Extensivierung (3) Uferschutzstreifen (4) Auenbewaldung

(1) Beseitigung der Sohlabstürze (2) Naturnaher Gestal-tung des Gewässers (Mäander) mit Anhe-bung der Gewässersoh-le

Führbek Unterlauf

I Reduzeirte Düngung innerhalb der 10-Jahres Verweilzeitenlinie

Anlage von Pufferzonen Uferrandstreifen

(1) Beseitgung der Verrohrungen (2) Naturnahe Gestal-tung des Gewässers

Fischteiche: (Fischbach/ Rader, Mühlenbach/ Führbek )

II (1) Verminderung Fischbesatz (2) Unterste Teiche nur zur Stoffretention

Mittellauf Buckener Au

II Beseitigung der Hangdränagen (1) Beseitigung der Gräben und Dränagen (2) Reaktivierung des Moorkörpers

Oberlauf Buckener Au III Nutzungseinschränkung Optimierung der Düngung Partielle Beseitigung der Gräben und Dräna-gen

Quellenschutz bei anthropoger Belastung

III Nutzungseinschränkung in den kleinräumigen Quelleinzugsge-bieten

Einrichtung und Wiederauf-forstung eines Quellen-schutzgebietes

Beseitigung der Quell-fassungen

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Bild 1.24: Sensitive Gebiete zur Verminderung der diffusen Belastung der Buckener Au mit Stick-

stoff unter besonderer Berücksichtigung der Talniederungen (vgl. Übersicht in Tabelle 1.16)

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Poyenbek mit 0,29 t P/a oder 0,1 mg Pges./l ebenfalls leicht erhöhte Werte zeigt. Konzentra-tions- und Abflussmessungen am Ablauf der Kläranlage Poyenberg haben gezeigt, dass die Kläranlage keinen signifikanten Einfluss auf die Nährstoffbelastung hat (BAUMANN 2000).

Ein weiteres Problemgewässer stellt der Fischbach dar, dessen Stickstoffretention lediglich 51 % beträgt. Bei einer Fläche von 1,2 km² entspricht das einem spezifischen Austrag von 42 kg N/(ha.a). Neben einem Anteil der Ackerfläche von 56 % verstärken auch die im Quellbereich befindlichen Teichanlagen mit dichtem Karpfenbesatz den Stoffaustrag. Eine Extensivierung der fischwirtschaftlichen Nutzung der Teichanlagen, wobei die jeweils unteren Teiche als Absetz- oder Retentionsbecken zu nutzen wären, wird empfohlen. Anhand von Wasserproben in Fischteichen und in den nachgeschalteten Gewässern konnte nachgewiesen werden, dass die stoffliche Wirkung der Fischteiche in breiten Grenzen schwanken kann. So zeigt die Bit-ternbek, trotz zahlreicher großer bewirtschafteter Fischteiche nur sehr geringe Stoffausträge.

Der Rader Mühlenbach und die Führbek zeigen erhöhte Phosphorausträge. Als Maßnahme wird eine Beseitigung von verrohrten Abschnitten und die Weiterführung der Gewässer-Renaturierung, wie bereits am Unterlauf des Rader Mühlenbaches begonnen, vorgeschlagen.

II-1.2.4.7 Talniederungen der diffusen Zwischeneinzugsgebiete der Buckener Au

Die Berechnung der Retentionskoeffizienten der diffus gespeisten Niederungsgebiete hat er-geben, dass vor allem der Niederungstyp 4 und in Abschwächung der Typ 1 eine geringe Re-tentionsleistung besitzen. Beide Typen besitzen sehr unterschiedliche geohydrologische Merkmale und unterscheiden sich bezüglich ihrer Hauptein- und Austragspfade (vgl. Bild 1.21 und Tabelle 1.15).

Der Typ 4 zeichnet sich durch eine sehr spezifische geohydraulische Situation aus. Nahezu der gesamte Wasser- und Stoffaustrag aus der Niederung findet über den Dränage- und fla-chen Grundwasserpfad statt. Das grundwasserferne Einzugsgebiet hat bei den Stickstoffein-trägen in die Niederung lediglich einen Anteil von 20 %. Die größten Stickstoffeinträge gehen auf einen nutzungsbedingten Stickstoffüberschuss in der durchwurzelten Bodenzone der Nie-derung zurück. Dem zur Folge muss ein Retentionsmanagement auf drei Teilbereiche abzie-len. Im grundwasserfernen Gebiet sollten analog zum Typ 1 in den Hangbereichen Nutzungs-umwandlungen erfolgen. Das Management muss auf eine Verringerung der Düngung und der Mineralisationsraten, eine Erhöhung des Denitrifikationspotentials und eine Verlängerung der Verweilzeiten des Wassers und der Stoffe in der Niederung selbst abzielen. Eine Anhebung des Wasserstandes in der Niederung macht eine Renaturierung des nördlichen Unterlaufs der naturfern ausgebauten, etwa 3 m tief eingeschnittenen Buckener Au erforderlich. Die Besei-tigung der Sohlabstürze bei gleichzeitiger Anhebung der Gewässersohle erfordert umfangrei-che, möglichst an die ursprünglich vorhandenen Mäander angepasste Maßnahmen, die auf eine enge, z.T. selbstregulierte Verzahnung zwischen Gewässer und Niederung hinauslaufen sollten. Die damit verbundene Anhebung des Grundwasserstandes in der Niederung, die mit einem Rückbau der Entwässerungselemente einhergehen sollte, hätte wiederum eine Vermin-derung der Mineralisierung und eine Erhöhung der Pufferwirkung durch Denitrifkation zur Folge. Eine Aufforstung der Niederung mit beispielsweise Erlen würde die Austräge noch weiter reduzieren (LOWRANCE 1992; HAYCOCK ET AL. 1997, SCHLEUSS ET AL. 2001). Insge-samt wäre durch diese Maßnahmen eine deutliche Reduzierung der Stickstoffausträge aus der Niederung in die Buckener Au zu erwarten.

Der Typ 1 wirkt wegen der geringen Niederungsbreite überwiegend als Transitzone für das Grundwasser des grundwasserfernen Einzugsgebietes. 83 % des Wassers und 93 % des Stick-

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stoffs werden bei diesem Typ über den flachen Grundwasserpfad ausgetragen. Dies bedeutet im Umkehrschluss, dass ein Stickstoffmanagement nicht auf die Niederung, sondern auf das grundwasserferne Einzugsgebiet abzielen muss. Als Maßnahme wäre eine Optimierung der Düngung bzw. eine Nutzungsänderung der Hänge von Acker zu Grünland empfehlenswert. Die extremste - gleichzeitig aber auch wirkungsvollste - Maßnahme wäre eine Aufgabe der landwirtschaftlichen Nutzung und eine Aufforstung der Hänge.

Niederungsgebiete von geringerer Priorität sind die in Bild 1.21 eingetragenen Niederungsty-pen 2 und 3a. Beide Typen erhalten ihre Stickstoffeinträge über das oberflächennahe Grund-wasser und den Interflow vom Hang. Etwa je eine Hälfte des Stickstoffaustrags sind auf Grä-ben bzw. Dränagen sowie den flachen Grundwasserpfad zurückzuführen (vgl. Tabelle 1.15). Durch Nutzungsextensivierungen im grundwasserfernen Einzugsgebiet innerhalb der 10-Jahres Verweilzeitenlinie (vgl. Bild 1.24) können mittel- bis langfristig die Belastung des Grundwassers gesenkt und damit die Einträge über den Grundwasserpfad vermindert werden. Der intensiv entwässerte Typ 3a zeigt mit einem Anteil von ca. 60 % am Gesamtaustrag den größten Austrag über Gräben und Dränagen. Durch die 2 m mächtige Torfauflage und den schlecht durchlässigen Untergrund bietet dieser Typ die potentiell größte Pufferwirkung, wenn im vernässten Zustand anoxischen Verhältnisse eine hydrochemische Barriere bilden. Durch Wiedervernässungsmaßnahmen mit periodischen Überflutungsereignissen könnten dabei sowohl die seitlichen Einträge aus dem unmittelbar umgebenden grundwasserfernen Einzugsgebiet (transversales Pufferzonenmanagement) als auch die mit dem Überflutungs-wasser aus dem Vorgebiet der Poyenbek und dem Mühlenbach mitgeführten Frachten (als longitudinale Pufferwirkung) reduziert werden (TREPEL UND KLUGE SUBM.). Eine derartige Maßnahme wäre eine ideale Ergänzung zum Management des Einzugsgebietes der Poyenbek. Allerdings dürfen die sozioökonomischen Folgewirkungen von derartigen Maßnahmen nicht unberücksichtigt bleiben.

Der Niederungstyp 3b besitzt ähnliche Strukturen wie der Typ 3a. Da die anhand von Mess-werten nachgewiesene Retentionsleistung ausreichend hoch ist, besteht hier zur Zeit nur ein-geschränkter Handlungsbedarf. Der Typ 5 besitzt aufgrund seines geringen Flächenanteils keine Bedeutung für das Austragsgeschehen in der Buckener Au. Denkbar wäre eine Beseiti-gung der Dränagen am Terrassenfuß, um die Pufferwirkung in diesem Bereich weiter zu er-höhen. Alle vorgeschlagenen Maßnahmen sind nochmals in Bild 1.24 und in Tabelle 1.16 zusammengestellt.

II-1.2.4.8 Quellen

Obwohl die 95 Quellen im Gebiet der Buckener Au aufgrund ihrer geringen Schüttung nur zu einem geringen Anteil an den Stoffausträgen beteiligt sind, wurde dem Quellenschutz im Tiefland bisher nur eine unzureichende Aufmerksamkeit geschenkt (SCHLANGE 2001). Die Quellen treten gehäuft in den glazitektonischen Störungszonen auf. Ein hydrochemisches Screening-Programm hat ergeben, dass 15 der 95 Quellen im Einzugsgebiet der Buckener Au durch landwirtschaftliche Nutzung stark anthropogen belastet sind. Häufig sind diese Quellen durch Dränrohre gefasst, die sich unterhalb von ackerbaulich genutzten Flächen befinden. Aus der Sicht des Biotop- und Gewässerschutzes wird die Einschränkung der Nutzung und die Beseitigung der Einfassungen empfohlen, um die Entstehung kleiner Quellmoore zu för-dern. Besonders stark ist das Quellmoor der Buckener Au durch die Einleitung von Abwäs-sern aus dezentralen Kläranlagen in die Entwässerungsgräben belastet. Als vordringliche Maßnahme wäre ein Rückbau der Gräben und die Einrichtung einer Pflanzenklärung der Ab-wässer zu empfehlen.

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II-1.2.4.9 Schlussfolgerungen und Ausblick

Die diffusen Stoffeinträge in Kleingewässer weisen eine hohe räumliche Variabilität auf, womit die Gebiete, in denen die Belastung besonders stark ist (hot spots), mit mesoskaligen, überwiegend GIS-basierten Modellansätzen selbst bei guter Datenlage praktisch nur unzurei-chend lokalisiert werden können. Leider bilden die überwiegend auf stark vereinfachten oder statistischen Methoden beruhenden Ansätze lediglich mittlere Verhältnisse ab und uniform umgesetzte Handlungsempfehlungen schränken wiederum deren Effizienz ein. Um dem ent-gegenzuwirken, sind zusätzliche Screenig-Messprogramme im Sinne einer reduzierten in-situ Zustandsanalyse für die Vorbereitung von Maßnahmen auch in Zukunft unumgänglich.

Die Untersuchungsergebnisse zeigen weiterhin, dass die tatsächliche und potentiell mögliche Retentionswirkung der Niederungen bisher häufig unterschätzt und der Nitratabbau im oxi-schen Grundwasser demzufolge überschätzt wurde. Literaturangaben geben einen Wertebe-reich von 5 bis 99 % für die Reduktion der Nährstofffrachten in einem bedarfsgerecht restau-rierten Feuchtgebiet an (z.B. KADLEC AND KNIGHT 1996; TREPEL ET AL. 2000, VYMAZAL, J. 2001). Da in der Literatur nicht konsequent zwischen einem lateralen Pufferzonen-Management, das überwiegend auf den Austausch über Gräben, Dränagen und das Grund-wasser abzielt, und einem logitudinalen Überflutungsmanagement, das vor allem auf die Re-tention von aus dem vorgelagerten Einzugsgebiet zugeführten Stoffen ausgerichtet ist, unter-schieden wird, sind die jeweils zitierten Werte nur schwer zu vergleichen (TREPEL UND PAL-MERI 2002, TREPEL UND KLUGE 2002). Der tatsächliche Effekt hängt jedoch von den Retenti-onspotentialen des betrachteten Teilgebiets und dem geohydrologischen Niederungstyp bzw. von den Verweilzeiten des Überflutungswassers ab, da die Wirkung der Maßnahmen ein Zu-sammenspiel von hydrogeologischen, hydrochemischen und biologischen Prozessen darstellt (TREPEL 2000, SCHLEUSS ET AL. 2001). Im Vergleich zum Stickstoff treten die Kenntnislü-cken besonders beim Phosphor auf. Ein Ansteigen der Phosphorausträge in Verbindung mit der Wiedervernässung von Feuchtgebieten ist nicht auszuschließen.

Die im Gebiet der Buckener Au erprobten Pfadmodelle erlauben eine einfache, aber trotzdem weitgehend strukturäquvalente Abbildung des Stoffaustausches in den Talniederungen, wobei der getestete Pfad-Ansatz im eigentlichen Sinn mehr den Bewertungsmodellen als den Pro-zessmodellen zuzuordnen ist. Es liegt im verfolgten Konzept begründet, dass der durch Mess-programme oder mit Prozessmodellen erreichte Erkenntnisfortschritt relativ einfach in den Pfad-Ansatz integriert werden kann, was bei komplexen Feuchtgebiets-Prozessmodellen nur schwer zu erreichen ist (Dall’O‘ et al 2001, HAYCOOK ET AL. 1997, TREPEL UND KLUGE 2002). Da aber gerade die Abgrenzung der austragsgefährdeten Flächen, die Auswahl mögli-cher Retentionsflächen und die Abschätzung der Effektivität von Maßnahmen eine wichtiges Entscheidungskriterium für die planerisch tätigen und ausführenden Organe darstellt (TREPEL ET AL. 2000), sollten der Weiterentwicklung und Erprobung einfacher Bewertungsmodelle, die zwischen den Prozessmodellen und den mesoskaligen, überwiegend statistischen Ansät-zen angesiedelt sind, in Zukunft verstärkte Aufmerksamkeit geschenkt werden. Beispielspro-jekte, die in den USA, Dänemark, Schweden und anderen Ländern mit großen Anstrengungen verwirklicht werden, wurden in Deutschland bisher nur in Ausnahmefällen, oft nur unter an-deren Zielstellungen verwirklicht (TREPEL 2001).

Die im Rahmen der Einzugsgebietsanalyse zur Buckener Au erzielten Ergebnisse belegen weiterhin, dass der entwickelte und erprobte Retentions-Pfad-Ansatz geeignet ist, die aus-tragsrelevanten Gebiete und die dabei wesentlichen Austragspfade im pleistozänen Tiefland zu identifizieren und konkrete Maßnahmen zur Verminderung der diffusen Einträge in die Gewässer anleiten zu können. Die für die Buckener Au ausgewiesenen geohydrologischen

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Niederungstypen wurden soweit vereinfacht und ergänzt, dass damit alle im Gebiet der obe-ren Stör und mit Einschränkung in Schleswig-Holstein anzutreffenden Niederungs-Austauschtypen beschrieben werden können (MARTINI 2001, TREPEL UND KLUGE 2001). Die Erprobung dieses erweiterten Typsatzes in anderen Einzugsgebieten auch außerhalb der Stör steht noch aus. Über Zuordnung von Teileinzugsgebieten zu Einzugsgebiets-/Niederungstypen wird erreicht, dass auf Standarddatensätze zurückgegriffen werden kann. Während die Ableitung der mittlerer Wasserbilanzgrößen und Abflussdaten noch relativ ein-fach möglich sein wird, bereitet die Ermittlung valider Daten zu den Nährstoffkonzentratio-nen in den Entwässerungsgräben, Dränagen und Nebengewässern im allgemeinen große Prob-leme. Die zu den Gebieten allgemein vorliegenden zeitlichen Stichproben und räumlichen GIS-Daten reichen allgemein nicht aus, um im Sinne eines "Bedarfsmanagement" sowohl die tatsächlich austragsgefährdeten als auch die retentionssensitiven Flächen auszuweisen. Eine kritische Bestandsaufnahme der für die Niedere Geest und die Marschen vorhandenen Daten hat weiterhin gezeigt, dass solide Ergebnisse zur Wirksamkeit von ökohydrologischen Mana-gementmaßnahmen weiterführende Untersuchungen erfordern, deren Ergebnisse sowohl Stickstoff und Phosphor als auch biozönotische Aspekte berücksichtigen. Für die Entwick-lung von Konzepten zum integrierenden Gewässerschutz werden weiterhin zuverlässige Da-ten zur internen Stofftransformation in kleinen Fliessgewässern benötigt. Auch hier offenbart sich Forschungsbedarf.

Die weitere Vorbereitung von Maßnahmen sollte im Sinne einer offenen Planung unter enger Beteiligung der Wasser- und Bodenverbände, der Landeigentümer und der Öffentlichkeit er-folgen. Weiterhin ist zu beachten, dass die für die Buckener Au vorgeschlagene Rangord-nung, die wiederum überwiegend auf der Auswertungen der Stoffströme und da insbesondere dem Stickstoff beruht, lediglich einen Aspekt bei der nachhaltigen Verbesserung des ökologi-schen Zustandes der Buckener Au darstellt. Eine Reihe von Beispielen, die vom Landesamt für Natur und Umwelt veröffentlicht wurden (LANU 1995, 1997, 1998, 2001), zeigen an-schaulich, dass sich viele Gewässer trotz geringer Nährstoffbelastung noch immer in der Fließgewässer-Güteklasse II (mäßig belastet) und einem morphologisch und faunistisch-ökologisch verbesserungswürdigem Zustand befinden.

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II-1.2.5 Austragscharakteristik und Einfluss von Landnutzungsänderungen in einem hü-geligen Altmoräneneinzugsgebiet (Stepenitz)

Werner Lahmer Potsdam Institut für Klimafolgenforschung

II-1.2.5.1 Untersuchungsgebiet

Die Anwendbarkeit und praktische Nutzbarkeit der Untersuchungen von Einflüsse von Land-nutzungsänderungen auf den Wasserhaushalt mit einem Landschaftswasserhaushaltsmodell wurde am Beispiel der beiden in Bild 1.25 dargestellten mesoskaligen Einzugsgebiete der Stepenitz (575 km²; Nord-Brandenburg) und der Oberen Stör (1.158 km²; Schleswig-Holstein) nachgewiesen. Während das Stepenitzgebiet durch eine Reihe komplexer hydrolo-gisch-wasserwirtschaftlicher und landschaftsökologischer Probleme gekennzeichnet ist, die vorwiegend aus der hohen landwirtschaftlichen Nutzung und der generellen Wasserknappheit (kontinental geprägtes Klima) resultieren, zeichnet sich das Einzugsgebiet der Oberen Stör durch eine andere Landschaftsstruktur (Vegetation, Landnutzung) sowie erheblich höhere mittlere Niederschlagsmengen aus. Die hinsichtlich gewässerbelastender Stickstoffausträge als „sehr sensibel“ einzustufenden grundwassernahen Standorte umfassen 28,5 % (Stepenitz) bzw. 33 % (Obere Stör) der Gesamtfläche. Auf der Basis flächendeckender, zeitlich und räumlich hoch aufgelöster Wasserhaushaltsberechnungen wurden für beide Einzugsgebiete Möglichkeiten des Wasser- (und damit auch Stoffrückhaltes) durch eine auf den Wasserrück-halt ausgerichtete Wasserbewirtschaftung analysiert.

Bild 1.25: Überblick über den deutschen Teil des Elbeeinzugsgebietes und die im Rahmen des

WaStor-Projektes detailliert untersuchten Einzugsgebiete der Stepenitz und der Oberen Stör (dargestellt in Form der aktuellen Landnutzung).

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II-1.2.5.2 Entwicklung von Landnutzungsänderungsszenarien

Die Entwicklung von Landnutzungsszenarien erfolgte mit dem Ziel einer Erhöhung des Was-serrückhaltes im Einzugsgebiet unter Anpassung an agrarpolitische Rahmenbedingungen (z. B. AGENDA 2000), infolge derer in den nächsten Jahren insbesondere in den Neuen Bundes-ländern umfangreiche landwirtschaftliche Flächen in ihrer Nutzung umgewidmet bzw. stillge-legt werden müssen. Bei der Entwicklung und Umsetzung der Szenarien wurde nach folgen-dem Stufenplan vorgegangen (LAHMER UND BECKER 1998C und 1999, LAHMER ET AL. 1999A und 2001A/C):

1. Hydrologische Modellierung und Analyse des gegenwärtigen Zustands (“Ist-Zustandes”) als Basis für die Beurteilung verschiedener Nutzungsalternativen

2. Analyse von Auswirkungen extremer Änderungen der Landnutzung

3. Ausweisung von Teilräumen, die aufgrund naturräumlicher und sozioökonomischer Be-dingungen für Landnutzungsänderungen primär in Frage kommen

4. Entwicklung und Analyse realitätsnaher Szenarien.

Auf der Basis dieses Stufenplans wurde ein Szenarienkatalog abgeleitet, der einerseits einen beträchtlichen Rahmen möglicher Alternativen einschließt und sich andererseits auf die als wesentlich erachteten Maßnahmen konzentriert. Die darin abgebildeten Szenarien orientieren sich an folgenden Zielvorgaben:

• Aufgabe schlechter landwirtschaftlicher Standorte und Beibehaltung intensiv bewirtschaf-teter guter Standorte

• Je nach Standortbedingungen Umwandlung dieser Standorte in Brachland („Dauerbra-che“), Grünland oder Wald

• Berücksichtigung regionaler sozio-ökonomischer Aspekte bei der Auswahl zu konvertie-render Flächen in enger Kooperation mit der Landesanstalt für Landwirtschaft (LfL) Brandenburg.

Die Szenarien basieren somit auf dem Ziel, den naturräumlichen Bedingungen nicht ange-passte oder unprofitable sowie ökologisch bedenkliche Standorte aus der ackerbaulichen Nut-zung herauszunehmen. Daneben folgen sie weitgehend den Anforderungen für eine auch öko-nomisch „sinnvolle“ Änderung von landwirtschaftlichen Flächen im Land Brandenburg. E-benfalls untersuchte Extremszenarien stellen einen wichtigen Schritt bei Untersuchungen der Auswirkungen einer geänderten Landnutzung auf den Wasserhaushalt dar, da sie die Band-breite möglicher Auswirkungen abdecken und/oder die Sensitivität des verwendeten Modell-ansatzes demonstrieren.

Die Allokation von Landnutzungsänderungen (d. h. die räumliche Ausweisung von Konversi-onsflächen) spielt bei der Szenarienentwicklung eine entscheidende Rolle. Um die komplexen Eignungsvoraussetzungen von Standorten zu berücksichtigen, erfolgte die Flächenauswahl für die Szenarien deshalb unter Verwendung eines oder mehrerer naturräumlicher Indikatoren wie Grundwasserflurabstand, Topographie oder Bodenqualität, d. h. Zuständen, die sich mit-tel- oder langfristig nicht ändern. Als Beispiele für die Allokation sind in Bild 1.26 zwei Sze-narien dargestellt: Zum einen die Umwandlung von etwa der Hälfte des im Stepenitzgebiet verfügbaren Ackerlandes in vier alternative Nutzungsformen (Trockenrasen, Wiese, Wald, Brachland) unter jeweils vorgegebenen Allokationskriterien (siehe Tabelle 1.17), zum ande-

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ren die selektive Aufforstung von Ackerflächen im Ober-, Mittel- und Unterlauf der Stepe-nitz.

Bild 1.26: Ausweisung von Ackerflächen im Stepenitzgebiet, die unter Verwendung der Indikatoren

Grundwasserflurabstand, Gefälle und Ackerzahl in vier alternative Nutzungsformen über-führt wurden (links) sowie im Ober-, Mittel- und Unterlauf der Stepenitz ausgewählte Standorte, in denen Ackerland in Wald umgewandelt wurde (rechts).

II-1.2.5.3 Auswirkungen von Landnutzungsänderungen auf den Wasserhaushalt

Die in der Stepenitz und der Oberen Stör untersuchten Szenarien reichen von „Extrem-szenarien“ (wie der Umwandlung aller Ackerflächen in Brachland, Wald oder Grünland oder einer angenommenen Vernässung aller Grünlandflächen mit Grundwasserflurabständen ≤ 2m) über „unrealistische“ Szenarien (bei denen der Flächenanteil der konvertierten Flächen für eine Realisierung zu hoch ist) bis hin zu „realitätsnahen“ Szenarien (die sich aufgrund der Allokationskriterien und Flächenanteile für eine Umsetzung eignen) (vgl. Tabelle 1.17). Bis auf wenige Ausnahmen (z. B. Vernässung von Grünland und „Verstädterung“ durch Erhö-hung des Versiegelungsgrades urbaner Flächen von 20 % auf 80 %) wurde in allen Szenarien die Konversion landwirtschaftlich genutzter Flächen in andere Nutzungsformen untersucht, da diese Standorte mit etwa 66 % (Stepenitz) bzw. 50 % (Obere Stör) der gesamten Einzugs-gebietsfläche dominieren und ihnen das höchste Potential für die Gewässerbelastung zuge-wiesen werden kann. Die Konversion anderer Nutzungsklassen (wie z. B. die Aufforstung von Grünland) kam unter dem Aspekt der untersuchten Thematik nicht in Frage.

Zur Modellierung des Ist-Zustandes (Referenzszenario) und der Szenarienzustände wurden in den beiden Untersuchungsgebieten mit Hilfe von ArcEGMO für die Periode 1981 bis 1993 u. a. die Wasserhaushaltsgrößen Verdunstung, Sickerwasserbildung und Gebietsabfluss flächen-deckend berechnet. Da eine möglichst realitätsnahe Erfassung der hydrologischen Verhältnis-se unabdingbare Voraussetzung für Untersuchungen des Einflusses von Landnutzungsände-rungen auf den Wasserhaushalt ist, wurden zur Abschätzung potentieller Fehlerquellen zuvor umfangreiche Sensitivitätsanalysen durchgeführt (siehe u. a. LAHMER ET AL. 1999B/D, LAHMER AND PFÜTZNER 2000, LAHMER ET AL. 2000C). Die Wirksamkeit der Szenarien für den Wasserrückhalt wurde i. d. R. summarisch für die gesamte Einzugsgebietsfläche durch

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den Vergleich der o. g. Wasserhaushaltsgrößen ermittelt.

Tabelle 1.17 zeigt beispielhaft die Ergebnisse für einige der im Stepenitzgebiet untersuchten Änderungsszenarien. Neben einer qualitativen Einordnung (Komplexität unter Berücksichti-gung der Annahmen zur Flächenauswahl und der Anzahl verwendeter Auswahlkriterien) sind jeweils die zur räumlichen Flächenausgrenzung (Allokation) herangezogenen Auswahlkrite-rien (ist kein Kriterium angegeben, so wurde die gesamte Ackerfläche in die alternative Nut-zungsform überführt), die von der Maßnahme betroffene Fläche und die Änderungen der o. g. Wasserhaushaltsgrößen gegenüber dem Ist-Zustand angegeben.

Tabelle 1.17: Überblick über einige der im Einzugsgebiet der Stepenitz untersuchten Land-

nutzungsänderungsszenarien sowie ihre Auswirkungen auf wichtige Wasserhaushalts-größen des Gesamtgebietes (angegeben sind die für die Periode 1981-1993 berechne-ten Differenzen der mittleren Jahreswerte gegenüber der aktuellen Landnutzung). So-fern nicht anders angegeben, ist unter „Maßnahme“ stets die Umwandlung von Acker-flächen in die angegebene alternative Nutzung zu verstehen.

Legende: K=Komplexität: g=gering, m=mittel, h=hoch GW=Grundwasserflurabstand, G=Gefälle, AZ=Ackerzahl FA=Flächenanteil an der gesamten Ackerfläche, FAG=Flächenanteil am Gesamtgebiet ER=Verdunstung, SWB=Sickerwasserbildung, QC=Gebietsabfluss

Landnutzungs-änderung Auswahlkriterien FA [%]

FAG [%]

Änderung WH-Größen [%]

Nr K Maßnahme GW G AZ Auswahlflächen ER SWB QC

1 m Brachland x AZ ≤ 29 29,80 19,70 -2,24 14,95 7,13 2 m Brachland x AZ ≤ 35 54,80 36,20 -3,35 23,35 10,74 3 g Brachland alle 100,00 66,00 -5,87 40,85 19,10 4 g Wald alle 100,00 66,00 9,72 -35,56 -24,38 5 m Trockenrasen x Gefälle ≥ 4% 4,43 2,93 0,01 0,02 0,01 6 m Wiese x GWFA ≤ 0.75m 26,50 17,50 -0,02 -0,06 0,07 7 m Wald x x AZ≤29, GWFA ≥ 4.5m 10,46 6,91 1,48 -4,48 -3,57 8 m Brachland x x AZ≤29,0.75m<GWFA< 4.5m 9,56 6,31 0,02 -0,07 -0,05 9 h 4 Nutzungen x x x Summe der 4 vorherigen 50,95 33,65 1,49 -4,59 -3,54 10 g Grünland alle 100,00 66,00 0,45 -1,42 -1,24 11 m Grünland x Ackerland mit GWFA ≤ 2m 33,45 22,09 0,01 0,07 0,07 12 m Grünland x Ackerland mit GWFA ≤ 1m 26,50 17,50 0,01 0,06 0,07 13 m Wald Oberlauf 14,61 9,65 1,40 -4,60 -3,74 14 m Wald Mittellauf 9,57 6,32 1,19 -3,72 -3,11 15 m Wald Unterlauf 12,63 8,34 1,04 -3,19 -2,74 16 m Vernässung GL x Grünland mit GWFA ≤ 1 m - 0,49 0,06 -0,36 -0,16 17 m Vernässung GL x Grünland mit GWFA ≤ 1.5 m - 1,06 0,13 -0,82 -0,39 18 m Vernässung GL x Grünland mit GWFA ≤ 2 m - 1,67 0,25 -1,41 -0,71 19 g Verstädterung Erhöhung Versiegelungsgrad - 0,02 -1,05 -2,64 2,32

Grundsätzlich ist festzustellen, dass aus moderaten Änderungen der aktuellen Landnutzung nur relativ geringe Änderungen der Wasserhaushaltsgrößen resultieren. So betragen die für das Gesamtgebiet berechneten Änderungen der mittleren Jahreswerte von Verdunstung ER, Sickerwasserbildung SWB und Gesamtabflusshöhe QC gegenüber dem Ist-Zustand (der aktu-ellen Landnutzung) für das in Bild 1.26 links dargestellte Szenario 9 einer gleichzeitigen Umwandlung von Ackerland in vier alternative Nutzungsformen lediglich +1,5 %, -4,6 % und -3,5 %. Für den mittleren jährlichen Gebietsabfluss in der Stepenitz bedeutet dies eine Reduk-

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tion um lediglich 0,13 m³/s auf 3,39 m³/s.

Für die in Bild 1.26 rechts dargestellten Szenarien 13, 14 und 15, bei denen im Ober-, Mittel- und Unterlauf der Stepenitz ausgewählte Ackerstandorte aufgeforstet werden, wird im Ober-lauf erwartungsgemäß die größte Wirkung auf den Abfluss des Gesamtgebietes berechnet. Auch hier bleibt der Rückgang des Gebietsabflusses mit weniger als 4 % aber vergleichsweise gering, wobei ein wesentlicher Anteil an der Abflussverringerung durch die reduzierte Sicker-wasserbildung nach der Aufforstung verursacht wird.

Ähnlich geringe Auswirkungen liefern Szenarien wie die Umwandlung von Ackerland mit unterschiedlichen Grundwasserflurabständen in Grünland oder eine Veränderung der Stand-orteigenschaften ausgesuchter Nutzungsklassen. Da Niederungen und Feuchtgebiete als natür-liche Senken oder potentielle Rückhaltegebiete für wassergelöste Stoffe wirken, wurden auch Szenarien wie die gezielte Wiedervernässung ausgewählter, bereits durch geringe Flurabstän-de charakterisierter Grünlandstandorte (d. h. potentieller Rückhaltegebiete) untersucht. Dabei ergibt sich wegen der geringen oder sogar negativen Wasserbilanz ebenfalls eine Erhöhung der Verdunstung ER, während Sickerwasserbildung SWB und Abfluss QC sinken. Der maxi-mal erreichbare Wasserrückhalt entspricht dabei der erhöhten Verdunstung insbesondere in den Sommermonaten. Je nach Umfang der Maßnahme lässt sich ER auf diesen Flächen um bis zu 10 % erhöhen, was zu einem Rückgang von SWB und QC um bis zu 40 % bzw. 24 % führt. Da solche Maßnahmen einer erhöhten Stauhaltung aber auf maximal 13 % aller Grün-landflächen im Stepenitzgebiet beschränkt bleiben, ist ihre Bedeutung für das Gesamtein-zugsgebiet eher gering. Auch die Wiedervernässung von Grünlandflächen erscheint deshalb lediglich für lokale Maßnahmen des Wasser- und Stoffrückhaltes geeignet.

Nennenswerte Auswirkungen auf den Wasserhaushalt des gesamten Einzugsgebietes sind deshalb nur durch extreme Änderungen der aktuellen Landnutzung wie umfangreiche Auf-forstungen oder die Umwandlung beträchtlicher Ackerlandanteile in Brach- oder Grünland zu erzielen. Am Beispiel einer solchen Maßnahme, nämlich der Umwandlung der gesamten A-ckerfläche in Wald, soll dargestellt werden, in welchem Ausmaß sich die innerjährliche Ver-teilung von Wasserhaushaltsgrößen im Stepenitzgebiet verändert. Bild 1.27 zeigt die für die Periode 1981-1993 berechneten mittleren Monatssummen von Verdunstung ER, Sickerwas-serbildung SWB und Gesamtabflusshöhe QC für den Ist-Zustand (aktuelle Landnutzung) und das angenommene Extremszenario. Danach erhöht sich ER im Fall der Aufforstung erwar-tungsgemäß in den Sommermonaten, wobei die Zunahme im Mai mit ca. 20 % besonders hoch ausfällt. Dem gegenüber ist SWB durch einen beträchtlichen Rückgang in den Winter-monaten gekennzeichnet, was durch die höhere Interzeption und Verdunstung hervorgerufen wird. Aufgrund der relativ langsamen innerjährlichen Austauschprozesse über den Grundwas-serleiter treten die durch die Aufforstung hervorgerufenen Änderungen von QC über das gan-ze Jahr verteilt auf, wobei die Abnahmen in den Wintermonaten (November bis April) höher ausfallen als in den Sommermonaten (Mai bis Oktober). Da eine den Wasserrückhalt fördern-de Wasserbewirtschaftung auf die Erhöhung der Verdunstung und eine Verringerung des Ab-flusses, und damit auf die Förderung der Nährstoffumsetzung und -fixierung in Böden und Vegetation ausgerichtet ist, würde ein solches Szenario dem Ziel einer Erhöhung des Wasser- und Stoffrückhaltes gerecht werden. Die Drosselung der Winterabflüsse um immerhin 27 mm oder 21 % wäre wegen der im Vergleich zum Sommer erhöhten Nährstoffkonzentration dafür bedeutsam. Die für das Stepenitzgebiet getroffenen Aussagen hinsichtlich der Effektivität von Landnutzungsänderungen zur Beeinflussung von Wasserhaushalt und Abflussdynamik treffen noch deutlicher für das Einzugsgebiet der Oberen

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Bild 1.27: Im Einzugsgebiet der Stepenitz berechnete mittlere Monatssummen (Periode 1981-1993) der Wasserhaushaltsgrößen Verdunstung (oben), Sickerwasser-bildung (Mitte) und Gesamtabflusshöhe (unten) für den Referenzzustand (ak-tuelle Landnutzung) und nach Aufforstung der gesamten Ackerfläche. Die Differenzen gegenüber dem Referenzzustand sind jeweils oben angegeben.

Tabelle 1.18: Für die Einzugsgebiete Obere Stör und Stepenitz berechnete Änderungen der für den Zeitraum 1982-1993 berechneten Jahressummen wichtiger Wasserhaushaltsgrößen gegenüber dem Ist-Zustand (in %) unter der Annahme einer Aufforstung aller im Ein-zugsgebiet vorkommenden Ackerflächen.

Legende: ER = Verdunstung, SWB = Sickerwasserbildung, QC = Gebietsabfluss

Obere Stör Stepenitz

Jahr ER SWB QC ER SWB QC

1982 6,5 -11,9 -0,8 13,2 -11,9 -12,7 1983 7,7 -7,6 -5,4 14,5 -33,1 -18,3 1984 3,2 -4,1 -6,0 4,6 -28,9 -24,2 1985 3,2 -5,1 -5,4 8,2 -14,0 -18,3 1986 6,2 -6,7 -5,4 12,5 -31,7 -18,2 1987 0,2 -0,1 -3,6 2,4 -8,7 -20,8 1988 4,0 -4,2 -2,6 14,6 -5,6 -11,9 1989 6,3 -11,5 -6,6 8,8 -133,9 -22,8 1990 4,0 -4,4 -5,6 13,2 -61,0 -40,4 1991 5,5 -8,2 -5,9 12,9 -56,1 -43,6 1992 6,8 -10,0 -6,5 13,5 -52,5 -39,0 1993 5,9 -5,8 -7,9 4,8 -11,4 -30,6 MW 82-93 5,0 -6,6 -5,1 10,3 -37,4 -25,1 MW 82-87 4,5 -5,9 -4,4 9,2 -21,4 -18,7 MW 88-93 5,4 -7,3 -5,9 11,3 -53,4 -31,4

Stör zu, in dem vergleichbare Szenarioanalysen durchgeführt wurden. Dass die Auswirkun-gen dort noch erheblich geringer ausfallen, wird in Tabelle 1.18 deutlich, wo die in beiden Einzugsgebieten berechneten Änderungen der Wasserhaushaltsgrößen ER, SWB und QC für den bereits diskutierten Fall einer Aufforstung aller Ackerflächen im Einzugsgebiet gegen-übergestellt sind. So sinkt der Gebietsabfluss in der Oberen Stör für dieses Extremszenario im Mittel lediglich um etwa 5 %, während die Abnahme in der Stepenitz etwa 25 % be-trägt.Hauptursache dafür sind die unterschiedlichen klimatischen Bedingungen in beiden Ein-zugsgebieten. So ist in der Oberen Stör im Zeitraum 1982-1993 im Mittel etwa 240 mm (oder 36 %) mehr Niederschlag gefallen als in der Stepenitz. Zusammen mit den niedrigeren Tages-temperaturen führt dies zu einer klimatischen Wasserbilanz, die im Jahresmittel etwa 245 mm (oder 300 %) höher ist als im Stepenitzgebiet. Für das durch Wasserdefizit geprägte Stepe-nitzgebiet bedeutet dies andererseits, dass hier dem Aspekt möglicher Klimaänderungen mit-telfristig höherer Bedeutung zukommt, da die dadurch hervorgerufenen Störungen der Was-serbilanz erheblich größer sein können als diejenigen, die aus Änderungen der Landnutzung resultieren (LAHMER ET AL. 2001A/C).

II-1.2.5.4 Auswirkungen einer geänderten Landnutzung auf Hochwasserereignisse

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Bei allen Untersuchungen zu den Auswirkungen von Landnutzungsänderungen auf den Was-serhaushalt hat sich das Stepenitzgebiet als kein für das Elbetiefland typisches Einzugsgebiet erwiesen. Dies gilt gleichermaßen für extreme Hochwasserabflüsse, die nur dort bekannt sind. Die Hochwassergefährdung in der Stepenitz resultiert sowohl aus hydro-meteorologischen Fakto-ren wie Starkniederschlägen im Sommerhalbjahr oder Schneeschmelze auf gefrorenem oder was-sergefülltem Boden im Winterhalbjahr als auch aus einer generellen anthropogenen Überprägung (Flussbegradigungen, Trockenlegung natürlicher Feuchtgebiete, intensive Landwirtschaft auf großen Schlägen). Neben den Auswirkungen einer geänderten Landnutzung auf die langfristi-ge regionale Wasserbilanz wurden hier deshalb auch die Auswirkungen auf kurzfristige Hochwasserereignisse untersucht. Die Frage, wie und in welchem Ausmaß die Landnutzung solche Ereignisse beeinflusst und welche Maßnahmen sich für eine Minderung ihrer Auswir-kungen eignen, wurde in Zusammenhang mit einem extremen Niederschlagsereignis unter-sucht, das im Juni 1993 im Einzugsgebiet der Stepenitz auftrat und mit einem Tageswert von 256 mm etwa 39 % des für das Gesamtgebiet im Zeitraum 1981-1994 gemessenen mittleren Jahresniederschlags von 680 mm lieferte (LAHMER ET AL. 2000B).

Einige Ergebnisse der durchgeführten Szenarienanalysen zeigt Bild 1.28. Dargestellt sind die Auswirkungen verschiedener Konversionsmaßnahmen auf den infolge des extremen Nieder-schlagsereignisses am Pegel Wolfshagen auftretenden Abfluss, und zwar für die Umwandlung aller Ackerflächen (66 % der Einzugsgebietsfläche) in Laubwald oder Brachland sowie eine Erhöhung des Versiegelungsgrades gering versiegelter Flächen (Siedlungs- und Industrieflä-chen, ca. 2,2 % der Gesamtfläche) von im Mittel 20 % auf 80 %. Danach verringert die Auf-forstung Abflussmaximum und -volumen um ca. 42 % bzw. 39 %. Dem gegenüber bleiben die Auswirkungen des Bracheszenarios mit einer Reduktion von jeweils ca. 14 % erheblich geringer. Die Erhöhung des Versiegelungsgrades verschärft erwartungsgemäß die Auswir-kungen des Hochwasserereignisses.

Auch wenn sich nach diesen Untersuchungen die Wirkung extremer Hochwasserereignisse durch eine geänderte Landnutzung erheblich mindern läßt, kommen entspr. Maßnahmen we-gen der räumlichen Unvorhersagbarkeit konvektiver Niederschlagsereignisse wohl kaum in Frage.

II-1.2.5.5 Schlussfolgerungen

Die Ergebnisse der in zwei mesoskaligen Einzugsgebieten des pleistozänen Elbetieflandes durchgeführten räumlich und zeitlich hoch aufgelösten Modellierungen des Wasserhaushaltes zeigen, in welcher Weise regional differenzierte, den Standorteigenschaften angepasste Ände-rungen der Landnutzung die regionale Wasserbilanz beeinflussen und in welcher Größenord-nung sich die Auswirkungen realistischer Maßnahmen bewegen. Grundsätzlich führen mode-rate Änderungen der aktuellen Landnutzung zu nur geringen Auswirkungen auf Verdunstung, Sickerwasserbildung oder Gebietsabfluss. So ist für ökonomisch umsetzbar erscheinende Maßnahmen mit Änderungen der mittleren Jahreswerte zu rechnen, die für das Gesamtgebiet kaum mehr als 5 % betragen.

Eine erhebliche Erhöhung des Wasserrückhaltes durch Landnutzungsänderungen ist deshalb im Prinzip schwierig und in nennenswertem Ausmaß nur über drastische Maßnahmen unter Einschluss eines beträchtlichen Anteils bislang landwirtschaftlich genutzter Flächen zu reali-sieren. Aufforstungen verursachen dabei erhebliche Kosten ohne entspr. wirtschaftliche Nut-zungsmöglichkeiten. Gezielte, kleinflächigere Maßnahmen wie eine erhöhte Stauhaltung, eine effektivere Speicherbewirtschaftung unter Nutzung bereits vorhandener hydrotechnischer Regulierungssysteme oder geeigneter morphologischer Strukturen, der Rückbau meliorativer

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Anlagen oder die Wiedervernässung von Grünlandflächen erscheinen dagegen effizienter, auch wenn die Auswirkungen auf den Wasser- und damit auch den Stoffrückhalt für das Ge-samtgebiet gering bleiben.

Bild 1.28: Auswirkungen einer geänderten Landnutzung auf die infolge des extremen

Niederschlagsereignisses vom 12.06.1993 am Gebietsauslaß (Pegel Wolfs-hagen) der Stepenitz berechnete Abflussganglinie. Rechts sind die gegen-über dem Ist-Zustand (aktuelle Landnutzung) ermittelten Differenzen für das Abflussmaximum und die Abflusssumme dargestellt.

Vergleicht man die in den beiden Beispielsgebieten erzielten Ergebnisse, so fallen die Steue-rungsmöglichkeiten von Landnutzungsänderungen zum Wasser- und Stoffrückhalt im klima-tisch maritim bestimmten Einzugsgebiet der Oberen Stör (die Verdunstung übersteigt das Niederschlagsangebot selbst in den Sommermonaten selten) noch erheblich geringer aus. Die dort durchgeführten Analysen deuten auf die besondere Bedeutung klimatischer Einflüsse hin, welche die Wirksamkeit von Konversionsmaßnahmen in einem Gebiet stark mitbestimmen. Für ein durch Wasserdefizit geprägtes Gebiet wie das Stepenitzgebiet bedeutet dies anderer-seits, dass hier dem Aspekt möglicher Klimaänderungen höherer Bedeutung zukommt, da die dadurch hervorgerufenen Störungen der Wasserbilanz erheblich größer sein können als dieje-nigen, die aus realistischen Änderungen der Landnutzung resultieren (LAHMER 2000B, MÜL-LER-WOHLFEIL ET AL. 2000A, LAHMER 2001, LAHMER ET AL. 2001A/C, LAHMER 2002).

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II-1.2.6 Austragscharakteristik gepolderter Flussauen

Joachim Quast und Christoph Merz Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung

II-1.2.6.1 Einleitung

Intakte Auen wirken im regionalen Landschaftswasserhaushalt als Senken- bzw. Akkumulati-onsgebiete. Die Grundwasserleiter der Aue werden grundsätzlich durch das aus den höher gelegenen seitlichen Einzugsgebieten zuströmende Grundwasser gespeist. Bei Hochwasserab-flüssen aus dem oberhalb gelegenen Flusseinzugsgebiet und Überflutung der Aue wird der Grundwasserabstrom im Auenbereich gedrosselt und es kommt zu einem verstärkten Grund-wasseraustritt in den Randbereichen (Bild 1.29a). Bei gepolderten Auen ändert sich die Strö-mungssituation bei HW grundsätzlich (Bild 1.29b). Es kommt zu einer Umkehr der Grund-wasserströmungsrichtung und zu Qualmwasseraustritten im Polder. Bei tiefliegenden Poldern (z.B. Oderbruch) oder ständiger tiefer Binnenentwässerung (z.B. Lenzen/Löcknitz) kann sich ein dauerhafter Drängewasserzustrom aus Flusswasserinfiltrat in den Polder ausbilden.

Bild 1.29: Hydraulische Situation von a) Auen bei Mittel- bzw. Hochwasser b) gepolderten Auen mit Entwässerungsgräben bei einer Hochwassersituation.

Bei niedrigen Flusswasserständen und/oder tiefer Entwässerung binnendeichs kann es zu ungespannter Grundwasserströmung und zur Belüftung des Grundwasserleiters kommen. Durch diese Dynamik werden wechselnde oxische und anoxische Milieubedingungen geschaffen, unter denen Stoffkomponenten des Grundwasserleiters mit den über die Grundwasserströmung eingetragenen Stoffen reagieren.

Es ist zu klären, in welchem Maße hydraulische Randbedingungen die Prozesse im Grund-

Auenlehm

GW-Stauer

GW-Stauer

a)

b)

72


wasser und damit auch den Feuchtgebietscharakter der Aue beeinflussen und welche Konse-quenzen sich daraus für ein nachhaltiges auenökologisches Management ableiten lassen. Da-bei sind die folgenden Prozesse von besonderer Bedeutung:

• Exfiltrationsmechanismen des aus dem seitlichen Einzugsgebiet zuströmenden Grundwassers für NW-, MW- und HW-Perioden in ungepolderten Auen

• Infiltrationsmechanismen und Infiltrationsdynamik bei Flusshochwasser und Exfiltra-tion in der gepolderten Aue und insbesondere in ihrem Grabensystem

• Exfiltrations-/Infiltrationsprozesse an Binnengräben in Poldern bei wechselnden Re-dox-Bedingungen im Kontaktbereich Grundwasser/ Oberflächenwasser

• Stoffausträge und –umsetzungen bei flächenhaft tief entwässerten und partiell belüfte-ten Grundwasserleiterbereichen im Liegenden von Auendeckschichten

• Infiltration, Perkolation, Leaching und ggf. kapillarer Aufstieg in Auendeckschichten.

Aufbauend auf Ergebnissen aus bereits 1970/76 durchgeführten Feldmessungen und Model-lierungen zur Drängewasserproblematik an Flusspoldern der Elbe (Gotmann-Bandekow/Sude-Mündungsgebiet, Polder Eutzsch/Lutherstadt Wittenberg, Großer Teich/Torgau) und an der Oder (Oderbruch, Ziltendorfer Niederung, Neuzeller Niederung) sind im Oderbruch geohydrologische und bodenhydrologische Analysen dauerhaft fortgeführt worden. Wegen seines Modellcharakters ist dieser Polder 1995 als ein Testgebiet im Rahmen des DFG-Schwerpunktprogramms „Geochemische Prozesse mit Langzeitfolgen im anthropo-gen beeinflussten Sickerwasser und Grundwasser“ ausgewählt worden. Die Feld- und Labor-forschung zielt auf modellhaften Erkenntnisgewinn zu allen vorstehend genannten Problem-bereichen und damit auch auf verallgemeinerungsfähige Aussagen zu andern Flussauen.

II-1.2.6.2 Erkenntnisse zur Geohydrologie/Geohydraulik

Die seitlichen Grundwasserzuflüsse vom westlichen Hang des Oderbruchs werden in einem Bereich bis etwas östlich der Alten Oder „entlastet“, d. h. der Grundwasserzustrom exfiltriert in die Alte Oder und die Gräben und wird bei allgemein gespannter Grundwasserströmung unter der Auendeckschicht zum geringen Teil auch über Kapillaraufstieg und Verdunstung abgeführt. Der gesamte übrige Bereich des Oderbruchs (ca. 90 %) wird ganzjährig durch den Drängewasserzustrom der Oder dominiert (siehe Bild 1.30). Im Bereich der westlichen Alten Oder bildet sich eine stabile Randstromlinie aus, die die Hangzuflüsse gegen die Drängewas-serzuflüsse von der Oder abgrenzt. Entlang der Deichlinie erfolgt der Drängewasserzustrom orthogonal zum Deich. Die Gradienten und die einströmenden Wassermengen sind sehr stark von den wechselnden Oderwasserständen aber auch von den binnenseitigen Grabenwasser-ständen abhängig. Da die Drängewasserentlastung aber vorwiegend durch das deichnahe Gra-bensystem erfolgt, nimmt der Einfluss der Oder auf die Ausbildung des Grundwasserregimes im Polder relativ schnell ab und reicht maximal 1000...3000 m. Im gesamten übrigen Bereich bleibt der Grundwasserabstrom relativ konstant und entspricht mit seinen Fließgradienten etwa dem Gefälle der Geländeoberfläche. Der Grundwasserflurabstand wird aber stark durch die mit Stauen und Schöpfwerken eingestellten Grabenwasserstände bestimmt. So sind z.B. durch jahrelang tiefe Entwässerung die Grundwasserstände vielfach unter die Auendeck-schicht abgesunken. Es bildete sich eine ungespannte Strömung aus, der Kapillaraufstieg riß ab, der Grundwasserleiter wurde belüftet und es kam trotz sehr geringer Niederschläge und äußerst gedämpfter Versickerung in der gering durchlässigen Auendeckschicht zu Grundwas-serneubildung mit Stoffausträgen (s. Bild 1.32).

73


0 km 5 km 10 km 15 km 20 km

Grundwassermeßstellen

Bild 1.30: Grundwasserisohypsen und -messstellen im Oderbruch (Stichtagsmessung: 4.9.94).

Die Infiltrationsfronten von der Oder zum Polder bewegen sich auch bei länger anhaltenden Hochwässern (2 bis 4 Wochen) und hohen Gradienten (i = 0,05...0,1) nur wenige dutzend Meter voran in Richtung Polder (bei kf = 5x10-4 m s-1 und neff = 0,2 ➾ 20...40 m d-1). Die spezi-fischen Drängewasserzuflüsse liegen je nach Wasserständen, geomorphologischer Ausprä-gung und Anordnung der Entlastungsgräben zwischen qD = 20...40 l s-1 km-1 bei Mittel- und Niedrigwasser und bis zu qD= 100...200 l s-1 km-1 bei Hochwasser.

II-1.2.6.3 Erkenntnisse zur Hydrochemie

Die Ergebnisse zeigen, dass sich die flächenhafte Verteilung des Redoxpotentials und der Eisengehalte gut mit regional ausgrenzbaren hydraulischen Zonen korrelieren läßt. Im nördli-chen Teil des Oderbruchs, der durch sehr geringe Fließgradienten definiert ist (Verweilzeit >100 a), treten die geringsten Redoxpotentiale mit Eh-Werten zwischen 0...50 mV und die höchsten Eisengehalte mit Konzentrationen bis 50 mg l-1 auf. Im südlichen Teil des Oder-bruchs (Verweilzeit 30...50 a) sind die Werte allgemein um 100 mV höher und die Eisenkon-zentrationen liegen nur noch bei max. 20 mg l-1. Hier konnte ebenfalls kein freier Sauerstoff im Grundwasser nachgewiesen werden. Es herrschen im gesamten Grundwasserleiter eindeu-tige anaerobe Verhältnisse vor. Eine Ausnahme bildet der Westteil des Oderbruchs. Bedingt durch den unterirdischen Zustrom oxischer Hangwässer treten hier vergleichsweise hohe Re-doxpotentiale (>300 mV) und geringe Fe-Konzentrationen (<1mg l-1) auf.

Mit Hilfe der erstellten Variogramme konnte die räumliche Beziehung der gemessenen Stoff-verteilungen über eine Strecke von 6...8 km nachgewiesen werden (Bild 1.31). Diese Ergeb-nisse belegen den regionalen Bezug der hydrochemischen Verteilungsmuster im Grundwasser und ihre enge Verknüpfung mit der hydraulischen Gesamtsituation. Die statistische Auswer-tung zeigt aber auch einen sehr hohen „nugget effect“, ein Hinweis auf engräumige Heteroge-nitäten und Prozesse, die nicht mit der regionalen hydrologischen Situation verknüpft sind. Diese lokalen Einflüsse sind durch starke Wechselbeziehung zwischen der Auelehmdeck-schicht und dem Grundwasserleiter zu erklären. Die Verbreitung der Deckschicht, ihre li-

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thologische Ausbildung und Mächtigkeit und damit ihr Einfluss auf die Quantität und Qualität des Sickerwassers, spielen hierbei eine entscheidene Rolle. Bild 1.31: Variogramm der Redoxpotentiale im Oderbruch

Bei ungespannten Verhältnissen im liegenden GW-Leiter (GW-Oberfläche unterhalb der Deckschicht, Bild 1.32) können verstärkt vertikale Infiltrationsgradienten auftreten. Dabei wird der sonst vorherrschende kapillare Grundwasseraufstieg aufgehoben. Das Perkolat aus der Deckschicht reagiert im belüfteten GW-Leiterbereich insbesondere in der Übergangszone zwischen Grundwasserleiter und Deckschicht mit den im anaeroben Milieu gebildeten bzw. stabilen mineralischen Grundwasserleiterkomponenten. Dies gilt für die Oxidation sulfidi-scher Komponenten insbesondere für die quantitativ vorherrschenden Fe-Verbindungen (FeS2). Die Analysen für einzelne Inhaltsstoffe im Perkolat belegen teilweise ein Vielfaches der im Grundwasser nachgewiesenen Konzentrationen: (KOFOD ET AL. 1998). Das gilt be-sonders für die Anionen Sulfat und Nitrat, deren jeweilige Konzentration bis zu 600 mg l-1 erreichen können.

Charakteristisch ist eine vertikale Differenzierung von Sulfat und Nitrat im Bodenprofil, die unterschiedlichen Milieuübergängen zuzuordnen ist (Massmann 1998). In den von Luftsauer-stoff geprägten oxischen Bereichen dominiert das Nitrat. Hauptsächlich tritt dieser Bereich in der ungesättigten Auelehmdeckschicht sowie in dem Übergangsbereich zwischen gesättigter und ungesättigter Zone auf, der durch das Abreißen des Kapillarsaumes ebenfalls stark belüf-tet wird. In stärker reduzierten Bereichen bei Redoxwerten < 150 mV ist Nitrat, bedingt durch Denitrifikationsprozesse, nur noch in geringen Konzentrationen nachweisbar. In dieser Zone, die als Übergangszone bezeichnet werden kann, treten durch Oxidation der sulfidischen Komponenten extrem hohe Sulfatkonzentrationen auf. Die Oxidation erfolgt einerseits durch den eingetragenen Luftsauerstoff, andererseits durch den Nitratsauerstoff. Gründe für die ho-hen Nitratkonzentrationen im Perkolat sind lokal sehr hohe anthropogene Belastungen des Sickerwassers durch intensive agrarwirtschaftliche Nutzung des Oderbruchs.

0 4000 8000 12000 16000 20000Entfernung [m]

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

Varia

nz

16

362

524

640

700

772804

814 748682

660

nugget effect

75


Auelehm

Belüftung

AuelehmVersickerungO + Stoffeintrag kapillarer Aufstieg

(geringer Stoffaustrag)

temporäre Versickerung

gespannte Verhältnisseungespannte Verhältnisse

2

sandiger Grundwasserleiter

Bild 1.32: Einflüsse verschiedener hydraulischer Zustände auf die Ausbildung des hydrochemischen

Milieus im oberen Bereich des Grundwasserleiters und der damit verbundenen Stoffaus-tragssituationen.

Oder

0 km 5 km 10 km 15 km 20 km

Bild 1.33: Räumliche Verteilung der Sulfatkonzentration (mg l-1) im oberen Bereich des

Grundwasserleiters im Oderbruch aufgrund langfristiger Grundwasserabsenkungen

76


Bei derartig hohen Konzentrationen im Sickerwasser reichen selbst die bei Auelehm zu er-wartenden geringen Grundwasserneubildungsraten (50...70 mm a-1) aus, um große Stoffmen-gen in das Grundwasser einzutragen.

II-1.2.6.4 Verallgemeinernde Ergebnisinterpretation

Neben der Überflutung der rezenten Auen bei Hochwasser haben die Grundwasserströmungs-prozesse und ihre Überlagerung mit hydrogeochemischen Prozessen im Liegenden der Auen-deckschichten eine erhebliche auenökologische Bedeutung. Gespannte Strömungsverhältnisse im Grundwasserleiter verstärken die Senkenwirkung der Aue und bringen über den kapillaren Aufstieg auch eine gewisse Anhebung des Feuchtestatus in der Auendeckschicht, obwohl die kapillaren Aufstiegsraten in den gering durchlässigen Deckschichten auch bei maximaler E-vapotranspiration der Auenvegetation kaum über 1...2 mm d-1 liegen (SCHINDLER 1981).

Grundwasserstände unterhalb der Deckschicht (ungespannte Strömung) unterbrechen den Kapillaraufstieg, fördern die Versickerung und Stoffausträge aus der Deckschicht und deren Austrocknung, führen durch Belüftung des Grundwasserleiters zu oxidativen Prozessen mit nachfolgenden erhöhten Stoffausträgen und Gewässerbelastungen.

Eine wichtige auenökologische Maxime muß deshalb sein, den Grundwasserabstrom aus der Aue in die Entlastungsgewässer (Fluss und Grabensysteme) gering zu halten und in allen Be-reichen mit bindigen Auendeckschichten über dem Grundwasserleiter gespannte Strömungs-verhältnisse zu gewährleisten. Dies erfordert vor allem, Entwässerungsmaßnahmen so zu be-grenzen, dass – auch und vor allem in den eingedeichten Poldern – gespannte Strömungsver-hältnisse unter der Deckschicht erhalten bleiben. Tiefere Entwässerung des Grundwasserlei-ters hat ohnehin nicht den aus landwirtschaftlicher Sicht vielfach gewünschten beschleunigten Entwässerungseffekt in Nässeperioden, verursacht jedoch erheblich höhere Kosten.

In gleicher Weise negativ wirken auch tiefere MW- und NW-Wasserspiegellagen des Flusses, etwa infolge Sohleneintiefung.

In ungedeichten Flutungsauen gibt es bei HW allgemein stagnierende Grundwasserverhältnis-se ohne Stoffinfiltration in den Grundwasserleiter. Auch bei gedeichten Poldern erreichen Stofffronten aus Flusswasserinfiltrat nur bei sehr langen Hochwasserperioden den Polderbe-reich. Das dort austretende Qualmwasser ist seiner Herkunft nach allgemein zuvor seitlich zugeströmtes Grundwasser aus den Hangbereichen.

Rückdeichungen verschieben die Drängewasser-/Qualmwasseraustrittsbereiche im Polder. Da derartige Bedingungen nur während der relativ kurzen HW-Perioden gegeben sind, haben die Deiche während der gesamten HW-freien Zeiträume keine Wirkungen auf das Stoffregime der Auen, es gibt also keine Veränderungen gegenüber dem Zustand vor der Rückdeichung.

Die Grundwasserströmungsverhältnisse im Oderbruch haben Modellcharakter. Die Ergebnis-se der bereits langfristig gelaufenen und intensiv fortgeführten geohydrologischen und geo-hydrochemischen Untersuchungen können auf die Verhältnisse anderer Flussauen im Mittel- und Unterlaufbereich übertragen werden. Sie werden in diesem Sinne auch für das For-schungsprojekt „Wasser- und Stoffrückhalt im pleistozänen Tiefland des Elbeeinzugsgebie-tes“ im Rahmen der Elbeökologieforschung genutzt (QUAST 1999).

77


II-1.2.7 Analysenergebnisse zur Landnutzung und Sozioökonomischen Strukturen im El-betiefland

II-1.2.7.1 Szenarienentwicklung

Gert Neubert Landesanstalt für Landwirtschaft Brandenburg

Kurt Christian Kersebaum und Jörg Steidl Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung

Die Szenarien zur Anwendung landwirtschaftlicher Managementmaßnahmen die auf die Min-derung gewässerbelastender N-Austräge zielen wurden unter der Prämisse entwickelt, die Anwendung überwiegend auf Standorte mit hohem oder mittlerem Austragspotential zu kon-zentrieren. Bereits angewandte und bewährte Agrarumweltmaßnahmen (ökologischer Land-bau, extensive Grünlandnutzung) sowie eine höhere Wasserhaltung bildeten die Schwerpunk-te der Maßnahmen in der Szenarioentwicklung (s. Tabelle 1.19). Die sich aus deren zusätzli-chen Anwendung ergebenden Anpassungsreaktionen, wie Umwandlung von Ackerland in Grünland oder eine Änderung der Fruchtfolgen, fanden dabei Berücksichtigung. Alle Szena-rien, auch das „Extremszenario“ 3, berücksichtigen vorhandene Restriktionen und Anwen-dungspotentiale und gehen von landes- bzw. bundespolitischen Zielansätzen (z. B. maximal möglicher Wasserrückhalt, 20 % ökologischer Landbau-ÖLB) aus.

Tabelle 1.19: Grobcharakterisierung der Szenarien für das brandenburgische Elbetiefland

Szenario Maßnahmeanwendung

Sz 0 aktuelle Situation im Jahr 1998 (Status quo)

Sz 1

Konzentration der Fördermaßnahmen auf sehr sensible Standorte bei annähernd gleichem Um-fang wie im Status quo; Anwendung auf übrigen Standorten nur in Teilbilanzgebieten, wo Ist-Anwendung > sehr sensible Fläche

Sz 2 Stauhaltungsbedingte Vernässung von 25 % des Grünlandes auf Niedermoor- und GW-Sandstandorten; darunter 5 % Streuwiesennutzung; konzentrierte Anwendung der Fördermaß-nahmen zum Ackerland auf sehr sensible Standorte wie Sz 1

Sz 2A wie Sz 2, bei 100 % Extensivierung des Grünlandes auf Niedermoor- und GW-Sandstandorten

Sz 3 100 % GL-Extensivierung auf allen sehr sensiblen Standorten; höhere Wasserhaltung wie Sz 2; mindestens 20 % AL-Extensivierung/ÖLB je Teilbilanzgebiet

78


II-1.2.7.2 Stickstoffausträge mit dem Sickerwasser aus der Wurzelzone unter landwirt-schaftlich genutzten Flächen

Kurt Christian Kersebaum Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung

Der Stickstoffhaushalt in der durchwurzelten Bodenzone und die N-Austräge mit dem Si-ckerwasser wurden mit dem Modell HERMES für 1600 landwirtschaftliche Standortklassen und 5 ausgewählte Nutzungsvarianten simuliert (Tabelle 1.20). Tabelle 1.20: Simulierte N-Austräge in kg N/(ha a) für unterschiedliche landwirtschaftliche Nut-

zungsarten aggregiert auf Standorttypen der MMK, Grundwasserflurabstand und Kli-maregion

* incl. variabler GW-Stand (0-6 dm), Zahlen in Klammern = Mittelwert für GW-Stände < 20 dm

Tendenziell nimmt der Mittelwert der N-Austräge für Ackerbau mit zunehmender Bodengüte und Wasserspeicherfähigkeit ab. Lediglich bei den sehr armen Sandstandorten überwiegt der Effekt der unterschiedlichen Fruchtfolgen, so dass hier im Mittel der Standorttyp D1 aufgrund eines höheren Anteils mehrjährigen Futterbaus geringfügig besser abschneiden als der etwas speicherfähigere Standorttyp D2. Bei den Nutzungsvarianten zeigt sich wie erwartet eine Ab-nahme der N-Austräge durch die Extensivierung sowohl beim Ackerbau als auch beim Grün-land.

Nimmt man die grundwasserfernen Sandstandorte aus, ergibt sich für die Grünlandnutzung

Variante Ackerbau Ackerbau Grünland Grünland Stilllegung * Mittelkonven-tionell

ökologisch intensiv* extensiv*

MMK Standorttyp

D1 61,8 25,3 40,3 (31,5) 13,2 (1,9) 3,4 28,8D2 66,5 29,7 37,9 (26,2) 6,2 (2,4) 4 28,9D3 60,1 24,8 25,0 (5,0) 3,5 (2,0) 3,5 23,4D4 39,3 8,7 1,4 (0,5) 1,4 (0,5) 1,4 10,4D5 11,3 8,5 1,1 (0,4) 1,1 (0,4) 1,1 4,6D6 9 6,1 1,0 (0,3) 1,0 (0,3) 1 3,6AL 0,7 0,6 0,1 (0,1) 0,1 (0,1) 0,1 0,3

MO 0,8 0,5 0,3 (0,2) 0,2 (0,2) 0,2 0,4Grundwasser-Stand

0-6 dm (var.) - - 3,9 0,4 0,4 1,6 9 dm 17,6 3,8 4,5 0,5 0,5 5,415 dm 30,1 12,1 15,8 2 2 12,420 dm 36,9 16,2 21,4 6,7 2,8 1735 dm 40,2 20 21,5 7,1 3,4 18,4

Klimaregion1 31,5 13,7 12,7 (7,0) 3,4 (0,9) 2,6 12,82 26,1 11,3 11,3 (5,3) 2,6 (0,4) 1,4 10,53 33,6 13,1 14,8 (9,7) 3,8 (1,3) 2,7 13,64 33,7 14 1,8 (10,1) 3,6 (1,2) 2,1 13,6

Mittel 31,2 13 13,4 (8,0) 3,3 (1,0) 1,8 12,5

79


auch bei der unterstellten intensiven Nutzung eine geringere Belastung als bei extensiver A-ckernutzung. Da davon auszugehen ist, dass insbesondere die intensive Grünlandnutzung fast ausschließlich auf die grundwassernahen Standorte begrenzt ist, sind die entsprechenden Mit-telwerte für diesen Bereich in Klammern angegeben. Vor allem bei sehr leichten Standorten war ein deutlicher Einfluss des Grundwasserflurabstandes auf die N-Austräge zu verzeichnen. Bei ganzjährig geringen Grundwasserflurabständen wird die Wasserbilanz der betreffenden Standorte infolge des kapillaren Aufstiegs ausgeglichen, so dass die N-Austräge infolge der kleinen positiven oder gar negativen Wasserbilanz entsprechend gering bleiben. Bei den grundwasserfernen Sanden kommt es dagegen trotz einer negativen klimatischen Wasserbi-lanz durch die Verdunstungseinschränkung in den Sommermonaten auf Jahressicht zu einer Sickerwasserbildung und Austrägen von Stickstoff. Auch die Moorstandorte (Mo) zeigen aufgrund ihrer hohen Wasserspeicherfähigkeit sehr geringe Sickerwassermengen. Zusätzlich entweicht der überwiegende Teil des mineralisierten Stickstoffs durch Denitrifikation in die Atmosphäre. Hieraus erklärt sich der insgesamt abgeschwächte Minderungseffekt der exten-siven Bewirtschaftungsvarianten bei den bindigeren Substraten bzw. den Moorstandorten.

Im Vergleich zum Einfluss der Boden- und Grundwasserverhältnisse und der Nutzungsinten-sität sind die Effekte durch die klimatische Zonierung relativ gering. Bei den Unterschieden zwischen den Klimaregionen wirkt sich neben der absoluten Jahresniederschlagsmenge auch die unterschiedliche Verteilung über das Jahr auf die berechneten Austräge aus. Bei einem stärkeren Klimagradienten sind hier jedoch größere Unterschiede zu erwarten, vor allem wenn die klimatische Wasserbilanz auch in den Niederungsgebieten positiv wird, wie dies z. B. bei den Berechnungen im Bereich der Buckener Au zu beobachten war (Quast und Steidl, 2000). Die Austräge unter Grünland werden vom Modell überwiegend niedriger berechnet. Die für die Intensivvariante angenommene Düngermenge von 200 kg N/(ha a) wird bei ent-sprechenden Wachstumsbedingungen für das Grünland noch verwertet, so dass oft nur gerin-ge Unterschiede zum extensiv genutzten Grünland auftreten. Lediglich bei höheren Grund-wasserflurabständen werden Austräge berechnet, die zum Teil die Werte für das extensiv ge-nutzte Ackerland überschreiten. In der Realität treten diese Fälle jedoch nur selten auf.

II-1.2.7.3 Minderung gewässerbelastender Stickstoffausträge von landwirtschaftlichen Standorten

Jörg Steidl, Oliver Bauer und Kurt Christian Kersebaum Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung

Die Simulationsergebnisse für die Standortklassen zu den mittleren jährlichen N-Austrägen in das Sickerwasser sind auf die Basiskarte übertragen, um die aktuelle Bewirtschaftungssituati-on landwirtschaftlicher Flächen auf der Grundlage realer betriebswirtschaftlichen Daten (IN-VEKOS 1998) bei der Wirkungsanalyse der untersuchten landwirtschaftlichen Maßnahmen zur Reduzierung der N-Austräge auf die Minderung der Gewässerbelastung zu berücksichti-gen. Bild 1.34 verdeutlicht am Beispiel des Bezugsszenarios (Szenario 0) die dabei realisierte hohe räumlich Differenzierung. Es kann aber auch grob zwischen den grundwassernahen Standorten, z. B. Brandenburger Becken oder Spreewald, mit sehr geringen flächenspezifi-schen N-Austrägen und den versickerungsbestimmten Standorten, z. B. Fläming oder Oberes Havelland, mit hohen N-Austrägen unterschieden werden. Auf nicht landwirtschaftlich ge-nutzten Flächen, also Wald, Siedlungen, Gewässer usw., werden die Szenarien (Tabelle 1.19) nicht wirksam. Diese Flächen sind als nicht bewertet gekennzeichnet.

Im Untersuchungsgebiet ergibt sich für das Bezugsszenario ein flächengewichteter mittlerer N-Austrag im Sickerwasser von 39 kg N/(haLF a). Das entspricht einer Gesamtfracht von

80


39.784 t N/a von landwirtschaftlichen Standorten.

Bild 1.34: Berechneter N-Austrag im Sickerwasser landwirtschaftlicher Standorte (Situation um

1998, Bezugsszenario)

Szenario 1 geht von der primären Anwendung der Maßnahmen zur Reduzierung der N-Austräge auf sehr sensiblen Standorten im Umfang aktueller Fördermaßnahmen aus. Wenn der Förderbedarf, der sich aus dem Flächenanteil der sehr sensiblen Standorte ergibt, in einem Teilgebiet geringer als der verfügbare Förderumfang ist, werden die Maßnahmen auch auf sensible und wenig sensible Standorte ausgedehnt. Damit wäre eine Minderung der N-Austräge in das Sickerwasser auf diesen Standortgruppen gegenüber dem Bezugsszenario um insgesamt 1731 t N/a möglich (Tabelle 1.21). Da in diesem Szenario für wenig sensible Standorte keine Fördermaßnahmen zur Senkung des N-Austrags verfügbar sind, ist auf den aktuell extensiv genutzten Flächen von einem Übergang zu einer früheren konventionellen Flächennutzung auszugehen. Das hätte eine Erhöhung der N-Austräge auf dieser Standort-gruppe um 7 % zur Folge, so dass sich aus dem Szenario 1 eine summarische Minderung der Gesamtfracht über alle Standortgruppen um 851 t N/a ergibt.

81


Tabelle 1.21: Vergleich der für die Szenarien berechneten N-Austräge im Sickerwasser landwirt-

schaftlicher Standorte mit dem Bezugsszenario (Situation um 1998)

Bild 1.35: Flächengewichteter mittlerer spezifischer N-Austrag im Sickerwasser landwirtschaftlich

genutzter Standorte für Teilgebiete und ausgewählte Szenarien im Untersuchungsgebiet

Die im Szenario 2 unterstellte Wiedervernässung von 25 % der Grünlandflächen auf Nieder-moor- und Grundwassersandstandorten lässt auf Grund des sehr niedrigen N-Austragsniveaus bei Moorstandorten und des geringen Grünlandanteiles bei Grundwassersandstandorten kaum eine Differenzierung gegenüber dem Szenario 1 zu. Erst bei extensiver Nutzung aller Grün-landflächen (Szenario 2a) ist mit einer deutlichen Abnahme der Sickerwasserfrachten zu rechnen. Wie bereits erläutert, ist bei jedem dieser Szenarien auf Grund der angenommenen Umverteilung von Fördermitteln von einer Erhöhung der N-Austräge auf wenig sensiblen Standorten auszugehen. Das führt dazu, dass die spezifischen N-Austräge im Sickerwasser im Vergleich zum Bezugsszenario nur geringfügig gemindert werden (Bild 1.35).

Erst mit den Vorgaben im Szenario 3, den extensiven Ackerbau bzw. den ökologischen Land-bau betreffend, ist auf den wenig sensiblen Standorten mit vergleichbaren N-Austräge wie im Bezugsszenario zu rechnen. Gleichzeitig sind die Minderungen der N-Austräge auf den sehr sensiblen und sensiblen Standorten im Vergleich der Szenarien am größten (Bild 1.35). Im Hinblick auf das Bezugsszenario kann mit Szenario 3 eine Minderung der N-Austräge im Sickerwasser um 13 % oder insgesamt 5.350 t N/a erreicht werden (Bild 1.36).

In allen Szenarien wurden die größten Effekte bei der Minderungen der N-Austräge im Si-ckerwasser gegenüber dem Bezugsszenario auf den sehr sensiblen und sensiblen Standorten erreicht. Über 10 % Minderung treten aber erst unter den sehr restriktiven Annahmen in den Szenario 2a und 3 ein.

Für die vergleichende Analyse der Wirkungen der Szenarien zur Maßnahmeanwendung auf die Minderung der Oberflächengewässerbelastung durch Stickstoff aus diffusen landwirt-

I II IIa III I II IIa IIIkt N/a t N/a t N/a t N/a t N/a % % % %

Hoch 18.3 -1178 -1127 -2259 -4030 -6.5 -6.2 -12.4 -22.1Mittel 7.8 -604 -644 -763 -1298 -7.8 -8.3 -9.8 -16.7

niedrig 13.8 931 768 743 -21 6.8 5.6 5.4 -0.2Gesamt 39.8 -851 -1003 -2279 -5350 -2.1 -2.5 -5.7 -13.4

Gewässer-belastungs-

potential

Vergleich der Szenarien mit dem BezugsszenarioN-Austrag im Sickerwasser

Bezugs-szenario

82


schaftlichen Quellen sind die berechneten N-Austräge im Sickerwasser entsprechend der Re-levanz der Standorte für eine Gewässerbelastung unterschiedlich zu wichten (s. Tabelle 1.5). Im Untersuchungsgebiet ergibt sich daraus gegenüber einer Sickerwasserfracht von 39,8 kt N/a für das Bezugsszenario eine potentielle Gewässerbelastung durch N-Austräge aus diffusen landwirtschaftlichen Quellen von insgesamt 20,2 kt N/a. Für die Szenarien 1 und 2 kann die gleiche Belastung mit etwa 18,9 kt N/a angegeben werden. Im Vergleich zum Be-zugsszenario ist also nur mit einer geringen Minderung der potentiellen Gewässerbelastung von insgesamt 7 bzw. 6 % zu rechnen (Bilder 1.36).

Bild 1.36: Vergleich der für die Szenarien berechneten N-Austräge und potentiellen Gewässerbelas-

tungen infolge der N-Austräge von landwirtschaftlichen Flächen mit dem Bezugsszenario

II-1.2.7.4 Sozioökonomische Bewertung von Maßnahmen des Wasser- und Stoffrück-haltes

Gert Neubert und Ronald Thiel Landesanstalt für Landwirtschaft Brandenburg

II-1.2.7.4.1 Ergebnisse der Untersuchungen von Modellbetrieben

Aus den Ergebnissen der umfangreichen betrieblichen Variantenrechnungen zur Quantifizie-rung der sozioökonomischen Auswirkungen von Maßnahmen des Wasser- und Stoffrückhal-tes und deren Einflussfaktoren sind in Tabelle 1.22 auszugsweise die Einkommensverluste durch Extensivierung (ohne mineralische N-Düngung) und höhere Stauhaltung des Grünlan-des bei unterschiedlicher betrieblicher Betroffenheit (Umfang bzw. Schwere) für verschiede-ne Betriebstypen mit durchschnittlichen Ackerzahlen von 30 und 45 (für Brandenburg leicht unterdurchschnittlicher bzw. besserer Ackerstandort) dargestellt. Für eine Variante (25 % Vernässung, darunter 5 % Sukzession, Ackerzahl 30) sind in Tabelle 1.23 weitere sozioöko-nomische Indikatoren und die Auswirkungen auf die Ausgleichszahlungen bei Inanspruch-nahme möglicher, in Brandenburg angebotener Agrarumweltmaßnahmen (KULAP 2000) angegeben. Bild 1.37 dokumentiert die Gewinnänderung für die Betriebstypen bei Anwen-dung des ökologischen Landbaues in Abhängigkeit unterschiedlicher Preissteigerungsraten (PSR) zum konventionellen Landbau. Derzeit realisieren ökologische Landbaubetriebe Preise, die der Preissteigerungsrate P 2 bis 3 (u. a. 2- bzw. 3-fach höhere Getreidepreise, 10 bzw. 15 % höhere Milchpreise) entsprechen.

Minderung der potentiellen Gewässerbelastung durch N-

Austräge

I

II

IIa

III-2

5%

-20%

-15%

-10% -5% 0%

IIa

Minderung der N-Austräge

I

II

IIa

III

-25%

-20%

-15%

-10% -5% 0%

IIa

83


Es wird deutlich, dass die Erwerbsverluste durch Maßnahmen des Wasser- und Stoffrückhal-tes je nach Art, Schwere und betrieblichem Anwendungsumfang, der betrieblichen Nutzungs-situation und Faktorausstattung (Standort, Produktionsrichtung/-intensität) und daraus resul-tierenden Anpassungsmöglichkeiten erheblichen Schwankungen unterliegen. Das unter-streicht die Notwendigkeit einer möglichst detaillierten Analyse der Nutzungsbedingungen und sozioökonomischen Auswirkungen sowie differenzierter Ausgleichsregelungen zur sozi-alverträglichen Umsetzung im Einzelfall.

Extensivierungsmaßnahmen und zur verstärkten Vernässung führende Stauhaltungsmaßnah-men des Grünlandes verursachen besonders hohe Erwerbsverluste in Milchvieh haltenden Betrieben, wenn sie mit Leistungsminderung, Aufgabe kostengünstiger Weidehaltung und/oder Abbau des Milchkuhbestandes verbunden sind. Spezialisierte, grünlandreiche Milchviehhalter mit geringer Flächenausstattung (hoher Viehbesatz) stellen somit meist be-sondere Problemfälle dar. Demgegenüber sind

• geringe betriebliche Flächenbetroffenheit,

• verbleibende Sicherung kostengünstiger Beweidung,

• ausreichende Verfügbarkeit und hohe Bonität von Ackerland zur Ersatzfutterbeschaffung,

• geringere Futterqualitätsansprüche (Mutterkühe, Jungrinder) und

• bereits extensive Grünlandnutzung bzw. niedrige Viehbesätze

Faktoren, die die Erwerbsverluste je betroffener Fläche in Grenzen halten und die Maßnah-menanwendung begünstigen.

Die angegebenen Erwerbsverluste infolge höherer Wasserhaltung (Grünlandvernässung) ent-halten keine Einsparungen von Wasserregulierungskosten für die Unterhaltung bzw. Betrei-bung von Gräben, Stauen und Schöpfwerken. Ebenso blieben eventuelle ertragserhöhende Wirkungen auf benachbarten Flächen bei höherer Wasserhaltung unberücksichtigt. Ob und in welcher Höhe dadurch Erwerbsverluste reduziert werden, ist von der jeweiligen kulturtechni-schen Ausstattung, den betrieblichen Vorteilsflächenanteilen und -wirkungen, der weiteren maßnahmeabhängigen Betreibung der Regulierungseinrichtungen sowie den angewandten Kostenumlageregelungen abhängig. Im Regelfall liegt die mögliche Reduzierung unter 50 €/ha vernässter Grünlandfläche, oder aber die Erwerbsverluste bleiben unbeeinflusst. Im Einzelfall, d. h. bei hohen zu tragenden Wasserregulierungskosten und bisher übermäßiger Entwässerung, die meist durch auf tieferliegende Flächen benachbarter Betriebe abgestellte Stauregime verursacht wird, können die vernässungsbedingten Erwerbsverluste voll ausgegli-chen werden.

Bei starker Ertragswertminderung bzw. Entzug von Grünland (Sukzession) sind neben den Erwerbsverlusten für den Nutzer Vermögensverluste des Flächeneigentümers auszugleichen, da dann ein Flächenaufkauf unabdingbar wird. Hierfür sind je nach Verkehrswert der Fläche jährlich 60 bis 150 €/ha (4 % Zins) anzusetzen. Für wasserrückhaltende Maßnahmen mit gra-vierenden Einschränkungen bedarf es daher der besonderen Prüfung des Kosten-Nutzen-Verhältnisses. Realisierungschancen bestehen – hoher eintragsmindernder Effekt vorausge-setzt – vornehmlich dann, wenn damit gleichzeitig ertragserhöhende Effekte auf anderen Flä-chen bzw. Einsparungen von Wasserregulierungskosten einhergehen und eine für eine nach-haltige Existenzsicherung der Unternehmen erforderliche Flächenausstattung und -

84


nutzungsmöglichkeit verbleibt. I. d. R. sind begleitende flurneuordnende Maßnahmen not-wendig.

Tabelle 1.22: Einkommensverluste bei Extensivierung und Stauhaltung in € je Hektar betroffener Grünlandfläche (ohne mögliche Prämien aus Agrarumweltmaßnahmen, Endstufe A-genda 2000)

maßnahmebedingte Nutzungsänderung

in % des Grünlandes des Betriebes Betriebstypen 1)

Extensi-vierung

dav. Teilver-nässung

dav. Streu-wiese

dav. Sukzes-

sion

FMI 2)

230 ha 40 % GL

FB-MF 2)

1050 ha 20 % GL

GB 2)

1500 ha 15 % GL

MF-FB 3,5)

675 ha 25 % GL

FB-GL4,5)

230 ha 100 % GL

Standort mit mittlerer Ackerzahl = 30 25 - - - 177 89 90 - - 50 - - - 194 92 97 - - 75 - - - 202 106 109 - -

100 - - - 202 115 117 - - 100 25 - - 239 140 143 125 60 100 20 5 - 261 152 155 187 69 100 40 25 - 412 304 282 258 128 100 - 25 - 352 211 210 451 191 100 - 20 5 348 208 206 439 194 100 - 40 25 513 399 380 438 212 100 - - 25 336 194 193 391 230 100 - - 65 487 372 353 401 231

Standort mit mittlerer Ackerzahl = 45 25 - - - 155 60 60 - - 50 - - - 167 62 64 - - 75 - - - 175 74 76 - -

100 - - - 175 80 83 - - 100 25 - - 209 102 105 108 60 100 20 5 - 230 112 115 156 69 100 40 25 - 365 250 225 225 128 100 - 25 - 310 163 158 372 191 100 - 20 5 303 157 152 350 194 100 - 40 25 436 319 296 346 212 100 - - 25 281 134 129 259 230 100 - - 65 389 273 250 276 231

1) FMI = Futterbau-Milchvieh-Spezialbetrieb mit Weidehaltung der Milchkühe; FB-MF = Futterbau-Marktfrucht-Betrieb mit ganzjähriger Stallhaltung der Milchkühe; GB = Gemischtbetrieb; MF-FB = Marktfrucht-Futterbau-Betrieb mit Mutterkühen; FB-GL = Futterbau-Grünland-Betrieb mit Mutterkühen, GL = Grünland 2) Die Anpassung erfolgt über Ackergras-bau/Ackerland-Grünland-Umwandlung. 3) Die Anpassung erfolgt über extensiven Ackergrasbau/ AL-GL-Umwandlung. 4) Anpassung = Bestandsabbau Mutterkühe 5) In der Ausgangssituation bereits vollständige extensive Grünlandnutzung; betroffene Fläche = nur zusätzliche Vernässung.

Die ökonomischen Auswirkungen durch Umstellung auf Ökologischen Landbau sind maß-geblich von der Höhe des Preisbonus für ökologisch erzeugte Produkte abhängig. Da er für tierische Produkte i. d. R. geringer ausfällt und leistungsbedingte Einbußen in der Milchvieh-haltung am stärksten zum Tragen kommen, sind die Erwerbsverluste in Milchvieh haltenden Futterbau- und Gemischtbetrieben am größten (s. Bild 1.37). Mit zunehmendem Umfang des ökologischen Landbaus ist eine Reduzierung der Preisdifferenz zu nach guter fachlicher Pra-xis erzeugten Produkten zu erwarten, was die Erwerbsverluste und damit den Ausgleichsbe-darf erhöht.

85


Tabelle 1.23: Einzelbetriebliche Auswirkungen je Hektar Grünland bei Extensivierung und Stauhal-tung unter Inanspruchnahme von Agrarumweltprämien lt. KULAP 2000 des Landes Brandenburg

maßnahmebedingte Nutzungsänderung in % des Grünlandes Extensivierung 100 dav. Teilvernässung - dav. Streuwiese 20 dav. Sukzession 5

Betriebstyp 1) Kennzahl ME FMI 2) FB-MF 2) GB 2) MF-FB3) FB-GL4)

Standort mit mittlerer AZ = 30 Deckungsbeitrag (DB) €/ha -221 -97 -96 -48 -80 DB +/- flächengeb. Kosten €/ha -219 -95 -95 -47 -79 Arbeitsbedarf Akh/ha 0,5 -1,0 -1,1 -0,7 -2,8 Gewinn €/ha -224 -84 -83 -39 -49 Transferzahlungen €/ha -29 -69 -69 -19 -81 dav. Prämien Kulturpflanzen -151 -190 -190 -87 -

Tierprämien - - - - -72 Agrarumweltprämien 123 123 123 71 -7 Ausgleich ben. Gebiet

-1,5 -2 -2 -2,5 -2,5 dav. EU-Mittel -58 -98 -98 -34 -77

Bundesmittel -1 -1,5 -1,5 -1,5 -1,5 Landesmittel Brandenburg 30 30 30 16 -2,5

Fussnoten s. Tabelle 1.22

-400

-300

-200

-100

0

100

200

300

€/ha LF

P 0 o.Förd.

P 0 P 1 P 2 P 3 P 4

Preissteigerungsrate

MFMF-FBFB-GLGBFB-MFFMI

Bild 1.37: Gewinnänderung (in € pro ha landwirtschaftlich genutzter Fläche (LF)) bei Umstellung

auf ökologischen Landbau für unterschiedliche Betriebstypen und Preissteigerungsraten (Ackerzahl = 30; Prämie lt. KULAP 2000, Land BB)

86


II-1.2.7.4.2 Ergebnisse der Szenariorechnungen für das brandenburgische Elbeeinzugsgebiet

Wie die Gruppierung der 83 für die Szenariorechnungen unterschiedenen Bilanzgebiete (Teil-einzugsgebiete) des brandenburgische Elbeeinzugsgebietes nach der Standortrelevanz für gewässerbelastende N-Austräge (vgl. Kapitel 8.2.1) belegt, ist der Anwendungsumfang von Agrarumweltmaßnahmen und damit der Extensivierungsgrad der Landnutzung in Gebieten mit sehr hohen Anteilen an eintragssensiblen Flächen bzw. in den Niederungsgebieten über-durchschnittlich (Tabelle 1.24). Trotzdem ist einzuschätzen, dass die Anwendung von stoff-eintragsreduzierenden Maßnahmen noch unzureichend mit der Standortsensibilität korreliert.

Tabelle 1.24: Extensivierungsgrad in Bilanzgebieten des brandenburgischen Elbeeinzugsgebiets mit

unterschiedlichen Anteilen eintragssensibler Flächen (Quelle: INVEKOS, 1998, MMK) Umfang

Grünland-

anteil extensiv

bewirtschaftet3) extensiv + Stilllegung

Bilanzgebiete mit sehr sensibler Fläche1)

von ...% an LF Anzahl ha LF % an LF % an LF % an LF >80 21 181.471 32,7 28,9 37,5

>60...80 24 357.018 26,0 16,0 24,5 >40...60 22 398.893 22,9 21,0 29,5

<40 16 86.644 14,4 16,9 27,4 Summe bzw. Mittel 83 1.024.026 25,0 20,3 29,0 Bilanzgebiete mit >50% Niederungen 2) 36 344.904 32,3 27,1 35,3

Rest 47 679.122 21,2 16,8 25,8

1) Flächen mit Austragszeiten <10 Jahre und Niederungsstandorte 2) über die Hälfte Niedermoor-, Flussauen-(AL-) und grundwasserbeeinflusste D-Standorte lt. MMK 3) KULAP-Maßnahmen mit begrenztem Dünger- und PSM-Einsatz (GL-/AL-Extensivierung, ÖLB) Tabelle 1.25: Sozioökonomische Auswirkungen ausgewählter Szenarien der Anwendung von Maß-

nahmen des Wasser- und Stoffrückhaltes im Elbeeinzugsgebiet des Landes Branden-burg

Szenario 1 2 2A 3 3 Preissteigerungsvariante Öko 2 2 2 2 1 zusätzliche Grünlandextensivierung ha 3.147 1.392 74.096 96.798 96.798 zusätzliche Grünlandvernässung ha 0 38.917 38.917 38.917 38.917 zusätzlicher ökologischer Landbau auf Acker ha 2.114 0 2.114 89.962 89.962 jährliche Erwerbsverluste Mio. € 0,8 4,9 15,9 30,2 33,9 dto. mit Prämien angebotener AUM1 Mio. € 0,1 2,7 4,9 5,9 9,7 zusätzliche jährliche Ausgleichszahlungen Mio. € 0,4 0,5 4,0 17,8 18,8 darunter Landesmittel Mio. € 0,3 3,3 7,7 15,3 16,3 Arbeitskräfteabbau AK 0 39 33 3 3 Reduzierung des potentiellen N-Eintrags t N/a 1.329 1.288 2.450 4.355 4.355 betriebliche N-Entlastungskosten2 €/kg N 0,6 3,8 6,5 6,9 7,8 gesellschaftliche N-Entlastungskosten2 €/kg N 0,3 0,4 1,6 4,1 4,3 N-Entlastungskosten des Landes2 €/kg N 0,25 2,5 3,1 3,5 3,8

1) Agrarumweltmaßnahmen 2) Erwerbsverluste bzw. Ausgleichszahlungen (gesamt bzw. Land) dividiert durch potentielle N-Eintragsreduzierung

In Tabelle 1.25 sind die ermittelten Auswirkungen der Änderungsszenarien der Anwendung

87


von Maßnahmen des Wasser- und Stoffrückhaltes (s. Tabelle 1.19) zur Ist-Situation auf den Gewinn (Erwerbsverluste mit und ohne geförderte Agrarumweltmaßnahmen), die Aus-gleichszahlungen und den Arbeitskräftebedarf für das gesamte brandenburgische Elbeein-zugsgebiet wiedergegeben. Als Kriterium für die Umwelteffizienz wurden die den Betrieben, der Gesellschaft bzw. dem Land entstehenden Kosten je kg potentieller N-Eintragsreduzierung („N-Entlastungskosten“) ausgewiesen. Durch die Konzentration ange-wandter Extensivierungsmaßnahmen auf die sehr sensiblen Standorte (Szenario 1) würde die Effizienz der Fördermittel deutlich erhöht werden. Die potentielle N-Eintragsreduzierung von ca. 1.330 t N stellt einen groben Anhaltswert für die Nichtausschöpfung möglicher Umweltef-fekte der Agrarumweltmaßnahmen (AUM) lt. KULAP des Landes Brandenburg aufgrund weitgehend standortundifferenzierter Anwendung dar. Eine bessere Berücksichtigung der Sensibilität von Standorten gegenüber Nährstoffeinträgen in Gewässer erscheint daher gebo-ten. Dies kann über die Vorgabe von Gebietskulissen und differenzierten standortabhängigen Auflagen, wie es teilweise schon gehandhabt wird (z. B. Flussauengrünland), erfolgen.

Allerdings sind der Umsetzung Grenzen gesetzt. So zielen die angewandten AUM nicht nur auf den Gewässerschutz ab, sondern auch auf andere, von der Stoffeintragssensibilität der Standorte weniger abhängige Ziele (Artenschutz, Kulturlandschaftserhalt etc.). Zum anderen stehen bestimmte Anwendungsprinzipien, wie Freiwilligkeit, Chancengleichheit, Kontrollier- und Verwaltbarkeit z. T. einer standortdifferenzierteren Anwendung der AUM entgegen.

Die zusätzliche Vernässung von 25 % des Grünlandes auf Niedermoor- und Grundwasser-sandstandorten infolge einer höheren/längeren Stauhaltung in Szenario 2 betrifft eine Fläche von ca. 39.000 ha (= 15 % des Grünlandes). Obgleich fast ausschließlich (96 %) bereits ex-tensiv bewirtschaftetes Grünland betroffen ist, entstehen rund 5 Mio. € Erwerbsverluste, d. h. im Mittel 125 €/ha. Zu den Erwerbsverlusten kommt eine Freisetzung von rund 39 Vollarbeitskräften (0,1 AK/100 ha) hinzu, deren Kosteneinsparung von ca. 0,8 Mio. € in den Erwerbsverlusten bereits berücksichtigt ist. Ggf. sind für die frei werdenden Arbeitkräfte zusätzliche, hier nicht berücksichtigte Sozialsicherungskosten durch die Gesellschaft zu tra-gen.

Die Ausgleichszahlungen erhöhen sich nur um rund 0,5 Mio. €. Dieser geringe Mehraufwand resultiert aus der Einsparung von ca. 2,8 Mio. € EG-Mittel aus der 1. Säule der GAP (Markt-ordnungsmaßnahmen) durch Reduzierung von voll EG-finanzierten Tierprämien bzw. Kul-turpflanzenprämien infolge des Viehbestandsabbaus bzw. des Mehranbaues nicht prämienbe-rechtigter Kulturen (Grünland bzw. mehrjähriges Ackerfutter). Dem stehen ca. 3,3 Mio. € an zusätzlich aufzuwendenden Mitteln des Landes Brandenburg gegenüber. Da eine höhere Was-serhaltung im Rahmen des KULAP des Landes Brandenburg nicht gefördert wird, sind die dadurch bedingten Einbußen zu 100 % vom Land auszugleichen bzw. zu entschädigen. Diese Diskrepanz und einseitige Belastung des Landes wirkt sich zweifelsohne hemmend auf die Umsetzung der Maßnahme aus. Selbst wenn die höhere/längere Wasserhaltung im Rahmen der VO(EG) 1257/99 gefördert würde und 75 % aus EG-Mitteln finanziert würden (Ziel 1-Gebiet), bliebe dem Land ein höherer zu tragender Anteil an den Gesamttransfers. Die höhere anteilige Belastung der Landes an den Ausgleichszahlungen tritt auch bei erweiterter Anwendung der Grünlandextensivierung und des ökologischen Landbaues in Szenarien 2A und 3 ein.

Die betriebliche Effizienz der höheren/längeren Stauhaltung ist vornehmlich aufgrund der vergleichsweise geringen potentiellen N-Eintragsreduzierung als niedrig einzuschätzen. Nur knapp ein Fünftel der ausgewiesenen N-Eintragsreduzierung sind auf die höhere Wasserhal-tung zurückzuführen, 4/5 auf die Konzentration der Extensivierungsmaßnahmen zum Acker-

88


bau auf sehr sensiblen Standorten wie in Szenario 1. Für die Landwirte entstehen daher je Kilogramm potentielle Minderung des N-Eintrages durch Wasserrückhalt Einbußen von über 15 €. Hingegen hat die Gesellschaft nur knapp 2 €/kg N zu tragen, was als vergleichsweise effizient einzuschätzen ist. Die starke Varianz der Erwerbsverluste und der hohe AK-Abbau (s. Tabelle 1.23) gebieten bei Umsetzung des Szenarios eine detaillierte Analyse der Auswir-kungen in den einzelnen Staubereichen (Einzelfallbetrachtung).

Die zusätzliche Vorgabe der Extensivierung des Grünlandes aller Niedermoor- und GW-Sandstandorte in Szenario 2A bedeutet, dass 81 % des gesamten Grünlandes, d. h. ca. 74.000 ha mehr als bisher, extensiv bewirtschaftet werden. Trotz annähernder Verdopp-lung der potentiellen N-Eintragsreduzierung gegenüber Szenario 2 verschlechtert sich auf-grund überproportional höherer Erwerbsverluste die Effizienz deutlich (höhere N- Entlas-tungskosten).

Die zunehmende Anwendung der Grünlandextensivierung (90 % des gesamten Grünlandes) und die Erweiterung des ökologischen Landbaues auf mindestens 20 % des Ackerlandes in Szenario 3 führt aus dem gleichen Grund zu einer weiteren Verschlechterung der Effizienz der N-Entlastung. Die Umsetzung des Szenario 3 würde bei unveränderten Preisrelationen der Ökoprodukte zu konventionell erzeugten ca. 18 Mio. € höhere Ausgleichsleistungen gegen-über der Ausgangssituation erfordern. Verringern sich die Preisrelationen, was bei dem hohen Anwendungsumfang des ökologischen Landbaues wahrscheinlich ist, erhöhen sich Aus-gleichszahlungen auf 19 Mio. € (Preisvariante 1, letzte Spalte). Die Hauptlast trägt das Land Brandenburg (Begründung s. oben).

Positiv zu werten ist, dass durch den höheren normativen Arbeitsbedarf des ökologischen Landbaues kaum Arbeitkräfte abgebaut werden. Dies, sowie die im Vergleich zur Extensivie-rung und Vernässung des Grünlandes höhere potentielle N-Eintragsreduzierung bei annähernd gleichen bzw. geringeren betrieblichen N-Entlastungskosten geben der extensiven bzw. öko-logischen Bewirtschaftung des Ackerlandes für die Realisierung eines verbesserten Stoff-rückhaltes im brandenburgischen Elbeeinzugsgebiet eine höherer Priorität.

Zwischen den einzelnen Teilbilanzgebieten variieren je nach Standort- und Nutzungsverhält-nissen die Erwerbsverluste, die N-Eintragsreduzierung je Hektar zusätzlich extensivierter Fläche und damit die N-Entlastungskosten erheblich (Tabelle 1.26).

Tabelle 1.26: Schwankungsbereich der mittleren N-Eintragsreduzierung, Erwerbsverluste und N-

Entlastungskosten des Szenario 3 (PSR 1) in den Teilbilanzgebieten

Min Mittel Max

Potentielle N-Eintragsreduzierung (kg N/ha zusätzl. extensivierter Fläche) 3 23 68

Erwerbsverluste (€/ha zusätzlich extensivierter Fläche) 109 124 487

Betriebliche N-Entlastungskosten (€/kg N) 2 8 46

89


Die stärkere Konzentration der Maßnahmeanwendung auf Gebiete mit unterdurchschnittli-chen N-Entlastungskosten lässt eine Verbesserung der Effizienz erwarten. Sie sind gekennzeichnet durch einen geringen Anteil an Milchviehspezialbetrieben bzw. ei-nen höheren Anteil an Marktfrucht-Futterbaubetrieben mit bereits extensiver Grünlandnut-zung und weniger gute bis mittlere Ackerstandorte.

II-1.2.7.4.3 Regionalspezifische Handlungsempfehlungen und politische Instrumentarien

• Das Potential der Landwirtschaft zur Minderung der Nährstoffbelastungen von Gewässern ist im brandenburgischen Elbetiefland aufgrund des bereits hohen Anwendungsumfanges von stoff- und wasserrückhaltenden Maßnahmen sowie des geringen Viehbesatzes und Düngungsniveaus insgesamt und im Vergleich zu Einzugsgebieten Niedersachsens und Schleswig-Holsteins gering. Dies umso mehr, als sich extensive Produktionsverfahren und Stilllegung verstärkt auf die eintragssensiblen Standorte, d. h. auf die grundwassernahen Niederungsstandorte und die Sandböden konzentrieren. Gleichwohl bestehen z. T. große Unterschiede im Intensitätsniveau zwischen einzelnen Einzugsgebieten und mangelnde Übereinstimmung zwischen standörtlicher Eintragsensibilität und Nutzungsintensität bzw. der Anwendung von Agrarumweltmaßnahmen (AUM) und somit Reduzierungspotential und -bedarf.

• Hauptansatzpunkte und -potentiale für die weitere Reduzierung des Stoffeintrages mit den größten Effekten sind einerseits

- Extensivierung und die Versickerung hemmende Maßnahmen des Ackerlandes, in Sonderheit der Sandstandorte mit Eintragsfristen ins Grundwasser von < 50 Jahre und andererseits

- der verstärkte Wasserrückhalt in den Niederungsgebieten, vornehmlich der Abflüsse aus o. g. Ackerflächen sowie in den Niedermoorarealen.

• Ihre Umsetzung ist unter den gegebenen Rahmenbedingungen mit mehr oder wenigen hohen Erwerbsverlusten, z. T. Vermögensverlusten und/oder dem Abbau von Arbeitsplät-zen in der Landwirtschaft verbunden und erfordert Ausgleichszahlungen und/oder eine Veränderung der Rahmenbedingungen. Der Realisierungsumfang wird daher maßgeblich durch die Mittel bestimmt, die für diese Zwecke zur Verfügung stehen bzw. gestellt wer-den. Dies wiederum hängt zunächst von der Priorität ab, die die Gesellschaft und politi-schen Entscheidungsträger der Verbesserung der Gewässerqualität gegenüber anderen ge-sellschaftspolitischen Förderschwerpunkten und anderen Umweltzielen einräumen. Zum anderen entscheidet die Effizienz der einzelnen Maßnahmen selbst, d. h. das Verhältnis von stofflichen Effekten zu gesellschaftlichen Kosten, welche Maßnahmen in welchem Umfang realisierbar sind.

• Bewährtes Instrumentarium für die Umsetzung ist die Förderung von Agrarumweltmaß-nahmen. Von den im Rahmen des KULAP 2000 des Landes Brandenburg angebotenen Maßnahmen sind vornehmlich die Förderung des ökologischen Landbaues, der Umwand-lung von Ackerland in extensiv zu nutzendes Grünland, des Anbaues von Zwischenfrüch-ten, Untersaaten und kleinkörnigen, mehrjährigen Leguminosen, der Dauerstilllegung von ökologisch sensiblen Ackerland, der extensiven Nutzung und Pflege von überflutungsge-

90


fährdeten Flussauengrünland und der Spätschnittnutzung von Feuchtgrünland zielkon-form. Das für diese Maßnahmen bestehende Anwendungspotential kann mit den für das KULAP 2000 eingestellten Mitteln – auch bei geltenden Fördersätzen - nicht bedient wer-den, so dass teilweise die Beantragung storniert werden musste. Die Absicherung der Mittel zur Ausschöpfung des bestehenden Anwendungspotentials/-bedarfs für die angebo-tenen AUM sollte daher gewährleistet werden. Die Anwendungsbegrenzung der Umwandlung von Ackerland in extensiv zu nutzendes Grünland auf Betriebe mit Grünlandanteilen von maximal 30 % an der LF sollte aufgehoben werden, zumindest dann, wenn sie infolge einer höheren Wasserhaltung erfolgt. Die Einschränkung anderer AUM, wie z. B. der Förderung der extensiven Grünlandnutzung oder des kontrolliert-integrierten Gartenbaues, zugunsten o. g. Maßnahmen oder die noch stärkere Begrenzung des Viehbesatzes sind für brandenburgische Bedingungen kontraproduktiv und nicht zu empfehlen. Vielmehr wären die Förderung einer hohen Wasserhaltung auch außerhalb von Natura 2000-Gebieten im Rahmen der AUM oder die Aufnahme einer Mindestvorgabe für die Stauhaltung auf regulierbaren Standorten (besonders Niedermoore) im Rahmen der Grünlandextensivierung zu prüfen.

• Ein verstärkter Wasserrückhalt kann allein mit AUM aufgrund der unterschiedlichen be-trieblichen Betroffenheit und Nutzungsinteressen nicht umgesetzt werden. Dies vor allem dann, wenn auf Teilflächen (Senken) eine Nutzung nicht mehr möglich bzw. sehr stark eingeschränkt ist (Vermögensverlust, enteignungsgleicher Eingriff). Hierfür sind spezielle Förderprojekte (z. B. EU-Life) für besonders sensible Areale mit Flächenkauf/-tausch und Flurneuordnung das geeignete Instrument. Bei der Auswahl der Gebiete ist neben dem ökologischen Effekt besonders die betriebliche Nutzungssituation zu berücksichtigen. Chancen der Umsetzung mit wenig Aufwand und größerer Akzeptanz und ggf. auch mit einfacheren Instrumentarien (freiwilliger Flächentausch) bestehen vornehmlich dort, wo Verluste auf tiefer liegenden Flächen mit Bevorteilungen größerer Areale verbunden sind, Betriebs- und Eigentumsgrenzen jedoch eine bisherige höhere Wasserhaltung verhinder-ten.

• Der verstärkte Wasserrückhalt sollte überwiegend mit den bestehenden Wasserregulie-rungsanlagen (Staue, Schöpfwerke, Gräben, Dränagen) und ihrer Instandhaltung realisiert werden. Ein Rückbau ist oft mit höheren Erwerbsverlusten verbunden. Außerdem werden dadurch die Voraussetzungen für Kompromisslösungen zwischen den Nutzerinteressen stark eingeschränkt, d. h. Konfliktvermeidungspotential verschenkt. Gleichwohl kann im Einzelfall auch ein Rückbau oder eine verminderte Grabenunterhaltung effizienter sein. Vielerorts bestehen noch Reserven, durch verbesserte Abstimmung der Wasserregulierung und Unterhaltungsleistungen zwischen den Beteiligten einen besseren Wasserrückhalt in der Fläche ohne zusätzliche Kosten und Ausgleichsleistungen zu realisieren.

• Als gravierendes Handicap für die Umsetzung von Fördermaßnahmen und -projekten zur Verminderung des Stoffeintrages ist die meist überproportionale Belastung der Länder-haushalte anzusehen. Sie ergibt sich aus dem teilweisem Ersatz von voll EG-finanzierten Ausgleichszahlungen (Kulturpflanzen-, Tierprämien) durch zumindest anteilig vom Land zu tragende Ausgleichzahlungen. Insbesondere für Maßnahmen mit länderübergreifen-den Effekten sollte eine 100 % EG-Finanzierung gewährleistet, zumindest jedoch einge-sparte Ausgleichszahlungen aus der 1. Säule der GAP dem betreffenden Land voll und ohne zusätzliche Eigenbeteiligung für deren Finanzierung zur Verfügung gestellt werden.

• Die für unterschiedliche Maßnahmen und Maßnahmekombinationen differenziert nach betrieblichem Anwendungsumfang, Betriebstyp, Standortbonität und Anpassung ermittel-

91


ten Kennzahlen zu den sozioökonomischen Auswirkungen sind eine wertvolle Datenbasis für Planungen, Betroffenheitsanalysen und -gutachten von entsprechender Umweltvorha-ben und sollten den betreffenden Akteuren in geeigneter Form zur Verfügung gestellt wer-den.

• Von besonderem Nutzen sind die Ergebnisse und Modelle für die Evaluierung der AUM des Landes Brandenburg. Vorgesehen ist, die für die Szenariorechnungen des Elbeein-zugsgebietes erarbeiteten Modelle für die Abschätzung der Effekte und sozioökonomi-schen Auswirkungen der AUM auf Landesebene heranzuziehen.

• Die Aussagekraft und -sicherheit der Modelle zur Effektabschätzung der Maßnahmean-wendung auf Landesebene kann deutlich verbessert werden, wenn eine genauere Zuord-nung der betrieblichen Nutzungsdaten (InVeKos) zu den Standortdaten und Wasserein-zugsgebieten erfolgt. Mit Vorliegen der digitalisierten Flurkarten bzw. Flurstückskarten wird ein flur- bzw. flurstücksgenauer Datenverschnitt möglich. Diese Präzisierung sollte zu gegebener Zeit durch die Landeseinrichtungen sichergestellt werden.

92


II-2 Methoden

II-2.1 Gebietsdifferenzierte Abschätzung von Austragsfristen/Transitzeiten und Stoff-abbau

II-2.1.1 Oberirdischer Nährstoffaustrag

Detlef Deumlich Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung

Die Quantifizierung von Bodenverlagerungen durch Wassererosion in diesem Maßstab basiert meist auf einer empirischen Gleichung, der Allgemeinen Bodenabtragsgleichung (ABAG, SCHWERTMANN ET AL., 1990). Potentielle Bodenabträge (SOL in t/ha) vom Ackerland durch Wassererosion werden damit im langjährigen Mittel berechnet (Gl. 2.0).

PCSLKRSOL ⋅⋅⋅⋅⋅= (Gl 2.0)

(R-Regenerosivität; K-Bodenerodierbarkeit; LS-Topografie; C-Bodenbedeckung u. Bewirt-schaftung, P-Schutzfaktor)

Der Faktor Regenerosivitäts wurde von DEUMLICH (1999) für das Gebiet Brandenburgs ange-geben.

Die Bodenerodierbarkeit kann für Substrate nach dem Nomogramm der ABAG aus den Pa-rametern Textur und Humusgehalt ohne Betrachtung der Infiltration und Struktur abgeleitet bzw. für die SFT der MMK parametrisiert werden. Kleinräumige Heterogenität und dynami-sche Prozesse, z.B. Fahrspuren, Verschlämmung und Verkrustung, können nicht beachtet werden.

Die Landnutzung wird im Bodenbedeckungs- und Bewirtschaftungsfaktor - C -zusammengefasst. Dazu findet die Biotoptypenkartierung und die Agrarstatistik Eingang, um mittlere C-Faktoren für typische Anbaufolgen zu ermitteln. Der LS-Faktor, der die topografi-schen Bedingungen repräsentiert, kann aus dem Höhenmodell DGM25 berechnet werden. Verschneidungen mit den Linienelementen der Biotoptypenkartierung, wie Gehölzstreifen, Wegen etc., die zur Unterbrechung erosionswirksamer Hanglängen beitragen, nähern die Be-rechnungen realen Verhältnissen an. Stehen diese Informationen nicht zur Verfügung, treten häufig Überschätzungen des Bodenabtrags auf. Die genannten Faktoren dienen als Grundlage der auf Rasterelemente bezogener Berechnung.

93


II-2.1.2 Unterirdischer Nährstoffaustrag

Jörg Steidl, Christian Kersebaum und Oliver Bauer Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung

II-2.1.2.1 Ermittlung der Austragszeiten

II-2.1.2.1.1 Einleitung

Der Transport gelöster konservativer Stoffe von landwirtschaftlichen genutzten Flächen zu den Oberflächengewässern erfolgt vornehmlich vertikal im ungesättigten Bereich und lateral im Grundwasser (Bild 2.1). Die Austragszeit umfasst die Zeitspanne dieses Transports von der Sickerwasserbildung unterhalb des Wurzelraumes am Emissionsort bis zur Exfiltration in ein Entlastungsgewässer oder dessen begleitende Niederung. Sie wird maßgeblich durch die Länge des Transportweges vom Emissionsort zum Entlastungsgewässer, die Durchlässigkeit der grundwasserleitenden Gesteinseinheiten, die Höhe der Grundwasserneubildung und das sich einstellende Grundwassergefälle (hydraulisch wirksamer Gradient) bestimmt.

Grundwasserleiter

Grundwasserstauer

Stauwasserstandort (mit Dränung)

Grundwasserstandort(Feuchtgebiet,

entwässert)Bach

Versickerungs-standort

Tiefland-fluss

Fang-graben

Bild 2.1: Transitpfade unterirdischer diffuser Nährstoffausträge in Gewässer

II-2.1.2.1.2 Verlagerungszeiten in der ungesättigten Zone

Im ungesättigten Bereich kann die mittlere jährliche Verlagerungsgeschwindigkeit des Si-ckerwassers vs aus dem Quotienten der mittleren Jahressickerwasserhöhe SW und des mittle-ren Wassergehaltes bei Feldkapazität FK abgeschätzt werden (GÄTH UND WOHLRAB, 1992).

FKSWvs = (Gl. 2.1)

Die Sickerwasserhöhe wird in Regionen mit geringer Reliefenergie näherungsweise mit der Gesamtabflusshöhe gleichgesetzt. Der größte Teil des gebildeten Oberflächenabflusses infilt-riert bereits nach kurzer Fließstrecke in die Böden oder wird vom Muldenspeicher der Land-schaft verdunstet. Im langjährigen Mittel wird er ebenso wie der sogenannte Zwischenabfluss vernachlässigt.

In Abhängigkeit von Niederschlag und Verdunstungsanspruch der Atmosphäre sowie von der

94


Bodenbedeckung, dem Wasserspeichervermögen des Bodens und der kapillaren Nachliefe-rung bei oberflächennahem Grundwasser kann eine mittlere jährliche Gesamtabflusshöhe R berechnet werden. Mit dem Abflussbildungsmodell ABIMO (GLUGLA UND FÜRTIG, 1997) sind solche Berechnungen für beliebige räumliche Einheiten (kleinste homogene Geometrien) möglich.

Aus dem um die Mächtigkeit der Wurzelzone Dwz verminderten Grundwasserflurabstand GWF und der Verlagerungsgeschwindigkeit nach Gl. 2.1 kann die Verlagerungszeit des Si-ckerwassers von unterhalb des Wurzelbereiches bis zur Grundwasseroberfläche an jedem Ort eines Gebiets abgeschätzt werden (DANNOWSKI ET AL., 1999).

R

FKDGWFt WZs )( −= (Gl. 2.2)

Unter den klimatischen Verhältnissen des Elbetieflandes kann unter grundwasserfernen land-wirtschaftlichen Standorten mit Sickerwasserhöhen von 100 bis 250 mm/a gerechnet werden (Dannowski und Steidl, 2000). In Regionen mit überwiegend sandigen Böden (Wassergehalte bei Feldkapazität zwischen 10 und 15 mm/dm) treten dabei Verlagerungsgeschwindigkeiten von 7 bis 25 dm/a auf. An Standorten mit Grundwasserflurabständen um 2 m kann die Verla-gerung von aus der Wurzelzone ausgetragenen Stoffen hin zur Grundwasseroberfläche bereits innerhalb eines Jahres stattfinden. Bei größeren Grundwasserflurabständen (z. B. 20 m) ist in diesen Regionen jedoch mit wesentlich größeren Verlagerungszeiten (z. B. 8 bis 30 a) zu rechnen.

II-2.1.2.1.3 Analyse des Weg-/Zeitverhaltens des Grundwassertransits

In den Lockergesteinsgrundwasserleitern wird die Grundwasserströmung maßgeblich durch die Schwerkraft sowie Druck- und Reibungskräfte bestimmt. Andere Kräfte (z. B. Trägheits-kräfte, Haftkräfte) können meist vernachlässigt werden. Die Filtergeschwindigkeit vf ergibt sich dann für isotrope Bedingungen vereinfacht aus dem Darcy-Gesetz:

lhkv ff ∂

∂= (Gl. 2.3)

kf - gesättigte hydraulische Leitfähigkeit

∂h/∂l - hydraulisch wirksame Gradient

Den Gesetzmäßigkeiten der Potentialströmung folgend, bilden sich Strombahnen im Grund-wasserkörper aus. Die Strömung entlang dieser Strombahnen kann auf der Grundlage der Gl. 2.3 unter Berücksichtigung der Massenerhaltung nachgebildet werden. Bei zweidimensionaler Betrachtung des Problems kann von einer gegenüber der Grundwasserleitermächtigkeit gro-ßen lateralen Fließstrecke ausgegangen werden. In guter Näherung werden die Strombahnen dann als parallel und dem Grundwassergefälle folgend angenommen.

Die schließlich interessierende Abstandsgeschwindigkeit va, das heißt die Geschwindigkeit, mit der eine bestimmte makroskopische Fließstrecke durchströmt wird, kann aus dem Quo-tienten der Filtergeschwindigkeit vf (Gl. 2.3) und des durchflusswirksamen Hohlraumanteils nf ermittelt werden.

95


lh

nk

vf

fa ∂

∂⋅= (Gl. 2.4)

Für jeden Punkt eines Gebietes ergibt sich die Zeit von der Einsickerung in das Grundwasser bis zur Exfiltration durch die Integration der aus den Abstandsgeschwindigkeiten und Fließ-abschnittslängen berechneten Fließzeiten über den Vektor der jeweiligen Strombahn (Bild 2.2). Vernachlässigt man die für den Stofftransport wichtigen Prozesse der Dispersion und der Diffusion, die die Strombahnen nur geringfügig verfälschen, kann damit die Transitzeit gelös-ter konservativer Stoffe im Grundwasser vom Emissionsort bis zur Exfiltration in ein Ober-flächengewässer oder die begleitende Niederung näherungsweise abgeschätzt werden.

Bild 2.2: Fließschema des Grundwasserabflusses zur Weg-/Zeitberechnung

KUNKEL UND WENDLAND (1997) haben dieses Verfahren um einen stochastischen Ansatz erweitert, der es ermöglicht die große natürliche Heterogenität der hydrogeologischen Einga-beparameter zu berücksichtigen.

Für den gesamten Lockergesteinbereich des Elbeeinzugsgebietes (KUNKEL UND WENDLAND, 1999) und des Odereinzugsgebietes (DANNOWSKI ET AL., 1999) wurden mit diesem Verfahren bereits Analysen des Weg-Zeitverhaltens des Grundwassertransits durchgeführt.

Für sandig-kiesige Grundwasserleiter in Tieflandgebieten ergeben sich bei typischen Grund-wassergradienten (>10-4 ... <10-3) Abstandsgeschwindigkeiten va von 1 bis nahezu 200 m/a. Je nach der Entfernung zwischen Emissionsort und Entlastungsgewässer oder begleitender Nie-derung. kann der Stofftransit im Grundwasser also Jahre, Jahrzehnte bis Jahrhunderte dauern.

96


II-2.1.2.2 Versickerung, Grundwassertransit und Stoffabbau

Heute in den Oberflächengewässern ermittelte Nährstofffrachten betragen zumeist nur einen Bruchteil der für das Emissionsgebiet kalkulierbaren aktuellen Nährstoffüberschüsse. Das kann nur teilweise mit den räumlich sehr differenzierten Austragszeiten erklärt werden. Dar-über hinaus müssen auf den Transitpfaden Stoffabbau- und Stoffumwandlungsprozesse wir-ken.

Im Fall des Nitrats wird das Reduktionspotential in der ungesättigten Zone als eher gering bis unbedeutend eingeschätzt (z. B. BECKER, 1999). Das mit dem Sickerwasser eingetragene Nitrat kann jedoch unter anaeroben Verhältnissen im Grundwasser zu molekularem Stickstoff reduziert werden, wenn verwertbare organische Kohlenstoffverbindungen bzw. reduzierte Schwefel-Eisen-Verbindungen (Pyrit) anwesend sind (vgl. dazu KÖLLE 1984, BÖTTCHER ET AL. 1985 u. 1989). Bereits OBERMANN (1982) schreibt dem mikrobiellen anaeroben Nitratab-bau bei ausreichender Verfügbarkeit verwertbaren organischen Kohlenstoffs ein erhebliches Reduktionspotential zu. Eine Quantifizierung der Reduktionspotentiale ist in jedem Fall nur als Abschätzung möglich. Zweifel besteht auch daran, ob diese Reduktionspotentiale als dau-erhaft verfügbar angenommen werden können, oder ob bei einem Verbrauch der organischen Kohlenstoffverbindungen oder des Pyrits im Grundwasserleiter diese Pufferkapazität er-schöpft wird (Übersicht dazu s. WENDLAND UND KUNKEL, 1999).

Bei autotropher Denitrifikation kann die Abnahme der Nitrat-Anfangskonzentration c0 nach BÖTTCHER ET AL. (1985, 1989) als Funktion der Zeit c(t) beschrieben werden, wobei t1/2 die Zeit ist, in der sich die Konzentration um die Hälfte verringert (Halbwertzeit):

2/1

693.0

0)( tt

ectc⋅

−

⋅= (Gl. 2.5)

Aus den Arbeiten von BÖTTCHER (1989) lassen sich Halbwertzeiten zwischen 1 und 2 Jahren angeben. VAN BEEK (1987) fand in Grundwasserleitern der Niederlanden Halbwertzeiten von etwa 4 Jahren. Dabei handelt es sich jedoch allenfalls um exemplarische Werte, die bei Über-tragung auf die Grundwässer anderer Gebiete entsprechend den dort vorgefundenen bio-geo-chemischen Verhältnissen auch weiter variieren können.

WENDLAND UND KUNKEL (1999) haben auf der Grundlage von Grundwassergütemesswerten zum Sauerstoff-, Sulfat-, Eisen-, Mangan- und Nitratgehalt sowie unter Berücksichtigung der Entnahmetiefen das Nitratabbaupotential für die grundwasserführenden Gesteinseinheiten des Elbeeinzugsgebietes qualitativ bewertet. Im überwiegenden Teil des Lockergesteinsbereiches wurden nitratabbauende Bedingungen ausgewiesen. Ausnahmen bilden die Hochflächensande und Sander, die als Mischtyp zwischen nitratabbauend und nichtnitratabbauend eingestuft wurden.

II-2.1.2.3 Relevanz von Standorten für die Gewässerbelastung durch Stickstoffausträge

Da die Zeitspannen für den Transport von N-Austrägen über den Pfad Boden, Versickerung und Grundwasser in die Oberflächenflächengewässer für die Standorte eines Flussgebietes erheblich differieren, gelangt ein Mix von Nährstoffen aus unterschiedlichen Emis-sionsperioden in die Flüsse (s. Bild 2.3). Auf den Austragspfaden wirken zudem Abbau- und Umwandlungsprozesse, die unter geeigneten Bedingungen während längerer Austragszeiten eine deutliche Reduktion der Nitratfracht bewirken können.

97


19961991

1971

1971

1951

2001

Bild 2.3: Schema zum Weg-/Zeitverhalten unterirdischer Wasser- und Stoffflüsse

Unabhängig vom Umfang der tatsächlichen N-Austräge in das Sickerwasser der Standorte lässt sich aus der Kenntnis dieser Zusammenhänge bereits eine differenzierte Bewertung der Relevanz jedes Standortes an der Belastung des entwässernden Oberflächengewässers ablei-ten. Standorte, denen längere Austragszeiten zugeordnet werden, haben einen geringeren Ein-fluss auf die Oberflächengewässer als Standorte, denen kürzere Austragszeiten zugeordnet werden, wenn nitratabbauende Bedingungen im Grundwasserleiter vorhanden sind. Nach Gl. 2.5 ergibt sich unter Annahme einer Halbwertzeit von 5 Jahren eine Verringerung der Nitrat-konzentration beim Erreichen des Flusses nach 50 Jahren auf weniger als 0,1 % der ursprüng-lichen Konzentration. N-Austräge von Standorten mit Austragszeiten von 50 Jahren und mehr haben also kaum einen Einfluss auf die Belastung der Gewässer. Für eine Austragszeit von 10 Jahren entspricht die Nitratkonzentration immerhin noch 25 % und nach 5 Jahren noch 50 % der ursprünglichen Konzentration beim Verlassen der Wurzelzone.

Bei der Bewertung der Relevanz von Standorten für die Gewässerbelastung durch N-Austräge sind entwässerte landwirtschaftliche Standorte besonders zu berücksichtigen, da ihr Austrags-verhalten mit dem in Kap. II-2.1.2.1 dargestellten Analysen kaum zu erfassen ist. Durch die Entwässerungseinrichtungen wird der natürliche Austragspfad erheblich verkürzt, so dass bei landwirtschaftlichen Standorten mit Rohrdränanlagen oder einfachen Entwässerungsgräben mit Austragszeiten von unter 10 Jahre zu rechnen ist. Mit einem Nitratabbau ist dabei kaum zu rechnen. Andere entwässerte landwirtschaftliche Standorte, wie z. B. Polder-, Niedermoor- oder Grundwassersandstandorte, können durch den Betrieb von Schöpfwerken, Ein- und An-stausystemen und Fremdwasserzufuhr aus dem Einzugsgebiet gesteuert ent- oder bewässert werden. Bei ganzjährig oberflächennahen Grundwasserständen und guter kapillarer Nachlie-ferung aus dem Grundwasser ist, wenn überhaupt, nur mit sehr geringen N-Austrägen zu rechnen. Tiefere Entwässerungen, wie sie bei der aktuell verbreiteten intensive Nutzung die-ser Standorte als Acker- oder Grünland vorgenommen werden, haben einer Verringerung oder ein Abreißen der kapillaren Nachlieferung aus dem Grundwasser zur Folge und es kann zu weitaus höheren N-Verlusten kommen (vgl. Kap. II-2.1.2.5). Aufgrund der geringen Graben-abstände gelangt das Nitrat dann auch relativ schnell in Oberflächengewässer (BALLA UND GENSIOR, 2000). Durch eine auf den Wasserrückhalt gerichtete Wasserbewirtschaftung kön-nen die N-Austräge stark vermindert und in der Niederung zurückgehalten werden (s. dazu Kap. II-2.2). Da diese aber derzeit kaum erfolgt, bleibt diesen Standorten eine gewisse Rele-vanz für die Gewässerbelastung erhalten.

In die Bewertung der Relevanz von Standorten für die Gewässerbelastung durch N-Austräge gehen folgende Standorteigenschaften ein:

98


• Hydrologisches Standortregime (Versickerungsfähigkeit, Staunässe- und Grundwas-sereinfluss),

• Wasserspeichervermögen des Standortes, • Entwässerung durch Grundwasserregulierungsanlagen oder Rohrdränungen, • Austragszeiten des Stofftransfers aus der Wurzelzone in die Entlastungsgewässer oder

die begleitenden Niederungen, • Landnutzungsklasse des Standortes (Acker, Grünland, Siedlung, usw.).

Wesentliches Kriterium ist jedoch die Austragszeit mit der daran gekoppelten Möglichkeit des Nitratabbaus bzw. der Nitratumwandlung im Grundwasser, die für jeden Standort modell-gestützt abzuschätzen ist. Da kaum Kenntnisse zum Nitratabbau in der ungesättigten Zone vorliegen, ist es hier jedoch sinnvoll nur die Zeitspanne des N-Transportes im Grundwasser anzusetzen. Davon ausgehend können drei Klassen von Standorten gebildet werden (Tabelle 1.5).

Standorte mit Austragszeiten von weniger als 10 Jahren sind als sehr relevant für eine Gewäs-serbelastung durch N-Austräge zu betrachten, da für sie Nitratdurchbrüche noch als sicher anzunehmen sind. Das gilt ebenfalls für grundwasser- oder stauwasserbeeinflusste und ent-wässerte landwirtschaftliche Standorte

Beträgt die Austragszeit für einen durch Sickerwasser bestimmten Standort zwischen 10 und 50 Jahren, wird eine mittlere Relevanz für die Gewässerbelastung angesetzt. Standorte mit Austragszeiten von wenigstens 50 Jahren sind kaum noch relevant für eine Gewässerbelas-tung durch N-Austräge. Das gilt ebenso für nicht landwirtschaftlich genutzten Standorte (Siedlung, Verkehr, Forst usw.).

Entsprechend der Austragszeit und der daran gekoppelten Möglichkeit des Nitratabbaus bzw. der Nitratumwandlung im Grundwasser (Gl. 2.5) lassen sich darüber hinaus Faktoren für die Gewichtung von Nitratfrachten aus der Wurzelzone bezüglich ihrer Wirkung auf die Belas-tung von Oberflächengewässern angeben (Tabelle 1.5).

II-2.1.2.4 Nährstoffausträge aus der Bodenzone

Stoffeinträge aus der Landwirtschaft haben einen z. T. erheblichen Anteil an der Belastung von Grund- und Oberflächengewässern. Insbesondere beim Stickstoff trägt die flächenhafte diffuse Versickerung zu mehr als 80 % zur Belastung der Grundwässer und zu 48 % zur Be-lastung der Fließgewässer in Deutschland bei (ISERMANN, 1990). Speziell in den relativ ebe-nen Landschaften Norddeutschlands, Dänemarks und den Niederlanden spielt die Exfiltration von belastetem Grundwasser eine dominante Rolle (VAN DER MOLEN ET AL. (1998).

Maßnahmen zur Verminderung der diffusen Stickstoffeinträge in die Gewässer haben daher zunächst sinnvollerweise am Ursprung ihrer Entstehung d. h. bei der Reduktion der Nährstof-fausträge aus der durchwurzelten Zone, anzusetzen. Eine Reihe von Strategien zur Verringe-rung von Nährstoffemissionen in Grund- und Oberflächenwasser stehen zur Diskussion (u. a. VAN DER MOLEN ET AL., 1998; FREDE UND DABBERT, 1998). Es besteht daher ein dringender Bedarf die Effekte verschiedener Alternativen der Landnutzung und der Landbewirtschaftung möglichst standortspezifisch zu quantifizieren, um eine möglichst effiziente Maßnahmenallo-kation zu erreichen. Simulationsmodelle können hierzu einen wesentlichen Beitrag leisten.

Zum Bereich der Stickstoffdynamik existieren eine Reihe von Modellansätzen (Übersichten u.a. DE WILLIGEN, 1991, DIEKKRÜGER ET. AL. 1995, CEC, 1991, ENGEL ET AL., 1993). Viele

99


dieser Modelle sind für Simulationen am Punkt ausgelegt und auf Grund ihres hohen Bedarfs an Eingabedaten und Parametern kaum für großräumige Berechnungen geeignet. In einigen Fällen wurden Modelle für Einzugsgebiete und Regionen angewendet (z. B. KRAGT ET AL., 1990, VEREECKEN ET AL. 1990, STRYCZEN, 1995, KERSEBAUM 1995, 2000).

II-2.1.2.4.1 Verwendetes Simulationsmodell

Zur Berechnung der N-Austräge aus der Wurzelzone im Tieflandbereich der Elbe wurde das prozessorientierte deterministische Modell HERMES (KERSEBAUM, 1995) verwendet, wel-ches auf unterschiedlichen Skalen validiert ist (KERSEBAUM UND BEBLIK, 2001).

Das Modell berücksichtigt die wesentlichen Prozesse der N-Dynamik im System Boden-Pflanze. Simuliert werden in Abhängigkeit von Boden, Witterung und Bewirtschaftung der Wasserhaushalt (Verdunstung, Wasserflüsse, Sickerwasserbildung bzw. kapillarer Aufstieg), die N-Mineralisation aus organischer Substanz des Bodens und aus Ernteresiduen, die De-nitrifikation, der N-Transport mit dem Sickerwasser sowie die N-Aufnahme der Pflanzen. Einfache Abschätzungen werden zu NH3-Verlusten und dem Anteil der N2-Fixierung an der Gesamtaufnahme der Pflanze gemacht. Die Simulation liefert Aussagen über die durch-schnittliche Grundwasserneubildung und jährliche Nitratauswaschung ganzer Fruchtfolgen.

Im folgenden sollen die wesentlichen Merkmale des Modells kurz beschrieben werden. De-tailliertere Darstellungen des Modellansatzes finden sich ET AL. bei KERSEBAUM UND RICH-TER (1991), KERSEBAUM ET AL. (1993), KERSEBAUM (1995) und KERSEBAUM UND BEBLIK (2001). Der Modellaufbau gliedert sich in unterschiedliche Teilmodelle.

Wegen der engen Verflechtung sowohl der biologischen Stick- und Kohlenstoffumsetzung wie auch der physikalischen Transportprozesse ist die Simulation des Wasserhaushalts ein unverzichtbarer Bestandteil des Modells. Hierfür wird ein einfaches Plattenmodell verwendet, da die hierfür notwendigen Kapazitätsparameter (Feldkapazität und Permanenter Welke-punkt) sich relativ einfach anhand der Bodenkundlichen Kartieranleitung (AG Bodenkunde 4. Auflage, 1994) im wesentlichen aus der Textur und dem Humusgehalt abschätzen lassen. Diese Parameter bzw. Korrekturalgorithmen sind für die existierenden Körnungsklassen be-reits an das Modell gekoppelt, so dass lediglich die Angabe der Bodenart notwendig ist.

Der kapillare Aufstieg aus dem Grundwasser wird in Abhängigkeit von Bodenart und Ab-stand des Grundwassers in Anlehnung an die Bodenkundliche Kartieranleitung (AG Boden-kunde 4. Auflage, 1994) berechnet, wobei die Schicht in die der Aufstieg erfolgt dynamisch an jedem Tag berechnet wird. Eine detaillierte Beschreibung des Verfahrens geben KERSE-BAUM ET AL. (1993).

Notwendig für die Berechnung des Wasserhaushalts ist neben dem täglichen Niederschlag das Sättigungsdefizit der Luft. Dieses wird zur Berechnung der potentiellen Evapotranspiration nach HAUDE (1955) unter Verwendung von bewuchsspezifischen Monatsfaktoren (HEGER 1978, LÖPMEIER 1994) verwendet. Die potentielle Verdunstung wird, abhängig vom Boden-wassergehalt, zu einer aktuellen Verdunstung reduziert, wobei durchwurzelungsabhängig verschiedene Bodenschichten beteiligt sind. Die berechneten Wasserflüsse zwischen den Bo-denkompartimenten werden zur Berechnung der Nitratverlagerung mit Hilfe der klassischen Konvektions-Dispersionsgleichung verwendet.

Die Mineralisation von organischer Substanz im Boden wird im wesentlichen durch die Tem-peratur (T) und die Bodenfeuchte (Q ) beeinflusst. Sie wird im Modell unter Annahme von

100


zwei unterschiedlich schnell mineralisierbaren N-Fraktionen mit zwei Reaktionsgleichungen 1. Ordnung beschrieben (RICHTER ET AL. 1982):

( ) ( )N t N e N erk T

dk Tr d

min( , ) ( , )( ) = − + −− −1 1Θ Θ

(Gl. 2.6)

Dabei stellt Nr das Mineralisationspotential einer langsam abbaubaren N-Fraktion dar, das sich im wesentlichen aus einem am Umsatz beteiligten Teil der organischen Substanz des Bodens sowie schwer zersetzbaren Ernterückständen zusammensetzt. Das Mineralisationspo-tential Nd der schnell umsetzbaren N-Fraktion besteht aus den leicht abbaubaren Stickstoff-verbindungen in frischen Ernterückständen.

Die Abhängigkeit der Mineralisationskoeffizienten kr und kd von der Temperatur T wird durch zwei Arrheniusfunktionen (NUSKE 1983, NORDMEYER UND RICHTER 1985) beschrie-ben:

k T erT( ) . / ( )= − +4 0 10 9 8400 273

(Gl. 2.7)

k T edT( ) . / ( )= − +5 6 1012 9800 273

(Gl. 2.8)

Der Einfluss der Bodenfeuchte auf die Mineralisation wird durch Korrektur der Mineralisati-onskoeffizienten mit einem von MYERS ET AL. (1982) abgeleiteten Reduktionsfaktor berück-sichtigt.

Gasförmige Stickstoffverluste werden im wesentlichen durch Denitrifikation und NH3-Entbindung hervorgerufen. Für mineralische Düngemittel werden mittlere Ausbringungsver-luste von 10% des Ammoniumanteils veranschlagt. Die Simulation der Denitrifikation erfolgt mit einem einfachen Modellansatz von RICHTER UND SÖNDGERATH (unveröffentlicht, zit. in SCHNEIDER 1991). Darin wird die Denitrifikation als eine Funktion des Nitratgehalts im Bo-den, der Bodenfeuchte (in Prozent des wassergefüllten Porenraums) und der Temperatur ab-gebildet.

)()(

)()(

32

3

23max Tff

KNONOV

N rNO

den ∗Θ∗+

∗=

(Gl. 2.9)

mit der maximalen Denitrifikationsrate Vmax (kg N ha-1 Tag-1), dem Nitratgehalt des Bodens (kg N ha-1), den Michalis-Menten Koeffizienten für Nitrat (kg N ha-1) sowie den Funktionen für Wassergehalt und Temperatur:

6)(1)( crit

r

ef rΘΘ

−

−=Θ (Gl. 2.10)

6.4)(1)( critT

T

eTf−

−= (Gl. 2.11)

Die kritischen Werte Tcrit der Temperatur und Θcrit für den wassergefüllten Porenraum betra-gen 15.5 °C bzw. 76.6 cm3 (100 cm)-3.

Einträge von Stickstoff aus der Atmosphäre werden pauschal mit 30 kg N/ha jährlich ange-setzt und gleichmäßig auf die Tage des Jahres verteilt.

101


Zur Abbildung der N-Aufnahme durch Pflanzen erfolgt zunächst eine Ertragsabschätzung anhand von Produktionsfunktionen nach PIORR (1999). Die Ertragsabschätzung erfolgt für die einzelnen Anbauverfahren standortspezifisch auf der Basis von Ackerzahl und Niederschlag, wobei die Stellung innerhalb der definierten Fruchtfolgen mit vorfruchtspezifischen Zu- und Abschlägen Berücksichtigung findet. Für Standorteinheiten mit Grundwasseranschluss wird in einem ersten Simulationsdurchgang der kapillare Aufstieg für die Einzeljahre der Frucht-folge berechnet. Dieser wird für den abschließenden Simulationslauf verwendet, um das er-höhte Wasserdargebot bei der Ertragsschätzung zu berücksichtigen.

Über die Ertragsschätzung wird mit kulturartenspezifischen N-Gehalten und Ernte-gut/Restpflanze-Verhältnissendie gesamte Stickstoffaufnahme (Nmax) geschätzt und über eine temperatursummenabhängige logistische N-Entzugsfunktion Npl(t) in ihrem zeitlichen Verlauf abgebildet:

( )( )

pl

z Ts tT

n

N t N=−

max

logmax

10 (Gl. 2.12)

wobei Tmax die Temperatursumme für die gesamte Vegetationszeit der jeweiligen Kultur und Ts(t) die zum Zeitpunkt t bereits erreichte Temperatursumme darstellt. Für Leguminosen wird ein kulturspezifischer Anteil der N-Aufnahme als N2-Fixierung aus der Atmosphäre berück-sichtigt. Zum Erntezeitpunkt werden die nicht exportierten N-Mengen in den Ernte- und Wur-zelrückständen den jeweiligen Mineralisationspools wieder zugeführt.

II-2.1.2.4.2 Datengrundlagen

Grundlage für die Simulation sind die im betrachteten Gebiet vorkommenden Standorttypen der mittelmaßstäbigen Standortkarte (MMK). Diesen werden repräsentative Bodenprofile zugeordnet, die die wesentlichen Bodeninformationen zur Ableitung der Modellparameter (Textur, Corg) enthalten. Für jeden Standorttyp werden 5 unterschiedliche Grundwasserstände (0-6 dm variabel (nur Grünland) sowie 9, 15, 20 und 35 dm konstant) definiert. Aus der Kombination von Textur und Grundwasserflurabstand wird in Anlehnung an den Ackerschät-zungsrahmen eine standortklassenspezifische mittlere Ackerzahl für die Ertragsschätzung abgeleitet.

Auf der Grundlage mittlerer Jahressummen des Niederschlags (Reihe 1975/89) wurde eine klimatische Zonierung des Untersuchungsraumes vorgenommen. Dazu wurde der Wertebe-reich der Niederschlagssummen, der 540 mm/a bis 772 mm/a umfasst, in vier etwa gleich breite Klassen eingeteilt, für die sich bei der Übertragung auf das Untersuchungsgebiet einen Flächenanteil zwischen 16 und 31 % ergab. Jeder Zone wurde jeweils eine repräsentative Messstation zugewiesen, für die wiederum ein typischer Jahresgang ermittelt wurde, der in Menge und Verteilung dem langjährigen Durchschnitt der Station entsprach. Die vom Modell benötigten täglichen Witterungsdaten wurden schließlich aus dem Wertepool dieser Reprä-sentativstation entnommen.

II-2.1.2.4.3 Definition der Bewirtschaftungsszenarien

Zur Abschätzung der Minderungseffekte von verschiedenen Änderungsmaßnahmen in der landwirtschaftlichen Nutzung war es zunächst notwendig die derzeitige Situation der Land-bewirtschaftung zu erfassen und den damit verbundenen Stickstoffaustrag zu ermitteln. Die Status quo Situation ist im Bereich der Ackernutzung im wesentlichen durch den konventio-

102


nellen Landbau geprägt. Die Definition der standortspezifischen Fruchtfolgen erfolgte zum Einen nach pflanzenbaulichen Kriterien, wurde jedoch dahingehend optimiert, dass sich aus der flächenhaften Verteilung der Standorttypen und den ihnen zugeordneten Fruchtfolgen eine weitgehende Annäherung an die Kulturartenanteile der Agrarstatistik ergab. Die frucht-artspezifischen Düngungsaufwendungen für den konventionellen Landbau wurden in Abhän-gigkeit der standortspezifisch geschätzten Erträge (PIORR 1999) angesetzt und entsprechen unter Berücksichtigung der aus der derzeitigen Viehdichte abgeleiteten Wirtschaftsdüngerap-plikation einem durchschnittlichen Bilanzüberschuss von ca. 50 kg N/ha (ROSCHKE 1998).

Als eine mögliche Maßnahme zur Minderung der diffusen Stickstoffausträge wurde der öko-logische Landbau gewählt. Aufgrund der limitierten Viehdichte und des Verzichtes auf Zu-kauf von mineralischem Stickstoff weist der ökologische Landbau ein geringeres Auswa-schungsrisiko für Nitrat aus der Wurzelzone auf. Die betriebsinterne Zyklierung von Stick-stoff unter weitgehender Vermeidung von Verlusten sowie seine Einspeisung in den Betriebs-kreislauf über die biologische N2-Fixierung spielen eine zentrale Rolle beim ökologischen Landbau. Für das Szenario wurde eine gegenüber der Status quo Situation unveränderte Vieh-dichte von 0.5 GV/ha zugrunde gelegt. Entsprechend der höheren Standortabhängigkeit des Ökologischen Landbaus wurden die entsprechenden Fruchtfolgen nach pflanzenbaulichen Gesichtspunkten sowie dem für die Viehdichte notwendigen Futterbedarf ausgerichtet (PIORR ET AL. 1999). Insgesamt wurden für die beiden Ackernutzungssysteme 16 unterschiedliche 7-gliedrige Fruchtfolgen aus 15 verschiedenen Ackerkulturen zusammengesetzt und für jeweils einen bestimmten Ackerzahlbereich definiert.

Sowohl für den konventionellen als auch den Ökologischen Landbau wurden an den für den Zwischenfruchtanbau geeigneten Zeiten innerhalb der Rotation entsprechende Anbauoptionen festgelegt. Die Realisierung dieser Zwischenfruchtoptionen wurde von der jährlichen Nieder-schlagshöhe abhängig gemacht, d.h. in Trockenregionen wurde die Möglichkeit des Zwi-schenfruchtanbaus wegen schlechter Aufwuchschancen nicht genutzt, während mit steigen-dem Wasserangebot die Möglichkeiten mit zunehmenden Anteilen wahrgenommen wurden. Der Anteil an stillgelegten Flächen wurde innerhalb der Fruchtfolgen nicht berücksichtigt, sondern separat wie ungedüngtes Grünland berechnet. Dies erlaubt später die Berücksichti-gung wechselnder Stillegungsanteile durch eine entsprechende Flächengewichtung.

Für Grünland wurde eine intensive und eine extensive Variante berechnet, die sich im Hin-blick auf ihre Ertragshöhe und Düngungsintensität (200 bzw. 60 kg N/ha ) unterscheidet.

103


II-2.2 Ermittlung des Rückhaltepotentials in meliorierten Niederungen

Jörg Steidl, Ottfried Dietrich und Oliver Bauer Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung

II-2.2.1 Wasserrückhalt

Der Wasserrückhalt WR eines Niederungsgebietes ergibt sich entsprechend dem Systemsche-ma in Bild 2.4 summarisch aus dem Zufluss in die Niederung Qz, dem Wasserdargebot aus dem Niederschlag auf die Niederungsfläche NFP ⋅ sowie dem Abfluss aus der Niederung Qa (Gl. 2.13) und entspricht damit der Wassermenge, die sich aus der Verdunstungshöhe Eta und einem Speicherterm S im Niederungsgebiet ergibt (Gl. 2.14).

aNzR QFPQW −⋅+= (Gl. 2.13)

SFETW NaR +⋅= für P < (Eta + S) (Gl. 2.14)

Qzu - Gesamtabfluss aus dem Einzugsgebiet Qab - Gesamtabfluss in die Unterliegergebiete Qz - Zufluss in die Niederung Qa - Abfluss aus der Niederung P - Niederschlag auf die Niederung Eta - Verdunstung aus der Niederung FN - Fläche der Niederung S - Niederungsspeicher

Bild 2.4: Systemschema für eine Niederung im Nebenschluss des Hauptgewässers

Bei gegebenen technischen Möglichkeiten kann der Abfluss aus der Niederung gering gehal-ten oder ganz verhindert werden, wenn der Zufluss zur Niederung so gesteuert wird, dass da-mit der Wasserverbrauch der Niederung höchstens ausgeglichen ist. Übersteigt der Nieder-schlag auf die Niederung die Verdunstung kann bei gefülltem Niederungsspeicher der Abfluss aus der Niederung nicht mehr verhindert werden, ein Wasserrückhalt ist dann nicht möglich.

Der Speicherterm widerspiegelt die Änderung des Grundwasserstandes in der Niederung, der einen wesentlichen Einfluss auf die Höhe der realen Verdunstung hat. Auf grundwassernahen Standorten kann die reale Verdunstung die potentielle Verdunstung übersteigen (INGRAM 1983; GILMAN 1994; BEHRENDT ET AL. 1998; DANNOWSKI ET AL. 1999; BÖHM 2001). Ein maximaler Wasserrückhalt in einer Niederung ist demnach bei ganzjährig sehr oberflächen-nahen Grundwasserständen und Ausbildung einer ausgeprägten Feuchtgebietsvegetation er-reichbar (Tabelle 2.1). Voraussetzung dafür ist ein ausreichendes Wasserdargebot für die Niederung, das durch den Zufluss aus dem oberliegenden größtenteils grundwasserfernen Einzugsgebiet Qzu und den Niederschlag auf die Niederung P bestimmt wird. Bei geringen oder negativen klimatischen Wasserbilanzen, die für die Übergangszone zwischen Maritim-klima zum Kontinentalklima im östlichen Teil Deutschlands typisch sind, kann es unter ange-spannten Wassernutzungssituationen im Einzugsgebiet der Niederungen in den Sommermo-naten zu Wasserdargebotsdefiziten kommen (Dietrich et al. 2001). Das führt zu sinkenden

Qzu

Qz

P FN

Eta

Qab

Q => 0a

S

(-)

(+)

104


Grundwasserständen in deren Folge die Verdunstung und damit der Wasserrückhalt in den Niederungen vermindert wird.

Tabelle 2.1: Mittlere Verdunstungshöhen grundwassernaher Standorte

Autor Bemerkungen Evapotranspiration Methode

MUNDEL (1982) Standorte im Havelluch, Branden-burg

420...750 mm/a Lysimetermessungen

Zeitraum: 1968-77

BEHRENDT (1996) verschiedene Feuchtgebietsvegetati-on (Schilf, Segge, Rohrkolben) im Havelluch, Brandenburg

800...1500 mm/a Lysimetermessungen

Zeitraum: 1992-94

DIETRICH UND BALLA (2000)

entwässerte Niedermoorstandorte, Grundwasserstand ganzjährig 90 cm unter Flur (Oberes Rhinluch)

490 mm/a Flächenwasserbilanz mit Modell WABI [DIETRICH et al. 1996]

DANNOWSKI ET AL. (2000)

wiedervernässtes, degradiertes Niedermoor, z. T. überstaut, Schilf-vegetation, in der Welseniederung, Brandenburg

790...1170 mm

(April bis Oktober)

Bilanzierung über 8 ha Ver-suchsfläche

Zeitraum: 1997-99

BÖHM (2001) extensiv genutzter Staubereich im degradierten Niedermoor mit ganzjährig hohem Grundwasser-stand (Oberes Rhinluch)

1040...1124 mm/a PENMAN-MONTEITH-Gleichung und Flächenwasserbilanz

Zeitraum: 1995-96

(-) freie Wasseroberfläche; Wetterstati-on Neuruppin

700 mm/a PENMAN-Gleichung

Zeitraum: 1967-89

Bei der Ermittlung der Rückhaltepotentiale von Niederungsgebieten sind also alle Kompo-nenten des Wasserhaushaltes eines Flussgebietes zu berücksichtigen. Welche Methoden und Modelle für die Beschreibung der einzelnen Komponenten des Wasserhaushaltes zum Einsatz kommen ist vor allem von der Ausprägung der unterschiedlichen hydrologischen Prozessen (Abflussbildung, Abflusskonzentration, u. a.) im Flussgebiet und den standörtlichen Verhält-nissen in den Niederungen abhängig. Zu berücksichtigen sind:

• eine der Abflussrichtung folgende hierarchische Gliederung eines Flussgebietes in die Einzugsgebiete der Niederungen,

• Bewirtschaftung des Wasserdargebotes aus dem Einzugsgebiet z. B. durch Speicher-bewirtschaftung von Seen oder Wasserüberleitungen in andere Flussgebiete oder aus anderen Flussgebieten

• Zuflüsse zu den Niederungen über Oberflächengewässer und Grundwasser, • hydrologisches System der Niederung, • Böden in der Niederung (Bodenart, Mächtigkeit und Schichtung), • Wasserwirtschaftliches bzw. kulturtechnisches Managementsystem in den Niederun-

gen (Struktur und Möglichkeiten des Ent- und Bewässerungssystems, Gliederung in Staubereiche mit Entwässerungsrichtungen),

• rezente Nutzung der Niederungsflächen und daraus abgeleitete Praktiken der Wasser-bewirtschaftung,

105


• Wasserbilanz in den Niederungen in Abhängigkeit vom Wasserdargebot.

II-2.2.2 Modell für den Wasserrückhalt in Flussgebieten

Für die Ermittlung des Wasserrückhaltes in den Niederungen von Flussgebieten wurde ein Modell entwickelt, das auf der detaillierten Wasserhaushaltsgleichung in Gl. 2.15 basiert.

( ) ( ) ab

n

kkStakSt

m

jjSeeGaG

l

iizu QSETPFSSETPFQ =+++++−+ ∑∑∑

=== 1,,

1,

1, (Gl. 2.15)

mit l - Anzahl der Teilgebiete Qzu - Abfluss aus oberliegenden Teilgebieten

FG - grundwasserferne Fläche eines Teilgebietes P - Niederschlag ETa - Verdunstung S - Speicherterm

( )Ga SETP +− - Bilanzterm für die grundwasserfernen Flächen eines Teilgebietes m - Anzahl der Seenspeicher

SeeS - Speicherterm für Seen

n - Anzahl der Staubereiche FSt - Staubereichsfläche

( )Sta SETP +− - Bilanzterm für einen Staubereich Qab - Abfluss aus einem Teilgebietes in seinen Unterlieger

Mit dem Modell werden zunächst die nutzbaren Gesamtzuflüsse für jedem Staubereich eines Flussgebietes zur Verfügung gestellt. Mittels Kopplung mit dem Modell WABI, das von DIETRICH ET AL. (1996) speziell für die Ermittlung der Wasserbilanzen grundwasserregulier-ter Niedermoorstandorte entwickelt wurde, kann dann der Wasserrückhalt in den Niederungen berechnet werden.

Als Grundlagen für das Modell werden die Geometrien der Teileinzugsgebiete sowie der Staubereiche der Niederungen eines Flussgebietes und deren Abflusskaskade, das Gewässer-system, das Wasserdargebot von den grundwasserfernen Standorten der Teileinzugsgebiete sowie die bewirtschafteten Seespeicher mit den oberen und unteren Stauzielen benötigt. Das Abflusssystem wird vom Modell mit einem Zeitintervall von einem Monat stationär behan-delt.

Die Berechnung erfolgt wie im Bild 2.5 dargestellt jeweils für alle Teilgebiete der Niederun-gen einer Kaskadenstufe. Ein Teilgebiet ist dabei das Einzugsgebiet einer Niederung vermin-dert um alle oberliegenden Einzugsgebiete von Niederungen. Die Kaskadenstufen werden in Abflussrichtung nacheinander berechnet, wobei die berechneten Abflüsse Qab aller in dassel-be unterliegende Teilgebiet entwässernden Teilgebiete einer Kaskadenstufen

106


Bild 2.5: Berechnungsschema eines Teilgebietes zur Ermittlung des Wasserrückhaltes von Niede-rungen in Flussgebieten

ergeben in der Summe dessen Zufluss Qzu. Eine Aufteilung des Abflusses in ober- und unter-irdische Komponenten erfolgt dabei nicht.

In der obersten Kaskadenstufe sind alle Zuflüsse zu den Teilgebieten Qzu gleich 0. In der un-tersten Kaskadenstufe entspricht die Summe der Abflüsse Qab dem Abfluss aus dem Flussge-biet, wobei ein geforderter Mindestwasserabfluss berücksichtigt werden kann. Aus dem Ver-gleich der monatlichen Zuflüsse Qz mit den monatlichen Abflüssen Qa aus einem Niede-rungsgebiet kann auf den mittleren jährlichen Wasserrückhalt WR in jeder Niederungen des Flussgebietes geschlossen werden.

Njja

n

jjzR FPQQW ⋅+−= ∑

=,

1, (Gl. 2.16)

mit n - Anzahl der Staubereiche Qz - Zufluss in den Staubereich

Qa - Abfluss aus dem Staubereich P - Niederschlag auf die Niederung FN - Fläche der Niederung WR - Wasserrückhalt

~~

~~

PST

ETa ST = f(GWF)

Winter:Sommer:

Füllung bis zum oberen StauzielAbsenkung bis zum unteren Stauziel

Staubereiche 1 … n

Niederung q

Teilgebiet in der Kaskadenstufe i p

Qz

Qa

SST

Seenspeicher j

(-)

(+)

Qzu, p

.

Q Qab, p min+1 >=

SSee

(-)

(+)

(+)

107


II-2.2.3 Strukturierung eines Flussgebietes

Zunächst müssen die Lage und die Geometrien aller für eine Wasserbewirtschaftung geeigne-ten Niederungsgebiete eines Flussgebietes aufgenommen werden. Dazu sind neben groß-maßstäbigen Bodenkarten (MMK, Bodenübersichtskarten der Länder), topographische Karten oder Bauplanungs- oder Bestandsunterlagen von Entwässerungssystemen geeignet. Die Teil-gebiete dieser Niederungen werden dann auf der Grundlage vorhandener Karten von Flussge-bieten ausgewiesen. Ist die verfügbare Gliederung der Flussgebietsstruktur nicht ausreichend detailliert, sind weitere Untergliederungen vorzunehmen. Die Einzugsgebiete kleinerer Niede-rungen können auf der Grundlage topographischer Karten ausgegrenzt werden. Dabei ist e-benfalls das unterirdische Einzugsgebiet der Niederung zu beachten, was ggf. erheblich vom oberirdischen Einzugsgebiet abweichen kann (Dannowski und Steidl, 2000). Dafür können hydrogeologische Karten und Hydroisohypsenpläne hinzugezogen werden.

II-2.2.4 Wasserdargebot aus dem grundwasserfernen Einzugsgebiet

Für die Berechnung des Wasserdargebotes aus den grundwasserfernen Einzugsgebietsteilen können vorhandene Modelle zur Beschreibung des Abflussbildungsprozesses genutzt werden. Das Modell ABIMO (GLUGLA UND FÜRTIG, 1997) hat sich für die Berechnung einer langjäh-rigen mittleren Gesamtabflusshöhe als geeignet erwiesen (DANNOWSKI UND STEIDL, 2000). Eingangsgrößen des Modells sind langjährige mittlere Jahressummen des Niederschlags und des Verdunstungsanspruchs der Atmosphäre, die Bedeckung und das Wasserspeichervermö-gen des Bodens sowie der mittlere Grundwasserflurabstand. Die Berechnung erfolgt für räum-liche Einheiten jeweils gleicher Ausprägung dieser Eingangsgrößen. Durch flächengewichte-te Summation wird die Gesamtabflusshöhe in jedem grundwasserfernen Teilgebiet berechnet. Monatliche Werte der Gesamtabflusshöhe können daraus durch Nutzung langjähriger Pegel-messungen aus Teileinzugsgebieten mit einem zu vernachlässigenden Niederungsanteil ermit-telt werden. Aus den Pegelmessungen wird der mittlere Abflussanteil jedes Monats am Jah-resabfluss bestimmt und mit der berechneten Gesamtabflusshöhe des betreffenden Teilgebie-tes multipliziert. Das so ermittelte mittlere monatliche Wasserdargebot aus den grundwasser-fernen Einzugsgebietsteilen kann dabei bei Bedarf an der Pegelmessung kalibriert werden.

Zur Bewirtschaftung dieses Wasserdargebotes zum Ausgleich von Defiziten in den Sommer-monaten mittels Seenspeicher, die in den Wintermonaten bei hohen Abflüssen gefüllt werden und deren Abgabe in den kritischen Sommermonaten gesteuert erfolgen kann, sind die dafür verfügbaren monatlichen Stauvolumina in den Teileinzugsgebieten vorzugeben.

II-2.2.5 Managementsystem in den Niederungen

Typische Strukturen der Be- und Entwässerungssysteme der Niederungen sind gekennzeich-net durch kanalisierte Hauptvorfluter mit regelbaren Zu- und Abläufen (Wehre, Schöpfwerke) für im Bypass angeordnete Entwässerungs-Einstau-Gebiete (vgl. Bild 2.4). Diese Strukturen können aus großmaßstäbigen topographischen Karten bzw. aus Bauplanungs- oder Bestands-unterlagen ermittelt werden. Es sind Staubereiche abzugrenzen, die die kleinsten im Grund-wasserstand regulierbaren Einheiten der Niederungsflächen darstellen. Für alle Niederungs-flächen ist ein räumlich möglichst hoch auflösendes digitales Höhenmodell erforderlich. In einer hinreichenden Höhengenauigkeit sind solche Höhenmodelle noch kaum verfügbar und müssen entweder aus großmaßstäbigen topographischen Karten oder aus aufwendigen terrest-rischen bzw. luftgestützten Geländevermessungen abgeleitet werden. Für jeden Staubereich kann daraus eine Referenzhöhe (z. B. mittlere Höhe) für die Zuordnung von Zielgrundwasser-

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ständen zur Bewirtschaftung abgeleitet werden. Auf gleicher Grundlage ist die Entwässe-rungskaskade der Staubereiche in den Niederungsgebieten zu ermitteln.

II-2.2.6 Bewirtschaftung der Staubereiche

Die rezenten Flächennutzungen der Staubereiche sind in der erforderlichen Differenzierung meist nur durch Gebietserhebungen (Kartierungen, Befragungen der Landwirte, usw.) zu er-mitteln. Aus den Flächennutzungen können monatliche Zielgrundwasserstände in den Stau-bereichen abgeleitet werden. Diese Zielgrundwasserstände werden in der Praxis ggf. mittels kulturtechnischer Regulierungselemente (Staubauwerke) eingestellt oder sind durch Vorflut-ausbau vorgegeben. V. Gagern und Neubert (2001) geben einen Überblick über typische Grundwasserflurabstände für verschiedene Flächennutzungen (z. B. extensives oder frisches Grünland, Ackerland) auch in zeitlicher Differenzierung an (Tabelle 2.2).

Bei der Übertragung auf die Zielgrundwasserstände in die Staubereiche muss die vorgefunde-ne Geländehöhenverteilung berücksichtigt werden. Innerhalb eines Niederungsgebietes sind die Zielgrundwasserstände, die die kleinsten Grundwasserflurabstände bewirken, zunächst den Staubereichen in Depressionslagen zuzuweisen. Die Entwässerungskaskade der Stau-bereiche bestimmt die Festlegung der Zielgrundwasserstände höher gelegener Staubereiche. Dabei bietet sich auch eine gute Möglichkeit die Konsistenz des Strukturmodells mit den Er-hebungsergebnissen zu prüfen.

II-2.2.7 Wasserbilanzierung für eine Niederung

Der Grundwasserflurabstand bildet bei der Wasserbilanzierung in der Niederung eine Grund-lage für die Berechnung der realen Verdunstung. Er ergibt sich aus der Differenz der Gelän-dehöhe hNN, die eine über den jeweiligen Staubereich räumlich verteilte Variable (Relief) dar-stellt, und der näherungsweise als horizontal eben zu betrachtenden Grundwasseroberfläche hGWA (Bild 2.6). Infolge der Heterogenität des Reliefs sind innerhalb eines Staubereiches be-reits Differenzen im Grundwasserflurabstand von mehreren Dezimetern typisch. BEHRENDT ET AL. (1998) ermittelten für Niedermoorgrasland in Lysimetern bei Grundwasserflurabstän-den zwischen 30 und 70 cm eine Änderung der jährlichen Verdunstungshöhe von etwa 300 mm (vgl. auch Tabelle 2.1).

Herkömmliche Einzugsgebietsmodelle unterscheiden häufig nur zwischen grundwassernahen und grundwasserfernen Standorten. Damit können sie den Wasserhaushalt der Niederungsge-biete nur eingeschränkt erfassen. Das gilt ebenso für die Erfassung des Einflusses von Steuer-handlungen zur Erhöhung des Wasserrückhaltes auf den Wasserhaushalt.

Das Model WABI (DIETRICH ET AL. 1996) wurde hingegen speziell für die Ermittlung der Wasserbilanzen grundwasserregulierter Niedermoorstandorte mit Wiedervernässung entwi-ckelt. Es benötigt als Grundlagen ein digitales Höhenmodell der Geländeoberfläche, die Ge-ometrien der Staubereiche mit den Vorgaben zu Stauzielen sowie den Niederschlag und den nutzbaren Gesamtzufluss. Die Berechnungen erfolgen mit langjährigen mittleren Monatswer-ten. In Dietrich et al. (2001) wird am Beispiel mehrerer Untersuchungen zur Wasserhaus-haltsproblematik in Niederungen gezeigt, das mit dem Modell die Einflüsse der Steuerhand-lungen bei der Be- und Entwässerung von Niederungen auf den Wasserhaushalt bereits aus-reichend berücksichtigt werden können. Das Modell stellt die monatlichen Speicheränderun-gen in Abhängigkeit von Zufluss Qz, Niederschlag P, Verdunstung ETa und Bewirtschaftungs-regime für jeden Staubereich zur Verfügung.

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Tabelle 2.2: Zielgrundwasserflurabstände für verschiedene landwirtschaftliche Nutzungsformen in Niederungsgebieten (nach v. Gagern und Neubert 2001)

Grundwasserflurabstand in dm

März/ Juni … Sept

April normal trocken

Pflanzenbestand/Feuchte

(Grünland) landwirtschaftliche Nutzung

0 < 4 4 … 6 Naß-/Feuchtwiese Mahd, extensiv

< 4 6 … 8 8 … 10 frisches Grünland Mähweide, optimal

4 … 6 8 ... 10 10 ... 14 mäßig frisches, z. T. trocke-nes Grünland

Weide, verminderte Intensität

< 8 10 … 15 15 … 20 Halb-/Trockenrasen Ackernutzung, optimal

II-2.2.8 Erhöhung des Rückhaltes in den Niederungen

Nach dem der Wasser- und Stoffrückhalt für die jeweils aktuelle Nutzungs- bzw. Bewirt-schaftungssituation ermittelt worden ist, können die Wirkung von Wiedervernässungsmaß-nahmen auf den Wasser- und Stoffrückhalt untersucht werden. Diese Maßnahmen können in unterschiedlicher Intensität in einem Staubereich und in unterschiedlicher Flächenausdehnung in den Niederungen angesiedelt werden. Die Rahmenbedingungen bzw. Strategien für die Verteilung und Intensität der Maßnahmen können durch Landnutzungs- und Steuerungsszena-rien beschrieben werden. Bei der Erstellung solcher Szenarien sollte folgendes beachtet wer-den:

• Auf Grund der innerhalb eines Niederungsgebietes sehr geringen Gradienten wird eine deutliche Anhebung der Zielgrundwasserstände für einzelne Staubereiche in der Pra-xis kaum durchsetzbar sein. Ein Überstau im Winter ist kaum möglich. Angrenzende Staubereiche würden ebenfalls davon betroffen sein.

• Die Wiedervernässung sollte in den Staubereichen der Depressionslagen beginnen. Ein übermäßiger Grundwasserabstrom wird so verhindert und der Wasserbedarf dieser Flächen wird nicht unnötig erhöht.

• Es sollten auch Szenarien berücksichtigt werden, die von einem Überstau der Niede-rungen im Winter ausgehen, um unerwünschte Absenkungen der Grundwasserstände in den Sommermonaten zu verhindern und damit die für den Wasserrückhalt bedeut-same reale Verdunstung ganzjährig in ausreichender Höhe zu ermöglichen. Damit kann das Potential des Wasserrückhaltes abgeschätzt werden.

Bei der Berechnung der Szenarien können sich durch den erhöhten Wasserrückhalt erhebliche Abweichungen von den Zielvorgaben für die Grundwasserstände ergeben. Das ist der Fall wenn in den Sommermonaten der Wasserverbrauch der Niederung infolge Verdunstung derart ansteigt, dass das entstehende Defizit nicht mehr durch Fremdwasserzuflüsse ausgeglichen werden kann, der Speicher der Niederung über das vorgesehene Maß geleert wird und in der Folge der Grundwasserstand unter dem Zielwasserstand absinkt. Wird z. B. der durch eine Zielvorgabe, die der Nutzung eines Staubereiches als frisches Grünland entspricht, angestreb-te Grundwasserstand im Juli bis September deutlich unterschritten, bedeutet dies, dass eine Bewirtschaftungsempfehlung für die reale Nutzung der betreffenden Fläche z. B. nur als tro-ckenes Grünland gegeben werden kann (vgl. Tabelle 2.2). In jedem Fall können im Ergebnis der modellgestützten Szenarioanalysen die bei der Umsetzung zu erwartenden Änderungen der landwirtschaftlichen Nutzungsbedingungen flächendifferenziert aufgezeigt werden.

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Bild 2.6: Prinzip der rasterelementweisen Berechnung des Grundwasserflurabstandes als Grundla-ge der Verdunstungsberechnung aus Dietrich et al. (2001)

II-2.2.9 Abschätzung des Nährstoffrückhalts

Der Rückhalt der Nährstoffe N und P ist eng an den Wasserrückhalt im Einzugsgebiet gekop-pelt. Dabei wird unterstellt, dass eine Niederung unter Nutzung des Bypassprinzips (Bild 2.4) höchstens bedarfsgerecht mit Wasser versorgt wird. Die Füllung des Niederungsspeichers wird vorwiegend mit den Abflüssen im Winterhalbjahr realisiert. In dieser Zeit weist das Flusswasser wegen der infolge niedriger Temperaturen eingeschränkten Denitrifikation eine wesentlich höhere Nitratkonzentration als im Sommerhalbjahr auf, was insgesamt förderlich auf die rückhaltbare Stickstofffracht wirken dürfte. Der mit dem Wasser in die Niederungsflä-che transportierte Stickstoff gelangt bei hohen Grundwasserständen und steigenden Tempera-turen zu einem großen Teil durch Denitrifikation in die Atmosphäre oder wird im Boden bzw. der Vegetation festgelegt (z. B. REDDY ET AL., 1989; BODELIER ET AL., 1996).

Bei infolge von Wiedervernässungsmaßnahmen steigenden Grundwasserständen werden auch immer wieder verstärkte Mobilisierungen von Phosphor beobachtet, der unter geeigneten Mi-lieubedingungen in den Böden der Niederung akkumuliert wurde (z. B. BALLA UND GENSIOR, 2000, GELBRECHT, J. UND H. LENGSFELD, 1998). Unkontrollierte Abflüsse aus wiedervernäss-ten Niederungsgebieten sind deshalb zu minimieren oder besser zu verhindern.

Um die komplizierten, innerhalb des umrissenen Komplexes wirksam werdenden Stoffumset-zungsprozesse hinsichtlich ihrer regionalen Wirkung beurteilen zu können, wird vereinfa-chend von einer linearen Beziehung zwischen Wasser- und Stoffrückhalt ausgegangen, so dass die rückhaltbare Nährstofffracht durch Bilanzierung ermittelt werden kann. Als Bezugs-pegel für die Frachtbilanzierungen in im Rhineinzugsgebiet konnten Messungen der Stoff-konzentrationen am Pegel Altfriesack ausgewertet und zu mittleren monatlichen Konzentrati-onen des gelösten anorganischen Stickstoffs (Nan) und des Gesamtphosphors (Pges) zusammengefasst werden. Die mittleren monatlichen Frachten ergeben sich aus diesen gemessenen Konzentrationen und den auf das Rhineinzugsgebiet bezogenen berechneten monatlichen Abflusshöhen.

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II-2.3 Pufferzonenmanagement für Talniederungen

Winfrid Kluge, Ökologie-Zentrum der Universität Kiel unter Mitwirkung von: Manfred Martini, Stefan Jelinek, Ronald Baumann, Kirsten Schlange, Markus Venohr (alle ÖZK), Kurt Christian Kersebaum (ZALF Müncheberg)

Die durchgeführten Untersuchungen sind in mehreren Skalen angesiedelt (vgl. Bild 2.8). Während im Modellgebiet der oberen Stör Analysen zur Hydrologie und zu den Stoffausträ-gen der Gewässer und ihres Umlandes im Vordergrund standen, konzentrierten sich die Ar-beiten im 60 km² großen Testgebiet der Buckener Au auf die Anwendung und Weiterentwick-lung von Wasser- und Stoffmodellen zur Ableitung von Maßnahmeplänen zur Verminderung der diffusen Einträge. Das in Abstimmung mit dem Landesamt für Natur und Umwelt Schleswig-Holstein (LANU) ausgewählte Gebiet der Buckener Au befindet sich im Nordos-ten der oberen Stör (vgl. Bild 1.18). Weil sowohl die Datenbestände als auch die Modelle in der geforderten hohen räumlichen Auflösung, in der konkrete Maßnahmen zu planen und zu realisieren sind, trotz eines guten Kenntnisstandes noch immer große Lücken aufgewiesen haben, wurde versucht, durch eine mehrskalige Analyse alle "nützlichen" Informationen in die Auswertungen zur hydrologisch-stofflichen Wirkung von Talniederungen einzubeziehen. Die folgende kurze Übersicht (vgl. Bild 2.8) informiert darüber, in welche Skalen welche Methoden und Modelle angewendet bzw. weiterentwickelt wurden, um letztendlich die Re-tention von Stickstoff in den Talniederungen und die diffusen Einträge in die Kleingewässer besonders von Stickstoff aber auch, soweit wie gegenwärtig möglich, von Phosphor bewerten zu können.

Bild 2.7: Pfadbezogene Darstellung zum Einfluss von Talniederungen auf den Wasser- und Stoff-

austausch zwischen grundwasserfernem Einzugsgebiet und Gewässer

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Bild 2.8: Genestete Bilanzierung der Stoffein- und Stoffausträgen von Quell- und Durchfluss-

Einzugsgebieten im Gebiet der oberen Stör (die eingetragenen Gebietsgrenzen entspre-chen mittleren unterirdischen Wasserscheiden)

Die in Bild 2.7 eingetragenen Strömungspfeile beschreiben die Überlagerung der vertikalen und lateralen Ein- und Austragspfade der Talniederungen in Tiefland-Einzugsgebieten.

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II-2.3.1 Vergleichende Einzugsgebietsanalyse zur Ableitung von Stickstoff-Austrags-Typen im Modellgebiet der oberen Stör (34 Teileinzugsgebiete)

Die naturräumliche Vielfalt und die Vielzahl der zum Einzugsgebiet der oberen Stör vorlie-genden topograhischen, standörtlichen, hydrologischen und hydrochemischen Datensätze bildeten die Basis für die Beantwortung der Frage, ob Zusammenhänge zwischen den Land-schaftsmerkmalen einschließlich der Struktur der Niederungen, der Intensität der landwirt-schaftlichen Nutzung und dem Stoffaustrag der Gewässer bestehen und ob sich naturräumli-che Stickstoff-Austrags-Typen ableiten lassen?

Bei der vergleichenden Auswertung des Stoffaustrages an 34 Abfluss- und Wassergüte-Meßstellen (Daten des vom BMBF geförderten Stör-Projektes (RIPL ET AL. 1996) und des Landesamtes für Natur und Umwelt Schleswig-Holstein) besitzt die Zusammenstellung kom-patibler hydrologischer Datensätze für alle den Wassergütemeßstellen zuzuordnenden unter-irdischen Teileinzugsgebiete besondere Bedeutung (JELINEK 1999). Folgende Methoden und Modelle wurden eingesetzt:

• eine stations- und witterungsabhängige Niederschlagskorrektur zur Ermittlung von Ge-bietsniederschlägen (RICHTER 1995),

• ein Schätzverfahren zur Ermittlung der aktuellen Gebietsverdunstung unter Berücksichti-gung der mittleren Landnutzung und der Bodenarten (nach WENDLING in DVWK 1996),

• das einfach anzuwendende analytische Grundwasserströmungsmodell TWODAN (FITTS 1994) zur Abgrenzung der unterirdischen Einzugsgebiete mit Anbindung an ein GIS und der Berechnung der mittleren Grundwasser-Flurabstände,

• das Ganglinien-Separationsmodell DIFGA (SCHWARZE 1989) zur gebietsspezifischen Analyse der direkten, schnellen und langsamen Abflusskomponenten,

• das Niederschlags-Abfluss-Modell Arc/EGMO (BECKER ET AL. 2002) zum Nachweis des Einflusses veränderter Landnutzung auf den Abflussprozess (LAHMER 2001) im Rahmen von Szenarioanalysen.

Die umfangreichen statistischen Untersuchungen und Analysen beruhen auf folgenden Me-thoden:

• Trendanalysen der Abflusshöhen, Abflussspenden und Abflusskomponenten (1980 bis 1995),

• Ableitung der Kreuzkorrelationsfunktionen zwischen Niederschlag und Abfluss sowie zwischen Abfluss und Nährstoffkonzentrationen der Gewässer als hydrologisch-hydrochmische Gebietsantwort (1991-1993),

• Multivariate Korrelationsanalyse (Rangkorrelationskoeffizienten nach Spearman) zwi-schen den hydrochemischen Parametern (pH, Leitfähigkeit) und Stoffkonzentrationen der Gewässer (Cl, SO4-S, Ca, Mg, Na, K, NH4-N, NO3-N, Pges.), den charakteristischen strukturellen und hydrologischen Merkmalen bzw. Indikatoren der Teileinzugsgebie-te/Niederungen und der Landnutzung (1980-1993),

• Ableitung von hydrologischen Landschaftstypen und Stickstoffaustragstypen mit dem Fuzzy-Clustering-Modell ECO-FUCS (SALSKI UND KANDZIA 1996).

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II-2.3.2 Bewertung der diffusen Stoffeinträge in Gewässer mit dem Stoff-Emissionsmodell MONERIS im Gebiet der oberen Stör (122 Quell- und Zwischeneinzugsgebiete)

Für die Berechnung der punktförmigen und diffusen Stoffemissionen von Teileinzugsgebieten größerer Fliessgewässer werden in zunehmendem Maße fertige Modellsysteme angeboten (MONERIS: BEHRENDT 1999, MOBINEG: FEHR (Hrsg.) 2000, POLFLOW: DE WIT UND BENDORICCHIO 2001). Zur Beantwortung der Frage, ob diese Modelle auch für die im Ein-zugsgebiet der oberen Stör anzutreffenden naturräumlichen Verhältnisse in höherer räumli-cher Auflösung zwischen 0,2 und 60 km² geeignet sind, wurden die mit MONERIS (vgl. Kap. II-1.1) geschätzten Stickstoff- und Phosphorfrachten für die 122 Güte-Messstellen den mittle-ren, von 1991-1993 "beobachteten" Stofffrachten (RIPL ET AL. 1996) gegenübergestellt. Der Einfluss der Talniederungen auf die Stoffausträge in die Gewässer kann bei MONERIS nur indirekt über die Anteile von Grünland und Moorflächen, über die dränierten Flächen bzw. deren mittlere Grundwasserflurabstände und das mittleren Gefälle im Gewässerumland be-rücksichtigt werden.

II-2.3.3 Mehrskalige Retentionsanalyse zur Bewertung des Rückhaltes von Stickstoff in kleinen Zufluss- und Zwischeneinzugsgebieten im Gebiet der Buckener Au (12 Quell- und 10 Zwischeneinzugsgebiete)

Die überwiegend auf statistischen Auswertungen beruhenden Methoden zur vergleichenden Einzugsgebietsanalyse und zur Berechnung der Stoffemission von Teileinzugsgebieten stoßen dort an ihre Grenzen, wo quantitative Angaben zur Stoffretention kleinerer Teileinzugsgebie-te und begrenzter Talniederungen benötigt werden. Ziel der Arbeiten war es, anhand von Ein- und Austragsbilanzen sowohl die absolute Stoffretention als auch die diffusen Stoffausträge in die Gewässer skalenübergreifend zu identifizieren und die tatsächlich sensiblen "austrags-intensiven" Niederungsbereiche innerhalb von Teileinzugsgebieten ausfindig zu machen. Der zum Gebietsvergleich geeigneten dimensionslosen Retentionskoeffizienten R werden für hyd-rologisch eindeutig abgrenzbare Teilsysteme nach folgender Beziehung ermittelt:

R = (Stoffinput - Stoffoutput) / Stoffinput = Stoffretention /Stoffinput.

Entsprechend einer genesteten Vorgehensweise wurden die Retentionskoeffizienten im 60 km² großen Einzugsgebiet der Buckener Au (vgl. Bild 1.18 und 2.8) sowohl für die unter-schiedlich großen Teileinzugsgebiete der Zuflussgewässer als auch für einzelne diffus ange-strömte Niederungssegmente/-kompartimente mit Hilfe von spezifischen Bilanzgleichungen (MARTINI 2001) ermittelt. Zur Lösung dieser Aufgabe werden flächenscharfe Datensätze be-nötigt, die von der Landnutzung, den eingesetzten Düngermengen, dem Viehbesatz über die geohydrologischen Verhältnisse der Landflächen und Niederungen, die Verbreitung der Moorflächen, die Lage der Entwässerungselemente bis zur Hydrochemie der Quellen, des Grundwassers, der Dränagen, Gräben und Bäche reichen. Bei der Zusammenstellung der Daten wurde auf folgende Modelle zurückgegriffen:

• Simulation der räumlichen Grundwasserströmung im Gebiet der Buckener Au mit dem 2D-Grundwassermodell TWODAN (FITTS 1995) zur Abgrenzung der Teilein-zugsgebietsflächen für die Eintrags-Austrags-Bilanzen,

• Simulation der Austräge von gelöstem Stickstoff aus den landwirtschaftlich genutzten Flächen im Gebiet der Buckener Au für den Zeitraum von 1990 bis 1999 mit dem Bo-den-Stickstoffmodell HERMES (KERSEBAUM 1989).

Die Retentionsanalyse bildet die Vorstufe für eine pfadbezogene Stoffstromanalyse zu den

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Talniederungen als Vorstufe zur quantitativen Begründung von Managementmaßnahmen.

II-2.3.4 Pfad-Transformations-Konzept für Talniederungen im Gebiet der Buckener Au (22 diffuse Zustromsektoren)

Jeder geohydrologische Talraumtyp wird durch pfadspezifische Durchströmungsmuster, die wiederum die die Vermischung und die Verweilzeiten der verschiedenen Wässer und das da-bei anzutreffende hydrochemische Milieu bestimmen, charakterisiert. Da wasserwirtschaftli-che Maßnahmen in den Niederungen stets mit Veränderungen der Durchströmungsmuster bzw. Pfade verbunden sein werden, war nachzuweisen, welche Möglichkeiten einfache Pfad-Transformations-Ansätze bieten, um Unterschiede in den Retentionskoeffizienten kausal zu erklären und die Wirksamkeit von Maßnahmen prognostizieren bzw. bewerten zu können. Die dafür zu entwickelnden Pfad-Modelle sollten folgenden Grundsätzen genügen: (1) Abbil-dung der relevanten hydrologischen Strukturen in Wasserverteilungsmatrizen, (2) Vorgaben zur pfadbezogenen Stofftransformation, die sich an beobachteten Konzentrationen orientiert, (3) lediglich Abbildung der mittleren (effektiven) Stofftransformationen im Sinne eines qua-sistationären Ansatzes, (4) erste Erprobung eines Pfad-Transformations-Ansatzes für Stick-stoff im Testgebiet der Buckener Au (obere Stör).

Für die quantitative Bewertung der Stickstoffretention in den Talniederungen wurde mit Un-terstützung des Landesamtes für Natur und Umwelt Schleswig-Holsteins (LANU) im Rahmen der Vorbereitung eines Wiedervernässungsprogrammes das Modell WETTRANS entwickelt, das auf linearen Gleichungssystemen sowohl für die Wasserpfade als auch die Stofftransfor-mation beruht. Die Eingangsvektoren beschreiben die den Talniederungen ober- und unterir-disch zufließenden Wässer und deren Stoffkonzentration. Die Talniederung selbst wird durch zwei Matrizen abgebildet, über die die zufließenden Eintragspfade auf die Austragspfade (dif-fuse Speisung der Gewässer) und jedem Austragspfad ein austragsspezifischer Transformati-onswert zugeordnet wird. Eine ausführliche Darstellung der mathematischen Ansätze geben TREPEL UND KLUGE (2002) und TREPEL UND KLUGE (SUBM.). Für die Parametrisierung der Wasserverteilungsmatix kann auf verschiedene prozessbasierte hydrologische Teilmodelle (Verdunstungs- und Bodenwassermodelle mit Grundwassereinfluss bzw. kapillarer Nachliefe-rung, Infiltrationsmodelle, Grundwassermodelle mit Dränabfluss, Feuchtgebietsmodelle ET AL.) und Meßwerte zurückgegriffen werden. Die Parametrisierung der stofflichen Transfor-mationsmatrix ist möglich, wenn die Stoffkonzentration der zu- und abfließenden Pfade be-kannt sind. Deshalb waren die dafür benötigten Daten in einem hydrochemischen Screening-Programm, das im Gebiet der Buckener Au durchgeführt wurde, zu erheben. Das auf einem Pfad-Ansatz beruhende Feuchtgebiets-Retentionsmodell WETTRANS soll zum einen dem besseren Verständnis der hydrologisch-stofflichen Wechselwirkungen in den Feuchtgebieten und Talniederungen dienen als auch ein Werkzeug zur Bewertung der Effizienz von Maß-nahmen zur Erhöhung der Retentionsfunktion darstellen (TREPEL UND KLUGE 2002).

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II-2.4 Szenarioanalysen zur Minderung der Gewässerbelastung aus diffusen landwirt-schaftlichen Quellen am Beispiel des N-Austrages

Jörg Steidl, Kurt Christian Kersebaum und Oliver Bauer Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung

Gert Neubert Ronald Thiel Landesanstalt für Landwirtschaft Brandenburg

II-2.4.1 Analysekonzept und Modellansatz

Für das brandenburgische Elbeeinzugsgebiet waren Möglichkeiten zur Minderung der Ge-wässerbelastung mit Stickstoff (N) aus diffusen landwirtschaftlichen Quellen aufzuzeigen und Entscheidungshilfen für deren Umsetzung zu erarbeiten. Unter Berücksichtigung der maßge-benden Stoffeintragsprozesse in die Gewässer des Tieflandes war die Effizienz landwirt-schaftlicher Maßnahmen zur Minderung von N-Austrägen in das Sickerwasser auf der Grund-lage sozioökonomischer Analysen zu bewerten. Dazu wurde ein integrierter Ansatz entwi-ckelt, der die beteiligten Komponenten der natürlichen und gesellschaftlichen Systeme hinrei-chend berücksichtigt und die Bewertung der Maßnahmeeffizienz auf der Basis von Szenario-analysen ermöglicht (Bild 2.9). Eine hinreichend realitätsnahe und entscheidungsgerechte Darstellung der Bewertungsergebnisse wurde durch

Bild 2.9: Schema des integrierten Modellansatzes für die Effizienzbewertung landwirtschaftlicher

Maßnahmen zur Minderung der N-Austräge auf die Gewässerbelastung

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• eine differenzierte Bewertung des Standortpotentials für gewässerbelastende N-Austräge, • die nach Art, Intensität und Betriebstyp untersetzte Berücksichtigung der Landnutzung, • die Beachtung landespolitischer Förderschwerpunkte, • die Entwicklung von Szenarien der Anwendung landwirtschaftlicher Maßnahmen unter

Berücksichtigung der vorgenannten Punkte und • die Verknüpfung der Wirkungen für die Gewässerbelastung mit den sozioökonomischen

Auswirkungen angestrebt.

Das brandenburgische Elbe-Einzugsgebiet wurde für die Szenarioanalysen in 83 Einzugsge-biete (Teilgebiete) unterteilt. Unterteilungskriterien waren neben der Zugehörigkeit zu den Flusseinzugsgebieten die hinreichend genaue räumliche Zuordnung verfügbarer Betriebsdaten zur aktuellen Landnutzung (InVeKoS). Letztere erforderte eine Mindestgröße von 50 km².

II-2.4.2 Relevanz von Standorten für eine Gewässerbelastung durch N-Austräge

Ausgangspunkt für die Beurteilung von Standorte hinsichtlich gewässerbelastender Stoff-austräge und die Ableitung von Minderungsszenarien in der Meso- bis Makroskale ist die Bewertung der Relevanz von Standorten für die Gewässerbelastung durch N-Austräge. Auf gewässernahen Standorten lässt die Minderung von N-Austrägen schnelle und relativ starke Reaktionen im Gewässer erwarten, während bei gleichen Maßnahmen auf gewässerfernen Standorten mit sehr viel trägeren und stärker gedämpften Reaktionen zu rechnen ist. Die Re-levanz eines Standortes für eine Gewässerbelastung wird unter Berücksichtigung folgender Standort- und Gebietseigenschaften bewertet:

• Hydrologisches Standortregime (Versickerungsfähigkeit, Staunässe- und Grundwasserein-fluss),

• Wasserspeichervermögen des Standortes, • Steuerungsmöglichkeiten, wie Grundwasserregulierungsanlagen oder Rohrdränungen, • Transitzeiten des Stofftransfers aus der Wurzelzone in die Gewässer oder vorgelagerte

Feuchtgebiete, • Landnutzungsklasse des Standortes (Acker, Grünland, Siedlung, usw.).

Grundlage der Bewertung ist die Verweilzeit des Grundwassers in den oberen Aquiferen nach KUNKEL UND WENDLAND 1999 (Tabelle 1.5). Landwirtschaftlichen Standorten mit Grund-wasserregulierungsanlagen (genutzte Niedermoorstandorte, Grundwassersandstandorte) oder solchen, die mit Dränanlagen, Graben- oder Rohrsystemen entwässert werden (Staunässe ge-fährdete Standorte, ehemalige abflusslose Senken und Binneneinzugsgebiete), wird a priori die höchste Relevanz für die Gewässerbelastung zugewiesen. Das Austragsverhalten dieser Standorte ist durch die Entwässerung stark beeinflusst und kann bei Vorhandensein von ge-eigneten Regulierungssystemen gesteuert werden (BALLA UND GENSIOR 2000, QUAST ET AL. 2001). Nicht landwirtschaftlich genutzten Standorten wird die geringste Relevanz zugewie-sen.

II-2.4.3 Quantifizierung der N-Austräge ins Sickerwasser

Durch die Verschneidung der Teilgebietskarte mit den Karten der mittleren jährlichen Nieder-schlagshöhen nach HAD 2000, den Standorttypen und den Grundwasserstufen der Mittel-maßstäbigen landwirtschaftlichen Standortkarte (MMK) (THIERE UND SCHMIDT, 1979) sowie der aggregierten Landnutzung nach CORINE 1995 wurden aus allen vorkommenden Kombi-nationen dieser Attribute Standortklassen gebildet.

Die Szenarien wurden auf die Standortklassen durch die Definition standort- und nutzungs-

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systemspezifischer elementarer Fruchtfolgen sowohl für den konventionellen als auch den Ökologischen Landbau abgebildet. Die fruchtartspezifischen Düngungsaufwendungen für den konventionellen Landbau wurden in Abhängigkeit der standortspezifisch geschätzten Erträge angesetzt (PIORR 1999). Beim ökologische Landbau wird aufgrund der limitierten Viehdichte und des Verzichtes auf Zukauf von mineralischem Stickstoff ein geringeres Auswaschungsri-siko für Nitrat aus der Wurzelzone angenommen als beim konventionellen Landbau.

Der Anteil an stillgelegten Flächen wurde innerhalb der Fruchtfolgen nicht berücksichtigt, sondern separat als Dauerbrache wie ungedüngtes Grünland berechnet. Dies erlaubte die Be-rücksichtigung wechselnder Stilllegungsanteile.

Für Grünland wurde standortspezifisch eine intensive und eine extensive Variante berücksich-tigt, die sich im Hinblick auf ihre Ertragshöhe und Düngungsintensität (200 bzw. 60 kg N/(ha a)) unterscheiden.

Mit dem prozessorientierten deterministisch-empirischen Modell HERMES (KERSEBAUM, 1989) wurden die mittleren jährlichen N-Austräge in das Sickerwasser für alle vorkommen-den Kombinationen aus Standortklassen und Nutzungsvarianten unter Verwendung gebiets-spezifischer 15-jähriger Reihen von Witterungsdaten simuliert. Diese N-Austräge wurden entsprechend den Szenariovorgaben flächengewichtet auf das Untersuchungsgebiet übertra-gen und der Bewertung der Effekte der Szenarien zugrunde gelegt.

II-2.4.4 Abschätzung der N- Einträge in die Gewässer

Die N-Austräge in das Sickerwasser wurden entsprechend der Relevanz der Standorte für eine Gewässerbelastung durch N-Austräge (vgl. Tabelle 1.5) gewichtet, um die Wirkungen der Szenarien auf die Gewässerbelastung abzuschätzen. WENDLAND UND KUNKEL (1999) fanden im überwiegenden Teil der Aquifere des Untersuchungsgebietes nitratabbauende Bedingun-gen vor. Wird dabei von einer Halbierung der Nitratfracht des Grundwassers nach höchstens 5 Jahren ausgegangen (BÖTTCHER ET AL. 1985 und 1989, VAN BEEK 1987), ergibt sich für Standorte mit einer mittleren Relevanz ein summarischer Wichtungsfaktor von höchstens 0,25 (Verweilzeiten > 10 Jahre), während für Standorte mit niedriger Relevanz (Verweilzeiten > 50 Jahre) von einem nahezu vollständigen Abbau der Nitratfracht ausgegangen werden kann (Wichtungsfaktor = 0). Der Frachtanteil von Standorten mit einer hohen Relevanz wurde da-gegen in vollem Umfang in Ansatz gebracht (Wichtungsfaktor = 1).

II-2.4.5 Variantenrechnungen der Modellbetriebe

Die sozioökonomischen Auswirkungen von Maßnahmen zur Minderung der Gewässerbelas-tung wurden mit Hilfe eines problemspezifisch angepassten einperiodischen Betriebsvoran-schlagsmodells kalkuliert. Ermittelt wurden für die Basis-/Ausgangssituation und vorgegebe-ne Alternativszenarien der Maßnahmeanwendung alle relevanten betriebswirtschaftlichen Kennzahlen bis hin zum kalkulatorische Gewinn sowie die gesamtbetrieblichen Humus- und Nährstoffbilanzsalden. Die Differenzen zur Ausgangssituation werden sowohl absolut je Be-trieb und/oder je Hektar landwirtschaftlicher Nutzfläche als auch je Hektar durch die Maß-nahme betroffene Fläche ausgewiesen.

Die Auswirkungsrechnungen erfolgten schwerpunktmäßig für folgende Maßnahmen:

• Grünlandextensivierung, • Stauhaltungsbedingte Vernässung des Grünlandes unterschiedlicher Nutzungsauswir-

kungen,

119


• Umstellung auf ökologischen Landbau, • erweiterte Stilllegung und • Kombinationen von Grünlandextensivierung, Vernässung und Stilllegung.

Dabei wurden vornehmlich folgende Faktoren zwecks Quantifizierung ihrer Einflüsse vari-iert:

• Betriebstyp (8 nach Produktionsstruktur/-intensität mittels Clusteranalyse ausgewählte Modellbetriebe),

• Standortbonität (mittlere Ackerzahl von 30 und 40), • der betriebliche Anwendungsumfang der Maßnahmen, • Produktpreise (besonders im Ökologischen Landbau) und • die betriebliche Anpassung (zusätzlicher Ackerfutteranbau oder Grünlandeinsaat, Wei-

de-/Stallhaltung usw.).

II-2.4.6 Abschätzung der sozioökonomischen Auswirkungen

Die Abschätzung der sozioökonomischen Auswirkungen der Änderungsszenarien erfolgte im Maßstab des brandenburgischen Elbeeinzugsgebietes durch Multiplikation der im Rahmen der modellbetrieblichen Variantenrechnungen je Modellbetrieb (Betriebstyp, Standortklasse) und Maßnahme ermittelten Ergebnisse je Hektar betroffener Fläche mit den je Szenario vor-gegebenen Anwendungsumfängen der betreffenden Maßnahmen. Dazu wurden die Flächen der Realbetriebe aus den InVeKos-Daten je Teilgebiet nach einem einheitlich vorgegebenen Algorithmus den Modellbetriebstypen zugeordnet (s. Bild 2.9). Auch wenn dadurch die be-triebliche Nutzungsstruktur stark vereinfacht wird, werden die betriebstypabhängigen Restrik-tionen und Auswirkungsunterschiede hinreichend genau berücksichtigt.

120


II-2.5 Einsatz eines Landschaftswasserhaushaltsmodels zur Analyse des Einfluss von Landnutzungsänderungen auf den Wasserhaushalt (Modellierungsansatz)

Werner Lahmer Potsdam Institut für Klimafolgenforschung

Um die Auswirkungen von Landnutzungsänderungen auf den regionalen Wasserhaushalt un-tersuchen zu können, werden Modellierungsansätze benötigt, die eine hinreichend genaue und effektive Nachbildung der hydrologischen Prozesse in ihrer räumlichen und zeitlichen Varia-bilität ermöglichen und gleichzeitig die Auswirkungen anthropogen verursachter Änderungen berücksichtigen können. Grundlegende Voraussetzung für die Umsetzung der im Forschungs-projekt definierten Ziele war deshalb die Entwicklung eines Modellierungssystems, das digi-tal verfügbare Informationen direkt verarbeiten und auch kleine, hydrologisch aber wichtige Teilflächen berücksichtigen kann.

Das für die Untersuchungen verwendete physikalisch basierte und flächendetaillierte Model-lierungssystem ArcEGMO (PFÜTZNER ET AL. 1997/98, LAHMER UND BECKER 1998A, BECKER UND LAHMER 1999, LAHMER ET AL. 1999C, BECKER ET AL. 2002 sowie www.arcegmo.de) hat seine Eignung für die meso- bis makroskalige hydrologische Modellierung in mehreren Stu-dien unter Beweis gestellt (z. B. LAHMER UND BECKER 1998B, LAHMER 2000A, LAHMER ET AL. 2000A, LAHMER UND PFÜTZNER 2001, LAHMER ET AL. 2001B). Es erlaubt eine der räumli-chen Maßstabsebene angepaßte lagebezogene Modellierung auf der Basis von Raumeinheiten unterschiedlicher Größe und Heterogenität, nutzt flächenverteilte meteorologische Eingangs-größen, ist in der Lage, flächendetailliert und prozessbezogen Veränderungen zu prognosti-zieren und ermöglicht wegen der variablen räumlichen Disaggregierungs- und Aggregie-rungsmethoden auch Langfristuntersuchungen. Mit seiner Hilfe wurden in den beiden Unter-suchungsgebieten Wasserhaushaltsberechnungen in Tagesschritten für die Periode 1981 bis 1993 durchgeführt und alle relevanten Wasserhaushaltsgrößen flächendeckend berechnet.

121


II-3 Zusammenfassende Wertung der Ergebnisse des Projektes

Der zu Beginn der Projektlaufzeit verfügbare Kenntnisstand konnte mit den durch das Projekt erzielten Ergebnissen entscheidend erweitert werden. Das betrifft sowohl die Kenntnisse über das Austragsverhalten diffuser Stoffemissionen in den Landschaften des pleistozänen Elbe-tieflands und über den Beitrag dieser diffusen Stoffausträge zu den Stoffbelastungen der Ge-wässer in den Teileinzugsgebieten und in der Elbe als auch die Abschätzung und Wertung von Möglichkeiten für die Minderung gewässerbelastender Stoffeinträge sowie die Quantifi-zierung der sozioökonomischen Auswirkungen von Maßnahmen zur Minderung der Stoffbe-lastung und ihrer Einflussfaktoren . Darüber hinaus sind mit den entwickelten bzw. modifi-zierten Modellansätzen praktikable Arbeitsinstrumente für hypothetische Szenarioanalysen zu diffusen Stoffausträgen und möglichen Minderungsmaßnahmen im pleistozänen Elbetiefland entstanden.

Bewährt hat sich die Verknüpfung von Daten aus Feldmessungen, insbesondere zu den Stoff-frachten in den Gewässern, mit Modellsimulationen zur Abschätzung des flächendifferenzier-ten Austragsverhalten typischer Landschaftsräume. Insbesondere die Ergebnisse zum Weg-Zeitverhalten des Stofftransits in den sandig-kiesigen Grundwasserleitern des Elbetieflands haben dazu beigetragen, die Gefährdungsdisposition der Landschaften differenzierter einzu-schätzen und frühere pauschale Wertungen der Gewässerbelastungen allein aus der Ermitt-lung des Überschusses der primären Stoffbilanzen zu korrigieren. Die Stoffeinträge aus diffu-sen Quellen der Landnutzung in die Gewässer sind ein Mix aus Einträgen unterschiedlicher Flächen und Eintragszeiträume. Die Stoffausträge über differenzierte geohydraulische Strom-bahnen erfahren während des Versickerungs- und Grundwassertransits Dämpfungen und Ab-bauraten, die bei Austragsfristen von größer 20 ... 50 Jahren als nahezu vollständig ange-nommen werden können. Hinsichtlich des gebietlichen Abbauverhaltens während des Stoff-transits gibt es noch weiteren erheblichen Forschungsbedarf, etwa zur Präzisierung der bisher unterstellten Halbwertszeiten. Dies gilt insbesondere auch für die Prozesse im ungesättigten Bereich des Grundwasserleiters auf grundwasserfernen Standorten. Es gibt bislang kaum Kenntnisse über die von Niederschlagsereignissen und Bodenprozessen abhängige Versicke-rungsdynamik unterhalb der durchwurzelten Bodenzone bis zur Grundwasseroberfläche mit den während dieses Transits wirkenden Dämpfungs- und Abbauprozessen. Auch die bisheri-gen Unterstellungen zu den Abbauraten im gesättigten Grundwasserleiter sind kaum stand-ortsspezifisch durch Feldmessungen belegt. Diese Problembereiche sollten deshalb zu einem Schwerpunkt künftiger Forschungsarbeiten gemacht werden.

Aus den hier angeführten Kenntnisdefiziten zur Prozessdynamik aber auch in Ansehung der gebietlich sehr differenzierten und inhomogenen geomorphologischen Strukturen der Ein-zugsgebiete kann allen Modellsimulationen zum diffusen Austragsverhalten von Landschaf-ten nur eine hypothetische Bedeutung für Szenarioabschätzungen beigemessen werden. Es erscheint völlig unrealistisch, für ganze Einzugsgebiete etwa derartige geohydrologische Mo-dellrechnungen vornehmen zu wollen, wie dies etwa für die anlagenbezogene Modellierung von Trinkwasserfassungsanlagen erfolgt oder auch Teilprojekt Obere Stör von der Arbeits-gruppe Kluge für die Buckener Au realisiert wurde. Gerade die Untersuchungen im WASTOR-Teilprojekt Obere Stör/Buckener Au entsprechen aber sehr gut dem Erfordernis, für typische Standortbedingungen, detaillierte Verknüpfungen von Feldmessungen und Mo-dellabschätzungen vorzunehmen, die zu verallgemeinerungsfähigen Erkenntnissen führen. Für mesoskalige Abschätzungen des Austragstransits auf Einzugsgebietsebene muss mit er-heblichen Trefferungenauigkeiten gerechnet werden. So birgt bereits die erforderliche An-nahme von mesoskalig mittleren Durchlässigkeitsbeiwerten (kf) für die Grundwasserleiter ein

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hohes Fehlerpotential, woraus sich vor allem für gewässerferne Bereiche sehr leicht Fehler in der Abschätzung der Transitzeiten von 100 % und mehr ergeben können. Es wird deshalb für ausreichend erachtet, bei Verbesserung der Kenntnisse zum Stoffabbauverhalten und erhöhter Treffsicherheit für Halbwertszeiten des Stoffabbaus relativ grobe Modellabschätzungen derart vorzunehmen, dass eine Zonierung für diejenigen Flächen vorgenommen werden kann, für die mit einem Stoffabbau von mindestens 90 % während des Grundwassertransits zu rechnen ist. Es wird deshalb für nicht erforderlich gehalten, weitere Modellentwicklungen voranzu-treiben, mit dem Ziel, die realen Stoffausträge und Stoffeinträge in die Gewässer differenzier-ter Einzugsgebietsstrukturen mit hoher Genauigkeit zu modellieren. Sehr wichtig erscheinen dagegen aber hypothetische Szenariosimulationen, um das typische Austrags-/Eintragsverhalten von Einzugsgebieten für eine Variation natürlicher Randbedingungen und Bewirtschaftungsszenarien vorzunehmen.

Die hier vorgenommene Einschätzung zu den Einschränkungen hinsichtlich der mesoskaligen Abschätzung von Aus- und Einträgen gilt vergleichbar auch für die Modellierung der realen Austräge von erosionsdisponierten Flächen und aus Dränanlagen. Es erscheint wenig sinn-voll, durch immer differenziertere Berücksichtigung der realen Prozesse und der differenzier-ten Standortparameter von Einzelflächen zu einer verbesserten Quantifizierung der realen Einträgen aus diesen Flächen in die Gewässer zu kommen. Vielmehr erscheint es ausrei-chend, diese Flächen deren gewässerbelastende Wirkungen prinzipiell durch Feldmessungen vielfach bestätigt sind, flächenmäßig auszugrenzen und dann für diese Flächen die verfügba-ren bzw. geeigneten Minderungsmaßnahmen vorzunehmen, d. h. Änderung der Anbaustruktu-ren zur Minderung des Erosionsrisikos und gleichzeitig Anlage von Pufferzo-nen/Gewässerrandstreifen zum Abfangen von Erosionsabträgen. In der immer besseren Quan-tifizierung der realen Austrägen durch sehr aufwendige Modellierungen mit ihren zugehöri-gen erforderlichen Felddatenerhebungen wird dagegen kein begründbarer Bedarf gesehen. Bei Dränflächen sind ähnliche Gesichtpunkte zu unterstellen. Wenn auf potentiell fruchtbaren Stauwasserstandorten auf eine Dränung nicht verzichtet werden kann, sollten für den Gewäs-serschutz wirksame Reinigungsanlagen den Dränflächen nachgeschaltet werden. Es wird kein Bedarf für immer aufwendigere Modellrechnungen zur besseren Berücksichtigung der real in Dränbeeten ablaufenden Prozesse zur Beurteilung der Gefährungsdiposition von gedränten Flächen gesehen.

Im Verlaufe der Projektbearbeitung wurde auch sehr schnell deutlich, dass Zielstellungen zur flächendeckenden Modellierung realer Austragsfrachten für das gesamte Elbetiefland nach dem Immissionsprinzip wenig sinnvoll sein würden. Feldmessungen und Modellabschätzun-gen nach dem Emissionsprinzip, wie sie z. B. mit dem von Behrendt entwickelten Modell MONERIS vorgenommen werden können, bieten eine ausreichende Grundlage zur Bewer-tung des Anteils diffuser Stoffeinträge der jeweiligen Region an der Gesamtstofffracht der Gewässer. Der von Anfang an zu erwartende geringe Anteil diffuser Stoffeinträge im pleisto-zänen Elbetiefland an der Gesamtstofffracht der Elbe rechtfertig keinen Verzicht auf Minde-rungsmaßnahmen gegen diffuser Stoffeinträge im pleistozänen Elbetiefland. Vielmehr sollten unter Berücksichtigung des Subsidiaritätsprinzips Minderungsmaßnahmen für alle ausgewie-senen sensiblen Flächen (erosionsdisponierte Flächen, gedränte Flächen, entwässerte bzw. stauregulierte Niederungsflächen, gewässernahe Flächen) vorgenommen werden. Für das brandenburgischen Elbetiefland ist das Minderungspotential der Gewässerbelastung durch Verminderung von Stickstoffausträgen aufgrund des bereits hohen Anwendungsumfanges von stoff- und wasserrückhaltenden Maßnahmen sowie des geringen Viehbesatzes und Dün-gungsniveaus jedoch insgesamt und im Vergleich zu Einzugsgebieten Niedersachsens und Schleswig-Holsteins gering. Extensive Produktionsverfahren und Stilllegungen konzentrieren sich in Brandenburg bereits teilweise auf die eintragssensiblen Standorte. Auch die anfangs

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relativ hohen Erwartungen an Möglichkeiten zum aktiven Wasser- und Stoffrückhalt in meli-orierten Niederungen durch Rückbau der früheren Maßnahmen bzw. durch Wiedervernässung und veränderten Staubetrieb waren im Zuge der Projektbearbeitung erheblich zu relativieren. Durch An- und Einstau und Wiedervernässung kann letztlich nur eine solche Wassermenge zurückgehalten werden, wie sie auf diesen Flächen zusätzlich zur Verdunstung gelangt. Das sind unter den Bedingungen des Elbetieflandes gegenüber dem gegenwärtigen Entwässe-rungszustand auf landwirtschaftlich genutzten Flächen etwa 200 bis 300 mm/a, bezogen auf die wiedervernässten Flächen. Der Gesamtlandschaftsabfluss ließe sich durch solche Maß-nahmen um ca. 20 bis 30 mm/a verringern. Sehr wichtig für die Zielstellungen zur Gewässer-ökologie (EU-Wasserrahmenrichtlinie) wird es aber sein, grundsätzlich den Senkencharakter der Feuchtgebiete und Auen zu reaktivieren. Dort wo Grundwasserregulierungssysteme auf Niedermoor- und Grundwassersandstandorten im Bypass zu kanalisierten Hauptvorflutern betrieben werden, wie das z. B. im Rhinluch der Fall ist, kann bei Verzicht auf Entwässerung ein Stoffrückhalt im Feuchtgebiet unterstellt werden, der der Stofffracht in der zurückgehalte-nen (zusätzlich verdunsteten) Wassermenge entspricht. Generell werden Aktivitäten zum Wasser- und Stoffrückhalt außer in Feuchtgebieten auch im Gewässerverlauf kleiner Neben-gewässer als erfolgsversprechend angesehen. Das betrifft sowohl die Möglichkeiten für einen naturnahen Rückbau der Gewässer als auch die Nutzung bzw. Schaffung von Speichern, etwa durch Flutung bisher entwässerter kleiner Moorsenken, deren Grünlandnutzung zumeist be-reits lange aufgelassen wurde.

Die Flächen für einen effektiven Wasser- und Stoffrückhalt stehen im erforderlichen Umfang bislang nicht zur Verfügung. An die Aktivitäten zum Wasser- und Stoffrückhalt sind unter den gegebenen Rahmenbedingungen immer auch Erwerbsverluste, z. T. Vermögensverluste und/oder Abbau von Arbeitsplätzen in der Landwirtschaft gebunden, die eine Veränderung der Rahmenbedingungen oder Ausgleichszahlungen erfordern. Trotz aufgezeigter Potenziale zur effizienteren zielkonformen Anwendung von Agrarumweltmaßnahmen reichen sie jedoch als alleiniges Umsetzungsinstrumentarium nicht aus. Es bedarf für besonders sensible Niede-rungsbereiche mit hohen Anforderungen an den Wasserrückhalt komplexer Projektförderung mit Flurneuordnung. Zudem würden gegenwärtig die Länderkassen durch Ersatzzahlungen für voll EU-finanzierte Ausgleichszahlungen (Kulturpflanzen-, Tierprämien) überproportional belastet. Die Umsetzung von Minderungsmaßnahmen resp. der EU-Wasserrahmenrichtlinie mit länderübergreifenden Wirkungen sollte daher mit einer Neuakzentuierung der EU-Förderpolitik einhergehen, die die Finanzierung der Minderungsmaßnahmen besser stellt.

Die Ergebnisse des Projektes WASTOR haben über die Ziele der Elbeökologie-Forschung des BMBF hinaus erhebliche Bedeutung für die Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie im Elbetiefland und in ähnlich strukturierten Einzugsgebieten der Oder und des Küstenberei-ches. Einige Ergebnisse, insbesondere die Erkenntnisse zum Weg-Zeitverhalten bei Stof-fausträgen lassen sich darüber hinaus generell für die Landschaften im Loggergesteinsbereich nutzen.

Die Verbreitung der gewonnenen Erkenntnisse und der erarbeiteten Methoden wird außer durch Zeitschriftenpublikationen, insbesondere durch Beteiligung an Buchpublikationen (Handbuch der Wasserrahmenrichtlinie; Kompendium zur Elbeökologie) und die gesonderte Buchpublikation zum WASTOR-Projekt (Diffuse Stoffeinträge in Gewässer im pleistozänen Elbetiefland – Verhaltensanalysen und Minderungsstrategien) gewährleistet.

II-4 Schlussfolgerungen für die Entscheidungsunterstützung

Minderungsmaßnahmen gegen diffuse Stoffeinträge und zugehörige Förderprogramme sollten

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auf die austragssensiblen Flächen mit einem Austragstransit von weniger als 20 bis 30 Jahren konzentriert werden. Eine solche Konzentration verspricht eine hohe Wirksamkeit beim Er-reichen eines guten Gewässerzustandes bei effektivem Mitteleinsatz.

Für gewässernahe Flächen kann eine wirksame Minderung von Stoffeinträgen aus diffusen Quellen durch Umnutzung von Ackerland in Grünland erreicht werden. Auf Flächen mit mit-telfristigen Austragstransit von 10 bis 30 Jahren können landwirtschaftliche Maßnahmen zur Minderung von Stoffausträgen zu einer mittelfristigen Minderung diffuser Stoffeinträge in Gewässer beitragen. Für diese Flächen sollten regionalspezifische Landnutzungsszenarien erarbeitet und deren Realisierung gezielt gefördert werden.

Für alle erosionsgefährdeten Flächen sollten grundsätzlich erosionsmindernde Maßnahmen auf der Fläche und zusätzlich retentionswirksame Anpflanzungen oder weitere Rückhalte-maßnahmen in Gewässerrandbereichen durchgeführt und gefördert werden.

Für landwirtschaftliche Flächendränsysteme sind grundsätzlich Maßnahmen zur Reinigung der Dränabflüsse vorzusehen und zu fördern. Aktiver Wasser- und Stoffrückhalt in Rohrdrä-nanlagen mittels Unterflur-Dränstauelementen wird nur in Sonderfällen möglich sein.

Entwässerte degradierte Niedermoorstandorte sollten in größtmöglichem Umfang wiederver-nässt, in ihrer ehemaligen Senkenfunktion reaktiviert und als Feuchtgebiete in einen guten ökologischen Zustand versetzt werden. Der Umfang dieser Maßnahmen und ihre etappenwie-se Realisierung ist im Zuge agrarstruktureller Entwicklungsplanungen für zusammenhängen-de Niederungsgebiete abzustimmen. Die für das Erreichen der Umweltziele der Wasserrah-menrichtlinie sinnvollen und notwendigen Landnutzungsänderungen sind insbesondere auch an regionalen sozioökonomischen Kriterien zu orientieren. Für das künftige Wassermanage-ment der teilweise wiedervernässten Niederungsgebiete ist eine eindeutige Handlungsvoll-macht, etwa in Verantwortung der Wasser- und Bodenverbände zu gewährleisten.

In gepolderten Flußauen ist zu prüfen, in welchem Umfang die landwirtschaftliche Nutzung auch weiterhin die hohen Aufwendungen für den Hochwasserschutz und die Binnenentwässe-rung der Polder rechtfertigt. In partizipativer Abwägung ist unter Berücksichtigung gegen-wärtiger und potentieller künftiger sozioökonomischer Bedingungen über die Sinnfälligkeit der Auflassung von Polderflächen bei Verzicht auf ackerbauliche Nutzung und Hochwasser-schutz zum Vorteil einer Reaktivierung von Auenflächen und einer Verbesserung der Gewäs-serqualität zu entwickeln. Bezogen auf das gesamte Flussgebiet können sich durch solche Maßnahmen auch Möglichkeiten zur Minderung der Hochwassergefährdung für zu schützen-de Unterliegerregionen ergeben.

Fördermaßnahmen zugunsten der Umweltziele der Wasserrahmenrichtlinie sollten weniger „handlungsorientiert" aufgebaut sein, sondern - soweit dies möglich ist – „ergebnisorientiert“ im Sinne einer Honorierung ökologischer Leistungen ausgestaltet werden. Das erfordert auch eine stärkere Ausrichtung der Agrarumweltpolitik am Subsidiaritätsprinzip und die bessere Berücksichtigung der Interessen aller tangierten Gruppen durch institutionalisierte Partizipa-tionsverfahren. (QUAST ET AL. 2002)

II-5 Voraussichtlicher Nutzen und Verwertbarkeit der Ergebnisse Die Ergebnisse sind ein wichtiger Beitrag für die Stabilisierung und Verbesserung des ökolo-gischen Zustandes der Gewässer im Elbetiefland und entsprechen damit der Zielstellung des Forschungsprogramms „Elbe-Ökologie“. Darüber hinaus konnte in weiteren parallel laufen-

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den Forschungsaktivitäten die Übertragbarkeit vieler Methoden auf andere Einzugsgebiete (z. B. Oder und Oderhaff) demonstriert werden (s. II-6).

Gegenwärtig wird eine zusammenfassende Darstellung der Ergebnisse des gesamten For-schungsprogramms im „Elbe-Ökologie-Kompendium“ (Arbeitstitel) vorbereitet. Die Ergeb-nisse des Wastor-Projektes werden im Kompendiums-Band „Naturraum- und landnutzungs-bezogene Analysen des Landschaftswasser- und -stoffhaushalts im Elbe-Einzugsgebiet“ (Ar-beitstitel) dargestellt werden. Wie bereits unter II-1 ausgeführt ist, wird darüber hinaus ge-genwärtig eine ausführliche Buchpublikation zur den Ergebnissen des Wastor-Projektes vor-bereitet, die noch 2002 erscheinen wird.

Die Umsetzung der erst während der Projektbearbeitung in Kraft getretenen Wasserrahmen-richtlinie der Europäischen Union (EU-WRRL) bietet weitere gute Voraussetzungen für eine nutzbringende Anwendung der WaStor-Ergebnisse. Im Art. 13 der EU-WRRL werden für jedes Flusseinzugsgebiet Bewirtschaftungspläne gefordert, in denen geeignete Maßnahmen zum Erreichen der Umweltziele entsprechend Art. 4 beschrieben werden. Diese Pläne müssen mit den in Anhang VII genannten Informationen zu signifikanten Belastungen und anthropo-genen Einwirkungen auf den Zustand von Oberflächengewässern und das Grundwasser auch eine "Einschätzung der Verschmutzung durch diffuse Quellen, einschließlich einer zusam-menfassenden Darstellung der Landnutzung" enthalten.

So können die erarbeiteten Methoden und Modelle zur Analyse des hydrologischen System-verhaltens pleistozäner Einzugsgebiete, landwirtschaftlicher Maßnahmen zur Minderung ge-wässerbelastender Nährstoffausträge sowie wasserwirtschaftlicher Maßnahmen zur Erhöhung des Wasser- und Stoffrückhaltes in Flusseinzugsgebieten bei der Umsetzung der EU-WRRL unmittelbar für die Ableitung von Entscheidungshilfen zum effizienten Einsatz von Maßnah-men zur Verringerung der Gewässerbelastung eingesetzt werden. Die pfadbasierten Konzepte zum integrierten Gewässerschutz kleiner Teileinzugsgebiete und zum Pufferzonen-Management der Talniederungen wurden im Gebiet der Buckener Au so weiterentwickelt, dass sie auf andere Einzugsgebietstypen im Elbe-Tiefland übertragbar sind. Das Bewer-tungsmodell WETTRANS soll mit Unterstützung des Landesamtes für Natur und Umwelt Schleswig-Holstein zum praxistauglichen Werkzeug zum Auffinden der austragssensitiven Niederungsbereiche und zur Abschätzung der Effizienz von wasserwirtschaftlichen Maßnah-men in den Niederungen ausgebaut werden.

Die aus Gebietsstudien im brandenburgischen sowie im schleswig-holsteinischen Elbe-Einzugsgebiet und in den Einzugsgebieten von Rhin, Stepenitz und Stör gewonnenen Geoda-ten können direkt in die erforderlichen Grundlagenuntersuchungen zur WRRL einbezogen werden.

Noch bestehende Kenntnislücken und Wissensdefizite für ein effizientes Management der Stoffeinträge in Flussgebieten wurden auf der Basis des in WaStor erreichten Erkenntnisstan-des analysiert. Im Ergebnis sind bereits Forschungsvorhaben zum Förderschwerpunkt Fluss-gebietsmanagement bzw. im Sonderprogramm Geotechnologien entwickelt und beantragt worden, die unmittelbar auf die Ergebnisse des WaStor-Projektes aufbauen werden.

Für die Länder Brandenburg und Schleswig-Holstein liefern die Ergebnisse Grundlagen und Entscheidungshilfen für die Umsetzung der Agrar- und Umweltpolitik. So fanden die Ergeb-nisse ihren Niederschlag in der durch eine Projektgruppe des Ministerien für Landwirtschaft, Umwelt und Raumordnung (MLUR) des Landes Brandenburg erarbeiteten Konzeption zur Verbesserung des Landschaftswasserhaushaltes, in der mittel- bis langfristige Ziele und Maß-nahmen für Landespolitik spezifiziert wurden. Zur Umsetzung wurden im Rahmen der VO

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(EG) 1257/99 ab 2002 Förderrichtlinien für spezielle agrarstrukturelle Entwicklungsplanun-gen (AEP) „Landschaftswasserhaushalt/ Landnutzung und für die Förderung von Projekten zur Verbesserung des Landschaftswasserhaushaltes sowie der Sanierung und naturnahen Entwicklung von Gewässern aufgelegt. Die erarbeiteten Ergebnisse dienen den Antragstellern und Bewilligungsbehörden als Planungsunterlagen und Bewertungshilfen und befördern so-mit direkt die sachgerechte Durchführung.

Die Vorschläge für die weitere Ausgestaltung der Agrarumweltmaßnahmen des Landes Bran-denburg sind den Landesbehörden zur Kenntnis gegeben und lassen eine Berücksichtung zu-mindest für kommende Förderperioden erwarten. Es ist vorgesehen, die Methodik zur Ab-schätzung der möglichen Einträge in die Gewässer für die Halbzeit- und Ex-Post-Bewertung der Agrarumweltmaßnahmen heranzuziehen.

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II-6 Während der Durchführung bekannt gewordene Fortschritte bei anderen Stellen

Mit der Einführung der Wasserrahmenrichtlinie der Europäischen Union wurde ein wesentli-cher Fortschritt bei der Durchsetzung von Umweltzielen für Gewässer eingeleitet. Gleichzei-tig wurde damit aber auch ein immenser Forschungsbedarf für die Ableitung konkreter Um-weltziele und für das Management ganzer Flussgebiete deutlich.

Während der Durchführung des Projektes gab es innerhalb der Forschungen zur Elbe-Ökologie im Themenkomplex „Landnutzung“ Fortschritte, die unmittelbar Eingang in das WaStor-Projekt gefunden haben. Das sind die Analyse des Weg-/Zeitverhaltens des grund-wasserbürtigen Abflusses (KUNKEL UND WENDLAND, 1999) sowie die Übersicht über das Nit-ratabbauvermögen in den Lockergesteinsaquiferen des Elbeeinzugsgebietes (WENDLAND UND KUNKEL, 1999), die für die Bewertung der Relevanz landwirtschaftlicher Standorte für ge-wässerbelastende Stoffausträge herangezogen wurden. Das Ergebnis „Verweilzeiten des Grundwassers“ wurde dem WaStor-Projekt dankenswerterweise von den Autoren in der vor-handenen räumlich Detailliertheit für das brandenburgische Elbeeinzugsgebiet zur Verfügung gestellt. Zuvor wurde die Nutzbarkeit der Methodik zur Analyse des Weg-/Zeitverhaltens des grundwasserbürtigen Abflusses in weiteren großen Einzugsgebieten demonstriert (DAN-NOWSKI ET AL., 2002).

Aus den Untersuchungen zu den Stoffumsätzen im oberflächennahen Grundwasserleiter in Auen (MERZ ET AL., 2001 und MASSMANN ET AL., 2001) konnten wichtige Erkenntnisse zum Austragsverhalten dieser Flussgebietskompartimente und für ein auf die Minderung von Stoffeinträgen gerichtetes Wassermanagement in entwässerten Auengebieten abgeleitet wer-den.

Der Besuch von internationalen wissenschaftlichen Tagungen (der nicht aus dem Projekt fi-nanziert worden ist): Wageningen 2000 zu Agricultural Effects on Ground and Surface Water, Quebec 2000 zu Wetlands, Sheffield 2001 zu Wetland-Management) sowie die Koordinie-rung eines EU-Projektes („Wetland Ecology and Technology“ von 1997-2000) hat gezeigt, dass international an identischen Fragestellungen gearbeitet wird. In den Feuchtgebieten kon-zentriert sich das Interesse zunehmend auf die P-Austräge.

Mit dem skalenübergreifenden Pfad-Konzept zum integrierten Gewässerschutz kleiner Teil-einzugsgebiete und zum Pufferzonen-Management der Talniederungen wurde ein Weg be-schritten, der in dieser Konsequenz weder national noch international bereits existiert. Bei der Umsetzung von Pufferzonenkonzepten in die Praxis besteht dagegen in Deutschland gegen-über den USA, Dänemark und Großbritannien, um nur einige Beispiele zu nennen, ein deutli-cher Nachholebedarf.

DANNOWSKI, R., J. STEIDL, W. MIODUSZEWSKI, I. KAJEWSKI (2002): Modelling subsurface non-point source nitrogen emissions into the Odra River. Proc. Int. Conf. "Agricultural Effects on Ground and Surface Waters", 4.10.-6.10.2000, Wageningen, The Netherlands. In: IAHS Publ. No. 273 "Agricultural Effects on Ground and Surface Waters: Research at the Edge of Science and Society", 219-225.

KUNKEL, R., F. WENDLAND (1999): Das Weg-/Zeitverhalten des grundwasserbürtigen Abflusses im Elbeeinzugsgebiet. Abschlussbericht Teil 3: Analyse von Wasserhaushalt, Verweilzeiten und Grundwassermilieu im Flusseinzugsgebiet der Elbe (Deutscher Teil). Schriften des For-schungszentrums Jülich, Reihe Umwelt/Environment, Band 19.

MASSMANN, G., PEKDEGER, A. MERZ, C. UND SCHAFMEISTER, M.-TH. (2001): Geochemical changes

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along infiltration-paths in a river recharged aquifer in the "Oderbruch" Region, eastern Ger-many; In: Seiler, K.P. & Wohnlich, S. (2001): New Approaches in Characterising Groundwa-ter Flow; Proceedings of the XXXI. IAH Congress in Munich, Volume 1, pp 577-583, A.A. Balkema, Lisse, Abingdon, Tokyo.

MERZ CH., SCHUHMACHER, P. AND A. WINKLER (2001): Anthropogenic-influenced hydrochemical processes in a quaternary aquifer of the poldered floodplains of the Oder River. In: Rosa Cidu (2001): Proceedings of the Tenth International Symposium on Water Rock Interaction WRI-10,Villasimius, Italy, Volume 1, pp 1123-1126, A.A. Balkema.

WENDLAND, F., R. KUNKEL (1999): Das Nitratabbauvermögen im Grundwasser des Elbeeinzugsge-bietes. Schriften des Forschungszentrums Jülich, Reihe Umwelt/Environment, Band 13.

129


II-7 Veröffentlichungen des FE-Ergebnisses BAUER, O. (IN VORB.): Potentiale des Wasserrückhaltes in Niederungen zur Minderung des Nähr-

stoffbelastung von Fließgewässern. Diss. BTU-Cottbus.

BAUER, O., J. STEIDL, O. DIETRICH (2001): Modellansatz zur Abschätzung des Wasser- und Stoff-rückhalts in Niederungen - Fallbeispiel Rhineinzugsgebiet. Proceedings of the International Conference "Youth Seeks Progress", Kaunas/ Litauen, 23.11.2001. S. 229-234.

BEBLIK, A., P. CEPUDER, J. DREYHAUPT, J. FANK, F. FEICHTINGER, U. FRANKO, U. HABERLANDT, K. C. KERSEBAUM, V. KRYSANOVA, U. STEINHARDT (2001): Stickstoffmodellierung für Lysime-ter des Parthe Gebietes - II. Modellanwendungen - Konzepte und Simulationsergebnisse. In: J. Dreyhaupt (Hrsg.): Stickstoffmodellierung für Lysimeter des Parthe Gebietes. UfZ-Bericht 17/2001, Leipzig-Halle, 25 - 59.

BEHRENDT, H. UND OPITZ, D. (2001): Preliminary approaches for the classification of rivers accord-ing to the indicator phytoplankton. In: Bäck,S. & Karttunen, K.(eds.), Classification of Eco-logical Status of Lakes and rivers, Tema-Nord 2001: 584, 32-36.

BEHRENDT, H. UND OPITZ, D. (1999): Die eutrophierten Berliner Gewässer - Ein neuer Ansatz zur Bewertung und Möglichkeiten der Reduzierung der Algenmassenentwicklungen. Zukunft Wasser, Dokumentation zum Symposium zur Nachhaltigkeit im Wasserwesen in der Mitte Europas, Berlin, 17./18.Juni 1998, 37-45.

BEHRENDT, H. UND PÖTHIG, R. (1999): Zusammenhänge zwischen dem Phosphorgehalt in Böden und Grundwasser im Norddeutschen Tiefland. Proceedings Werkstattgespräch „Umsatz von Nährstoffen und Reaktionspartnern unterhalb des Wurzelraumes und im Grundwasser, TU Dresden, Inst. F. Grundwasserwirtschaft, Dresden, 25-26.3.1999, 41-48.

BEHRENDT, H. UND SCHOLZ, G. (1998): The contribution of subsurface drainages to the diffuse load of river basins in the flatlands of Northern Germany. Third Internat.Conference on Diffuse Pollution, Edinbourgh, Scottland, 31.8.-4.9.1998, Vol.III, 14-21.

BEHRENDT, H. (1999): A comparison of different methods of source apportionment of nutrients to river basins. Wat. Sci. Tech., 39,12, 179-187.

BEHRENDT, H., ECKERT, B. UND OPITZ, D. (2000): Die Havel als Belastungsquelle für die Elbe; die Senkenfunktion der stauregulierten Havelabschnitte. Zukunft Wasser, Dokumentation zum 2. Berliner Symposium Aktionsprogramm Spree/Havel 2000, Berlin, 7./8.Juli 1999, 33-39.

BEHRENDT, H., FAIT, M., GELBRECHT, J., HUBER, P., KORNMILCH, M. UND UEBE, R. (1999): Geogen bedingte Grundbelastung der Fließgewässer Spree und Schwarze Elster und ihrer Einzugsgebiete. Studien & Tagungsberichte LUA Brandenburg, Bd 23, 32 S.

BEHRENDT, H., OPITZ, D., PAGENKOPF, W.-G. UND SCHMOLL, O. (2002): Stoffeinträge in die Gewässer des Landes Brandenburg, Fachbeiträge des LUA Brandenburg, 89 S.

DALL‘O‘, M., KLUGE, W., BARTELS, F. (2001): FEUWAnet. A multibox groundwater level and lat-eral exchange model for riparian wetlands. Journal of Hydrology, 250, 40-62.

DANNOWSKI, R., J. STEIDL (2000): Modellierung des Gebietswasserhaushaltes mit dem Modell ABI-MO. In: Lahmer, W., R. Dannowski, J. Steidl, B. Pfützner [Bearb.]: Flächendeckende Model-lierung von Wasserhaushaltsgrößen für das Land Brandenburg: Beitrag zum Projekt "Stabili-sierung und Verbesserung des Landschaftswasserhaushaltes in Brandenburg" des Landesum-weltamtes Brandenburg: 24-38; (Studien und Tagungsberichte: Schriftenreihe des Landesum-weltamtes Brandenburg; 27). Potsdam.

HABERLANDT, U., V. KRYSANOVA, U. FRANKO, K. C. KERSEBAUM, A. J. BEBLIK (IN PRESS): As-sessment of nitrogen leaching from agricultural soils - model comparison, upscaling and inte-

130


gration of results. Proceedings of the Conference on Water Resources and Environment Re-search in Dresden.

JELINEK, S,, KLUGE, W. (2000): Charakteristische Merkmale zum Wasser- und Stoffhaushalt von Tieflandeinzugsgebieten am Beispiel der oberen Stör. Brandenburgische Technische Universi-tät Cottbus, Fak. f. Umweltwissenschaften und Verfahrenstechnik, Aktuelle Reihe 4.2, Ta-gungsband „Wasserbewirtschaftung -einzugsgebietsbezogen und integrativ-“, S. 30-36.

JELINEK, S. (1999): Wasser- und Stoffhaushalt im Einzugsgebiet der oberen Stör. Diss. Agrarwiss. Fak., Schriftenreihe des Inst. für Wasserwirtschaft und Landschaftsökologie der Universität Kiel, 29, 168 S.

JELINEK, S., KLUGE, W., WIDMOSER, P. (1999): Über das Abflussverhalten kleiner Einzugsgebiete in Norddeutschland. Hydrologie und Wasserbewirtschaftung, Bd. 43, H.1, 1-16.

KERSEBAUM, K.C., A.J. BEBLIK (2001): Performance of a nitrogen dynamics model applied to evalu-ate agricultural management practices. In: Shaffer, M.J., L. Ma, S. Hansen (Eds.): Modeling carbon and nitrogen dynamics for soil management. Lewis Publishers Press, Boca Raton, FL,USA, 549 - 569.

KERSEBAUM, K.C., O. BAUER, H.-P. PIORR, J. STEIDL (SUBM.): Modelling scenarios to assess the effects of different management and land use options to reduce diffuse nitrogen pollution into the Elbe river from agricultural used land in the federal state of Brandenburg / Germany. Phys-ics and Chemistry of the Earth.

KLUGE, W., JELINEK, S. (1999): Anforderungen an die Modellierung des Wasser- und Stoff-transportes in Tieflandeinzugsgebieten Schleswig-Holsteins -Erfahrungen aus dem Bornhöved- und Stör-Projekt-. In: Fohrer, N., Döll, P. (Hrsg): Modellierung des Was-ser- und Stofftransportes in großen Einzugsgebieten, Kassel Univ. Press, S. 135-142.

KLUGE, W., JELINEK, S., MARTINI, M. (2000): Einfluss von Talniederungen auf die diffusen Stoffein-träge in Kleingewässer über den Grundwasserpfad. In: Friese, K., Witter, B., Miehlich, G., Rode, M. (Hrsg.): Stoffhaushalt von Auenökosystemen. Böden und Hydrologie, Schadstoffe, Bewertungen. Springer-Verlag, Berlin, 129-138.

LAHMER, W. (1998): Macro- and Mesoscale Hydrological Modelling in the Elbe River Basin (presentation). In: Proceedings of the Conference ‘Catchment Hydrological and Bio-chemical Processes in Changing Environment’ in Liblice, Czech Republic, September 22-24, 1998, p.57-61.

LAHMER, W. UND BECKER, A. (1998): Auswirkung von Landnutzungsänderungen auf den Wasserhaushalt eines mesoskaligen Einzugsgebietes. Vortrag auf dem 8. Magdebur-ger Gewässerschutzseminar „Gewässerschutz im Einzugsgebiet der Elbe“ vom 20. bis 23. Oktober 1998 in Karlovy Vary (Karlsbad). B.G. Teubner Stuttgart, Leipzig 1998, p. 315-318.

LAHMER, W., BECKER, A. (1999): Socio-Economic Implications of Land Use Change Modelling on a Regional Scale. Proceedings of the International Conference ‘Sustainable Landuse Manage-ment – The Challenge of Ecosystem Protection‘, Salzau Federal Cultural Center, Schleswig-Holstein, Germany, 28.9-1.10. 1999. EcoSys – Beiträge zur Ökosystemforschung, Suppl. Bd. 28, p. 73-82.

LAHMER, W., BECKER, A., PFÜTZNER, B. (1999): Modelling Land Use Change on a Regional Scale. In: Proceedings of the International Conference ‘Problems in Fluid Mechanics and Hydrol-ogy‘. Prague, Czech Republic, June 23 - 26, 1999.

LAHMER, W., KLÖCKING, B., PFÜTZNER, B. (1999): Meteorological Input Variables in Meso and Macroscale Hydrological Modelling. In: Extended abstracts of the International Conference on Quality, Management and Availability of Data for Hydrology and Water Resources Manage-ment, Koblenz, 22-26 March, 1999, p. 165-168.

131


LAHMER, W., PFÜTZNER, B., BECKER, A. (1999): Großskalige hydrologische Modellierung von Landnutzungsänderungen vor dem Hintergrund unsicherer Eingangsdaten. In: N. Fohrer und P. Döll (Hrsg.): Modellierung des Wasser- und Stofftransports in großen Einzugsgebieten. Workshop am 19./20. November 1998 in Rauischholzhausen bei Gießen. Kassel University Press, S. 153-161.

LAHMER, W., PFÜTZNER, B., BECKER, A. (2000b). Assessment of Land Use and Climate Change Im-pacts on the Mesoscale. Physics and Chemistry of the Earth, Part B, Vol 26/7-8, pp 565-575, scheduled publication date June 2001.

LAHMER, W., PFÜTZNER, B., BECKER, A. (2000c). Data-related Uncertainties in Meso- and Macro-scale Hydrological Modelling. In: Heuvelink, G.B.M. and Lemmens, M.J.P.M (Eds.). Accu-racy 2000. Proceedings of the 4th international symposium on spatial accuracy assessment in natural resources and environmental sciences. Amsterdam, July 2000, p. 389-396

LAHMER, W., R. DANNOWSKI, J. STEIDL, B. PFÜTZNER [BEARB.] (2000): Flächendeckende Modellie-rung von Wasserhaushaltsgrößen für das Land Brandenburg: Beitrag zum Projekt "Stabilisie-rung und Verbesserung des Landschaftswasserhaushaltes in Brandenburg" des Landesumwelt-amtes Brandenburg: 24-38; (Studien und Tagungsberichte: Schriftenreihe des Landesumwelt-amtes Brandenburg; 27). Potsdam.

LEY, M., BEHRENDT, H., HUBER, P., PÖTHIG, R. UND UEBE, R. (1998): Natural background concentrations of selected substances in rivers of the northeastern flatland region of Germany. Third Int. Conference on Diffuse Pollution, Edinbourgh, Scottland, 31.8.-4.9.1998, Vol.III, 183-189.

MARTINI, M. (2001): Einfluss von Talniederungen auf den Stoffaustrag im Einzugsgebiet Buckener Au/obere Stör (Schleswig-Holstein). Forschungsberichte aus den Naturwissenschaften, Mensch und Buch Verlag, Berlin, 192 S.

NEUBERT, G. UND THIEL, R. (IN VORB.): Sozioökonomische Auswirkungen und Bewertung von Maß-nahmen des Wasser- und Stoffrückhaltes im Elbeeinzugsgebiet Brandenburgs. In: Schriften-reihe des LVL, Teltow/Ruhlsdorf.

QUAST, J. (1999): Wege zu einem nachhaltigen Miteinander von Landnutzung, Naturschutz und Was-serwirtschaft. Arch. Acker-Pfl. Boden. 44: 323–347.

QUAST, J. (2000): Recent strategies of polder management on the Oder river. - In: International Scien-tific Conference: Land Reclamation and Landscape Management, 8-9 June, 2000: 66-70, Kau-nas.

QUAST, J., C. MERZ, J. STEIDL (2000): Überlagerung von Grundwasserdynamik und Stoffumwand-lungsprozessen in Grundwasserleitern von Flussauen mit eingedeichten Poldern. In: Friese, Witter, Miehlich, Rode (Hrsg.): Stoffhaushalt von Auenökosystemen, Springer-Verlag, 2000, S. 149-158.

QUAST, J., J. STEIDL (HRSG.) (IN VORBEREITUNG): Minderung diffuser Nährstoffeinträge in Gewässer im pleistozänen Tiefland - Ergebnisse aus der Elbe-Ökologie-Forschung des BMBF –. Teub-ner.

QUAST, J., J. STEIDL, A. RITZMANN, O. BAUER (1998): Wasser- und Stoffrückhalt im pleistozänen Tiefland des Elbeeinzugsgebietes – Ergebnisse einer 1. Machbarkeitsstudie. – In: Gewässer-schutz im Einzugsgebiet der Elbe. 8. Magdeburger Gewässerschutzseminar, Karlovy Vary, (Hrsg.) UFZ Umweltforschungszentrum Leipzig-Halle GmbH, 418–419.

QUAST, J., J. STEIDL, K. MÜLLER, H. WIGGERING (2002): Minderung diffuser Stoffeinträge. In: von Keitz, S. u. M. Schmalholz (Hrg.): Handbuch der EU-Wasserrahmenrichtlinie. Berlin: Erich Schmidt. S. 177 – 220.

QUAST, J., J. STEIDL, O. BAUER (2001): Regionale Systemanalysen zu Minderungsstrategien gegen

132


diffuse Nährstoffeinträge in Gewässer im Elbetiefland. In: Arch. Acker-, Pflanzenbau u. Bo-denkunde. 47, S. 37-52.

STEIDL, J. (2000): Bedingungen und Möglichkeiten des Wasser- und Stoffrückhalts im Tiefland des Elbeeinzugsgebiets. In: Statusseminar Elbe-Ökologie. Tagungsband. Erschienen als BfG-Mitteilung der Projektgruppe Elbe-Ökologie Nr. 6. Koblenz – Berlin, 86-89.

STEIDL, J. (2000): Räumliche und zeitliche Belastungen im Elbeeinzugsgebiet. Kap. 4.4: Land-schaftswasser- und Stoffhaushalt im Einzugsgebiet der Elbe (deutscher Teil). - In: Die Elbe und ihre Nebenflüsse : Belastung, Trends, Bewertung, Perspektiven / Prange, A., R. Furrer J. W. Einax [Bearb.] / ATV-DVWK Arbeitsgruppe "Schadstoffe und Ökologie der Elbe". [Hrsg.: ATV-DVWK, Deutsche Vereinigung für Wasserwirtschaft, Abwasser und Abfall]: 109-119; Hennef: (GFA - Gesellschaft zur Förderung der Abwassertechnik e.V.).

STEIDL, J., C. MERZ, R. DANNOWSKI (1999): GIS-gestützte Parameterisierung hydrogeologischer Datenmodelle für die Grundwassermodellierung in jungpleistozänen Einzugsgebieten. – In: Fohrer, N. und P. Döll (Hrsg): Modellierung des Wasser- und Stofftransports in großen Ein-zugsgebieten, 197–205, Kassel University Press.

STEIDL, J., O. BAUER, O. DIETRICH, K. C. KERSEBAUM, J. QUAST (IN DRUCK): Möglichkeiten zur Minderung der Gewässerbelastung aus diffusen landwirtschaftlichen Quellen im pleistozänen Tiefland. In: Mitteilungen der Fachgemeinschaft Wissenschaftliche Hydrologie der ATV-DVWK.

STEIDL, J., O. DIETRICH, O. BAUER, J. QUAST (IN DRUCK): Ermittlung von Minderungspotentialen für diffuse Nährstoffeinträge in Gewässer des pleistozänen Elbe-Tieflands. In: Elbe – neue Hori-zonte des Flussgebietsmanagements. 10. Magdeburger Gewässerschutzseminar, Spindlermüh-le, (Hrsg.) UFZ Umweltforschungszentrum Leipzig-Halle GmbH.

THIEL, R. (IN VORB.): Betriebswirtschaftliche Auswirkungen von Maßnahmen des Wasser- und Stoff-rückhaltes im Elbeeinzugsgebiet Brandenburgs. Diss. Humboldt-Universität zu Berlin.

TREPEL, M. (2001): Gedanken zur zukünftigen Nutzung schleswig-holsteinischer Niedermoore. Die Heimat. Zeitschrift für Natur- und Landeskunde von Schleswig-Holstein und Hamburg. Bd. 108, 186-194.

TREPEL, M., KLUGE , W. (IN PRESS): Das Pfad-Transformations-Konzept als Grundlage für ein Was-ser- und Stoffstrommanagement in Flusseinzugsgebieten. Kassel Univ. Press

TREPEL, M., KLUGE, W. (2002): Analyse von Wasserpfaden und Stofftransformationen in Feuchtge-bieten zur Bewertung der diffusen Austräge. KA Wasserwirtschaft, Wasser, Abfall. 49, 6, 807-815.

TREPEL, M., KLUGE, W. (SUBM.): WETTRANS: a flowpath matrix model for assessment of water and nitrogen transformation in riparian wetlands. Hydrological Processes

TREPEL, M., PALMERI, L. (2002): Quantifying nitrogen retention in surface flow wetlands for envi-ronmental planning at the landscape-scale. Ecol. Engineering,

VAN DER AA, M., TREPEL, M., VAN GAANS, P.F.M., BLEUTEN, W., KLUGE W. (2001): Modelling water flow and fluxes of a valley mire for use restoration. Landnutzung und Landentwicklung, 42, 72-78.

VENOHR, M., BEHRENDT, H. UND KLUGE, W. (2002): Nutrient emission and in-stream nutrient loss in small catchments: the River Stör case study (Northern Germany). Water Quality and Ecosys-tem Modeling (submitted).

II-8 Literaturverzeichnis AG BODENKUNDE (1994): Bodenkundliche Kartieranleitung. 4. Aufl., Schweizerbart, Stuttgart, 392 S.

133


AKIN, H. UND SIEMES, H. (1988): Praktische Geostatistik: Eine Einführung für den Bergbau und die Geowissen-schaften. 304 Seiten. Springer, Berlin.

BALLA, D. UND GENSIOR A. (2000): Fließpfade für wassergelöste Stoffe in wieder vernässten Niedermooren Nordostdeutschlands, Wasser & Boden 52/11, 17-23.

BAUMANN, R. (2000): GIS-gestützte Bilanzierung der direkten und diffusen Nährstoffeinträge in die Buckener Au. Unveröff. Dipl. Arbeit, Geographisches Institut der Univ. Kiel, 143 S.

BECKER, A., BEHRENDT, H., QUAST, J., WENKEL, K.-O. & KRÖNERT, R. (1995): Rahmenkonzeption „Gebiets-wasser- und Stoffhaushalt im Elbegebiet als Grundlage für die Durchsetzung einer nachhaltigen Landnut-zung“. Hrs.: A. Becker, Pik Potsdam.

BECKER, A. UND LAHMER, W. (1999): GIS-basierte großskalige hydrologische Modellierung. In: Kleeberg, H.-B., Mauser, W., Peschke, G. und Streit, U. (Hrsg.). Hydrologie und Regionalisierung – Ergebnisse eines Schwerpunktprogramms (1992 bis 1998), Forschungsbericht, Deutsche Forschungsgemeinschaft (DFG). Wi-ley-VCH, Weinheim, 1999, ISBN 3-527-27145-7, S. 115-129.

BECKER, A., KLÖCKING, B., LAHMER, W. UND PFÜTZNER, B. (2001): The hydrological Modelling System ARC/EGMO. In: Singh, V.P., Frevert, D. & Meyer, S. (eds.) Mathematical Models of Watershed Hydrology. Water Res. Publ., Littleton/Colorado

BECKER, A., KLÖCKING, B., LAHMER, W. AND PFÜTZNER, B. (2002): The Hydrological Modelling System ARC/EGMO. In: Mathematical Models of Watershed Hydrology (Eds.: Singh, V.P., Frevert, D. and Meyer, S.). Water Resources Publications, Littleton/Colorado (in preparation).

BECKER, K.-W. (1999): Nährstoffumsatz und –transport in der Dränzone landwirtschaftlich genutzter Böden, Beispiele: Stickstoff, Schwefel, Kalium. Werkstattgespräch „Umsatz von Nährstoffen und Reaktionspartnern unterhalb des Wurzelraumes und im Grundwasser – Bedeutung für die Wasserbeschaffenheit“, 25./26.03.1999. TU Dresden, Inst. f. Grundwasserwirtschaft, 21-30.

BEEK, C. G. E. M. VAN (ED.) (1987): Landbouv en Drinkwatervoorziening, orientierend Onderzoek naar de Beinvloeding can de Groundwaterkwaliteit door Bemesting en het Gebruik van Bestrijdingsmiddelen; On-derzoek 1982 – 1987. Meded. 99, Keuringsinstitut voor Waterleidingsartikelen KIWA N.V., 99: 172p.; Nie-uwegein.

BEHRENDT, A. (1996): Grundwasserlysimeteruntersuchungen zum Wasserverbrauch und zur Nährstoffdynamik bei der Renaturierung von Niedermooren. - In: Schalitz; Behrendt; Merbach; Fechner [Hrsg.] Stoffhaushalt von Niedermooren und hydromorphen Mineralböden des nordostdeutschen Tieflandes. (ZALF-Bericht Nr. 26) 28-33, Müncheberg.

BEHRENDT, A., G. SCHALITZ UND D. HÖLZEL (1998): Nährstoff- und Wasserbilanzen von Niedermoorgrasland in Abhängigkeit vom Grundwasserstand. Arch. Acker- u. Pflanzenbau u. Bodenkd. 42: 479-485.

BEHRENDT, H., OPITZ D. UND KLEIN, M. (1997): Zielvorgaben für die Nährstoffbelastung von Spree und Havel aus gewässerökologischer Sicht. Archives of Nature Conservation and Landscape Research, 35, 4, 329-347.

BEHRENDT, H., HUBER, P., KORNMILCH, M., OPITZ, D., SCHMOLL, O., SCHOLZ, G. UND UEBE, R. (1999A): Nährstoffbilanzierung der Flußgebiete Deutschlands. UBA-texte, 75/99, 288 S.

BEHRENDT, H., FAIT, M., GELBRECHT, J., HUBER, P., KORNMILCH, M. UND UEBE, R. (1999B): Geogen bedingte Grundbelastung der Fließgewässer Spree und Schwarze Elster und ihrer Einzugsgebiete. Studien & Ta-gungsberichte LUA Brandenburg, Bd 23, 32 S.

BEHRENDT, H., KORNMILCH,M., OPITZ, D., SCHMOLL, O. UND SCHOLZ, G. (2002): Phosphoreinträge in die Flussgebiete Deutschlands und ihre Veränderung. Münchener Beiträge zur Abwasser-, Fischerei- und Fluss-biologie, Bd. 54, 303-335.

BEHRENDT, H., OPITZ, D., SCHMOLL, O. UND PAGENKOPF, W.-G. (2002): Stoffeinträge in die Gewässer des Landes Brandenburg. Fachbeiträge des Landesumweltamtes Brandenburg. 89 S. (in Druck).

BODELIER, P. L., LIBOCHANT, J. A., BLOM, C.W. P. M. AND LAANBROECK, H. J. (1996): Dynamics of nitrifica-tion and denitrification in root-oxygenated sediments and adaptation of ammonia-oxidizing bacteria to low-oxygen or anoxic habitats. Applied Environm. Microbiol. 62, 4100-4107.

BÖHM, G. (2001): Die realen Evapotranspiration von Niedermoorgebieten – Ermittlung und Parametrisierung nach dem Penman-Monteith-Konzept. Diss. FU Berlin. 116 S.

BÖTTCHER, J.; O. STREBEL UND W. H. M. DUYNISVELD (1985): Vertikale Stoffkonzentrationsprofile im Grund-wasser eines Lockergesteinsaquifers und deren Interpretation (Beispiel Fuhrberger Feld). Z. dt. geol. Ges., 136, 543-552; Hannover.

BÖTTCHER, J.; O. STREBEL UND W. H. M. DUYNISVELD (1989): Kinetik und Modellierung gekoppelter Stoffum-setzungen im Grundwasser eines Lockergesteinsaquifers. Geol. Jb., Reihe C 51, 3-40; Hannover.

134


BUSCH, K., L. LUCKNER UND K.TIEMER (1993): Geohydraulik, Berlin Stuttgart (Erstaufl. 1972). CEC COMMISSION OF THE EUROPEAN COMMUNITY (1991): Nitrate in soils. Soil and groundwater research report

II. Brussels. DALL‘O‘, M., KLUGE, W., BARTELS, F. (2001): FEUWAnet. A multibox groundwater level and lateral exchange

model for riparian wetlands. Journal of Hydrology, 250, 40-62. DANNOWSKI, R.; DIETRICH, O.; TAUSCHKE, R. (1999): Wasserhaushalt einer vernässten Niedermoorfläche in

Nordost-Brandenburg. Archiv für Naturschutz und Landschaftsforschung, Vol. 38, S. 251-266. DANNOWSKI, R., J. STEIDL (2000): Modellierung des Gebietswasserhaushaltes mit dem Modell ABIMO. In:

Lahmer, W., R. Dannowski, J. Steidl, B. Pfützner [Bearb.]: Flächendeckende Modellierung von Wasser-haushaltsgrößen für das Land Brandenburg: Beitrag zum Projekt "Stabilisierung und Verbesserung des Landschaftswasserhaushaltes in Brandenburg" des Landesumweltamtes Brandenburg: 24-38; (Studien und Tagungsberichte: Schriftenreihe des Landesumweltamtes Brandenburg; 27). Potsdam.

DANNOWSKI, R., O. DIETRICH UND R. TAUSCHKE (2000): Water consumption by wetland vegetation in North-eastern Germany. - In: Rochefort, L. & J.-Y. Daigle [Hrsg.]: Sustaining our peatlands: Proceedings of the 11th International Peat Congress, Quebec City, Canada, August 6-12, 2000, Vol. 2: 833-840.

DAVIS, J.C. (1986): Statistics and data analysis in geology.- 2. Edition, 646 S.; John Wiley & Sons, New York. DE WIT, M., BENDORICCHIO, G. (2000): Nutrient fluxes in the Po basin. The Science of the Total Environment,

273, 147-161. DEUMLICH, D., J. THIERE UND L. VÖLKER (1997): Vergleich zweier Methoden zur Beurteilung derWassererosi-

onsgefährdung von Wassereinzugsgebieten. - Wasser & Boden, Berlin (Parey), 49: 46-51. DEUMLICH, D. (1999): Erosive Niederschläge und ihre Eintrittswahrscheinlichkeit im Nordosten Deutschlands. -

Meteorol. Zeitschrift; Gebr. Borntraeger, N.F.; 8: 155-161. DIEKKRÜGER, B., D. SÖNDGERATH, K. C. KERSEBAUM, AND C. W. MCVOY (1995): Validity of agroecosystem

models. A comparison of results of different models applied to the same data set. Ecological Modelling, 81, 3-29.

DIETRICH, O., R. DANNOWSKI, J. QUAST UND R. TAUSCHKE (1996): Untersuchungen zum Wasserhaushalt nordostdeutscher Niedermoore. ZALF-Bericht Nr. 25: 59 S.; Müncheberg.

DIETRICH, O. UND D. BALLA (2000): Szenarioanalysen zur Bewertung möglicher Gebietsentwicklungen des Oberen Rhinluchs: Auswirkungen auf den Gebietswasser- und -stoffhaushalt sowie auf die Wasserwirt-schaft. - In: Kretschmer, H. [Hrsg.]: Ökologisches Entwicklungskonzept Oberes Rhinluch: 108-115; Mün-cheberg (ZALF) (ZALF-Bericht; 43).

DIETRICH, O., J. BLANKENBURG, R. DANNOWSKI UND H. H. HENNINGS (2001): Vernässungsstrategien für ver-schiedene Standortverhältnisse. - In: Kratz, R. & J. Pfadenhauer [Hrsg.]: Ökosystemmanagement für Nie-dermoore: Strategien und Verfahren zur Renaturierung: 53-72; Stuttgart (Ulmer).

DVWK (DEUTSCHER VERBAND FÜR WASSER- UND KULTURBAU, 1996): Ermittlung der Verdunstung von Land- und Wasserflächen. DVWK-Merkblätter zur Wasserwirtschaft, H. 238, Bonn

ENGEL, T. B. KLÖCKING, E. PRIESACK UND T. SCHAAF (HRSG.) (1993): Simulationsmodelle zur Stickstoffdyna-mik - Analyse und Vergleich. Agrarinformatik 25, Ulmer, Stuttgart, 484 S.

FEHR, G. (HRSG.): Nährstoffbilanzen für Flusseinzugsgebiete. Ein Beitrag zur Umsetzung der Wasser-rahmenrichtlinie. Vieweg, Braunschweig/Wiesbaden, 205 S.

FINNERN, J. (1997): Böden und Leitbodengesellschaften des Störeinzugsgebietes in Schleswig-Holstein. Vergesellschaftung und Stoffaustragsprognose (K, Ca, Mg) mittels GIS. Diss., Schriften-reihe des Instituts für Pflanzenernährung und Bodenkunde der Univ. Kiel, Nr. 37

FITTS, C.R. (1995): TWODAN v. 4.0 Manual.- Scarborough, USA FREDE, H.-G. UND S. DABBERT (HRSG.) (1998): Handbuch zum Gewässerschutz in der Landwirtschaft. Ecomed,

Landberg, 451 S. GÄTH, WOHLRAB ET AL. (1992): Strategien zur Reduzierung standort- und nutzungsbedingter Belastungen des

Grundwassers mit Nitrat. Konzept des DBG-AK Bodennutzung in Wasserschutzgebieten; Gießen, Olden-burg.

GELBRECHT, J. UND H. LENGSFELD (1998): Phosphorus in fens adjacent to surface water. In: Jahresforschungs-bericht 1997. Berichte des IGB. Heft 5. S. 94 – 101.

GILMAN, K. (1994): Hydrology and wetland conservation.- John Wiley & Sons, Chichster, New York, Brisbane, Toronto, Singnapore.

GLUGLA, G. UND FÜRTIG, G. (1997): Berechnung langjähriger Mittelwerte des Wasserhaushalts für den Locker-

135


gesteinsbereich. Dokumentation zur Anwendung des Rechenprogramms ABIMO. Bundesanstalt für Gewäs-serkunde, Außenstelle Berlin, Februar 1997, 19 S. + Anhang.

HAUDE, W. (1955): Zur Bestimmung der potentiellen Evapotranspiration auf möglichst einfache Weise. Mittei-lungen Deutscher Wetterdienst 11.

HAYCOCK, N.E., BURT, T.P., GOULDING, K.W.T., PINAY, G. (EDS, 1997): Buffer Zones: Their Processes and Potential in Water Protection. Quest International, Harpenden-UK, pp 320

HEGER, K. (1978): Bestimmung der potentiellen Evapotranspiration über unterschiedlichen landwirtschaftlichen Kulturen. Mitteilgn. Deutsche Bodenkundl. Ges., 26, 21-40.

INGRAM, H.A.P. (1983): Hydrology.- In: Gore, A.J.P (ed.): Mires: Swamp, Bog, Fen and Moor. Elsevier Scien-tific Publishing Company, Amsterdam – Oxford – New York: 67-158.

INVEKOS 1998: Datenbestand aus Anträgen zur Agrarförderung, Landesamt für Ernährung und Landwirtschaft, Frankfurt/Oder, unveröffentlicht.

ISERMANN K. (1990): Share of agriculture in nitrogen and phosphorus emissions into the surface waters of West-ern Europe against the background of their eutrophication. Fertilizer Research, 26, 253-269.

JELINEK, S. (1999): Wasser- und Stoffhaushalt im Einzugsgebiet der oberen Stör. Diss. Agrarwiss. Fak., Schrif-tenreihe des Inst. für Wasserwirtschaft und Landschaftsökologie der Universität Kiel, 29, 168 S.

JELINEK, S., KLUGE, W., WIDMOSER, P. (1999): Über das Abflussverhalten kleiner Einzugsgebiete in Norddeutschland. Hydrologie und Wasserbewirtschaftung, Bd. 43, H.1, 1-16

JELINEK, S,, KLUGE, W. (2000): Charakteristische Merkmale zum Wasser- und Stoffhaushalt von Tieflandein-zugsgebieten am Beipiel der oberen Stör. Brandenburgische Technische Universität Cottbus, Fak. f. Um-weltwissenschaften und Verfahrenstechnik, Aktuelle Teihe 4.2, Tagungsband „Wasserbewirtschaftung –einzugsgebietsbezogen und integrativ“, S. 30-36.

KADLEC, R.H., KNIGHT, R.L. (1996): Treatment wetlands. CRC Press, Boca Raton, Florida, USA KERSEBAUM, K.C. (1989): Simulation der Stickstoff-Dynamik von Ackerböden. Diss. Univ. Hannover,

141 S. KERSEBAUM, K. C. UND J. RICHTER (1991): Modelling nitrogen dynamics in a plant soil system with a simple

model for advisory purposes. Fertilizer Research, 27, 273-281. KERSEBAUM, K. C., C. MCVOY, A. FILIUS UND T. STRECK (1993): Stoffdynamik stillgelegter landwirtschaftli-

cher Flächen - Risikoabschätzung im Vergleich zur intensiven Nutzung aus der Sicht des Bodenschutzes. UBA-Texte 54/93, 99 S.

KERSEBAUM, K. C. (1995): Application of a simple management model to simulate water and nitrogen dynam-ics. Ecological Modelling, 85,145-156.

KERSEBAUM, K. C. (2000): Model-based evaluation of land use strategies in a nitrate polluted drinking water catchment in North Germany. In: Lal, R. (Ed.): Integrated watershed management in the global ecosystem. CRC Press, Boca Raton, FL, USA, 223-238.

KERSEBAUM, K.C. UND A.J. BEBLIK (2001): Performance of a nitrogen dynamics model applied to evaluate agricultural management practices. In: Shaffer, M.J., Ma, L., Hansen, S. (Eds.): Modeling carbon and nitro-gen dynamics for soil management. Lewis, Boca Raton, FL, USA, 549 - 569.

KLUGE, W., JELINEK, S. (1999): Anforderungen an die Modellierung des Wasser- und Stofftransportes in Tieflandeinzugsgebieten Schleswig-Holsteins - Erfahrungen aus dem Bornhöved- und Stör-Projekt.- In: Fohrer, N., Döll, P. (Hrsg): Modellierung des Wasser- und Stofftransportes in großen Einzugsgebieten, Kassel Univ. Press, S.135 - 142

KLUGE, W., JELINEK, S., MARTINI, M. (2000): Einfluss von Talniederungen auf die diffusen Stoffeinträge in Kleingewässer über den Grundwasserpfad. In: Friese, K., Witter, B., Miehlich, G., Rode, M. (Hrsg.): Stoff-haushalt von Auenökosystemen. Böden und Hydrologie, Schadstoffe, Bewertungen. Springer-Verlag, Berlin, 129-138.

KLUGE, W., FRÄNZLE, O., MÜLLER, F. (I.VORB.): Stoffliche und energetische Beziehungen zwischen Ökosystemen. Handbuch für Umweltwissenschaften. IV-2.4. ecomed, Landsberg

KOFOD, M., SCHÜRING, J., MERZ, C. WINKLER, A., LIEDOLZ, T.,SIECKMANN, I. UND ISENBECK-SCHRÖTER,M. (1998): Der geochemische Einfluß von Sickerwasser aus den landwirtschaftlich genutzen Flächen auf das Grundwasser im Oderbruch. Z. Dt. Geol. Ges. Im Druck.

KÖLLE, W (1984): Auswirkungen von Nitrat in einem reduzierenden Aquifer. DVGW- Schriftenreihe 38: Was-ser; 156-167.

KRAGT, J. F., W. DE VRIES UND A. BREEUWSMA (1990): Modelling nitrate leaching on a regional scale. In: R. Merckx, H. Vereecken, and K. Vlassak (eds.): Fertilization and the environment. Leuven University Press.

136


340-347. KULAP (2000): Kulturlandschaftprogramm des Landes Brandenburg, in: Entwicklungsplan für den ländlichen

Raum im Land Brandenburg – Förderperiode 2000-2006, Ministerium für Landwirtschaft, Umweltschutz und Raumordnung, 64-80, Potsdam.

KUNKEL, R. UND F. WENDLAND (1997): WEKU – a GIS-supported stochastic model of groundwater residence times in upper aquifers for the supraregional groundwater management. Environm. Geol. 30 (1/2), Springer.

KUNKEL, R. UND F. WENDLAND (1999): Das Weg-/Zeitverhalten des grundwasserbürtigen Abflusses im Elbe-einzugsgebiet. Abschlußbericht Teil 3: Analyse von Wasserhaushalt, Verweilzeiten und Grundwassermilieu im Flusseinzugsgebiet der Elbe (Deutscher Teil). Schriften des Forschungszentrums Jülich, Reihe Um-welt/Environment, Band 19.

LAHMER, W. UND BECKER, A. (1998A): Grundprinzipien für eine GIS-gestützte großskalige hydrologische Mo-dellierung. Beitrag zum Workshop „Modellierung des Wasser- und Stofftransportes in großen Einzugsgebie-ten“ vom 15. bis 16. Dezember 1997 in Potsdam. PIK-Report No. 43, PIK 1998, S. 55-66.

LAHMER, W. AND BECKER, A. (1998B): Macro- and Mesoscale Hydrological Modelling in the Elbe River Basin, in: Bucek, J., Sir, M., Tesar, M. (Hrsg.), Catchment Hydrological and Biochemical Processes in Changing Environment, Prague, Czech Republik: Inst. of Hydrodynamics (Academy of Sciences of the Czech Repub-lik), Czech Hydrometeorological Institute, National Committee for Hydrology of the Czech Republik, 57-61.

LAHMER, W. UND BECKER, A. (1998C): Auswirkung von Landnutzungsänderungen auf den Wasserhaushalt eines mesoskaligen Einzugsgebietes. Beitrag zum 8. Magdeburger Gewässerschutzseminar „Gewässerschutz im Einzugsgebiet der Elbe“ vom 20. bis 23. Oktober 1998 in Karlovy Vary (Karlsbad). B.G. Teubner Stutt-gart, Leipzig 1998, p. 315-318.

LAHMER, W. AND BECKER, A. (1999): Socio-Economic Implications of Land Use Change Modelling on a Re-gional Scale. In: Windhorst, W. and Enckell, P.H. (Edts.), Proceedings of the International Conference ‘Sus-tainable Landuse Management – The Challenge of Ecosystem Protection‘, Salzau Federal Cultural Center, Schleswig-Holstein, Germany, 28.9-1.10. 1999. Verein zur Förderung der Ökosystemforschung zu Kiel e.V. EcoSys – Beiträge zur Ökosystemforschung, Kiel, Suppl. Bd. 28, 73-82.

LAHMER, W., BECKER, A., PFÜTZNER, B. (1999A): Modelling Land Use Change on a Regional Scale. In: Vla-sak, P., Filip, P., Chara, Z. (Edts.), Proceedings of the International Conference ‘Problems in Fluid Mechan-ics and Hydrology‘. The Institute of Hydrodynamics, Academy of Sciences of the Czech Republic, Prague, Czech Republic, June 23 - 26, 1999, Vol. 2, p. 415-423.

LAHMER, W., PFÜTZNER, B., BECKER, A. (1999B): Großskalige hydrologische Modellierung von Landnutzungs-änderungen vor dem Hintergrund unsicherer Eingangsdaten. In: N. Fohrer und P. Döll (Hrsg.): Modellierung des Wasser- und Stofftransports in großen Einzugsgebieten. Workshop am 19./20. November 1998 in Rau-ischholzhausen bei Gießen. Kassel University Press, ISBN 3-933146-21-6, 153-161.

LAHMER, W., BECKER, A., MÜLLER-WOHLFEIL, D.-I. AND PFÜTZNER, B. (1999C): A GIS-based Approach for Regional Hydrological Modelling. In: B. Diekkrüger, M.J. Kirkby, U. Schröder (Eds.): Regionalization in Hydrology. IAHS publication no. 254, ISSN 0144-7815, 33-43.

LAHMER, W., KLÖCKING, B. AND PFÜTZNER, B. (1999D): Meteorological Input Variables in Meso and Macro-scale Hydrological Modelling. In: Extended abstracts of the International Conference on Quality, Manage-ment and Availability of Data for Hydrology and Water Resources Management, Koblenz, 22-26 March, 1999, p. 165-168.

LAHMER, W. AND PFÜTZNER, B. (2000): Scaling problems in large-scale hydrological modelling. In: Verhoest, N.E.C., Van Herpe, Y.J.P. and De Troch, F.P. (Edts.). Monitoring and Modelling Catchment Water Quantity and Quality. Conference proceedings. Laboratory of Hydrology and Water Management, Ghent University, Ghent, Belgium, p. 95-99.

LAHMER, W. (2000A): Macro- and Mesoscale Hydrological Modelling in the Elbe River Basin. In: Catchment Hydrological and Biochemical Processes in Changing Environment (Eds. V. Elias and I.G. Littlewood). Pro-ceedings of the Liblice Conference, 22-24 September 1998, Liblice, Czech Republic. IHP-V, Technical Do-cuments in Hydrology, No. 37, UNESCO, Paris, 2000, p. 89-105.

LAHMER, W. (2000B): Hydrologische Auswirkungen von Klimaveränderungen im regionalen MaßsTabelle In: Klima zwischen Natur- und Geisteswissenschaften, 5. Deutsche Klimatagung, Hamburg, 2.-6.10.2000. Pro-gramm und Abstracts, pp. 21-22.

LAHMER, W., KLÖCKING, B., HABERLANDT, U. (2000A): Möglichkeiten der skalenübergreifenden hydrologi-schen Modellierung. In: Heterogenität landschaftshaushaltlicher Wasser- und Stoffumsätze in Einzugsgebie-ten - Beiträge zum 3. Workshop Hydrologie am 18./19. November 1999 in Göttingen. EcoRegio 8/2000, Veröffentlichungen der Abteilung Landschaftsökologie am Geographischen Institut der Universität Göttin-

137


gen, Hrsg. G. Gerold, ISBN 3-933441-03-X, S. 37-46. LAHMER, W., PFÜTZNER, B. AND BECKER, A. (2000B): Influences of Environmental Changes on Regional Flood

Events. In: Bronstert, A., Bismuth, C. and Menzel, L. (Edts.). European Conference on Advances in Flood Research. PIK-Report No. 65, p. 238-254. Potsdam Institute for Climate Impact Research, November 2000.

LAHMER, W., PFÜTZNER, B. AND BECKER, A. (2000C): Data-related Uncertainties in Meso- and Macroscale Hydrological Modelling. In: Heuvelink, G.B.M. and Lemmens, M.J.P.M (Eds.). Accuracy 2000. Proceedings of the 4th international symposium on spatial accuracy assessment in natural resources and environmental sciences. Amsterdam, July 2000, pp. 389-396.

LAHMER, W. (2001): Flächendeckende Modellierung von Wasserhaushaltsgrößen im Einzugsgebiet der oberen Stör. F/E-Bericht, Potsdam-Institut für Klimafolgenforschung e.V., 52 S.

LAHMER, W. (2001): Klimaänderungen und Wasserhaushalt: Beispiel Brandenburg. Landschaftswasserhaushalt: Wo bleibt das Wasser? Dokumentation einer Veranstaltung „Treffpunkt Landtag“ der SPD-Landtagesfraktion Brandenburg (Hrsg.), Kai Weber Medienproduktionen, Oktober 2001, S. 27-37.

LAHMER, W. UND PFÜTZNER, B. (2001): Orts- und zeitdiskrete Ermittlung der Sickerwassermenge im Land Brandenburg. Studie im Auftrag des Landesumweltamtes Brandenburg. Potsdam-Institut für Klimafolgen-forschung, Juli 2001.

LAHMER, W., PFÜTZNER, B. AND BECKER, A. (2001A): Assessment of Land Use and Climate Change Impacts on the Mesoscale. Phys. Chem. Earth (B). Vol. 26, No. 7-8, pp. 565-575, 2001 Elsevier Science Ltd.

LAHMER, W., STEIDL, J., DANNOWSKI, R., PFÜTZNER, B., SCHENK, R. (2001B): Flächendeckende Modellierung von Wasserhaushaltsgrößen für das Land Brandenburg. Landesumweltamt Brandenburg (Hrsg.). Studien und Tagungsberichte, Band 27, ISSN 0948-0838, Eigenverlag, Potsdam, Dezember 2000.

LAHMER, W., PFÜTZNER, B., STRÖBL, B. (2001C): Possible Impacts of Climate and Land Use Changes on the Water Balance of Semi-arid German River Basins. 19th European Regional ICID Conference Sustainable Use of Land and Water, Brno and Prague, Czech Republic, 4-8 June 2001 (CD-ROM).

LAHMER, W. (2002): Überblick über den Stand der regionalen Klimafolgenforschung. Beitrag zum Forschungs-vorhaben KLIMOSTAT - Programmsytem zum Erkennen von Inhomogenitäten und zur Generierung von stationären Zeitreihen wasserwirtschaftlich relevanter Klima- und Wasserhaushaltsgrößen. Potsdam-Institut für Klimafolgenforschung, Februar 2002.

LANU (LANDESAMT FÜR NATUR UND UMWELT SCHLESWIG-HOLSTEINS 1996): Empfehlungen zum integrierten Fließgewässerschutz., Flintbek, 68 S.

LANU (LANDESAMT FÜR NATUR UND UMWELT SCHLESWIG-HOLSTEINS 1997): Gewässergütekarte Schleswig-Holstein., Flintbek

LANU (LANDESAMT FÜR NATUR UND UMWELT SCHLESWIG-HOLSTEINS 1998): Faunistisch-ökologische Bewer-tung der Fließgewässer Schleswig-Holsteins. Stand 1998., Flintbek

LANU (LANDESAMT FÜR NATUR UND UMWELT SCHLESWIG-HOLSTEINS 2001): Leitbilder für Fließgewässer in Schleswig-Holstein., Flintbek, 62 S.

LAWAKÜ (Landesamt für Wasserhaushalt und Küsten Schleswig-Holsteins 1995): Fließgewässerbewertung in Schleswig-Holstein. Flintbek, 33 S.

LÖPMEIER, F.-J. (1994): Die Berechnung von Bodenfeuchte und Evapotranspiration mit agrarmeteorologischen Modellen. Zeitschrift f. Bewässerungswirtschaft, 29, 157-167

LOWRANCE, R. (1992): Groundwater nitrate and denitrificatioon in coastal plain riparian forest. J. Environ. Qual., 24, 808-815

MARTIN, J.F., REDDY, K.R. (1997): Interaction and spatial distribution of wetland nitrogen processes. Ecol. Modelling, 105, 1-21

MARTINI, M. (2001): Einfluss von Talniederungen auf den Stoffaustrag im Einzugsgebiet Buckener Au/obere Stör (Schleswig-Holstein). Forschungsberichte aus den Naturwissenschaften, Mensch und Buch Verlag, Ber-lin, 192 S.

MASSMANN, G. (1998): Der geochemische Einfluß des Sickerwassers auf das flachere Grundwasser im nördli-chen Oderbruch. Diplomarbeit Teil II, Universität Bremen, Fachbereich Geowissenschaften: 125 S.,40 Abb., Bremen unveröffentlicht

MC DONALD, M.G., HARBAUGH, A.W. (1988): A modular three-dimensional finite-difference groundwater flow model. Techniques Water-Ressources Investigations 06-A1, U.S.G.S., Washington D.C.

MEHL, D., THIELE, V. (1998): Fließgewässer- und Talraumtypen des Norddeutschen Tieflandes - Am Beispiel der jungglazialen Naturräume Mecklenburg-Vorpommerns. Parey, Berlin

138


MEISSNER, R., RUPP, H., KLAPPER, H. (2001): Erfahrungen bei der Wiedervernässung von Niedermoo-ren in Nordostdeutschland. KA Wasserwirtschaft, Abwasser, Abfall (48), 8, 1127-1133

MÜLLER-WOHLFEIL, D.-I., BÜRGER, G., LAHMER, W. (2000A): Response of a River Catchment to Climatic Change in Northern Germany. Climatic Change, vol. 47: 61-89.

MUNDEL, G. (1982A): Untersuchungen über die Evapotranspiration von Grasland auf Grundwasserstandorten. 1. Mitteilung: Beziehungen zwischen meteorologischen Faktoren und Evapotranspiration. Arch. Acker- u. Pflanzenbau u. Bodenkd. 26, 8; S. 507-513.

MUNDEL, G. (1982B): Untersuchungen über die Evapotranspiration von Grasland auf Grundwasserstandorten. 2. Mitteilung: Beziehungen zwischen Bodenfaktoren und Evapotranspiration. Arch. Acker- u. Pflanzenbau u. Bodenkd. 26, 8; S. 515-521.

MYERS, R.J.K., C.A. CAMPBELL UND K.L. WEIER (1982): Quantitative relationship between net nitrogen miner-alization and moisture content of soils. Can. J. Soil Sci., 62, 111-124.

NORDMEYER, H. AND J. RICHTER (1985): Incubation experiments on nitrogen mineralization in loess and sandy soils. Plant and Soil, 83, 433-445.

NUSKE, A. (1983): Ein Modell für die Stickstoff-Dynamik von Acker-Lössböden im Winterhalbjahr - Messun-gen und Simulationen. Dissertation Universität Hannover, 164 S.

OBERMANN, P. (1982): Hydrochemische/hydromechanische Untersuchungen zum Stoffgehalt von Grundwasser bei landwirtschaftlicher Nutzung. Bes. Mitt. Z. Dtsch. Gewässerkundlichen Jahrbuch, 42, 217 S.; Bonn.

PFÜTZNER, B., LAHMER, W. UND BECKER, A. (1997): ArcEGMO - Programmsystem zur GIS-gestützten hydro-logischen Modellierung, überarbeitete Kurzdokumentation zur Version 2.0.

PFÜTZNER, B., LAHMER, W., BECKER, A. UND KLÖCKING, B. (1998): ArcEGMO – GIS-gestützte hydrologische Modellierung. Programmdokumentation, Potsdam-Institut für Klimafolgenforschung (PIK), Potsdam.

PILGRIM, D.H., CODERY, I. (1992): Flood Runoff. In MAIDMENT, D.R. (Ed.): Handbook of Hydrology. McGraw-Hill, New York, Capt. 9

PIORR, H.-P. (1999): Standortspezifische Biomassebildung, N-Fixierung und Nährstoffentzüge im ökologischen Landbau. In: H. Hoffmann und S. Müller (Hrsg.): Beiträge zur 5. Wissenschaftstagung zum ökologischen Landbau. Köster Verlag Berlin, 329 - 332.

PIORR, H.-P., K. C. KERSEBAUM UND A. KOCH (1999): Die Bedeutung von Extensivierung und ökologischem Landbau für Strukturwandel, Umweltentlastung und Resourcenschonung in der Agrarlandschaft. Eberswal-der Wissenschaftliche Schriften 3, 99-114.

QUAST, J. (1969): Drängewasserzuflüsse zu Flußpoldergebieten, Forschungsbericht, Wasser-wirtschaftsdirektion Küste-Warnow-Peene, Stralsund.

QUAST, J. (1972): Drängewasserberechnung Oderbruch, Untersuchungsbereicht für die Wasswirtschaftsdirekti-on Spree-Oder-Neiße, Cottbus; Institut für Wasserwirtschaft, Berlin.

QUAST, J., STEIDL, UND J., KALETTKA, T. (1994): Hydrologische und gewässerkundliche Grundlagen für ein ökologiegerechtes Management der Oberflächengewässer im Oderbruch. Unveröff. Ergebnisbericht des ZALF für das Landesumweltamt Brandenburg.

QUAST, J. (1999): Wege zu einem nachhaltigen Miteinander von Landnutzung, Naturschutz und Wasserwirt-schaft, In: Arch. Acker-Pfl.Bodenk., Vol. 44, pp. 323-347

QUAST, J. UND C. MERZ (1997): Long-term investigations, modelling and hydrochemical studies in a mesoscale polder of the Oder River. – In: AMERICAN INSTITUTE OF HYDROLOGY (Ed.): Advances in groundwa-ter hydrology – a decade of progress. – Tampa, Florida, USA, p. 228.

QUAST, J., J. STEIDL UND O. BAUER (2001): Regionale Systemanalysen zu Minderungsstrategien gegen diffuse Nährstoffeinträge in Gewässer im Elbetiefland. Arch. Acker-Pfl. Boden., Vol. OO, pp. 1-16.

REDDY, K.R., PATRICK, W.H. AND LINDAU, C.W. (1989): Nitrification-denitrification at the plant root-sediment interface in wetlands. Limnol. Oceanogr. 34, 1004-1013.

RICHTER, D. (1995): Ergebnisse methodischer Untersuchungen zur Korrektur des systematischen Messfehlers des Hellmann-Niederschlagsmessers. Berichte des Deutschen Wetterdienstes, Bd. 194, Offenbach/M.

RICHTER, J., A. NUSKE, W. HABENICHT UND J. BAUER (1982): Optimized N-mineralization parameters of loess soils from incubation experiments, Plant and Soil, 68, 379-388.

RICHTLINIE 2000/60/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 23.10.2000 zu Schaffung eines Ord-nungsrahmens für Maßnahmen der Gemeinschaft im Bereich der Wasserpolitik“-kurz: Europäische Wasser-rahmenrichtlinie (EU-WRRL); Europäisches Amtsblatt vom 22.12.2000.

139


RIPL, W. (HRSG., 1996): Entwicklung eines Land-Gewässer-Bewirtschaftungskonzeptes zur Senkung von Stoffverlusten an Gewässern (Stör-Projekt). im Auftrag des BMBF und des LAWAKÜ Schles-wig-Holstein

ROSCHKE, M. (1998): Einschätzung des Einsatzes von Düngemitteln im Land Brandenburg im Zeitraum 1995 bis 1997. Brandenburger Agrarnachrichten, 2/1998, 1 - 5.

SALSKI, A., KANDZIA, P. (1996): Fuzzy sets and fuzzy logic in ecological modelling.- EcoSys, Bd. 4, 1996, S. 85-97

SCHINDLER, U. (1981): Untersuchungen zum kapillaren Wasseraufstieg von Auenlehmböden. Dissertation, AdL, Sektion Pflanzenproduktion: 104 S., Berlin.

SCHLANGE, K. (2001): Hydrochemische Untersuchung und Klassifizierung von Tieflandquellen im Einzugsge-biet der Buckener Au (Obere Stör). Unveröff. Dipl. Arbeit, Geographisches Inst. der Univ. Kiel, 152 S.

SCHLEUSS, U., TREPEL, M., WETZEL, H., SCHIMMING, C.-G., KLUGE, W. (2001): Interactions betweeen hydro-logic parameters, soils, and vegetation at three minerothrophic peat ecosystemes. In: Broll, G., Merbach, W., Pfeiffer. E.M. (eds.): Wetlands in Central Europe. Soil organisms, soil ecological processes and trace gas emissions. Springer, Berlin, 117-132 pp.

SCHMITT, A. (1998): Trophiebewertung planktondominierter Fliessgewässer – Konzept und erste Erfahrungen. Münchener Beiträge zur Abwasser-, Fischerei- und Flussbiologie, Bd. 51, 394-411.

SCHNEIDER, U. (1991): Messungen von Denitrifikations- und Nitratauswaschungsverlusten in einem landwirt-schaftlich genutzten Wassereinzugsgebiet. Dissertation Universität Bonn, 86 S.

SCHÖNFELDER, I. (1997): Eine Phosphor-Diatomeen-Relation für alkalische Flüsse und Seen Brandenburgs und ihre Anwendung für die paläolimnologische Analyse von Auensedimenten der unteren Havel. Dissertationes Botanicae, 283, 1-148.

SCHÖNFELDER, I. : (2000): Indikation der Gewässerbeschaffenheit durch Diatomeen. Handbuch Angewandte Limnologie, 9. Ergänzungslieferung, 1-62.

SCHULZ,. H.-D. (1985): Regionalisierung hydrochemischer Daten.- DVWK Fortbildung 1985, Fortbildungslehr-gang Grundwasser, Hydrogeologische Aspekte zur Grundwasserchemie, 25. bis 28 Oktober 1983 in Um-kirch bei Freiburg, S. 135-145.

SCHWARZE, R. (1989): Gegliederte Analyse und Synthese des Niederschlags-Abflussprozesses von Einzugsge-bieten. Diss. TU Dresden, Fak. für Bau-, Wasser- und Forstwesen

SCHWERTMANN, U.; W. VOGL; M. KAINZ (1990): Bodenerosion durch Wasser: Vorhersage des Abtrags und Bewertung von Gegenmaßnahmen. Ulmer, Stuttgart, 64 S.

STYCZEN, M. E. (195): Regional simulations as a basis for the assessment of national nutrient emissions at vari-ous input scenarios in Denmark. In: J. F. T. Schoute, P. Finke, F. R. Veeneklaas, and H. P. Wolfert (eds.). Scenario studies for the rural environment. Kluwer Academic Publishers. Dordrecht: 157-167.

THIERE J. UND R. SCHMIDT (1979): Kriterien von Flächentypen bei der Mittelmaßstäbigen Landwirtschaftlichen Standortkartierung (MMK). Arch. Acker- u. Pflanzenbau u. Bodenkd. Berlin 23. 9. 529-537.

TREPEL, M, DALL’O‘, M., CIN, L.D., DE WIT, M., OPITZ, S., PALMERI, L., PERSSON, J., PIETERSE, N.M., TIM-MERMANN, T., BENDORICCHIO, G., KLUGE, W., JOERGENSEN, S.-E. (2000): Models for wetland planning, de-sign and management. In: Trepel, M., Opitz, S. (eds.): Guidelines for wetland monitoring, designing and modelling. Ecosys, Beitr. zur Ökosystemforschung, Bd. 8, 93-137 pp.

TREPEL, M. (2001): Gedanken zur zukünftigen Nutzung schleswig-holsteinischer Niedermoore. Die Heimat. Zeitschrift für Natur- und Landeskunde von Schleswig-Holstein und Hamburg. Bd. 108, 186-194

TREPEL, M., KLUGE, W. (2001): Entwicklung und Erprobung eines Systems zur Bewertung des Rückhaltes von Nährstoffen in den Niederungen Schleswig-Holsteins. F/E-Teilbericht des Ökologie-Zentrums der Universi-tät Kiel zu Forschungsvorhaben „Wiedervernässung von Niedermooren“ im Auftrag des Landesamtes für Natur und Umwelt Schleswig-Holstein, 90 S.

TREPEL, M., KLUGE, W. (2002): Analyse von Wasserpfaden und Stofftransformationen in Feuchtgebieten zur Bewertung der diffusen Austräge. KA Wasserwirtschaft, Wasser, Abfall. 49, 6, 807-815

TREPEL, M., KLUGE, W. (2002): Das Pfad-Transforamtions-Konzpt als Grundlage für ein Wasser- und Stoff-strommanagement in Flusseinzugsgebieten. Kassel Univ. Press

TREPEL, M., PALMERI, L. (2002): Quantifying nitrogen retention in surface flow wetlands for environmental planning at the landscape-scale. Ecol. Engineering,

TREPEL, M., KLUGE, W. (SUBM.): WETTRANS: a flowpath matrix model for assessment of water and nitrogen transformation in riparian wetlands. Hydrological Processes

U.S. DEP. OF AGRICULTURE, SOIL CONSERVATION SERVICE (1964): SCS National Engineering Handbook, Sec. 4

140


Hydrology, Washington D.C. VAN DER MOLEN, D.T., A. BREEUWSMA UND P. C. M. BOERS (1998): Agricultural nutrient losses to surface

water in the Netherlands: impact, strategies, and perspectives. J. Environ. Qual. 27, 4 - 11. VENOHR, M. (2000): Einträge und Abbau von Nährstoffen in Fließgewässern der oberen Stör. Unveröff. Dipl.

Arbeit, Geographisches Inst. der Univ. Kiel, 122 S. VEREECKEN, H. M. VANCLOOSTER, AND M.SWERTS (1990): A model for the estimation of nitrogen leaching

with regional applicability. In: R. Merckx, H. Vereecken, and K. Vlassak (eds.). Fertilization and the envi-ronment. Leuven University Press: 250-263.

VON GAGERN, W. UND G. NEUBERT (2001): Landschaftswasserhaushalt – Ausgewählte Aspekte aus der Sicht der Landnutzer. In: Ökologietage Brandenburg III - Landschaftswasserhaushalt in Brandenburg. Studien und Tagungsberichte Band 28, Landesumweltamt Brandenburg (Hrsg.), Potsdam.

VYMAZAL, J. (ED., 2001): Transformations of Nutrients in Natural and Constructed Wetlands. Backhuys Publ., Leiden, The Netherlands

WENDLAND, F. UND R. KUNKEL (1999): Das Nitratabbauvermögen im Grundwasser des Elbeeinzugsgebietes. Schriften des Forschungszentrums Jülich, Reihe Umwelt – Environment, Bd. 13, 166 S.

WILLIGEN, P. DE. (1991): Nitrogen turnover in the soil-crop system; comparison of fourteen simulation models. Fertilizer Research 27:141-149.

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