Path:
Gewässergüte

Full text: Gewässergüte

Wasserwirtschaft in Deutschland
Teil 2: Gewässergüte

Wasserwirtschaft in Deutschland
Teil 2 – Gewässergüte –

Herausgeber: Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit Postfach 12 06 29 53048 Bonn Redaktion: U. Irmer (Umweltbundesamt, Abteilungsleiter II 2); K. Blondzik (Umweltbundesamt, Fachgebiet II 2.4) Autoren: J. Arle, K. Blondzik, U. Claussen; A. Duffek, S. Grimm, F. Hilliges, A. Hoffmann, W. Leujak, V. Mohaupt, S. Naumann, U. Pirntke, S. Richter, P. Schilling; C. Schroeter-Kermani, Christa; A. Ullrich, J. Wellmitz, S. Werner, R. Wolter (alle UBA) Gestaltung: KOMAG mbH, Berlin

Umschlagfoto: ecko/PIXELIO Stand November 2013

Inhaltverzeichnis
0	 1	 2	
2.1	 2.2	

Abkürzungsverzeichnis........................... 4 Einleitung................................................ 5 Grundlagen für die Bewertung von Grundwasser und Oberflächen­ gewässern............................................... 7
Die europäischen Bewertungssysteme................... 7 Qualitätsnormen/Schwellenwerte/ Umweltqualitätsnormen für Schadstoffe im Gewässerschutz..................................................... 7 Zuverlässigkeit und Genauigkeit............................ 8 Messunsicherheit und Kontrolle von Grenzwerten.......................................................... 8 Qualitätssicherung................................................ 9

6	
6.1	 6.1.1	 6.1.2	 6.1.3	 6.1.4	 6.1.5	 6.2	 6.2.1	 6.2.2	 6.2.3	 6.2.4	

Seen und Talsperren.............................. 59
Grundlagen der Bewertung.................................. 59 Seentypen............................................................ 59 Biologische Qualitätskomponenten..................... 59 Hydromorphologische Qualitätskomponenten.... 60 Allgemeine physikalisch-chemische Qualitäts­ komponenten ...................................................... 61 Messstellennetz für die Berichterstattung............ 62 Zustandsbewertung............................................. 62 Hydromorphologie............................................... 62 Nährstoff- und Trophiezustand............................ 64 Ökologischer Zustand ......................................... 70 Chemischer Zustand............................................ 71

2.3	 2.4	 2.5	

7	
7.1	 7.1.1	 7.1.2	 7.1.3	 7.1.4	 7.1.5	 7.1.6	 7.2	 7.2.1	 7.2.2	 7.2.2.1	 7.2.2.2	 7.2.2.3	 7.2.3	 7.2.3.1	 7.2.3.2	 7.2.4	 7.2.5	 7.2.6	 7.2.7	 7.2.7.1	 7.2.7.2	 7.2.7.3	 7.2.7.4	 7.2.7.5	 7.2.8	

3	
3.1	 3.1.1	 3.1.2	 3.1.3	 3.2	 3.2.1	 3.2.2	 3.2.3	

Grundwasser......................................... 11
Grundlage der Bewertung.................................... 11 Mengenmäßiger Zustand..................................... 11 Chemischer Zustand............................................ 11 Messnetze für die Berichterstattung.................... 11 Zustandsbewertung............................................. 12 Mengenmäßiger Zustand der Grundwasser­ wasserkörper....................................................... 12 Chemischer Zustand des Grundwassers............... 15 Biologie des Grundwassers.................................. 19

Übergangs-, Küsten- und Meeresgewässer..................................... 73
Grundlagen der Bewertung.................................. 73 Bewertungsverfahren der EU-Wasserrahmen­ richtlinie.............................................................. 73 Bewertungsverfahren der FFH-RL........................ 76 Bewertungsverfahren der EU-Meeresstrategie­ rahmenrichtlinie.................................................. 76 Bewertungsverfahren der internationalen Meeresschutzkonventionen (OSPAR, HELCOM)... 77 Qualitätssicherung im Meeresmonitoring............ 78 Messnetze in Nord- und Ostsee............................ 79 Zustandsbewertung............................................. 79 Hydromorphologie............................................... 79 Eutrophierung..................................................... 80 Einträge............................................................... 81 Eutrophierung der Nordsee.................................. 83 Eutrophierung der Ostsee.................................... 87 Schwermetalle..................................................... 88 Einträge............................................................... 89 Schwermetallbelastungen................................... 92 Organische Umweltchemikalien.......................... 94 Abfall................................................................... 97 Unterwasserlärm................................................. 98 Ökologischer Zustand........................................ 100 Bewertung nach EU-Wasserrahmenrichtlinie.... 100 Bewertung nach FFH-RL.................................... 101 Bewertung nach EU-Meeresstrategierahmen­ richtlinie............................................................ 101 Bewertung nach OSPAR und HELCOM............... 102 Zustandsbewertung für das Wattenmeer........... 104 Chemischer Zustand.......................................... 104

4	
4.1	 4.2	 4.2.1	 4.2.2	 4.2.3	 4.3	 4.3.1	 4.3.2	

Bewertung der Oberflächengewässer.... 23
Oberflächenwasserkörper.................................... 23 Ökologischer und chemischer Zustand................ 23 Ökologischer Zustand und Ökologisches Potenzial........................................ 23 Flussgebietsspezifische Schadstoffe.................... 25 Chemischer Zustand............................................ 30 Überwachungsprogramme.................................. 34 Messnetze............................................................ 34 Messfrequenz....................................................... 35

5	
5.1	 5.1.1	 5.1.2	 5.1.3	 5.1.4	 5.1.5	 5.1.6	 5.2	 5.2.1	 5.2.2	 5.2.3	 5.2.4	 5.2.5	 5.2.6	 5.2.7	 5.2.8	

Fließgewässer........................................ 37
Grundlagen der Bewertung.................................. 37 Fließgewässertypen............................................. 37 Biologische Qualitätskomponenten..................... 38 Hydromorphologische Qualitätskomponenten.... 38 Allgemeine physikalisch-chemische Qualitäts­ komponenten....................................................... 41 Weitere Bewertungsverfahren.............................. 41 Messstellennetz für die Berichterstattung............ 41 Zustandsbewertung............................................. 41 Hydromorphologie............................................... 41 Nährstoffe............................................................ 47 Schwermetalle und Metalloide............................ 50 Industrielle organische Schadstoffe..................... 51 Pestizide.............................................................. 53 Arzneimittel......................................................... 53 Ökologischer Zustand.......................................... 53 Chemischer Zustand............................................ 56

8	 9	

Zusammenfassung und Schlussfolgerungen............................. 105 Literaturverzeichnis ........................... 107

Wasserwirtschaft in Deutschland

3

0 Abkürzungsverzeichnis
FFH-RL:	 Flora-Fauna-Habitatrichtlinie HELCOM:	 Kommission zum Schutz der Meeresumwelt der Ostsee LAWA:	 OSPAR:	 Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser Kommission zum Schutz der Meeresumwelt des Nordostatlantiks

4

Wasserwirtschaft in Deutschland

1 Einleitung	
Unsere Gewässer werden in vielfältiger Weise genutzt. Folgen sind vom Menschen verursachte (anthropogene) Stoffeinträge. Sie beeinflussen die chemische Qualität der Gewässer und können ihre aquatischen Lebensgemeinschaften schädigen, aber auch Nutzungen wie die Trinkwas­ ergewinnung bes einträchtigen. Nutzungsbezogene Eingriffe verändern in erheblichem Maße auch die Gewässerstruktur. Wasserbauliche Maßnahmen zum Hochwasserschutz sowie zur Nutzbarmachung der Flüsse für die Schifffahrt und die Energiegewinnung prägen Gestalt und Lauf der Oberflächengewässer und beeinflussen damit ihre ökologische Beschaffenheit. 	 In Deutschland werden Oberflächengewässer und Grundwasser regelmäßig untersucht. Im Rahmen nationaler und internationaler Überwachungsprogramme erheben die Bundesländer und Flussgebietskommissionen Daten zu Biologie und Chemie sowie zur Hydromorphologie der Oberflächengewässer. Für das Grundwasser sind bei der Überwachung insbesondere Nitrat und Pestizide von Bedeutung. Bilanzen von Stoffeinträgen in Grund- und Oberflächen­ ewässer aus Punktg quellen beruhen auf den Ergebnissen der regelmäßigen Einleiterüber­ achung. Zusammen mit Modellbiw lanzierungen geben sie Auskunft über die Herkunft von Problemstoffen und ermöglichen die Erarbeitung von Minderungsmaßnahmen. Die Beurtei­ ung der Bel lastung anhand rechtlich verbindlicher Umweltqualitätsnormen erfolgt nach ein­ eitlichen Grundsätzen.	 h Die am 22. Dezember 2000 in Kraft getretene EU-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) ist die erste ökologisch orientierte Richtlinie im Gewässerschutz, zudem mit einer umfassenden Öffentlichkeitsbeteiligung. Sie wurde u. a. mit der Verordnung zum Schutz der Oberflächengewässer (Oberflächengewässerverordnung – OGewV) in deutsches Recht umgesetzt. Das operative Ziel der Richtlinie besteht in dem Erreichen eines guten ökologischen und chemischen Zustands der Oberflächengewässer sowie eines guten ökologischen Potenzials morphologisch erheblich veränderter oder künstlicher Gewässer. Für die Überwa­ hung der Ziele wurden Umc weltqualitätsnormen für chemische Parameter sowie Vorgaben für biologische Zustandsklassen ein­ eführt. 	 g Die Oberflächengewässerverordnung fordert für Oberflächengewässer eine ge­ ässertypspezifische Messung w und eine integrative Bewertung des ökologischen Zustands. Die Überwachungsprogramme sind entsprechend gestaltet und in­ ensiviert worden. Die Ermittt lung der biologischen Besiedlung der Gewässer und der Ver­ leich mit den im ungestörten Zustand vorg kommenden naturraumtypischen Le­ ensgemein­ b schaften erlauben eine integrative Beurteilung der ökologischen Quali­ ät von Küsten- und Binnenget wässern und geben Auskunft über wahrscheinliche Belas­ ungsursa­ hen. Die Entwicklung der Verfahren t c

ist in Deutschland weitgehend abgeschlossen, viele Methoden sind bereits in den wasserwirtschaftlichen Vollzug übernommen wor­ en. Die Oberflächend gewässerverordnung fordert für biologische und chemische Untersuchungen hinreichend zuverlässige und genaue Ergebnisse. Die Qualitätssicherung der Daten spielt da­ er eine größere Rolle als bisher.	 h Die EU-Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie (MSRL), die 2008 in Kraft trat, fordert, alle wesentlichen Elemente der Meeresökosysteme gesamtheitlich und in ihren gegenseitigen Wechselwirkungen und möglichen kumulativen Effekten zu bewerten sowie zu schützen. Dazu wird gegenwärtig die Möglichkeit der Anwendung und Anpassung der vorhandenen Bewertungsansätze aus EU-Wasserrahmenrichtlinie und Flora-Fauna-Habitatrichtlinie (FFH - RL) geprüft, es sind aber auch neue Bewertungsverfahren erforderlich.	 Dieser Bericht enthält die wesentlichen Aspekte des Zustands der Oberflächengewässer und des Grundwassers. Der Schwerpunkt liegt auf dem Stand der gegenwärtigen Belastungssi­ uation. Ferner wird die Entwickt lung der Gewässergüte bedeutender Fließ­ ewässer, g größerer Seen, der Übergangs- (Ästuare), Küsten- und Meeresgewässer von Nord- und Ostsee beschrieben. Ihre Bewertung erfolgt vorrangig anhand der Kriterien, die für die Bewertung nach EU-Wasserrahmenrichtlinie und der internationalen Meeresschutzkommissionen OSPAR und HELCOM genutzt werden. 	 Die Auswertungen basieren auf Daten aus Bund und Ländern, u. a. aus den Bewirtschaftungsplänen nach EU-Wasserrahmenrichtlinie, Zusammen­ as­ un­ en f s g von Ausarbeitungen der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) und der nationalen und internationalen Flussgebietskommissionen bzw. -gemeinschaften sowie auf Ergebnissen aus wissenschaft­ lichen Veröffentlichungen, Forschungsprojekten und eigenen Arbeiten des Umweltbundes­ mtes. Der vorliea gende Bericht soll anhand von Daten und Fakten über den Gewässerzustand informieren und auf bestehende Problembereiche im Gewässerschutz hinweisen.

Wasserwirtschaft in Deutschland

5

6

Wasserwirtschaft in Deutschland

2	 Grundlagen für die Bewertung von Grundwasser und Ober­ flächengewässern
2.1	Die europäischen Bewertungs­ systeme
	 Die EU-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) und die EUMeeresstrategie-Rahmenrichtlinie (MSRL) fordern von den Mitgliedstaaten, den Zustand der Gewässer zu bewahren (Verschlechterungsverbot) und ihn dort zu verbessern, wo der gute Zustand verfehlt wird. Sie bewerten den Zustand der Gewässer über verschiedene Bewertungskategorien wie Biologie und Chemie sowie Wassermenge und Hydromorphologie (EU-Wasserrahmenrichtlinie) und Lärm und Müll (EU-Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie) integrativ. Als Objekte der Bewertung und Bewirtschaftung wurden „Wasserkörper“ in der EU-Wasserrahmenrichtlinie eingeführt. Wasserkörper sind bestimmte Abschnitte oder Teile von Gewässern. Diese sind von Belastung und Struktur her einheitlich, sie gehören zu einer bestimmten „Kategorie“ (Grundwasser, Fluss, See, Übergangs- oder Küstengewässer) und zu einem „Typ“. Der ökologische Zustand der Oberflächengewässer (Flüsse, Seen, Übergangs- und Küstengewässer) wird anhand der „Naturnähe“ charakterisiert. Der Bezugsmaßstab für die Naturnähe und damit für die Bewertung sind gewässertypspezifisch definierte Referenzbedingungen für das Vorkommen und die Häufigkeit von Pflanzen und Tieren, für physikalisch-chemische Bedingungen (wie Nährstoffe, Sauerstoff, Temperatur und pH-Wert) und für die Hydromorphologie. Anhand des Grades der Abweichungen von diesen Referenzbedingungen wird die ökologische Zustandsklasse bestimmt. Ergänzend werden national geltende Umweltqualitätsnormen für regional relevante (spezifische) Schadstoffe herangezogen. Der chemische Zustand der Oberflächengewässer wird hingegen über die Einhaltung von europaweit geltenden Umweltqualitätsnormen für Schadstoffe ermittelt. Außerdem wird geprüft, ob der mengenmäßige und chemische Zustand des Grundwassers gut ist oder nicht. Um die Auswirkungen von Schadstoffbelastungen über längere Zeiträume bewerten zu können, sind Trendermittlungen in Biota, Schwebstoffen oder Sedimenten durchzuführen. Die EU-Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie benennt 11 Deskriptoren für die Umweltqualität zum ökologischen Zustand der Meeresgebiete. Einige der Deskriptoren beschreiben Belastungen (kommerziell genutzte Fischund Schalentierbestände, Eutrophierung (=Nährstoffüberversorgung), Vorkommen nicht einheimischer Arten, Veränderungen der hydrographischen Bedingungen, Schadstoffe im Ökosystem und in Meeresfrüchten,

Müll, Energie (z. B. Lärm), während andere sich auf den Zustand des Ökosystems beziehen (Biodiversität, Nahrungsnetze, Meeresböden). 	 Nachfolgend werden Aspekte der Gewässerbewertung erläutert, die für Grundwasser und Oberflächengewässer einschließlich der Meere gleichermaßen gelten. Dazu gehören u. a. Grundsätze für die Festlegung von Schwellenwerten im Grundwasser und Umweltqualitätsnormen in Oberflächengewässern sowie Anforderungen an die Zuverlässigkeit und Genauigkeit von Messergebnissen. Folgende Aspekte werden in den jeweils benannten Kapiteln ausführlicher dargestellt:

▸▸ Qualitätsnormen und Schwellenwerte im Grundwasser und die Beurteilung seines mengenmäßigen Zustands in Kap. 3.1,

	

▸▸ Umweltqualitätsnormen in Oberflächengewässern im Kap. 4, ▸▸ die Bewertung der biologischen, hydromorphologischen und physikalisch-chemischen Qualitätskomponenten in Flüssen und Seen in den Kapi­ teln 5.1 und 6.1 und der ▸▸ die BewertungKap.Übergangs-, Küstengewässer und Meere im 7.1.

2.2	Qualitätsnormen/Schwellenwerte/ Umweltqualitätsnormen für Schad­ stoffe im Gewässerschutz
	 In Gewässer wird aus Haushalten, Industrie, Gewerbe, Verkehr sowie Landwirtschaft eine Vielzahl von Stoffen eingetragen. Mit fortschreitender Analysetechnik werden immer mehr Stoffe in immer kleineren Konzentrationen in Gewässern gefunden. Die EU-Wasserrahmenrichtlinie fordert für diese Stoffe, deren Bedeutung im Hinblick auf den Umweltschutz und zum Teil auch Gesundheitsschutz zu prüfen und ggf. Umweltqualitätsnormen festzulegen. Die EU-Wasserrahmenrichtlinie gruppiert die Stoffe in solche mit EU-weiter und solche mit lokaler Bedeutung für Grund- und Oberflächengewässer.

	

	

Für Oberflächengewässer (s. Kap. 4): sind EU-weit Um▸▸ Für den chemischen ZustandRichtlinie 2008/105/ weltqualitätsnormen in der EG und der Änderungsrichtlinie 2013/39/EU festgelegt. Hinzu kommt Nitrat, mit einem Aktionswert aus der Nitratrichtlinie (91/676/EG). Zustand beinhaltet Umweltquali▸▸ Der ökologischeweitere spezifische synthetische tätsnormen für und nichtsynthetische Schadstoffe, die in signifikanten Mengen in einem Flussgebiet eingetragen werden. In Deutschland werden diese Umweltqualitätsnormen – wie die des chemischen

	

Wasserwirtschaft in Deutschland

7

Zustands – in der Verordnung zum Schutz der Oberflächengewässer (OGewV) festgelegt. Für Grundwasser (s. Kap. 3.1): des Grundwassers ist zum ▸▸ Der chemische Zustandeinheitliche Qualitätsnoreinen über europäisch men für Nitrat (50 mg/l) und Pestizide (0,1 µg/l pro Stoff) definiert. müssen die Mitgliedstaaten Schwellen▸▸ Zusätzlichdie Parameter/Stoffe festlegen, die zu werte für einer Gefährdungseinstufung bei der Bestandsaufnahme der Belastungen geführt haben. Ein Mindestparametersatz ist aber europaweit vorgegeben. In Deutschland sind die Schwellenwerte in der Grundwasserverordnung (GrwV) geregelt.

praktischen Ermittlung der Messunsicherheit im Laboratorium gibt es seit 2013 die internationale Norm ISO 11352 „Abschätzung der Messunsicherheit beruhend auf Validierungs- und Kontrolldaten“.	 Es ist eine wichtige Aufgabe der Umweltanalytik, zu überprüfen, ob Grenzwerte eingehalten oder überschritten werden. Problematisch ist es jedoch, wenn die Messunsicherheit eine eindeutige Aussage nicht zulässt. Nur wenn das Messergebnis einschließlich der jeweiligen Messunsicherheit des Verfahrens oberhalb bzw. unterhalb des Grenzwerts liegt, ist eine eindeutige Aussage zur Über- bzw. Unterschreitung möglich (siehe Fall 1 und 4 in Abb. 1). Die Fälle 2 und 3 erlauben dagegen keine klare Entscheidung, da der Grenzwert im Bereich des Messwertes ± Messunsicherheit liegt. Es besteht somit die Möglichkeit einer Fehlbeurteilung. Abbildung 1: Messunsicherheiten und Grenzwertbetrachtungen	

2.3	Zuverlässigkeit und Genauigkeit	
In den Bewirtschaftungsplänen müssen verbal oder statistisch unterlegte Aussagen getroffen werden, wie präzise und zuverlässig die Überwachungsergebnisse sind. Liegen die Messergebnisse beispielsweise in der Nähe der Umweltqualitätsnorm, empfiehlt sich eine Erhöhung der Messfrequenz, um die Sicherheit der Bewertung zu erhöhen. 	  Um die Zuverlässigkeit und Genauigkeit von Analyseergebnissen bei der Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie zu gewährleisten, wurden im Rahmen der Richtlinie der Kommission vom 31. Juli 2009 zur „Festlegung technischer Spezifikationen für die chemische Analyse und die Überwachung des Gewässerzustands“ (Richtlinie 2009/90/EG) Mindestleistungskriterien für die eingesetzten Untersuchungsverfahren festgelegt. Danach dürfen für die Gewässerüberwachung nur solche Verfahren zur Anwendung kommen, deren Messunsicherheiten (vgl. Kap. 2.4) höchstens 50 % betragen und deren Bestimmungsgrenzen nicht über 30 % der jeweiligen Umweltqualitätsnorm liegen.

2.4	Messunsicherheit und Kontrolle von Grenzwerten	
Jedes Analyseergebnis weist eine bestimmte Mess­ unsicherheit auf (Analyseergebnis = Messwert ± Messunsicherheit) und stellt somit lediglich einen Schätzwert für den wahren Wert (den richtigen Wert) einer Messgröße in der untersuchten Probe dar. Anders ausgedrückt: Die Messunsicherheit eines Messwerts kennzeichnet den Bereich, innerhalb dessen der tatsächliche wahre Wert der Messgröße erwartet wird. Grundlage für die Bestimmung der Messunsicherheit sind die Leitlinie „Guide to the Expression of Uncertainty in Measurement“ (GUM) von 1995 und der darauf aufbauende EURACHEM/CITAC Leitfaden. Zur

In der Praxis wäre in den Fällen 2 und 3 der Abbil­ dung 1 keine eindeutige Aussage mit hoher Sicherheit möglich und deshalb z. B. eine Nachuntersuchung angezeigt. Gegebenenfalls kann die Anwendung eines anderen Analyseverfahrens mit geringerer Messunsicherheit das Problem lösen. Wenn sich die Einhaltung/Überschreitung eines Grenzwerts trotz Nachuntersuchungen nicht eindeutig bestätigen lässt, ist eine Einzelfallentscheidung zu treffen, bei der die Wahrscheinlichkeit einer Fehlbeurteilung, das sich daraus ergebende potenzielle Risiko und ökonomische Gesichtspunkte weiterer Maßnahmen gegeneinander abzuwägen sind.	 Eine pragmatische Möglichkeit der Kontrolle von Grenzwerten besteht darin, bei Messwerten unterhalb des Grenzwerts von einer Einhaltung und bei Messwerten oberhalb des Grenzwerts von einer Überschreitung auszugehen. Die Messunsicherheit der Analysenwerte bleibt dabei unberücksichtigt. Diese Vorgehensweise, die auch als „geteiltes Risiko“ bezeichnet wird, führt bei Messwerten unterhalb des Grenzwerts zu einer Wahrscheinlichkeit der Einhaltung von mindestens 50 % und dem Risiko einer Überschreitung von höchstens 50 %. Diese Vorgehensweise entspricht dem gegenwärtigen Recht beim Vergleich von Jahresmittelwerten mit Umweltqualitätsnormen.

8

Wasserwirtschaft in Deutschland

2.5	Qualitätssicherung
	 Eine wichtige Voraussetzung für die Erfassung und Beschreibung des Gewässerzustands und für die Bewertung anthropogener Einflüsse und daraus abzuleitender Maßnahmen ist die Richtigkeit und Vergleichbarkeit der erhobenen Daten (s.a. Kap. 7.1.5). Mittlerweile gibt es eine Vielzahl nationaler und internationaler Standardverfahren für chemische, physikalische und biologische Untersuchungen. Ein wichtiges nationales Regelwerk sind die „Deutschen Einheitsverfahren zur Wasser-, Abwasser- und Schlammuntersuchung“ (DEV), die ca. 300 Analysenvorschriften umfassen. Die Grundlagen für die Einrichtung eines Qualitätssicherungssystems sind in der sowohl national als auch international gültigen Norm DIN EN ISO/IEC 17025 „Allgemeine Anforderungen an die Kompetenz von Prüf- und Kalibrierlaboratorien“ festgelegt. Danach sind interne Maßnahmen (innerhalb eines Laboratoriums) und externe Maßnahmen (zwischen mehreren Laboratorien, auf nationaler bzw. internationaler Ebene) zur Sicherung und Verbesserung der Qualität der Analyseergebnisse umzusetzen.

Zu den externen Qualitätssicherungsmaßnahmen gehören:

▸▸ die Teilnahme an nationalen und internationalen Laborvergleichen, Ringversuchen, Schulungen
und Workshops,

▸▸ Labor-Begutachtungen (externe Audits), z. B. im Rahmen einer Akkreditierung, ▸▸ die stichprobenartige Überprüfung von Feld-, Labor- und Bestimmungsergebnissen durch eine
externe, unabhängige, d.h. nicht am Messprogramm beteiligte Stelle, insbesondere bei biologischen Untersuchungen. 	 Eine geeignete Form zur Sicherstellung bzw. Verbesserung der Qualität analytischer Daten sind die Akkreditierung bzw. die Notifizierung von Laboratorien. Die Begriffe „Akkreditierung“ und „Notifizierung“ leiten sich aus dem Lateinischen ab und können mit „glaubwürdig machen“ bzw. „bekannt machen“ übersetzt werden. Notifizierung beinhaltet die Anerkennung/Zulassung und Bekanntgabe als geeignet befundener Laboratorien für Untersuchungsaufgaben im gesetzlich geregelten Bereich (z. B. für Trink- und Abwasseruntersuchungen) durch die jeweils zuständige Landesbehörde. Die Akkreditierung analytischer Laboratorien erfolgt entsprechend der Norm DIN EN ISO/IEC 17025. Sie beinhaltet die formelle Anerkennung der Kompetenz eines Labors zur Durchführung bestimmter Analysen durch eine autorisierte Stelle. Ziel ist die Gewährleistung vergleichbarer Prüfergebnisse und damit verbunden eine Erhöhung der gegenseitigen Akzeptanz von Untersuchungsergebnissen. Seit dem 01.01.2010 ist in Deutschland die Deutsche Akkreditierungsstelle GmbH (DAkkS) für die Durchführung aller Akkreditierungen gemäß Verordnung (EG) Nr. 65/2008 zuständig. In die DAkkS wurden der Deutsche Kalibrierdienst (DKD) sowie die früheren Akkreditierungsstellen DACH (Deutsche Akkreditierungsstelle Chemie GmbH), DAP (Deutsches Akkreditierungssystem Prüfwesen GmbH) und DATech in der TGA GmbH (Deutsche Akkreditierungsstelle Technik) übergeleitet. Um die Zuverlässigkeit und Vergleichbarkeit von Analyseergebnissen bei der Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie zu gewährleisten, wurde international im Rahmen der RL 2009/90/EG festgelegt, dass alle an der Gewässerüberwachung beteiligten Laboratorien ein Qualitätsmanagementsystem in Anlehnung an die DIN EN ISO/IEC 17025 etablieren müssen. Obwohl damit keine Verpflichtung zur Akkreditierung besteht, wird diese von vielen Laboratorien genutzt, um sich die Kompetenz für die Durchführung bestimmter Untersuchungen regelmäßig durch eine unabhängige Einrichtung bestätigen zu lassen.

	

	

Zu den internen Qualitätssicherungsmaßnahmen gehören:

▸▸ die Erarbeitung eines QualitätsmanagementHandbuchs, ▸▸ die Dokumentation der eingesetzten Untersuchungsverfahren in Form von Standardarbeitsanweisungen (Beschreibung der einzelnen Untersuchungsschritte von der Probenahme bis zum Ergebnis, einschließlich Datenhaltung und Archivierung des Untersuchungsmaterials),

	

▸▸ dokumentierte Validierung oder Verifizierung der eingesetzten Untersuchungsmethoden und Ermittlung der Verfahrenskenndaten,

▸▸ der kontinuierliche Nachweis der verfahrensspezifischen Richtigkeit und Präzision durch Einsatz
von Qualitätssicherungselementen in der Laborroutine, z. B. durch Führen von Kontrollkarten oder Einsatz von (zertifizierten) Referenzmaterialien,

▸▸ die Anlage von Vergleichs- und Belegsammlungen bei biologischen Untersuchungen, regelmäßige Schulung des ▸▸ die Qualifikation undaller angewendeten UntersuPersonals bezüglich
chungsverfahren,

	

▸▸ die regelmäßige Durchführung interner Audits (Begutachtungen) und Managementüberprüfungen.

Wasserwirtschaft in Deutschland

9

10

Wasserwirtschaft in Deutschland

3	Grundwasser
3.1 Grundlage der Bewertung	
Grundwasservorkommen sind vielerorts Gefährdungen ausgesetzt, da die stofflichen Einträge nach wie vor hoch sind und die Puffer- und Filterwirkungen der darüber liegenden Bodenschichten erschöpflich sind. Verunreinigungen des Grundwassers sind häufig Langzeitschäden, die zunächst nicht unmittelbar erkennbar sind. Eine Sanierung ist – wenn überhaupt – nur mit großem finanziellem und technischem Aufwand und über lange Zeiträume möglich. Deshalb ist ein vorsorgender, flächendeckender Grundwasserschutz von besonderer Bedeutung. Eine systematische, regelmäßige Überwachung der Grundwasserbeschaffenheit ist ein wesentlicher Bestandteil des Grundwasserschutzes. Wurden Maßnahmen zum Schutz oder zur Sanierung von Grundwasservorkommen eingeleitet, so geben die Überwachungsergebnisse wichtige Hinweise zur Wirksamkeit und Effektivität der eingeleiteten Maßnahmen. Eine Reihe von Stoffen wird entsprechend ihres Gefährdungspotentials und ihrer Eintragswahrscheinlichkeit in unterschiedlichen Zeitabständen untersucht und ausgewertet. Nach den Vorgaben der EU-Wasserrahmenrichtlinie erfolgt die Bewertung des Grundwasserzustands auf der Ebene von Grundwasserkörpern. Die EU-Wasserrahmenrichtlinie definiert Grundwasserkörper als „ein abgegrenztes Grundwasservolumen innerhalb eines oder mehrerer Grundwasserleiter“.

Strömungsrichtung führen, ▸▸ zu Änderungen dervon Salzwasser oder sonstige die einen Zustrom schädliche Zuströme verursachen. In der Praxis reicht jedoch vielfach die alleinige Betrachtung des Grundwasserspiegels oder seiner Entwicklung nicht aus, um den mengenmäßigen Zustand ausreichend zuverlässig beurteilen zu können. Es ist deshalb notwenig, die Wasserbilanz in den einzelnen Grundwasserkörpern oder Teilräumen von Grundwasserkörpern zu bewerten.

3.1.2 Chemischer Zustand	
Auf der Grundlage der EU-Grundwasserrichtlinie (Richtlinie 2006/118/EG), einer Tochterrichtlinie der EU-Wasserrahmenrichtlinie, wurden Qualitätsanforderungen (sog. Qualitätsnormen und Schwellenwerte) für eine Reihe von Stoffen festgelegt. Werden in einem Grundwasserkörper diese Werte eingehalten, dann ist der Grundwasserkörper in einem guten Zustand. Werden die Werte überschritten, sind Art und Ausmaß der Überschreitungen zu prüfen. Auf Grundlage dieser Prüfung ist ggf. eine Einstufung in den schlechten Zustand erforderlich und die Mitgliedstaaten sind verpflichtet, Maßnahmenprogramme durchzuführen, die geeignet sind, den guten Zustand wieder herzustellen, d. h. die Belastung so weit zu vermindern, dass die Qualitätsnormen bzw. Schwellenwerte wieder eingehalten werden. In der EU-Grundwasserrichtlinie wurden für folgende Stoffe und Stoffgruppen europaweit geltende Qualitätsnormen festgelegt:

3.1.1	 Mengenmäßiger Zustand	
Die EU-Wasserrahmenrichtlinie fordert für alle Grundwasserkörper einen guten mengenmäßigen Zustand. Was darunter zu verstehen ist, wird im Anhang V Nr. 2.1 der EU-Wasserrahmenrichtlinie beschrieben. Parameter für die Beurteilung des mengenmäßigen Zustands des Grundwassers ist der Grundwasserspiegel. Der mengenmäßige Zustand des Grundwassers ist gut, wenn die verfügbare Grundwasserressource nicht von der langfristigen mittleren jährlichen Entnahme überschritten wird. Stark vereinfacht bedeutet dies, dass der Grundwasserspiegel keinen anthropogenen Veränderungen unterliegen darf, die ökologischen Qualitäts▸▸ zu eineminVerfehlen der stehende Oberflächengeziele für Verbindung wässer führen,

▸▸ Nitrat – 50 mg/l und Pflanzenschutzmittel (PSM) und ▸▸ Pestizide–(=[Einzelgrenzwert 0,1 µg/l, SummenBiozide)
grenzwert 0,5 µg/l].	 Diese Werte wurden auch in die deutsche Grundwasserverordnung (GrwV) vom 09.11.2010 übernommen. National sind zusätzlich für weitere Stoffe Schwellenwerte festzulegen, die dafür verantwortlich sein können, dass Grundwasserkörper in einen schlechten Zustand eingestuft werden müssen. Derzeit sind in der Anlage 2 der Grundwasserverordnung Schwellenwerte für 8 weitere Stoffe bzw. Stoffgruppen festgelegt (s. Tab. 1).

3.1.3 Messnetze für die Berichterstattung	
Nach den Vorgaben der EU-Wasserrahmenrichtlinie haben die Mitgliedstaaten bis zum Dezember 2006 Messnetze zur Überwachung des chemischen und mengenmäßigen Zustands des Grundwassers eingerichtet. Der chemische Zustand des Grundwassers wird an operativen Messstellen und Überblicksmessstellen ermittelt. Überblicksmessstellen wurden vorwiegend in den unbelasteten Grundwasserkörper eingerichtet, wohingegen operative Messstellen in Grundwasser-

▸▸ zu einer signifikanten Verringerung der Qualität dieser Gewässer führen, ▸▸ zu einer signifikanten Schädigung von Landökosystemen führen würden, die unmittelbar von
dem Grundwasserkörper abhängen,

Wasserwirtschaft in Deutschland

11

Tabelle 1: Qualitätsnormen und Schwellenwerte zur Einstufung des chemischen Grundwasserzustands
Substanzname Nitrat Wirkstoffe in Pflanzenschutz­ itteln m und Biozidprodukten einschließlich relevanter Stoffwechsel-, Abbau und Reaktionsprodukte Arsen Cadmium Blei Quecksilber Ammonium Chlorid Sulfat Summe aus Tri- und Tetrachlorethen
PNEC = Predicted No Effect Concentration Quelle: Grundwasserverordnung (GrwV), 2010

CAS-Nr. 	

Schwellenwert 50 mg/l

Ableitungskriterium Grundwasserqualitätsnorm gemäß Richtlinie 2006/118/EG Grundwasserqualitätsnorm gemäß Richtlinie 2006/118/EG

	 jeweils 0,1 µg/l; insgesamt 0,5 µg/l

7440-38-2 7440-43-9 7439-92-1 7439-97-6 7664-41-7 168876-00-6 14808-79-8 79-01-6; 127-18-4

	 	 	 	 	 	 	 	

10 µg/l 0,5 µg/l 10 µg/l 0,2 µg/l 0,5 mg/l 250 mg/l 240 mg/l 10 µg/l

Trinkwasser – Grenzwert für chemische Parameter Ökotoxikologisch abgeleitet: PNEC + Hintergrundwert Trinkwasser – Grenzwert für chemische Parameter Ökotoxikologisch abgeleitet: PNEC + Hintergrundwert Trinkwasser – Grenzwert für Indikatorparameter Trinkwasser – Grenzwert für Indikatorparameter Trinkwasser – Grenzwert für Indikatorparameter Trinkwasser – Grenzwert für chemische Parameter

körper errichtet wurden, die im schlechten Zustand sind. In Deutschland sind für die Einrichtung und den Betrieb der Messnetze die Bundesländer verantwortlich. Insgesamt betreiben die Länder 5.682 Überblicksmessstellen, 3.979 operative Messstellen und 8.960 Messstellen zur Überwachung des mengenmäßigen Zustands. 	 Vor ca. 20 Jahren wurde gemeinsam von den Bundesländern und dem Umweltbundesamt ein bundesweites Messnetz (im folgenden EUA-Grundwassermessnetz) mit ca. 800 Messstellen eingerichtet. Dieses Messnetz wird für die Berichterstattung an die Europäische Umweltagentur genutzt. Die Messstellen liegen gleichmäßig verteilt über das gesamte Bundesgebiet und geben einen repräsentativen Überblick über Grundwasserbeschaffenheit in ganz Deutschland. Die Daten dieses Messnetzes sind Grundlage für einige der nachfolgenden Auswertungen.

Insgesamt gibt es in Deutschland nur wenige Grundwasserkörper, die Wassermengenprobleme aufweisen. Von den insgesamt ca. 1.000 Grundwasserkörpern verfehlten 2010 lediglich 38 (4 %) den „guten mengenmäßigen Zustand“. 	 Mengenmäßige Probleme treten zum Beispiel im Zusammenhang mit Bergbauaktivitäten auf, insbesondere mit Braunkohletagebauen. In diesen Regionen ist oft über viele Jahrzehnte der Grundwasserspiegel stark abgesenkt worden. Selbst nach Beendigung des Bergbaus wird es viele Jahrzehnte dauern, ehe sich der natürliche Grundwasserspiegel wieder eingestellt hat. In Regionen, in denen in großem Umfang Salzvorkommen abgebaut werden, treten verstärkt anthropogen bedingte Salzintrusionen auf, die für eine Einstufung der betroffenen Grundwasserkörper in den „schlechten Zustand“ verantwortlich sind. Ist der Zustrom von Salzwasser auf hohe Wasserentnahmen zurückzuführen, dann ist der Grundwasserkörper in einem schlechten mengenmäßigen Zustand. Werden die Salzbelastungen aber beispielsweise durch Abwassereinträge aus der Salzgewinnung verursacht, so ist der Grundwasserkörper in einem schlechten chemischen Zustand. Welche Bewertung im Einzelfall zutreffend ist, kann nur durch eine Einzelfallbetrachtung entschieden werden. Auch hier wird es voraussichtlich lange dauern, bis der Grundwasserkörper seinen natürlichen Zustand erreicht und in einen „guten Zustand“ zurückkehrt.

3.2 Zustandsbewertung
3.2.1 Mengenmäßiger Zustand der Grundwasserkörper
	 In der Abbildung 2 ist der mengenmäßige Zustand der Grundwasserkörper in Deutschland dargestellt.

12

Wasserwirtschaft in Deutschland

Abbildung 2: Mengenmäßiger Zustand der Grundwasserkörper in Deutschland

Eider

Kiel

Schlei/ Trave
Hamburg

Warnow/ Peene
Schwerin

Oder
Bremen

Ems Weser
Hannover Magdeburg

BERLIN Potsdam

Elbe
Düsseldorf

Maas

Dresden Erfurt

Wiesbaden Mainz

Rhein
Saarbrücken

Stuttgart

Donau
München

Landeshauptstadt Bundeshauptstadt Flussgebietseinheit

Grundwasserkörper
gut schlecht unklar

Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.01.2010

Wasserwirtschaft in Deutschland

13

Abbildung 3: Chemischer Zustand der Grundwasserkörper in Deutschland

Eider

Kiel

Schlei/ Trave
Hamburg

Warnow/ Peene
Schwerin

Oder
Bremen

Ems Weser
Hannover Magdeburg

BERLIN Potsdam

Elbe
Düsseldorf

Maas

Dresden Erfurt

Wiesbaden Mainz

Rhein
Saarbrücken

Stuttgart

Donau
München

Landeshauptstadt Bundeshauptstadt Flussgebietseinheit

Grundwasserkörper
gut schlecht unklar

Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.01.2010

14

Wasserwirtschaft in Deutschland

3.2.2 Chemischer Zustand des Grundwassers
	 Maßstab für die Bewertung des chemischen Zustands des Grundwassers sind europaweit geltende Qualitätsnormen für Nitrat (50 mg/l) und Pestizide (0,1 µg/l) sowie Schwellenwerte für relevante Schadstoffe, die von den Mitgliedstaaten festgesetzt werden. Eine Bewertung des chemischen Zustands des Grundwassers in Deutschland zeigt, dass 37 % aller Grundwasserkörper in einem schlechten chemischen Zustand sind. Hauptursache sind diffuse Belastungen durch Nitrat (27 % der Grundwasserkörper überschreiten die Qualitätsnorm) und Pflanzenschutzmittel (4 % der Grundwasserkörper überschreiten die Qualitätsnorm) aus der Landwirtschaft.

	

Nitrat im Grundwasser
	 Stickstoffverbindungen – in der Regel Nitrat – sind die häufigste Ursache für einen schlechten Zustand des Grundwassers in Deutschland und in den meisten Europäischen Ländern. Aus den Messdaten des EUAMessnetzes ergibt sich für das Jahr 2010 über die Belastung des Grundwassers in Deutschland (s. Abb. 4) folgendes Bild: Für 723 der insgesamt ca. 800 Messstellen des EUAMessnetzes liegen für das Jahr 2010 Untersuchungsergebnisse zur Nitratkonzentration des Grundwassers vor. Rund 51 % aller Messstellen zei­ en Nitratkong zentrationen zwischen 0 und 10 mg/l und sind damit nicht oder nur geringfügig belastet. Bei ca. 35 % der Messstellen liegt die Nitratkonzentration zwischen 10 und 50 mg/l. Diese Messstellen sind deutlich bis stark durch Nitrat belastet. Die übrigen 14 % der Messstellen sind so stark durch Nitrat belastet, dass sie nicht ohne weiteres zur Trinkwassergewinnung genutzt werden können, da der Grenzwert der Trinkwasserverordnung von 50 mg/l zum Teil erheblich überschritten wird. 	

Hinweise auf die Haupteintragsursachen von Nitrat in das Grundwasser ergeben sich durch einen Vergleich zwischen den bevorzugten Landnutzungen im Umfeld einer Messstelle und den Nitratkonzentrationen im Grundwasser (s. Abb. 5). In der Gruppe der Messstellen, in deren Umfeld Wald dominiert, findet sich die geringste Belastung. Bei weniger als 5 % der Messstellen aus dieser Gruppe liegen der Nitratkonzentrationen über 50 mg/l. Wird das Umfeld der Messstellen dominiert durch Grünlandnutzung (Wiesen und Weiden), so steigt die Zahl der hoch durch Nitrat belasteten Messstellen auf 6,5 %. Dominieren im Umfeld der Messstellen Acker- und Siedlungsflächen, so steigt der Anteil der Messstellen mit Nitratkonzentrationen von mehr als 50 mg/l auf 23 % bzw. 13 % (Abb. 5). Der Eintrag von Stickstoff aus der Landwirtschaft ist somit die Hauptursache für die Belastung des Grundwassers durch Nitrat. Zum Schutz des Grundwassers in Regionen mit intensiver landwirtschaftlicher Nutzung hat die EU im Jahr 1991 die Richtlinie 91/676/EG zum Schutz der Gewässer vor Verunreini­ ungen durch Nitrat aus landg wirtschaftlichen Quellen (Nitrat-Richtlinie) erlassen. Die Nitrat-Richtlinie verlangt die Einhaltung der „guten fachlichen Praxis“ in der Landwirtschaft und die Durchführung weitergehender Reduktionsmaßnahmen im Rahmen von Aktionsprogrammen. Die Wirksam­ eit k der Maßnahmenprogramme ist von den Mitgliedstaaten durch gezielte Grundwasser­ essungen nachzum weisen und in regelmäßigen Berichten gegenüber der Kommission zu dokumen­ ieren. Die Datenbasis für die t deutschen Berichte liefert das EU-Nitratmessnetz. Im Vergleich zum Grundwassermessnetz soll dieses Netz möglichst schnell und präzise Aussagen über die Wirkung der Aktionsprogramme ermöglichen. Die Messstellen befinden sich daher in Regionen mit deutlichen Nitratbelastungen. Dieses Messnetz ist damit nicht repräsentativ für die Nitratbelastung des Grundwas-

	

Abbildung 4: Überblick über die Nitratkonzentrationen im Grundwasser der Bundesrepublik Deutschland für das Jahr 2010 (EUA-Messnetz)
30 25 20 Anteil in % 15 10 5 0 8,6 5,4 28,9 Anzahl der Messstellen N = 723 22,0 18,1 17,0

Abbildung 5: Verteilung der Nitratkonzentrationen im Grundwasser gegliedert nach der dominierenden Landnutzung im Umfeld von Grundwassermessstellen (2010)
100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0%
2,9 8,3 20,4 35,4 1,9 2,2 12,0 26,1 23,9 31,5 4,3 2,2 11,1 11,1 22,2 20 12,0 33,4 8,5 14,6 27,1 13,4 12,8 23,6

31,1

Wald (206)
<1 >1–10 >10–25 >25–50 >50–90 Konzentrationsklassen in mg/l Nitrat >90

Grünland (92)

Siedlung (45)

Acker (328)

Klassen: NO3 (mg/l) <1 >1-10 >10-25 >25-50 >50-90 >90

Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben Bund/Länderarbeitsgemein­ schaft Wasser (LAWA)

Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bund/Länderarbeits­ gemeinschaft Wasser (LAWA)

Wasserwirtschaft in Deutschland

15

Abbildung 6: Entwicklung der Nitratkonzentrationen an den Messstellen des EU-Nitratmessnetzes im Zeitraum von 1995 bis 2010
100 % 90 % 80 %
28,8 ,%"%$
,&")$ ,+"#$ 25,9 24,1

Abbildung 7: Entwicklung der durchschnittlichen Nitratkonzentration an den Messstellen des EU-Nitratmessnetzes im Zeitraum von 1995 bis 2010
76,0

24,3 ,+"*$ ,!"&$ ,%"'$ ,("'$ 29,0 28,0 26,0 27,5 ,)"'$

25 ,&$

20,1 23,8 22,3 23,5 ,'"#$ ,*"&$ ,*"%$ ,,"*$ ,+"*$ 24,9 24,6 24,4 24,4 23,6 24,3 ,+")$ ,+"($ ,+"+$ ,+"+$ ,*"($

74,0 Nitratgehalt in mg/l 72,0 70,0 68,0 66,0 64,0

73,8 !"#$% 72,8 !&#$% 71,4 !'#(% 72,9 !&#)%

73,7 !"#!%

73,2 !"#&% 71,4 !'#(% 70,1 !*#'% 69,8 69,7 +)#$%+)#!% 69,7 +)#!% 72,0 !&#*% 70,4 !*#(% 68,8 +$#$% 67,4 +!#(% 66,8 ++#$%

70% 60 % 50 % 40 % 30 % 20 % 10 % 0%
7,1 !"#$ 29,0 31,7 ,)"'$ *#"!$ 28,1 26,6 ,%"#$ ,("($ ,)"+$ *'"'$ ,)"!$ 29,7 28,6 32,8 32,3 31,2 32,6 30,0 29,4 ,%"($ *,"%$ *,"*$ *#",$ *,"($

28,6 ,%"($

+#"+$ +#"($ 41,4 +#"'$ *,"%$ *&"+$ *("!$ *,",$ 32,2 32,8 35,4 36,7 41,0 39,9 41,6 *)")$ **")$ ,)")$ *&"!$ *+")$ **")$ **"*$ 33,9 29,9 33,9 30,2 35,7 34,9 33,9 33,3 **")$ *'",$

8,5 %"&$ 7,0 !"'$

(")$ 6,9

(")$ 6,9

7,3 !"*$

10,0 #'"'$ 8,5 11,8 %"&$ ##"%$

9,4 10,7 )"+$ #'"!$

8,5 %"&$

7,9 !")$

6,0 ("'$

!"%$ 7,8

9,9 )")$

1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010

62,0
1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 Jahr

Nitratklassen in mg/l <1 >1-10 >10-25 >25-50 >50-90 >90

Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bund/Länderarbeitsge­meinschaft Wasser (LAWA)

Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bund/Länderarbeitsge­ meinschaft Wasser (LAWA)

sers in Deutschland insgesamt. In Deutschland werden seit mehr als 20 Jahren von den Länder, dem Bund und von Wasserversorgern Programme zur Verminderung der Nitratbelastung durchgeführt. 	 Im Rahmen der Berichterstattung zur Umsetzung der Nitrat-Richtlinie wird dargestellt, wie sich die Nitratkonzentrationen an den hoch belasteten Messstellen des EU-Nitrat­ essnetzes über die Zeit verändert haben m (Abbildung 6). Insgesamt ist festzustellen, dass die Maßnahmen, die in den verschiedenen Aktionsprogrammen durchgeführt wurden, zu einer Verminderung der Stickstoff­ einträge in den Boden, das Sickerwasser und damit in das Grundwasser geführt haben. Auswirkungen auf die Nitratkonzentrationen des Grundwassers können sich aber stark verzögern, weil die Fließzeit von der Bodenoberfläche durch die wasserungesättigten Deckschichten bis ins Grundwasser oft Jahre oder Jahrzehnte betragen kann. Die Untersuchungsergebnisse zeigen neben abnehmenden Nitratkonzentrationen allerdings auch, dass für den Zeitraum von 2004/2006 bis 2008/2010 an 40 % aller Messstellen des EUNitratmessnetzes leicht bzw. stark steigende Nitratkonzentrationen zu beobachten sind. Im Zeitraum von 2000/2002 bis 2004/2006 lag der Anteil bei 31 %.

nehmen die mittleren Nitratkonzentrationen insgesamt ab. Von 2005 bis 2010 sind die Mittelwerte recht starken jährlichen Schwankungen unterworfen und zeigen eine eher steigende Tendenz.

Pflanzenschutzmittel
	 In unregelmäßigen Abständen erarbeitet die LAWA gemeinsam mit dem Umweltbundesamt einen zusammenfassenden Bericht über die Belastung des Grundwassers mit Pflanzenschutzmitteln. 2010 ist der 3. LAWA-Pflanzenschutzmittel-Bericht erstellt worden. Der Bericht gibt einen Überblick über die Belastung des Grundwassers im Zeitraum von 1990 bis 2008. Über alle vier Betrachtungszeiträume (1990-1995, 1996-2000, 2001-2005 und 2006-2008) hat sich die Anzahl der Messstellen in Deutschland, an denen der Pflanzenschutzmittelgrenzwert von 0,1 µg/l überschritten wird, deutlich verringert (Abb. 8). Es ist aber auch festzustellen, dass der Rückgang der Grundwasserbelastungen wesentlich auf abnehmende Fundzahlen von Atrazin, Desethylatrazin und einigen wenigen anderen Wirkstoffen und Metaboliten zurückzuführen ist, deren Anwendung bereits seit Jahren oder sogar Jahrzehnten verboten ist.

	

	In Abbildung 7 ist die Entwicklung der mittleren Nitratkonzentrationen (arithmetischer Mittelwert aller Messdaten) im EU-Grundwassermessnetz von 1995 bis 2010 dargestellt. Für den Zeitraum von 1995 bis 2005

16

Wasserwirtschaft in Deutschland

Abbildung 8: Häufigkeitsverteilungen der PSM-Befunde in oberflächennah verfilterten Messstellen im Grundwasser Deutschlands in den Zeiträumen 1990-1995, 1996-2000, 2001-2005 und 2006-2008
100 rel. Häufigkeit [%] (Messstellenzahl) 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 nicht nachgewiesen nachgewiesen < = 0,1μg/l
18,6 19,0 16,1 12,8 82,6 78,6 71,7 72,4

Arsen 	
Arsen ist ein Element, das natürlicherweise (geogen) im Untergrund vorhanden ist. Die na­ ürlichen Hint tergrundkonzentrationen im Grundwasser – bezogen auf das 90-Perzentil - liegen zwischen 0,55 µg/l in den Kalksteinen des alpinen Raums und 4,9 µg/l in den Sand­ teinen und silikatischen Wechselfolgen. Für alle s wesentlichen hydrogeologischen Einheiten gemeinsam errechnet sich ein „Einheiten übergreifender Hintergrundwert“ von ca. 2,6 µg/l Arsen. Lokal kann es darüber hinaus auch natürliche Arsen-Konzentrationen von mehr als 10 µg/l geben. Diese Konzentration entspricht dem Schwellenwert (vgl. Abb. 9). 	 Da Arsen nicht an allen Messstellen jährlich untersucht wird - Arsen gilt im Grundwasser als nicht besonders mobil, die Arsen-Konzentrationen verändern sich im Allgemei­ en daher nur sehr langsam - wurden die n Untersu­ hungsergebnisse für den Zeitraum 1999 bis c 2003 zusammenfassend ausgewertet. Bei ins­ esamt g 481 von 675 Messstellen war mindestens ein Messwert der jeweiligen Zeitreihe klei­ er als die Bestimmungsn grenze. Insgesamt ergibt sich für die Verteilung der Arsen-Kon­ entration im Grundwasser, dass an 77 % z der Messstellen die mittlere Arsen-Konzentration im Zeitraum von 1999 bis 2003 unter 1 µg/l und damit sehr häufig unterhalb der Bestimmungsgrenze liegt. An 21 % liegt die mittlere Arsen-Konzentration zwischen 1 und 10 µg/l und da­ it noch unterhalb des m Schwellenwertes von 10 µg/l. An 2,4 %, das heißt an 16 Einzel­ essstellen, überschreiten die mittleren m Arsen-Konzentrationen einen Wert von 10 µg/l. Ob es sich hierbei um natürliche (geogene) Ursachen oder anthropogene Verunreinigungen handelt, ist von Messstelle zu Messstelle unterschiedlich. Abbildung 9: Verteilung der natürlichen Hintergrundkonzentrationen (90-Perzentil) von Arsen in wichtigen Hydrogeologi­ chen Einheiten Deutschlands (LAWA 2003) s Zum Vergleich: Schwellenwert (Grundwasserverordnung (GrwV))
10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0

8,6 7,9 4,5 3,8 1,1 0,7 0,8 0,8

nachgewiesen > 0,1μg/l bis 1μg/l

nachgewiesen > 1μg/l

höchster Einzelsubstanz-Messwert der letzten Grundwasserprobe im Betrachtungszeitraum 1990–1995 1996–2000 2001–2005 2006–2008

Quelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) 	

Zwischen 2006 und 2008 überschritten immer noch 4,7 % der 13.024 untersuchten Messstellen im oberflächennahen Grundwasser den Grenzwert von 0,1 µg/l. 	 Neben der Beschreibung der aktuellen Belastungssituation ist vor allem die Ermittlung der zeitlichen Entwicklung der Pflanzenschutzmittel-Belastung von Interesse. Wie im 2. LAWA-Pflanzenschutzmittel-Bericht (2004) wurde auch im 3. Bericht untersucht, wie sich die Fundhäufigkeiten für ausgewählte häufiger nachgewiesene Einzelstoffe, wie z. B. Atrazin, Desethylatrazin, Diuron und Bentazon, entwickelt haben. 	 Es ist festzustellen, dass die Zahl der Messstellen, die mittlere bis sehr hohe Atrazinkonzentrationen aufweisen, deutlich abgenommen hat. Eine vergleichbare Entwicklung ist auch für Desethylatrazin zu beobachten. 	 Etwas anders stellt sich die Situation für Diuron dar. Die Gesamtanzahl der Messstellen, die Diuronkonzentrationen oberhalb bzw. nahe der Bestimmungsgrenze aufweisen, ist relativ gering im Vergleich zu den Fundzahlen von Atrazin und Desethylatrazin. Im Zeitraum von 1990-1995 zu 1996-2000 stieg die Anzahl der Messstellen, an denen die Diuronkonzentration die Qualitätsnorm von 0,1 µg/l überstieg, von 57 auf 67. In den folgenden Zeiträumen 2001-2005 und 2006-2008 nahm die Anzahl der Messstellen mit Diuronkonzentrationen > 0,1 µg/l auf 42 bzw. 37 ab. Bei Bentazon lässt sich dieser Trend nicht feststellen. Hier ist eher von einer leichten Zunahme der Grundwasserbelastung von 2001 bis 2008 auszugehen.

Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bund/Länderarbeits­ gemeinschaft Wasser (LAWA)

Arsen in µg /l

Wasserwirtschaft in Deutschland

17

Abbildung 10: Verteilung der Arsenkonzentrationen an den Messstellen des EUA-Grundwassermessnetzes (1999 bis 2003)
80,0 70,0 60,0 Anteil in % 77,0 n = 675 davon 481 (71,3 %) teilweise < Bestimmungsgrenze

Abbildung 11: Verteilung der natürlichen Hintergrundkonzentrationen (90-Perzentil) von Blei in wichtigen Hydrogeologi­ chen Einheiten Deutschlands s Zum Vergleich: Schwellenwert (Grundwasserverordnung (GrwV))
10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0

40,0 30,0 20,0 10,0 0,0 bis 1 9,5 >1-2 8,7 >2-5 2,4 >5-10 2,1 >10-100 0,3 >100

Arsen in µg/l Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bund/Länderarbeits­ gemeinschaft Wasser (LAWA)

Blei
	 Ähnlich wie Arsen kommt auch Blei, z. B. als Bleisulfid (Bleiglanz), natürlich in der Umwelt vor. Es ist allerdings nur in geringem Umfang in Wasser löslich. Die natürlichen Hintergrund­ onzentrationen von Blei im k Grundwasser - bezogen auf das 90-Perzentil - liegen zwischen 0,07 µg/l in Vulkaniten und 8,5 µg/l in Sanden und Kiesen Norddeutschlands. Für alle we­ sentlichen hydrogeologischen Einheiten gemeinsam errechnet sich ein „einheitenübergrei­ ender Hinf tergrundwert“ von ca. 3,9 µg/l Blei. Lokal können vereinzelt aber auch deutlich hö­ ere natürliche Bleih Konzentrationen auftreten. Bei Blei liegen häufiger Messwerte unter der Bestimmungsgrenze als bei Arsen, so dass die nachfolgenden Angaben über die Mittelwerte durch die angegebenen Bestimmungsgrenze mit beeinflusst werden (s. Abb. 12, insbesondere der Balken in der Klasse > 2-5 µg/l). Insgesamt liegen von 700 der ca. 800 Messstellen des EUA-Grundwassermessnetzes Un­ ersuchungsergebnisse für den Zeitraum 1999 bis t 2003 vor. Für 567 Messstellen (81 %) liegt bei der Berechnung der mittleren Blei-Konzentration mindestens ein Wert der gesamten Messreihe unterhalb der Bestimmungsgrenze. An lediglich 0,9 % aller untersuchter Mess­ tellen (6 Messstellen) überstiegen die s Blei-Konzentrationen den Schwellenwert von 10 µg/l (vgl. Abb. 12). Auch hier ist durch eine Einzelfallbetrachtung dieser Messstellen zu klären, ob es sich um eine anthropogen verursachte Grundwasserverunreini­ gung oder um natürlich erhöhte Blei-Konzentrationen im Grundwasser handelt.

Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bund/Länderarbeits­ gemeinschaft Wasser (LAWA)

Abbildung 12: Verteilung der Bleikonzentrationen an den Messstellen des EUA-Grundwassermessnetzes (1999 bis 2003)
70,0 60,0 Anteil in % 50,0 40,0 30,0 20,0 10,0 0,0 bis 1 11,4 16,9 1,4 >1-2 >2-5 >5-10 0,9 >10-100 0,0 >100 69,4
n = 700 davon 587 (81 %) < Bestimmungsgrenze

	

Blei in µg/l

50,0

Blei in µg/l

Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bund/Länderarbeits­ gemeinschaft Wasser (LAWA)

18

Wasserwirtschaft in Deutschland

Sulfat	
Auch Sulfat ist – wie die Elemente Arsen und Blei – natürlicherweise im Grundwasser vor­ anden. Es ist h Reaktionsprodukt natürlicher Schwefelverbindungen (Sulfide) oder stammt z. B. aus Gips, der in vielen geologischen Formationen vorhanden ist. Auch Meerwasser und Tiefenwässer enthalten z. T. erhebliche Sulfatmengen, die in angrenzende Grundwasservor­ ommen k gelangen können. Anthropogene Quellen sind unter anderem Schwefelemissionen aus Kohlekraftwerken, anderen Verbrennungsanlagen, aus Düngemitteln, aus Bauschutt und aus Bauwerken. Sulfat eignet sich als Leitsubstanz für die Grundwasserbeeinflussung durch Bauschuttverfüllungen. 	 Die Verteilung der natürlichen Sulfatkonzentrationen wichtiger hydrogeologischer Einheiten ist in der Abbildung 13 zusammengestellt. Die natürlichen Gehalte schwanken zwi­ chen 13 mg/l in den Kalksteinen des s alpinen Raumes und 249 mg/l in den Schottern und Kiesen des Oberrheins. Der Schwellenwert für Sulfat liegt bei 240 mg/l und damit nahe an den natürlichen Hintergrundgehalten einiger Grundwassereinheiten. 	 Im Untersuchungsjahr 2008 wiesen 78 % aller Messstellen Sulfatkonzentrationen zwischen 0 und 110 mg/l auf, also we­ iger als der Hälfte des Schweln lenwertes auf. Bei weiteren 14 % liegt die mittlere Sulfatkonzentration zwischen 110 und 250 mg/l und bei lediglich 8,3 % überschreitet sie den Schwellenwert von 240 mg/l. Ursachen sind z. B. salzhaltige Wässer im Umfeld von Salzlagerstätten oder Grundwasser aus sehr tief liegenden Grundwasserleitern, die häu­ g fi sehr hohe Salz- und speziell Sulfatkonzentrationen aufweisen. Auch in diesen Fällen muss über Einzeluntersuchungen geklärt werden, ob die erhöhten Sulfatkonzentrationen natürliche Ursachen haben oder auf anthropogene Einträge zurückzuführen sind. Abbildung 13: Verteilung der natürlichen Hintergrundkonzentrationen (90-Perzentil) von Sulfat in wichtigen Hydrogeologi­ chen Einheiten Deutschlands s Zum Vergleich: Schwellenwert (Grundwasserverordnung (GrwV))
250 Sulfat in mg/l 200 150 100 50 0

Abbildung 14: Verteilung der Sulfatkonzentrationen an den Messstellen des EUA-Grundwassermessnetzes (2008)
30,0 n = 696 davon 20 (2,9 %) < Bestimmungsgrenze 25,0 Anteil in % 20,0 15,0 10,0 5,0 0,0
bis 20 >20 0 0 0 50 00 50 50 -15 50-2 00-2 0-3 350> >2 >1 >25 0

-50

>50

-80

>80

-11

0 >11

>50

Sulfate in mg/l

Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bund/Länderarbeits­ gemeinschaft Wasser (LAWA)

3.2.3 Biologie des Grundwassers 	
Anders als bei der Qualitätsbewertung der Oberflächengewässer gibt es kein tradiertes biologisches System, mit dem eine Beurteilung des ökologischen Zustandes des Grundwassers erfolgen könnte. Zwar wird Grundwasser zunehmend als nachhaltig zu bewirtschaftende Ressource und schützenswertes Ökosystem mit großer natürlicher Leistungsfähigkeit und Funktionalität angesehen, dennoch wird es bisher hauptsächlich aus seiner wasserwirtschaftlichen Perspektive betrachtet. Rechtliche Regelungen und politische Strategien folgen in erster Linie stoff- und nutzungsbezogenen Schutzkonzepten. Um den Einfluss anthropogener Veränderungen und deren Auswirkungen für die Grundwasserökosysteme beurteilen zu können, fehlen vollzugstaugliche biologische Bewertungskriterien und Untersuchungsmethoden. Abbildung 15: Grundwassertiere – winzig klein, farb- und augenlos

Quelle: Karsten Grabow, PH Karlsruhe und Andreas Fuchs, Universität Landau

Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bund/Länderarbeits­ gemeinschaft Wasser (LAWA)

Wasserwirtschaft in Deutschland

19

Um diese Lücke zu schließen, hat das Umweltbundesamt ein mehrjähriges Forschungsprojekt initiiert, das folgende Schwerpunkte untersucht hat. 1.	 2.	 3.	 4.	 5.	 Auswahl geeigneter Messgrößen und Indikatoren, Inventur an ausgewählten Standorten, Suche nach einer sinnvollen ökologischen Gliederung, Ableitung von natürlichen Referenzbedingungen und Hintergrundwerten, Vorschlag für ein Bewertungsschema, das erhobene Messgrößen integriert und eine Zustandsbeurteilung erlaubt.	

Vorschlag für Referenzbedingungen für einen ökologisch intakten Grundwasserleiter abgeleitet wurde. Ein ökologisch intakter Grundwasserleiter ist gegen Oberflächeneintrag gut abgeschirmt und führt in der Regel Grundwasser in Trinkwasserqualität. Er zeichnet sich näherungsweise durch Referenzbedingungen aus (s. Tabelle 3).	 Tabelle 3: Referenzbedingungen für einen intakten Grundwasserleiter
Modell-Grundwasserleiter Fauna Crustaceen-Anteil Oligochaeten-Anteil Stygobionten-Anteil (Crustaceen) GFI *) Mikrobiologie KBEs [m/l] BA [Zellen m/l] ≤500 Alluvium: ≤0,9*103 bis 1,2*105 Karst: 3*103 bis 4*105 Kluft: 4*103 bis 1,5*105 BKP [ng C/(l h)] ATP gesamt [pM] ATP intrazellulär [pM] BSB5 [mg/l] E.coli [100ml] ≤0,5 ≤30 0,3–50 ≤ 1,5 0 ≥70% ≤20% >50% ≤3

Suche nach einer sinnvollen ökologischen Gliederung 	
Für die Gliederung und Klassifizierung von Grundwassersystemen waren bisher Faktoren wie der Leitertyp (Locker-, Karst- und Kluftleiter), die Geologie sowie die Durchlässigkeit bzw. Ergiebigkeit im Hinblick auf eine Grundwasserförderung ausschlaggebend. Ökologische Kriterien spielten bei dieser Abgrenzung keine Rolle. 	 Ein zentraler Punkt des Projekts war deshalb die Suche nach einer räumlich sinnvollen Gliederung von Grundwassersystemen als Basis für ein ökologisches Bewertungssystem analog der Typologie von Oberflächengewässern. Deshalb wurde untersucht, inwieweit bestehende räumliche Einteilungen für eine ökosystemare Betrachtung herangezogen werden können. Da die Lebensgemeinschaften in ihrer Verbreitung keinem der getesteten ober- oder unterirdischen Gliederungssysteme folgen, werden für Deutschland sogenannte Stygoregionen vorgeschlagen. 	 Ausschlaggebend für die Stygoregionen sind faunistische Eigenschaften (s. Tabelle 2).	

*) Der Grundwasserfauna-Index (GFI) ist ein Maß für den ökologisch relevanten Oberflächeneinfluss. Die Indexwerte werden aus dem Sau­ erstoffgehalt, der Detritusmenge sowie der Standardabweichung der Temperatur berechnet. Niedrige Indexwerte weisen auf keinen oder einen sehr geringen Oberflächeneinfluss hin und umgekehrt. Quelle: Umweltbundesamt, 2013

Für die Mikrobiologie haben sich die Koloniebildenden Einheiten (KBE), die Bakterielle Abundanz (BA) in Anhängigkeit von der Art des Grundwasserleiters, die ATP-Produktion und der biologische Sauerstoffbedarf (BSB) als maßgebliche Größen erwiesen.	 Anhand ausgewählter faunistischer Messgrößen lässt sich der Oberflächeneinfluss bewerten, d. h. es ist möglich die Grundwasserbeschaffenheit von nicht-oberflächenbeeinflussten und oberflächenbeeinflussten

Ableitung von Referenzbedingungen	
Für die untersuchten Standorte wurden individuelle Hintergrundwerte ermittelt, aus denen ein erster

Tabelle 2: Die Merkmale der Stygoregionen Deutschlands
Norddeutsches Tiefland Zentrale Mittelgebirge Südwestliche Mittelgebirge Nordalpen

Grundwasserfauna fehlt fast vollständig aufgrund sehr feiner Sedimente und nied­ riger Sauerstoffgehalte

diverse Fauna ausgeprägte Diversität (27 Arten) geprägt durch ubiquitäre Grundwasserarten und nacheiszeitliche Wiederbe­ siedler hoher Anteil grundwasserfremder Arten (Oberflächeneinfluss)

hohe Diversität (32 Arten) hoher Anteil echter Grundwassertiere, größere Arten Asseln, Höhlenflohkrebs geringer Anteil grundwasser­ fremder Arten

mittlere Diversität (15 Arten) geringeres Artenspektrum der Grundwasserarten

Abwesenheit grundwasser­ fremder Arten

Quelle: Umweltbundesamt, 2013

20

Wasserwirtschaft in Deutschland	

Proben auf Basis faunistischer Indikatoren zu vergleichen. Als Referenzkriterien werden folgende Parameter empfohlen: Der Grundwasserfaunaindex (GFI), der Anteil an echten Grundwasserorganismen (Stygobionten) an der Gemeinschaft sollte größer 50 % und der Anteil an grundwasserfremder Arten (Oligochäten) < 20 % sein. Unter den Stygobionten sollte der Anteil von Crustaceen bei > 70 % liegen, da Untersuchungen zeigten, dass vor allem auch der Anteil von Crustaceen eine zuverlässige Messgröße ist.	 Durch das Zusammenführen aller Teilergebnisse konnte ein möglicher Bewertungsweg für ein zweistufiges Ablaufschema entwickelt werden, bei dem die Komplexität und Aussagetiefe von Stufe 1 zu Stufe 2 wesentlich zunimmt (Abbildung 16).	

Mit dem vergleichsweise einfachen Untersuchungsaufwand in Stufe 1 kann anhand ausgewählter Indikatorgrößen und der im Projekt gefundenen Hintergrundwerte ermittelt werden, ob der jeweilige Untersuchungsstandort im „Guten Zustand“ oder „Sehr guten Zustand“ ist. Bei Abweichungen erfolgen mit Hilfe von Experten detaillierte Analysen. Die Bewertung nach Stufe 2 erlaubt die Berechnung eines Indexes und dadurch eine Güteklassenzuordnung – so wie sie z. B. aus der ökologischen Zustandsbewertung für Oberflächengewässer bekannt ist (Tab. 4). 	 Mit diesem Projekt wurden wesentliche Entwicklungsschritte für eine biologisch basierte Zustandsbeurteilung im Grundwasser angestoßen. Für eine Anwendungsreife bedarf es jedoch noch weiterer Forschungsarbeiten und Erfahrungen beim ökologischen Grundwassermonitoring.

Abbildung 16: Vorschlag für ein zweistufiges Bewertungsschema
Stufe 1 Stufe 2

Auswahl und Bestimmen einzelner Indikatorgrößen (mindestens 5, davon mindestens 3 biologisch/ökologische Kriterien)

Kriterien, die sich auf die drei Ökosystemebenen „Funktion“, „Organisation und Stress“ beziehen und sich auf die Kategorien „ physikal.-chem. “, „ mikrobiol. “ und „faunistisch“ verteilen, werden ausgewählt und mit Hilfe von Experten bestimmt.

Die erzielten Ergebnisse werden anhand der vorgegebenen Referenzwerte verglichen.

Die erzielten Ergebnisse werden mit Daten von zeitgleich untersuchten Referenzstandorten verglichen.

Qualitative Interpretation

Qualitative und quantitative Interpretation

Sehr guter oder guter ökologischer Zustand
Quelle: Umweltbundesamt, 2013

Abweichung

Index für den Grundwasser Ökosystem Status (Groundwater Ecosystem Status Index) – GESI

Tabelle 4: Vorschlag für ökologische Güteklassen für Grundwassersysteme
Güteklasse 1 ≥ 0,8–<1 ≥ 0,6–0,8 ≥ 0,4–0,6 ≥ 0,2–0,4 0–0,2 Ökologischer Zustand sehr gut gut mäßig beeinträchtigt beeinträchtigt stark beeinträchtigt schlecht Bemerkung keine anthropogene Störung feststellbar, Übereinstimmung mit der Situation in Referenzmessstellen Abweichung vom Referenzzustand ist marginal und/oder nur zeitweilig gegeben die Abweichung vom Referenzzustand ist als gering einzuschätzen deutliche Abweichung von einer Referenzsituation starke anthropogene Störung feststellbar, Abweichung von der Referenzsituation in den meisten der ausgewählten Parametern starke anthropogene Störung feststellbar, Abweichung von einer Referenzsituation in allen oder beinahe allen ausgewählten Parametern

Quelle: Umweltbundesamt, 2013

Wasserwirtschaft in Deutschland

21

22

Wasserwirtschaft in Deutschland

4	 Bewertung der Oberflächengewässer
4.1	Oberflächenwasserkörper
	 Oberflächengewässer unterscheiden sich aufgrund ihrer unterschiedlichen morphologischen, hydrologischen und geochemischen Gegebenheiten sowohl in ihren naturraumtypischen Lebensgemeinschaften als auch in ihrer Empfindlichkeit gegenüber anthropogenen Einflüssen. Um die unterschied­ ichen Empl findlichkeiten gegenüber Schadstoffen und anderen Belastungen berücksichtigen zu können, werden die Gewässer grobskalig in Ökoregionen und feinskalig in Gewässerty­ en sowie in Oberflächenwasserkörper einp geteilt. Diese Einteilung stellt eine Voraussetzung für die ökologische Klassifikation dar, wie sie in Artikel 5 und Anhang II der EU-Wasserrahmenrichtlinie als einer der ersten Schritte bei der Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie gefordert wird. Die Gewässertypen sind in Anlage 1 der Oberflächengewässerverordnung festgelegt. Objekt der Bewertung und Bewirtschaftung ist der Oberflächenwasserkörper. Oberflächenwasserkörper werden voneinander abgegrenzt, wenn: Seen, ▸▸ die Gewässerkategorie (Fließgewässer,ändert Übergangs- und Küstengewässer) sich (z. B. wenn ein Fluss in einen See mündet),

(AWB = artificial water bodies) sind Gewässer, die erst durch den Menschen an Orten geschaffen wurden an denen vorher kein Wasser vorhanden war. Dies sind in Deutschland vor allem Tagebauseen, die im Zusammenhang mit dem oberflächennahen Abbau von Braunkohle entstanden sind und Baggerseen sowie Kanäle und Entwässerungsgräben. Bei den erheblich veränderten und den künstlichen Wasserkörpern bedingt die anthropogene Nutzung, dass als Umweltziel statt des „guten ökologischen Zustands“ das „gute ökologische Potenzial“ gilt.

4.2	Ökologischer und chemischer Zustand
	 Das Ziel der EU-Wasserrahmenrichtlinie ist der gute Zustand aller Oberflächenwasserkörper bis 2015. Ein natürlicher Oberflächenwasserkörper ist in einem guten Zustand, wenn der ökologische Zustand mindestens als „gut“ und der chemische Zustand als „gut“ beurteilt wird. Erheblich veränderte und künstliche Oberflächenwasserkörper sind in einem guten Zustand, wenn das ökologische Potenzial mindestens als „gut“ und der chemische Zustand als „gut“ beurteilt wird.

	

4.2.1 Ökologischer Zustand und Ökologisches Potenzial
	 Die EU-Wasserrahmenrichtlinie bewertet die Oberflächengewässer im ökologischen Zustand integrativ, d. h. in der Hauptsache nach dem Vorhandensein der naturraumtypischen Lebensgemeinschaften. Hydromorphologische und physikalisch-chemische Merkmale wirken dabei unterstützend. In einem ersten Schritt fordert die EU-Wasserrahmenrichtlinie die Bewertung festgelegter Qualitätskomponenten des ökologischen Zustands (s. Tab. 5). Dazu wurden und werden auch nach 13 Jahren der Inkraftsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie in den Mitgliedstaaten Bewertungsverfahren (s. Kap. 5.1.2, 6.1.2, 7.1.1) entwickelt. In einem Interkalibrierungsprozess werden die Ergebnisse der nationalen Bewertungsverfahren miteinander verglichen und die Methoden ggf. an den Klassengrenzen sehr gut/gut und gut/ mäßig nachjustiert, um zu gewährleisten, dass in allen Staaten Europas die glei­ hen Bewertungsmaßstäbe c gelten (s. Kap. 5.1.2, 6.1.2 und 7.1.1). Dieser Prozess ist noch nicht für alle Bewertungsverfahren abgeschlossen. Von den erforderlichen Bewertungsverfahren für Flüsse und Seen befinden sich in Deutschland die Verfahren zur Bewertung der Wirbellosenfauna in Seen, sowie der Fischfauna in den norddeutschen Tieflandsseen im Praxistest. Für die Übergangsgewässer sind die Bewertungsverfahren für Großalgen/ Angiospermen und Makroinvertebraten im Praxistest. Für Übergangsgewässer wurde für die Bewertung von

▸▸ der Gewässertyp (s. Kap. 5.1.1, 6.1.1 und 7.1.1) sich ändert, wenn eine ▸▸ der Zustand sich ändert (z. B. dass der Zustand Abwasser­ inleitung bewirkt, e
nicht mehr gut, sondern nur noch mäßig ist). 	 Ein Oberflächenwasserkörper ist i.d.R. einem natürlichen Gewässertyp zugeordnet. Für jeden Gewässertyp wurden zoologische und botanische Referenzlisten der im natürlichen Zu­ tand vorkommenden Arten und s ihrer Häufigkeiten erstellt. Mit diesem Vergleichsmaßstab werden bei der Be­ ertung die in den Gewässern w unter heutigen Belastungsbedingungen vorgefundenen Arten und ihre Häufigkeiten verglichen. Ferner werden die Oberflächenwasserkörper in „natürliche“, „erheblich veränderte“ und „künstliche“ Oberflächenwasserkörper unterschieden. Als „erheblich verändert“ können Oberflächenwasserkörper eingestuft werden, wenn ihre Strukturen nutzungsbedingt so verändert wurden, dass ihr ursprünglicher Referenzzustand als Bewertungsmaßstab nicht mehr sinnvoll verwendbar ist. So stellen z. B. Talsperren in aufgestauten Flüssen oder ausgekieste Altarme „erheblich veränderte“ Wasserkörper (HMWB = heavily modified water bodies) dar. Der durch die Talsperre erfolgte Aufstau des Wasserkörpers führt zu einem Wechsel in der Gewässerkategorie von einem Fließgewässer hin zu einem See. Künstliche Oberflächenwasserkörper

	

	

Wasserwirtschaft in Deutschland

23

Phytoplankton bisher kein Verfahren entwickelt, da es aufgrund der hohen natürlichen Veränderlichkeit nicht möglich ist, zuverlässige Referenzbedingungen festzulegen. Alle anderen Bewertungsverfahren sind bereits in der Anwendung. 	 Von den Verfahren zur Bewertung von erheblich veränderten und künstlichen Oberflächenwasserkörpern befinden sich die Verfahren für das Makrozoobenthos und die Fische in Fließgewässern im Praxistest, das Verfahren für Makrophyten ist in Bearbeitung. Für erheblich veränderte und künstliche Seenwasserkörper liegen Bewertungsverfahren für das Phytoplankton, das Phytobenthos und Makrophyten vor. Das Verfahren zur Bewertung vom Makrozoobenthos ist in Bearbeitung.

	

Der ökologische Zustand umfasst die fünf Klassen: „sehr gut“, „gut“, „mäßig“, „unbefriedigend“, „schlecht“ (s. Tab. 6). Die biologische Qualitätskomponente mit der schlechtesten Bewertung bestimmt den ökologischen Zustand. Die Qualitätskomponente „spezifische Schadstoffe“ kann zu einer Abwertung des ökologischen Zustandes führen. Wenn nur eine Umweltqualitätsnorm der spezifischen Schadstoffe (Kap. 4.2.2) überschritten ist, kann der ökologische Zustand/das ökologische Potenzial nur „mäßig“ sein, auch wenn die biologischen Qualitätskomponenten alle mit „gut“ oder besser bewertet werden.

Tabelle 6: Darstellung des ökologischen Zustands und des ökologischen Potenzials
Farbe Zustand sehr gut gut mäßig unbefriedigend schlecht gut und besser mäßig unbefriedigend schlecht Potenzial *)

Tabelle 5: Qualitätskomponenten des ökologischen Zustands nach WRRL
Qualitätskomponente Fließge­ wässer Seen Übergangsgewässer Küstengewässer

Biologische Qualitätskomponenten Phytoplankton Großalgen/ Angiospermen Makrophyten/ Phythobenthos Makroinvertebraten Fische X X X X X X X X X X X X X X X

*) Das Potenzial wird in großmaßstäblicher Darstellung mit einer grauen Schraffur gekennzeichnet Quelle: EU-Wasserrahmenrichtlinie und Oberflächengewässerverordnung

	

Hydromorphologische Qualitätskomponenten Durch­ gängigkeit Wasserhaushalt Morphologie Tideregime Chemisch-physikalische Qualitätskomponenten allgemeine chemischphysikalische Parameter flussgebiets­ spezifische Schadstoffe X 1 X X X X X X X X

Grundlage und Ausgangspunkt der ökologischen Klassifi­ ation sind die Referenzbedingungen. Der ökok logische Zustand ergibt sich aus den Abweichungen von der Referenz. Diese Abweichungen sind in der EU-Wasserrahmenrichtlinie und Oberflächengewässerverordnung wie folgt beschrie­ en: b Zustand weist „keine oder nur sehr ▸▸ Der sehr guteanthropogene Ände­rungen der Wergeringfügige te“ des Referenzzustandes auf. Daher müssen sowohl die biologischen Qualitätskomponenten als auch die physikalisch-chemischen sowie die hydromorphologischen Qualitätskomponenten nahezu ungestörte Bedin­ ungen repräsentieren g und die Umweltqualitätsnorm für die spezifi­ chen s Schadstoffe eingehalten sein.

X

X

X

X

X

X

X

X

Legende:
Bewertung nicht erforderlich X X X Bewertungsverfahren vorhanden Bewertungsverfahren in Erprobung Bewertungsverfahren steht aus

▸▸ Beim guten ökologischen Zustand zeigen alle biologischen Qualitätskomponenten höchstens
geringe anthropogene Abweichungen an, d. h. sie weichen nur in geringem Maß von den Werten ab, die sich normalerweise bei Abwesenheit störender Einflüsse in dem betreffenden Oberflächengewässertyp einstellen. Die Umweltqualitätsnormen aller spezifi­ chen Schadstoffe müssen eingehals ten sein. Ferner sollen die Werte für die allgemeinen physika­ isch-chemischen Parameter in einem l Bereich liegen, der die Funktionsfähigkeit des Öko­ ystems gewährleistet. s

1)	Es gibt verschiedene Bewertungsverfahren für den Fischaufstieg. Bewertung des Fischabstiegs und der Durchgängigkeit für Sedimente sind noch offen. Für die Berichterstattung an die EU-Kommission gibt es eine abgestimmte Vorgehensweise der LAWA. Quelle: Umweltbundesamt nach EU Wasserrahmenrichtlinie und Anlage 3 der Oberflächengewässerverordnung

	

24

Wasserwirtschaft in Deutschland

ökologischen Zustand ▸▸ Für den mäßigen Qualitätskomponentenmüssen alle biologischen zumindest in einem „mäßigen Zustand“ sein.

4.2.2 Flussgebietsspezifische Schadstoffe
	 Die Bewertung spezifischer Schadstoffe erfolgt im Rahmen der Ein­ tufung in den ökologischen Zustand. Für s die spezifischen Schadstoffe, die in signifikanten Mengen eingetragen werden, sind von den Mitgliedstaaten Umweltqualitätsnormen zum Schutz der aquatischen Lebensgemeinschaften auf der Grundlage von längerfristigen ökoto­ ikologischen Wirkungsdaten abzuleix ten (Anhang V Nr. 1.2.6 EU-Wasserrahmenrichtlinie). Stoffmengen, die an re­ räsentativen Messstellen zu p Konzentrationen größer als die halbe Umweltqualitätsnorm führen, werden als signifikant definiert. In Deutschland wurden für 162 Schad­ toffe Umweltquas litätsnormen rechtsverbindlich in Anlage 5 der Oberflächengewässerverordnung festgelegt (vgl. Tabelle 7). Die Prüfung auf Einhaltung der Umweltqualitätsnorm erfolgt an Hand von Jah­ esmittelwerten, wie es die EUr Wasserrahmenrichtlinie vorgibt. Die Festlegung der Umweltqualitätsnorm für den ökologischen Zustand der Oberflächengewässer erfolgt auf der Grundlage der EU-Chemikalienbewertung nach Anhang V Nr. 1.2.6 EU-Wasserrahmenrichtlinie. Es werden valide Langfristtests über die Wirkungen des Stoffes auf die Ernährungsstufen Algen, Kleinkrebse und Fische zusammengestellt und von diesen der empfindlichste Wert ausgewählt. Weil es aber in der Natur noch empfindlichere Organismen geben kann als diejenigen, mit denen die Labortests durchgeführt wurden, wird dieser kleinste Wert durch einen Ausgleichsfaktor geteilt, um die Umweltqualitätsnorm zu ermitteln. Wenn für alle Stufen valide längerfristige Toxizitätstests vorliegen, beträgt dieser Faktor im allgemeinen 10. Wenn Daten fehlen, beträgt er 100 oder mehr. Manche Umweltqualitätsnormen haben sehr niedrige Werte. Bei Messungen in der Matrix „Wasser“ liegen die Bestimmungsgrenzen für die betreffenden meist akkumulierbaren Stoffe daher teilweise oberhalb der Umweltqualitätsnorm. In diesen Fällen ist eine Überprüfung auf Einhaltung der Umweltqualitätsnorm nicht möglich; es können sowohl Überschreitungen als auch Einhaltungen vorlie­ en. Daher wurden für akkug mulierbare Stoffe in Deutschland Umweltqualitätsnormen vor­ angig für die Matrix „Schwebstoff” festgelegt r (Tabelle 7).

▸▸ Ist mindestens eine biologische Qualitätskomponente in einem schlechteren Zustand, bestimmt
diese die Bewertung als unbefriedigend oder schlecht. 	 Die Einstufung in die Klassen „unbefriedigend“ und „schlecht“ erfolgt also ausschließlich auf Grundlage der biologischen Untersuchungsergebnisse. Nichteinhaltungen der Werte der allgemeinen physika­ ischl chemischen Parameter sind Hinweise auf mögliche ökologisch wirksame Defizite, die zu einer Abstufung von gut auf mäßig führen können, aber nicht müssen. Wenn die biologischen Qualitätskomponenten hinreichend sensitiv sind, alle relevan­ en Belastungen t erfassen und keine Verzögerung in der biologischen Reaktion besteht, sollte bei Nichteinhaltung der Werte der allgemeinen physika­ isch-chemischen Qualitätsl komponenten gleichzeitig auch bei einer oder mehreren bio­ ogischen Qualitätskomponenten ein „mäßiger“ l oder schlechterer Zustand angezeigt werden. Die Nichteinhaltung von Umweltqualitätsnormen für spezifische Schadstoffe führt hingegen immer zu einer Einstufung als höchstens „mäßig“, auch wenn alle biologischen Qualitätskomponenten einen guten Zustand indizieren. Für „erheblich veränderte“ und „künstliche“ Fließgewässer gibt die EU-Wasserrahmenrichtlinie das „gute ökologische Potenzial“ als Ziel vor, welches sich an den zur Gewährleistung der Nutzung erfolgten hydromorphologischen Veränderungen als Referenzzustand („höchstes ökologisches Potenzial“) orientiert. Dieser Referenzzustand ist dann gegeben, wenn alle Maßnahmen zur Verbesserung der Gewässermorphologie an dem Gewässer durchgeführt würden, ohne die Nutzung des Gewässers zu beeinträchtigen. Zur Erreichung des „guten ökologischen Potenzials“ als Umweltziel sind die ökologisch effizientesten Maßnahmen umzusetzen, um zu gewährleisten, dass die Lebensgemeinschaften unter diesen Bedingungen nur geringfügig von der des „höchsten ökologischen Potenzials“ abweichen.

	

	

	

Wasserwirtschaft in Deutschland

25

Tabelle 7: Umweltqualitätsnormen der flussgebietsspezifischen Schadstoffe zur Ermittlung des ökologischen Zustands
Stoffname Arsen (As) (Schwebstoff/Sediment) Chrom (Cr) (Schwebstoff/Sediment) Kupfer (Cu) (Schwebstoff/Sediment) Selen (Se) Silber (Ag) Thallium (Tl) Zink (Zn) (Schwebstoff/Sediment) 1,1,1-Trichlorethan 1,1,2,2-Tetrachlorethan 1,1,2-Trichlorethan 1,1,2-Trichlortrifluorethan 1,1-Dichlorethan 1,1-Dichlorethen (Vinylidenchlorid) 1,2,4,5-Tetrachlorbenzol 1,2-Dibromethan 1,2-Dichlor-3-nitrobenzol 1,2-Dichlor-4-nitrobenzol 1,2-Dichlorbenzol 1,2-Dichlorethen 1,2-Dichlorpropan 1,2-Dimethylbenzol 1,3-Dichlor-4-nitrobenzol 1,3-Dichlorbenzol 1,3-Dichlorpropan-2-ol 1,3-Dichlorpropen 1,3-Dimethylbenzol 1,4-Dichlor-2-nitrobenzol 1,4-Dichlorbenzol 1,4-Dimethylbenzol 1-Chlor-2,4-dinitrobenzol 1-Chlor-2-nitrobenzol 1-Chlor-3-nitrobenzol 1-Chlor-4-nitrobenzol 1-Chlornaphthalin 2,3,4-Trichlorphenol 2,3,5-Trichlorphenol 2,3,6-Trichlorphenol 2,3-Dichloranilin 2,3-Dichlorpropen 2,4-&2,5-Dichloranilin 2,4,5-Trichlorphenol 2,4,6-Trichlorphenol 2,4-Dichloranilin 2,4-Dichlorphenol 2,5-Dichloranilin 2,6-Dichloranilin 2-Amino-4-chlorphenol 2-Chlor-4-nitrotoluol CAS-Nr. 7440-38-2 7440-47-3 7440-50-8 7782-49-2 7440-22-4 7440-28-0 7440-66-6 71-55-6 79-34-5 79-00-5 76-13-1 75-34-3 75-35-4 95-94-3 106-93-4 3209-22-1 99-54-7 95-50-1 540-59-0 78-87-5 95-47-6 611-06-3 541-73-1 96-23-1 542-75-6 108-38-3 89-61-2 106-46-7 106-42-3 97-00-7 88-73-3 121-73-3 100-00-5 90-13-1 15950-66-0 933-78-8 933-75-5 608-27-5 78-88-6   95-95-4 88-06-2 554-00-7 120-83-2 95-82-9 608-31-1 95-85-2 121-86-8 UQN für oberirdische Gewässer 40 640 160 3 0,02 0,2 800 10 10 10 10 10 10 1 2 10 10 10 10 10 10 10 10 10 10 10 10 10 10 5 10 1 10 1 1 1 1 1 10 2 1 1 1 10 1 1 10 1

Metalle, gelöste Konzentration in µg/l oder Schwebstoff/Sediment in mg/kg (Kap. 5.2.3, Kap. 7.2.3)

Industrielle Schadstoffe, Gesamtwasserproben in µg/l oder Schwebstoff/Sediment in µg/kg (Kap. 5.2.4, Kap. 7.2.4) 

26

Wasserwirtschaft in Deutschland

Fortsetzung Tabelle 7

Stoffname 2-Chlor-6-nitrotoluol 2-Chloranilin 2-Chlorethanol 2-Chlorphenol 2-Chlor-p-toluidin 2-Chlortoluol 3,4,5-Trichlorphenol 3,4-Dichloranilin 3,5-Dichloranilin 3-Chlor-4-nitrotoluol 3-Chloranilin 3-Chloropropen (Allylchlorid) 3-Chlor-o-toluidin 3-Chlorphenol 3-Chlor-p-toluidin 3-Chlortoluol 4-Chlor-2-nitroanilin 4-Chlor-2-nitrotoluol 4-Chlor-3-methylphenol 4-Chlor-3-nitrotoluol 4-Chloranilin 4-Chlorphenol 4-Chlortoluol 5-Chlor-2-nitrotoluol 5-Chlor-o-toluidin Anilin Benzidin Benzylchlorid (alpha-Chlortoluol) Benzylidenchlorid (alpha,alpha-Dichlortoluol) Biphenyl Chloralhydrat Chlorbenzol Chloressigsäure Chlornaphthaline (technische Mischung) Chloropren (2-Chlorbuta-1,3-dien) Cyanid Cyanurchlorid (2,4,6-Trichlor-1,3,5-triazin) Dibutylzinn-Kation (Schwebstoff/Sediment) Dibutylzinn-Kation (ersatzweise) Dichlorbenzidine Dichlordiisopropylether Diethylamin Dimethylamin Epichlorhydrin Ethylbenzol Hexachlorethan Isopropylbenzol Nitrobenzol PCB-28 (Schwebstoff/Sediment) PCB-28 (ersatzweise) PCB-52 (Schwebstoff/Sediment) PCB-52 (ersatzweise)

CAS-Nr. 83-42-1 95-51-2 107-07-3 95-57-8 615-65-6 95-49-8 609-19-8 95-76-1 626-43-7 38939-88-7 108-42-9 107-05-1 87-60-5 108-43-0 95-74-9 108-41-8 89-63-4 89-59-8 59-50-7 89-60-1 106-47-8 106-48-9 106-43-4 5367-28-2 95-79-4 62-53-3 92-87-5 100-44-7 98-87-3 92-52-4 302-17-0 108-90-7 79-11-8   126-99-8 57-12-5 108-77-0 14488-53-0 14488-53-0 91-94-1 108-60-1 109-89-7 124-40-3 106-89-8 100-41-4 67-72-1 98-82-8 98-95-3 7012-37-5 7012-37-5 35693-99-3 35693-99-3

UQN für oberirdische Gewässer 1 3 10 10 10 1 1 0,5 1 1 1 10 10 10 10 10 3 10 10 1 0,05 10 1 1 10 0,8 0,1 10 10 1 10 1 10 0,01 10 10 0,1 100 0,01 10 10 10 10 10 10 10 10 0,1 20 0,0005 20 0,0005

Wasserwirtschaft in Deutschland

27

Fortsetzung Tabelle 7

Stoffname PCB-101 (Schwebstoff/Sediment) PCB-101 (ersatzweise) PCB-118 (Schwebstoff/Sediment) PCB-118 (ersatzweise) PCB-138 (Schwebstoff/Sediment) PCB-138 (ersatzweise) PCB-153 (Schwebstoff/Sediment) PCB-153 (ersatzweise) PCB-180 (Schwebstoff/Sediment) PCB-180 (ersatzweise) Phenanthren Tetrabutylzinn (Schwebstoff/Sediment) Tetrabutylzinn (ersatzweise) Toluol Tributylphosphat (Phosphorsäuretributylester) Vinylchlorid (Chlorethylen) Fungizide Epoxiconazol Propiconazol Triphenylzinn-Kation (Schwebstoff/Sediment) Triphenylzinn-Kation (ersatzweise) Herbizide 2,4,5-T 2,4-D Ametryn Bentazon Bromacil Bromoxynil Chlortoluron Dichlorprop Diflufenican Hexazinon Linuron MCPA Mecoprop Metazachlor Methabenzthiazuron Metolachlor Metribuzin Monolinuron Picolinafen Propanil Pyrazon (Chloridazon) Terbuthylazin Insektizide Azinphos-ethyl Azinphos-methyl Chlordan (cis und trans) Coumaphos

CAS-Nr. 37680-73-2 37680-73-2 31508-00-6 31508-00-6 35065-28-2 35065-28-2 35065-27-1 35065-27-1 28655-71-2 28655-71-2 85-01-8 1461-25-2 1461-25-2 108-88-3 126-73-8 75-01-4   133855-98-8 60207-90-1 668-34-8 668-34-8   93-76-5 94-75-7 834-12-8 25057-89-0 314-40-9 1689-84-5 15545-48-9 120-36-5 83164-33-4 51235-04-2 330-55-2 94-74-6 7085-19-0 67129-08-2 18691-97-9 51218-45-2 21087-64-9 1746-81-2 137641-05-5 709-98-8 1698-60-8 5915-41-3   2642-71-9 86-50-0 57-74-9 56-72-4

UQN für oberirdische Gewässer 20 0,0005 20 0,0005 20 0,0005 20 0,0005 20 0,0005 0,5 40 0,001 10 10 2   0,2 1 20 0,0005   0,1 0,1 0,5 0,1 0,6 0,5 0,4 0,1 0,009 0,07 0,1 0,1 0,1 0,4 2 0,2 0,2 0,1 0,007 0,1 0,1 0,5   0,01 0,01 0,003 0,07

Pestizide, Gesamtwasserproben in µg/l oder Schwebstoff/Sediment in µg/kg (Kap. 5.2.5, Kap. 7.2.4)  

28

Wasserwirtschaft in Deutschland

Fortsetzung Tabelle 7

Stoffname Demeton (Summe von Demeton-o und -s) Demeton-o Demeton-s Demeton-s-methyl Demeton-s-methyl-sulphon Diazinon Dichlorvos Dimethoat Disulfoton Etrimphos Fenitrothion Fenthion Heptachlor Heptachlorepoxid Malathion Methamidophos Mevinphos Omethoat Oxydemeton-methyl Parathion-ethyl Parathion-methyl Pirimicarb Prometryn Triazophos Trichlorfon Tierarzneimittel Phoxim
Quelle: Umweltbundesamt nach Oberflächengewässerverordnung 2011

CAS-Nr.   298-03-3 126-75-0 919-86-8 17040-19-6 333-41-5 62-73-7 60-51-5 298-04-4 38260-54-7 122-14-5 55-38-9 76-44-8 1024-57-3 121-75-5 10265-92-6 7786-34-7 1113-02-6 301-12-2 56-38-2 298-00-0 23103-98-2 7287-19-6 24017-47-8 52-68-6   14816-18-3

UQN für oberirdische Gewässer 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,01 0,0006 0,1 0,004 0,004 0,009 0,004 0,1 0,1 0,02 0,1 0,0002 0,1 0,1 0,005 0,02 0,09 0,5 0,03 0,002   0,008  

Wasserwirtschaft in Deutschland

29

4.2.3	 Chemischer Zustand
	 Die EU-weit festgelegten Umweltqualitätsnormen der bisher 33 prioritären Stoffe der EU-Wasserrahmenrichtlinie und weiterer 8 europaweit geregelter Stoffe der älteren Richtlinie über gefährliche Stoffe (76/464-Richt­ i­ ie, neu: 2006/11/EG) sowie der Aktiln onswert für Nitrat aus der EU-Nitratrichtlinie bestimmen den chemischen Zustand (Tab. 8). Die Regelungen der Umweltqualitätsnormen-Richtlinie 2008/105/ EG und der Nitratrichtlinie hat der Gesetzgeber 2011 in Anlage 7 der Oberflächengewässerverordnung übernommen. Die Umweltqualitätsnormen-Richtlinie wurde am 12. August 2013 novelliert (2013/39/EU). Darin werden nun insgesamt 45 prioritäre Stoffe geregelt, die es in die Oberflächengewässerverordnung zu übernehmen gilt. Die Umweltqualitätsnormen der 12 neu aufgenommenen prioritären Stoffe gelten ab 2018. Bei Überschreitung des Aktionswertes in Höhe von 50 mg Nitrat/l müssen Maßnahmen ergriffen werden, um eine Verringerung der Belastung zu erreichen. Für den chemischen Zustand gibt es zwei Klassen. Wenn die Normen eingehalten sind, ist der Zustand „gut“, sonst „nicht gut“. Der „gute chemische Zustand“ als Umweltziel gilt sowohl für „natürliche“ als auch für „künstliche“ und „erheblich veränderte“ Gewässer. Die Kennzeichnung erfolgt in blau für den „guten chemi­ chen Zustand“ und in rot für den „nicht guten s chemischen Zustand“. Die prioritären Stoffe müssen bei Eintrag gemessen werden. Überwacht wird immer der Jahresmittelwert, die Umweltqualitätsnorm wird daher JD-UQN (Jahresdurchschnitt-Umweltqualitätsnorm) abgekürzt. Für einige Schadstoffe mit hoher akuter Toxizität wurde zusätzlich eine zulässige Höchstkonzentration (ZHK-UQN) festgelegt, die der Maximalwert nicht überschreiten darf. Eine ZHK-UQN wurde für erforderlich gehalten, wenn das Verhältnis von akuter zu chronischer Toxizität kleiner als 12 ausfällt. Für Hexachlorbenzol, Hexachlorbutadien und Quecksilber, die

eine hohe Anreicherung innerhalb der Nahrungskette aufweisen, wurde zusätzlich eine Norm für Biota festgelegt. Den Mitgliedstaaten steht es frei für diese Stoffe eine weitere Umweltqualitätsnorm für Wasser festzulegen, die diesem Biotawert entspricht und analytisch überwacht werden kann. In Deutschland wurde für Hexachlorbenzol und Hexachlorbutadien eine Umweltqualitätsnorm für Wasser abgeleitet, für Quecksilber aber aufgrund methodischer Probleme nicht. 	 Die Umweltqualitätsnormen des chemischen Zustands berücksichtigen den Schutz der Gewässerorganismen (einschließlich der Anreicherung in der Nahrungskette) und der menschlichen Gesundheit. Umweltqualitätsnorm für Küstengewässer und Meere wurden mit Hilfe von Testergebnissen auch für marine Organismen ermittelt. Aus den Meereskonventionen stammt das Ziel, die Einträge von prioritär gefährlichen Stoffen innerhalb einer Generation zu beenden („phasing out“). Nach EU-Wasserrahmenrichtlinie soll der Anhang X, der die prioritären Stoffe benennt, alle vier Jahre überarbeitet werden. Deshalb wurde mit der Richtlinie 2013/39/EU zu den prioritären Stoffen eine Aktualisierung des Anhanges X und der UmweltqualitätsnormenRichtlinie (Richtlinie 2008/105/EG) verabschiedet. Der Zeitraum zur Überarbeitung der Stoffliste wurde damit auf 6 Jahre, entsprechend den Bewirtschaftungsplänen, ausgedehnt. Die Anzahl der prioritären Stoffe hat sich von 33 auf 45 erhöht, 21 davon sind prioritär gefährlich. Die Normen für elf „alte“ Stoffe wurden   geändert (s. Tabelle 9). Für die sogenannten ubiquitären, weitverbreitet vorkommenden Stoffe zu denen u. a. Quecksilber und Dioxine gehören, ist durch die neue Richtlinie ein reduziertes Monitoring möglich. Neu ist auch die verpflichtend eingeführte Beobachtungsliste mit maximal 14 Stoffen, die u.a. Diclofenac und die beiden Hormone E2 und EE2 enthält. Die Beobachtungsliste muss alle 2 Jahre aktualisiert werden, wobei ein Stoff maximal 4 Jahre auf der Liste verbleiben darf.

	

	

30

Wasserwirtschaft in Deutschland

Tabelle 8: Umweltqualitätsnormen für prioritäre Stoffe und weitere Stoffe des chemischen Zustands
Stoffname CASNummer Priori­ tärer gefähr­ licher Stoff JD-UQN in µg/l Fließgewässer und Seen JD-UQN in µg/l Übergangs­ und Küsten­­­ ge­ ässer w ZHK‑UQN in µg/l Fließgewässer und Seen ZHK‑UQN in µg/l Übergangsund Küsten­ ge­ ässer w Biota-UQN in μg/kg Naßgewicht Oberflächengewässer

Nährstoffe (Kap. 5.2.2) Nitrat (NO3) Schwermetalle (Kap. 5.2.3, Kap. 7.2.3), gelöste Konzentration Blei (Pb) und Bleiver­ indungen b 7439-92-1 7,2 ≤ 0,08 (Klasse 1) 0,08 (Klasse 2) Cadmium (Cd) und Cadmiumverbindungen (je nach Wasserhärteklasse) 1    7440‑43‑9 X 0,09 (Klasse 3) 0,15 (Klasse 4) 0,25 (Klasse 5) Nickel (Ni) und Nickelverbindungen Quecksilber (Hg) und Quecksilberver­ indungen b 7440-02-0 7439-97-6 X 20 0,05 20 0,05 0,2 7,2 n. a. ≤ 0,45 (Klasse 1) 0,45 (Klasse 2) 0,6 (Klasse 3) 0,9 (Klasse 4) 1,5 (Klasse 5) n. a. 0,07 n. a. ≤ 0,45 (Klasse 1) 0,45 Klasse 2) 0,6 (Klasse 3) 0,9 (Klasse 4) 1,5 (Klasse 5) n. a. 0,07 20 50.000

Industrielle Schadstoffe (Kap. 5.2.4, Kap. 7.2.4) Anthracen Benzol Bromierte Diphenylether 2, 3 (BDEs) C10-13 Chloralkane 1,2-Dichlorethan Dichlormethan Bis(2-ethyl-hexyl)phthalat (DEHP) Fluoranthen Hexachlorbenzol 3 (HCB) Hexachlorbutadien Naphthalin Nonylphenol (4-Nonylphenol) Octylphenol ((4-(1,1’,3,3’-Tetramethylbutyl)phenol)) Pentachlorbenzol 3 Pentachlorphenol Polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK) 7, 3 Benzo[a]pyren Benzo[b)fluoranthen Benzo[k]fluoranthen Benzo[g,h,i]-perylen Indeno[1,2,3-cd]-pyren Tetrachlorethylen Tetrachlorkohlenstoff Trichlorbenzole  Trichlorethylen Trichlormethan
8

120-12-7 71-43-2 32534-81-9 85535-84-8 107-06-2 75-09-2 117-81-7 206-44-0 118-74-1 87-68-3 91-20-3 84852-15-3 140-66-9 608-93-5 87-86-5 n. a. 50-32-8 205-99-2 207-08-9 191-24-2 193-39-5 127-18-4 56-23-5 12002-48-1 79-01-6 67-66-3
6

X

0,1 10

0,1 8 0,0002 0,4 10 20 1,3 0,1 0,01 0,1 1,2 0,3 0,01 0,0007 0,4 n. a. 0,05 ∑ = 0,03 ∑ = 0,002 10 12 0,4 10 2,5

0,4 50 n. a. 1,4 n. a. n. a. n. a. 1 0,05 0,6 n. a. 2 n. a. n. a. 1 n. a. 0,1 n. a. n. a.

0,4 50 n. a. 1,4 n. a. n. a. n. a. 1 0,05 0,6 n. a. 2 n. a. n. a. 1 n. a. 0,1 n. a. n. a. 104 555

X 

12

0,0005 0,4 10 20 1,3 0,1

X

X X X

0,01 0,1 2,4 0,3 0,1

X

0,007 0,4

X X X X X X

n. a. 0,05 ∑ = 0,03 ∑ = 0,002 10 12 0,4 10 2,5

n. a. n. a.

n. a. n. a.

Wasserwirtschaft in Deutschland

31

Fortsetzung Tabelle 8

Stoffname

CASNummer

Priori­ tärer gefähr­ licher Stoff

JD-UQN in µg/l Fließgewässer und Seen

JD-UQN in µg/l Übergangs­ und Küsten­­­ ge­ ässer w

ZHK‑UQN in µg/l Fließgewässer und Seen

ZHK‑UQN in µg/l Übergangsund Küsten­ ge­ ässer w

Biota-UQN in μg/kg Naßgewicht Oberflächengewässer

Pestizide (Kap. 5.2.5, Kap. 7.2.4) Alachlor Atrazin Chlorfenvinphos Chlorpyrifos (Chlorpyrifos-Ethyl) DDT insgesamt 9 (Summe DDT) 4,4-DDT Diuron Cyclodien Pestizide (Summe Aldrin, Dieldrin, Endrin, Isodrin) Endosulfan10 Hexachlorcyclohexan (HCHs) Isoproturon Simazin Tributylzinn-verbindungen (Tributhyltin-Kation) 3  (TBT) Trifluralin
 11

15972-60-8 1912-24-9 470-90-6 2921-88-2 n. a. 50-29-3 330-54-1 309-00-2 60-57-1 72-20-8 465-73-6 115-29-7 608-73-1 34123-59-6 122-34-9 36643-28-4 1582-09-8 X X X

0,3 0,6 0,1 0,03 0,025 0,01 0,2

0,3 0,6 0,1 0,03 0,025 0,01 0,2

0,7 2 0,3 0,1

0,7 2 0,3 0,1

1,8

1,8

∑ = 0,01

∑ = 0,005

0,005 0,02 0,3 1 0,0002 0,03

0,0005 0,002 0,3 1 0,0002 0,03

0,01 0,04 1 4 0,0015 n. a.

0,004 0,02 1 4 0,0015 n. a.

n. a.: nicht anwendbar 1	 Bei Cadmium und Cadmiumverbindungen hängt die UQN von der Wasserhärte ab, die in fünf Klassenkategorien abgebildet wird (Klasse 1: <40 mg CaCO3/l, Klasse 2: 40 bis <50 mg CaCO3/l, Klasse 3: 50 bis <100 mg CaCO3/l, Klasse 4: 100 bis < 200 mg CaCO3/l und Klasse 5: ≥ 200 mg CaCO3/l). Zur Beurteilung der Jahresdurchschnittskonzentration an Cadmium und Cadmiumverbindungen wird die Umweltqualitätsnorm der Härteklasse verwendet, die sich aus dem fünfzigsten Perzentil der parallel zu den Cadmium-Konzentrationen ermittelten CaCO3-Konzentrationen ergibt. 2	 Für die unter bromierte Diphenylether fallende Gruppe prioritärer Stoffe, die in der Entscheidung Nr. 2455/2001/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 20. November 2001 zur Festlegung der Liste prioritärer Stoffe im Bereich der Wasserpolitik und zur Änderung der Richtlinie 2000/60/EG (ABl. L 331 vom 15.12.2001, S. 1) aufgeführt sind, gilt die Umweltqualitätsnorm für die Summe der Kongenere der Nummern 28 (CAS-Nr. 41318-75-6), 47 (CAS-Nr. 5436-43-1), 99 (CAS-Nr. 60348-60-9), 100 (CAS-Nr. 68631-49-2), 153 (CASNr. 68631-49-2) und 154 (CAS-Nr. 207122-15-4). 3	 Der Gesamtgehalt kann auch aus Messungen des am Schwebstoff adsorbierten Anteils ermittelt werden. Der Gesamtgehalt bezieht sich in diesem Fall auf 	 1. bei Entnahme mittels Durchlaufzentrifuge auf die Gesamtprobe; 	 2. bei Entnahme mittels Absetzbecken oder Sammelkasten auf eine Fraktion kleiner 63 µm. 4	 Anstelle der Umweltqualitätsnorm für Biota kann eine JD-UQN von 0,0004 µg/l überwacht werden. 5	 Anstelle der Umweltqualitätsnorm für Biota kann eine JD-UQN von 0,003 µg/l überwacht werden. 6	 4-nonylphenol (branched); Synonyme: 4-Nonylphenol, branched, Nonylphenol, technische Mischung. 7	 Bei der Gruppe der polycyclischen aromatischen Kohlenwasserstoffe (PAK) gilt jede einzelne Umweltqualitätsnorm, d.h. die Umweltqualitätsnorm für Benzo[a]pyren, die Umwelt­ qualitätsnorm für die Summe von Benzo[b]fluoranthen und Benzo[k]fluoranthen und die Umweltqualitätsnorm für die Summe von Benzo[g,h,i]perylen und Indeno[1,2,3-cd]pyren müssen eingehalten werden. 8	 Die Umweltqualitätsnorm bezieht sich auf die Summe von 1,2,3-TCB, 1,2,4-TCB und 1,3,5-TCB. 9	 DDT insgesamt umfasst die Summe der Isomere 1,1,1-Trichlor-2,2-bis-(p-chlorphenyl)ethan (CAS-Nr. 50-29-3; EU-Nr. 200-024-3), 1,1,1-Trichlor-2(o-chlorphenyl)-2-(p-chlorphenyl) ethan (CAS-Nr. 789-02-6; EU-Nr. 212-332-5), 1,1-Dichlor-2,2-bis-(p-chlorphenyl)-ethylen (CAS-Nr. 72-55-9; EU-Nr. 200-784-6) und 1,1-Dichlor-2,2-bis-(p-chlorphenyl)ethan (CAS-Nr. 72-54-8; EU-Nr. 200-783-0). 10	Die Umweltqualitätsnorm bezieht sich auf die Summe der zwei (Stereo-)Isomere alpha-Endosulfan (CAS-Nr. 959-98-8) und beta-Endosulfan (CAS-Nr 33213-65-9). 11	Die Umweltqualitätsnorm bezieht sich auf die Summe der Isomere alpha-, beta-, gamma- und delta-HCH. 12	gilt nur Pentabrombiphenylether (CAS-Nr. 32554-81-9). Quelle: Oberflächengewässerverordnung 2011

	

32

Wasserwirtschaft in Deutschland

Tabelle 9: Änderungen und Ergänzungen der Umweltqualitätsnorm-Richtlinie
Stoffname CASNummer Priori­ tärer gefähr­ licher Stoff JD-UQN in µg/l Fließgewässer und Seen JD-UQN in µg/l Übergangsu ­ nd Küsten­ ge­ ässer w 1,3 8,6 ZHK‑UQN in µg/l Fließgewässer und Seen ZHK‑UQN in µg/l Übergangsund Küstenge­ ässer w 14 34 0,07 20 Biota-UQN in μg/kg Naß­ ewicht 1) g Oberflächen­ gewässer

Schwermetalle (Kap. 5.2.3, Kap. 7.2.3), gelöste Konzentration Blei (Pb) und Bleiver­ indungen b Nickel (Ni) und Nickelverbindungen Quecksilber (Hg) und Quecksilberver­bindungen 7439-92-1 7440-02-0 7439-97-6 X 1,2 4 14 34 0,07

Industrielle Schadstoffe (Kap. 5.2.4, Kap. 7.2.4) Anthracen Bromierte Diphenylether (BDEs) Dioxine Fluoranthen HBCDD Hexachlorbenzol (HCB) Hexachlorbutadien Naphthalin PFOS Polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK) 3) Benzo[a]pyren Benzo[b]fluoranthen Benzo[k]fluoranthen Benzo[g,h,i]-perylen Indeno[1,2,3-cd]-pyren Pestizide (Kap. 5.2.5, Kap. 7.2.4) Aclinofen Bifenox Cybutryn Cypermethrin Dichlorvos Dicofol Heptachlor und Heptachlorepoxid Quinoxyfen Terbutryn 74070-46-5 42576-02-3 28159-98-0 52315-07-8 62-73-7 115-32-2 76-44-8/ 1024-57-3 124495-18-7 886-50-0 X X X 0,12 0,012 0,0025 0,00008 0,0006 0,0013 0,0000002 0,15 0,065 0,012 0,0012 0,0025 0,000008 0,00006 0,000032 0,00000001 0,015 0,0065 0,12 0,04 0,016 0,0006 0,0007 n. a. 0,0003 2,7 0,34 0,012 0,004 0,016 0,00006 0,00007 n. a. 0,00003 0,54 0,034 33 0,0067 118-74-1 87-68-3 91-20-3 1763-23-1 n. a. 50-32-8 205-99-2 207-08-9 191-24-2 193-39-5 X X X X X X X 206-44-0 X X X 2 0,00065 n. a. 0,00017 2 0,00013 n. a. 0,00017 120-12-7 32534-81-9 X X X 0,0063 0,0016 0,0063 0,0008 0,12 0,5 0,05 0,6 130 36 n. a. 0,27 0,017 0,017 0,0082 n. a. 0,12 0,05 0,05 0,6 130 7,2 n. a. 0,027 0,017 0,017 0,00082 n. a. 5 9,1 0,1 0,1 0,1 0,14 0,1 0,014 0,0085 0,0065 µg/ kg TEQ 2) 30 167 10 55

n. a.: nicht anwendbar grau: Umweltqualitätsnorm wurde gestrichen FETT: Stoff wurde in die Tochterrichtlinie „Umweltqualitätsnorm“ aufgenommen bzw. UQN hat sich geändert 1)	 Sofern nicht anders vermerkt, bezieht sich die Biota-UQN auf Fische. Ein alternatives Biota-Taxon oder eine andere Matrix können stattdessen überwacht werden, sofern die angewendete UQN ein gleichwertiges Schutzniveau bietet. Für Stoffe mit den Nummern 15 (Fluoranthen) und 28 (PAK) bezieht sich die Biota-UQN auf Krebstiere und Weichtiere. Für die Zwecke der Bewertung des chemischen Zustands ist die Überwachung von Fluoranthen und PAK in Fischen nicht geeignet. Für den Stoff mit der Nummer 37 (Dioxine und dioxinähnliche Verbindungen) bezieht sich die Biota-UQN auf Fische, Krebstiere und Weichtiere; im Einklang mit Abschnitt 5.3 des Anhangs der Verordnung (EU) Nr. 1259/2011 der Kommission vom 2. Dezember 2011 zur Änderung der Verordnung (EG) Nr. 1881/2006 hinsichtlich der Höchstgehalte für Dioxine, dioxinähnliche PCB und nicht dioxinähnliche PCB in Lebensmitteln. 2)	 PCDD: polychlorierte Dibenzoparadioxine; PCDF: polychlorierte Dibenzofurane; PCB-DL: dioxinähnliche polychlorierte Biphenyle; TEQ: Toxizitätsäquivalente nach den Toxizitätsäquivalenzfaktoren der Weltgesundheitsorganisation von 2005. 3)	 Bei der Gruppe der polycyclischen aromatischen Kohlenwasserstoffe (PAK) (Nr. 28) bezieht sich die Biota-UQN und die entsprechende JD-UQN in Wasser auf die Konzentration von Benzo[a]pyren, auf dessen Toxizität diese beruhen. Benzo[a]pyren kann als Marker für die anderen PAK betrachtet werden; daher ist nur Benzo[a]pyren zum Vergleich der Biota-UQN und der entsprechenden JD-UQN in Wasser zu überwachen.

Quelle: Umweltbundesamt nach Richtlinie 2013/39/EU

Wasserwirtschaft in Deutschland

33

4.3	Überwachungsprogramme
4.3.1 Messnetze
	 Nach Artikel 8 EU-Wasserrahmenrichtlinie sind die Mitgliedstaaten der Europäischen Union verpflichtet, Programme zur Überwachung des Zustands der Gewässer aufzustellen, damit ein zusammenhängender und umfassender Überblick über den Zustand der Gewässer in den Flussgebietseinheiten gegeben werden kann. Die grundlegenden Anforderungen an die Überwachung der Oberflächengewässer (Flüsse, Seen, Übergangs- und Küstengewässer) werden im Anhang V EU-Wasserrahmenrichtlinie spezifiziert. Zu nennen sind insbesondere die Überwachungsarten und –ziele, die Messstellenauswahl, die zu überwachenden Qualitätskomponenten und die einzuhaltenden Messfrequenzen (Anhang V 1.3). Um eine kohärente Gestaltung der Überwachungsprogramme in Deutschland zu gewährleisten, erstellte die LAWA die „Rahmenkonzeption zur Aufstellung von Monitoringprogrammen und zur Bewertung des Zustandes von Oberflächengewässern“ (RAKON). Die Regelungen der EU-Wasserrahmenrichtlinie und einige Regelungen aus der Rahmenkonzeption wurden in die Oberflächengewässerverordnung 2011 übernommen. Das Überwachungsnetz der EU-Wasserrahmenrichtlinie soll so angelegt sein, dass eine europaweite Vergleichbarkeit der Untersuchungsergebnisse und ein Überblick über den ökologischen und chemischen Gewässerzustand der Oberflächengewässer in den Flussgebietseinheiten möglich sind. Die Überwachungsprogramme dienen im Wesentlichen folgenden Zielen:

Einzugsgebiet oder Teileinzugsgebiet einer Flussgebietseinheit. Ihre Ergebnisse sollen zur Ergänzung und Überprüfung der Einschätzung der Bestandsaufnahme der Belastungen beitragen sowie Aufschluss über die langfristigen Veränderungen der natürlichen und der durch den Menschen beeinflussten Gegebenheiten in einem Flussgebiet geben. Die Messstellen der Überblicksüberwachung können weitmaschig angeordnet werden (bis zu 2.500 km ² Einzugsgebiet je Messstelle), müssen jedoch repräsentativ für die zugeordnete hydrologische Einheit sein und dauerhaft bestehen. An den gewählten Messpunkten wird der Gesamtzustand der zugeordneten hydrologischen Einheit integrativ ermittelt, was Hinweise auf die Zielerreichung in dem Gebiet gibt. Die überblicksweise Überwachung bildet somit neben der Bestandsaufnahme der Belastungen die Grundlage für das höher auflösende operative Monitoring. Für die überblicksweise Überwachung haben die Bundesländer in den Oberflächengewässern ca. 400 Messstellen festgelegt. Diese Messstellen wurden meist in den größeren Flüssen und an den Einmündungen bedeutender Nebengewässer sowie in den größeren Seen eingerichtet. An den Überblicksmessstellen müssen grundsätzlich alle Qualitätskomponenten der EU-Wasserrahmenrichtlinie gemessen werden. Tabelle 10: Übersicht über die Anzahl der Messstellen für die unterschiedlichen Überwachungsarten und Gewässer­ kategorien der Oberflächengewässer in Deutschland
Überwachungsart Überblicksüberwachung Operative Überwachung Überwachung zu Ermittlungs­ wecken z Flüsse 290 7.252 375 Seen 67 449 0 Übergangsgewässer 5 20 0 Küsten­ gewässer 32 100 0

	

▸▸ Überprüfung der Einhaltung der Umweltziele, für ▸▸ Schaffung der wesentlichen Grundlagen unddie Maßnahmenplanung, Berichterstattung Gewährleistung der Erfolgskontrolle der Maßnahmen­ msetzung, u langfristiger natürlicher und ▸▸ Beobachtungverursachter Entwicklungen, anthropogen ▸▸ Feststellung des Ausmaßes und der Auswirkungen unbeabsichtigter Verschmutzungen. 	 Diese Ziele machen verschiedene Überwachungsarten erforderlich, die ihrem Zweck entsprechend Unterschiede in der Messstellendichte, der Anzahl der zu untersuchenden Parameter und der vorzunehmenden Messfrequenz aufweisen. Es werden folgende Überwachungsarten unterschieden:

Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010

	

	

▸▸ Überblicksüberwachung, ▸▸ operative Überwachung, ▸▸ Überwachung zu Ermittlungszwecken.

Die Überblicksüberwachung gewährleistet in erster Linie eine Bewertung des Gesamtzustands in jedem

Mit der operativen Überwachung erfolgt die Zustandsbewertung derjenigen Wasserkörper, welche die Umweltziele der EU-Wasserrahmenrichtlinie möglicherweise nicht erreichen oder in die prioritäre Stoffe eingetragen oder spezifische Schadstoffe in signifikanten Mengen eingeleitet werden. Die operative Überwachung dient auch der Erfolgskontrolle durchgeführter Maßnahmen. Da das operative Monitoring an den Belastungen ausgerichtet ist und in Abhängigkeit vom Gewässerzustand bei zunehmender Belastung dichter wird, kann das Messnetz bei einer Verbesserung des Zustands auch wieder grobmaschiger gestaltet werden. Die Bundesländer haben in den Oberflächengewässern insgesamt 7.855 Messstellen festgelegt. Dieses Messstellennetz ist relativ engmaschig: Fließgewässer weisen im Schnitt alle 20 Kilometer eine Messstelle auf, wobei mehrere Messstellen je Wasserkörper vorhanden sein können. Während für die Überblicks-

34

Wasserwirtschaft in Deutschland

überwachung alle Qualitätskomponenten zu erfassen sind, gilt für die operative Überwachung, dass nur die Qualitätskomponenten überwacht werden müssen, die auf die Belastungen des Oberflächenwasserkörpers am empfindlichsten reagieren. Am häufigsten werden die biologischen Qualitätskomponenten untersucht. 	 Die Überwachung zu Ermittlungszwecken wird durchgeführt, wenn die Gründe für die Zielverfehlung unbekannt sind oder um das Ausmaß und die Auswirkungen von unbeabsichtigten Verschmutzungen im Gewässer festzustellen. Diese Art der Überwachung bietet Flexibilität. Sie kommt zum Beispiel bei Unfällen mit unvorhergesehenen Schadstoffeinleitungen oder plötzlichem Fischsterben im Gewässer zum Einsatz. Daher sind in den Flussgebieten relativ wenige Messstellen dieses Typs (375) ausgewiesen.

4.3.2 Messfrequenz
	 Wirkungen von Belastungen sind im Organismenbestand oftmals erst nach längeren Zeiträumen ersichtlich. Daher wird der Zustand i.d.R. mindestens alle 3 Jahre überprüft. Für Makrozoobenthos reicht meistens eine Beprobung pro Jahr aus, für Fische und Wasserpflanzen ein bis zwei Beprobungen jährlich. Phytoplankton muss wegen seines ausgeprägten Jahresganges mindestens 6- mal pro Jahr beprobt werden. Die Messfrequenzen werden erhöht, wenn dies für eine zuverlässige und genaue Zustandsaussage erforderlich ist (Kap. 2.3). Es sind – je nach Bedarf – die in Tabelle 5 genannten Qualitätskomponenten zu messen. Eine Qualitätskomponente kann in einem Typ von der Bewertung ausgenommen werden, wenn es wegen hoher natürlicher Veränderlichkeit nicht möglich ist, zuverlässige Referenzbedingungen für sie festzulegen. Für die spezifischen Schadstoffe, die in signifikanten Mengen eingetragen werden, ist eine Beprobung mindestens alle drei Monate, bei den Schadstoffen des chemischen Zustands mindestens monatlich vorzusehen, es sei denn höhere Häufigkeiten sind für eine zuverlässige und genaue Zustandseinschätzung erforderlich (Kap. 2.3). Treten Überschreitungen der Umweltqualitätsnorm auf, verbleiben die Stoffe im Messprogramm.

	

Wasserwirtschaft in Deutschland

35

36

Wasserwirtschaft in Deutschland

5	Fließgewässer
5.1	Grundlagen der Bewertung
5.1.1 Fließgewässertypen
	 Unsere Fließgewässer unterscheiden sich in ihren charakteristischen Lebensgemeinschaften und in ihrer Empfindlichkeit gegenüber anthropogenen Einflüssen. Beispielsweise treten im Hochgebirge andere aquatische Lebensgemeinschaften auf als im Flachland. Kennzeichnend für die Unterschiede sind die geologischen, morphologischen und hydrologischen Charakteristika der Gewässer. Auf Basis dieser Charakteristika werden in Deutschland aktuell 25 Fließgewässertypen (mit weiteren Subtypen) voneinander unterschieden (s. Tabelle 11):

Typen des Mittelgebirges Typ 5: Grobmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche Typ 5.1: Feinmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgs­ äche b Typ 6: Feinmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgs­ äche b ∙	Subtyp 6_K: Feinmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgs­ äche des Keupers b Typ 7: Grobmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche Typ 9: Silikatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse Typ 9.1:	 Karbonatische, fein- bis grobmaterial­ eiche r Mittelgebirgsflüsse ∙	Subtyp 9.1_K: Karbonatische, fein- bis grob­ materialreiche Mittelgebirgsflüsse des Keupers Typ 9.2: Große Flüsse des Mittelgebirges Typ 10: Kiesgeprägte Ströme Typen des Norddeutschen Tieflandes Typ 14: Sandgeprägte Tieflandbäche Typ 15: Sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse Typ 15_g:	Große sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse Typ 16: Kiesgeprägte Tieflandbäche Typ 17: Kiesgeprägte Tieflandflüsse Typ 18: Löss-lehmgeprägte Tieflandbäche Typ 20: Sandgeprägte Ströme Typ 22: Marschengewässer ∙	Subtyp 22.1: Gewässer der Marschen ∙	Subtyp 22.2: Flüsse der Marschen ∙	Subtyp 22.3: Ströme der Marschen Typ 23: Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse Ökoregion unabhängige Typen Typ 11: Organisch geprägte Bäche Typ 12: Organisch geprägte Flüsse Typ 19: Kleine Niederungsfließgewässer in Fluss- und Stromtälern Typ 21: Seeausflussgeprägte Fließgewässer ∙	Subtyp 21_N: Seeausflussgeprägte Fließge­ ässer des w Nord­ eutschen Tieflandes (Nord) d ∙	Subtyp 21_S: Seeausflussgeprägte Fließge­ ässer des w Alpen­ orlandes (Süd) v
Quelle: Umweltbundesamt nach Anlage 1 der Oberflächengewässerverordnung

▸▸ vier für die Ökoregion der Alpen und des Alpenvorlandes, ▸▸ acht für das Mittelgebirge, ▸▸ neun für das Norddeutsche Tiefland sowie ▸▸ vier weitere Fließgewässertypen, die als „Öko­ region unabhängige Typen“ in verschiedenen
Ökoregionen verbreitet sind. 	 Bei einzelnen Typen sind, z. B. wegen Unterschieden im Längsverlauf, weitere bewertungsrelevante Subtypen ausgewiesen worden. Für die Fließgewässertypen wurden jeweils Beschreibungen in Form von „Steckbriefen“ erarbeitet, welche eine Kurzcharakterisierung der morphologischen Bedingungen sowie der Lebensgemeinschaften der für die Bewertung herangezogenen Organismengruppen (biologische Qualitätskomponenten) beinhalten.

Tabelle 11: Biozönotisch bedeutsame Fließgewässertypen Deutschlands Typen der Alpen und des Alpenvorlandes Typ 1: Fließgewässer der Alpen ∙	Subtyp 1.1: Bäche der Kalkalpen ∙	Subtyp 1.2: Kleine Flüsse der Kalkalpen Typ 2: Fließgewässer des Alpenvorlandes ∙	Subtyp 2.1: Bäche des Alpenvorlandes ∙	Subtyp 2.2: Kleine Flüsse des Alpenvorlandes Typ 3: Fließgewässer der Jungmoräne des Alpenvorlandes ∙	Subtyp 3.1: Bäche der Jungmoräne des Alpenvorlandes ∙	Subtyp 3.2: Kleine Flüsse der Jungmoräne des Alpen­ vorlandes Typ 4: Große Flüsse des Alpenvorlandes

Wasserwirtschaft in Deutschland

37

5.1.2 Biologische Qualitätskomponenten
	 Die zur Bewertung heranzuziehenden biologischen Qualitätskomponenten umfassen die Wirbellosenfauna, die Fischfauna sowie die Makrophyten und das Phytobenthos, die zu einer Qualitätskomponente zusammengefasst sind, und das Phytoplankton. Die wichtigsten Parameter, die zur Beschreibung des Zustandes der Organismengruppen ermittelt werden, sind die Zusammensetzung der Lebensgemeinschaft hinsichtlich der vorkommenden Arten und die Häufigkeit der einzelnen Arten, bei der Fischfauna zusätzlich die Altersstruktur der Population und beim Phytoplankton die Biomasse der Algen. Dieses biologisch orientierte Bewertungsverfahren der EUWasserrahmenrichtlinie erfasst ein breites Spektrum an unterschiedlichen Belastungen wie die organische saprobielle Belastung oder strukturelle Verarmung. Tabelle 12 gibt Kurzbeschreibungen der in Deutschland verwendeten Verfahren zur Bewertung der biologischen Qualitätskomponenten in Fließgewässern und die indizierten Belastungen.

Ergebnisse der Interkalibrierung
Die EU-Wasserrahmenrichtlinie gibt vor, dass die Ergebnisse der nationalen Bewertungsverfahren in einem Interkali­ brierungsprozess miteinander verglichen und harmonisiert werden. Dadurch wird eine Vergleichbarkeit der Bewertungsmaßstäbe zwischen den einzelnen Mitgliedstaaten sichergestellt. Fast alle deutschen Verfahren zur ökologischen Bewertung von Fließgewässern konnten erfolgreich interkalibriert werden. Tabelle 13 gibt eine Übersicht über die Ergebnisse nach Abschluss der ersten (2005-2007) und zweiten (2008-2011) Interkalibrierungsphase. Es wurden die Ergebnisse, die sich auf die internationalen Interkalibrierungstypen beziehen, den deutschen Fließgewässertypen zugeordnet.

5.1.3	Hydromorphologische Qualitäts­ komponenten
	 Die im Anhang V EU-Wasserrahmenrichtlinie aufgeführten hydromorphologischen Qualitätskomponenten wie Durchgängigkeit, Wasserhaushalt und Morpho-

Tabelle 12: Biologische Qualitätskomponenten zur Bewertung des ökologischen Zustandes von Fließgewässern und Kurzbeschreibung der Bewertungsverfahren
Biologische Qualitätskomponente Gewässerflora Phytoplankton* (im Wasser freischwebende Algenarten und Cyanobakterien) PHYTOFLUSS Parameter: Artenzusammensetzung, Biomasse; (Algenbiomasse, relativer Anteil ausgewählter Algengruppen und typ­ pezifischer s Indexwert Potamoplankton (TIP-Index)) PHYLIB Parameter: Artenzusammensetzung, Artenhäufigkeit; (Referenzarten, Störzeiger, Versauerungsindikatoren, Trophie-, Saprobien- sowie Halobienindex) PERLODES Parameter: Artenzusammensetzung, Artenhäufigkeit, störungsempfindliche Arten, Diversität; (Multimetrische Bewertungsmethode mit den Modulen: „Saprobie“ (Saprobienindex), „Generelle Degradation“ (gewässer­ typspezifischer multimetrischer Index), „Versauerung“ (Versauerungsindex) FiBS Parameter: Artenzusammensetzung, Artenhäufigkeit, Altersstruktur; Multimetrische Bewertungsmethode Eutrophierung Mischke, U. & H. Behrendt (2007) Kurzbeschreibung des Bewertungsverfah­ ren Indizierte Belastungen Referenzliteratur

Makrophyten (mit bloßem Auge erkennbare Wasserpflanze) und Phyto­ enthos (auf b Substrat aufwachsende Algenarten)

Eutrophierung, strukturelle Degradation, Versauerung (insb. Phytobenthos), Versalzung (insb. Phytobenthos)

Schaumburg et al. (2006)

Gewässerfauna Makrozoobenthos (mit bloßem Auge erkennbare wirbellose Tiere, die in oder auf der Gewässersohle leben) Allgemeine und strukturelle Degradation, Belastung des Sauerstoffhaushalts, Versauerung, Verockerung Meier, C., P. Haase, P. Rolauffs, K. Schinde­ hütte, F. Schöll, A. Sundermann & D. Hering (2006)

Fische

Allgemeine und strukturelle Degradation, fehlende Durchgängigkeit

Verband Deutscher Fischereiverwaltungsbeamter und Fischereiwissenschaftler e.V (2009)

* nur bei planktonreichen Fließgewässern bewertet Quelle: Umweltbundesamt

38

Wasserwirtschaft in Deutschland

Tabelle 13: Ökologische Qualitätsquotienten der interkalibrierten nationalen Bewertungsverfahren
Interkalibriertes nationales Bewertungsverfahren (Biologische Qualitätskomponente bzw. Teilkompo­ nente in Klammern)
FiBS – (Fische) PERLODES – (Makrozoobenthos) PHYLIB – (Makrophyten und Phytobenthos – Modul Makrophyten)

Interkalibrierter nationaler Gewässertyp 1-3, 5-9, 11-19 2, 3, 5, 5.1, 14, 15 14 5, 5.1 15, 17 1 5, 5.1, 14 15, 17 (D 12.2)* 15,17 (D 13.1)** 10, 20

Ökologische Qualitätsquotienten Grenzwert sehr guter/guter Zustand 1,086 0,80 0,745 0,80 0,575 0,735 0,67 0,61 0,73 0,725 Grenzwert guter/mäßiger Zustand 0,592 0,60 0,495 0,55 0,395 0,54 0,43 0,43 0,55 0,545

PHYLIB – (Makrophyten und Phytobenthos – Modul Diatomeen)

*= Fließgewässer des Diatomeentyps D 12.2 (=Karbonatische oder basenreiche organisch geprägte Bäche und kleine Flüsse des Nord­ eutschen d Tieflandes mit EZG < 1.000km 2) **= Fließgewässer des Diatomeentyps D 13.1 (Karbonatische oder basenreiche organisch geprägte Flüsse des Norddeutschen Tieflandes) Quelle: Umweltbundesamt nach Beschluss 2013/480/EU

logie, unterstützen die Einstufung der Wasserkörper in den ökologischen Zustand, indem sie normativ die Referenzbedingungen und damit den sehr guten Zustand festlegen. In allen anderen Klassen werden die hydromorphologischen Qualitätskomponenten über die Biologie eingestuft. 	 Darüber hinaus erfolgt in Deutschland die Ermittlung des Zustandes der Gewässerstruktur (= Gewässermorphologie) über ein etabliertes Bewertungsverfahren, das in Deutschland bereits vor Inkrafttreten der EU-Wasserrahmenrichtlinie entwickelt wurde. Über die Methode der Gewässerstrukturgütekartierung wird der Grad der Abweichung der gegenwärtigen Ausprägung der Gewässerstruktur von ihrer potenziell natürlichen Ausprägung ermittelt. Die potenziell natürliche Ausprägung entspricht einem Zustand, der sich unter Beibehaltung irreversibler Veränderungen

(z. B. Verlandung von Seen, Auelehmbildung aufgrund von Abholzungen im Einzugsgebiet) einstellen würde, wenn künstliche Einbauten entnommen, Gewässer­ unterhaltung und Nutzung aufgelassen würden und der Fluss sich wieder eigendynamisch entwickeln könnte. Der potenziell natürliche Zustand wird der hydromorphologischen Referenz gleichgesetzt, die als „Messlatte“ für den Zustand der Qualitätskomponente „Morphologie“ dient. 	 Das Maß für die Abweichung vom potenziell natürlichen Zustand wird in Klassen angegeben. Diese Einstufung in Strukturgüteklassen erfolgt mit einer 7stufigen Skala. Zur Strukturklasse 1 zählen die Gewässer, die keine oder allenfalls geringfügige Veränderungen ihrer natürlichen Gestalt und Dynamik aufweisen. Demgegenüber gelten Gewässer in der Strukturklasse 7 als vollständig verändert (Tabelle 14).

Tabelle 14: Gewässerstrukturklassen
Klasse 1 2 3 4 5 Grad der Veränderungen unverändert gering verändert mäßig verändert deutlich verändert stark verändert Kurze Beschreibung Die Gewässerstruktur entspricht dem potenziell natürlichen Zustand. Die Gewässerstruktur ist durch einzelne, kleinräumige Eingriffe nur gering beeinflusst. Die Gewässerstruktur ist durch mehrere kleinräumige Eingriffe nur mäßig beeinflusst. Die Gewässerstruktur ist durch verschiedene Eingriffe z. B. in Sohle, Ufer, durch Rückstau und/oder Nutzungen in der Aue deutlich beeinflusst. Die Gewässerstruktur ist durch Kombination von Eingriffen z. B. in die Linienführung, durch Uferverbau, Querbauwerke, Stauregulierung, Anlagen zum Hochwasserschutz und/ oder durch die Nutzungen in der Aue beeinträchtigt. Die Gewässerstruktur ist durch Kombination von Eingriffen z. B. in die Linienführung, durch Uferverbau, Querbauwerke, Stauregulierung, Anlagen zum Hochwasserschutz und/ oder durch die Nutzungen in der Aue stark beeinträchtigt. Die Gewässerstruktur ist durch Eingriffe in die Linienführung, durch Uferverbau, Querbauwerke, Stauregulierung, Anlagen zum Hochwasserschutz und/oder durch die Nutzungen in der Aue vollständig verändert.

6

sehr stark verändert

7

vollständig verändert

Quelle: Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

Wasserwirtschaft in Deutschland

39

	

Die Bewertung der Gewässerstruktur erfolgt an kleinen bis mittelgroßen Fließgewässern mit Hilfe des „Übersichtsverfahrens“ oder des „Vor-Ort-Verfahrens“, wobei die Verfahren gegenwärtig überarbeitet und zusammengeführt werden. Während beim Übersichtsverfahren die Bewertung vorwiegend auf der Grundlage von Luftbildern und thematischen Karten erfolgt, werden die Daten im Vor-Ort-Verfahren im Gelände erhoben. Den Verfahren ist gemein, dass sie auf der Erfassung von bestimmten Parametern beruhen. Diese Parameter stellen besonders bewertungsrelevante Strukturelemente eines Fließgewässers mit bestimmten Indikatoreigenschaften dar, die die ökologische Funktionsfähigkeit des Gewässers charakterisieren. Zum Beispiel entwickeln die meisten Tieflandgewässer einen mäandrierenden Lauf, der mit der Abschnürung von Schlingen und der Bildung von Altarmen verbunden ist. Die strukturelle Qualität eines Tieflandflusses

kann daher im Hinblick auf die Laufentwicklung über den Parameter „Laufkrümmung“ beschrieben werden. Ist diese nur unzureichend entwickelt oder durch Begradigungen verändert worden, drückt sich dies in einer schlechteren Bewertung aus. Die gewonnenen Einzelbewertungen werden auf verschiedenen funktionalen Ebenen aggregiert und letztendlich zu einer Strukturklasse zusammengefasst. 	 Für die Berichterstattung nach EU-Wasserrahmenrichtlinie wird ab dem 2. Bewirtschaftungszyklus aus diesen Parametern ein Satz von insgesamt 18 morphologischen Einzelparametern (Tabelle 15) zur mathematischen Berechnung der Bewertung der hydromorphologischen Qualitätskomponenten „Morphologie“ herangezogen. Die Berechnung erfolgt in Form einer Mittelwertbildung für alle Gewässerstrecken eines Wasserkörpers. Die so gewonnenen Zahlenwerte der

Tabelle 15: Einzelparameter und Aggregationsebenen nach dem Vor-Ort-Verfahren für kleine und mittelgroße Fließgewässer. Hervorgehobene Einzelparameter (fett) werden für die Berichterstattung nach EU-Wasserrahmenrichtlinie verwendet.
Bereich Hauptparameter funktionale Einheit Krümmung Laufentwicklung Beweglichkeit Einzelparameter Laufkrümmung Längsbänke besondere Laufstruktur Krümmungserosion Profiltiefe Uferverbau Querbänke natürliche Längsprofilelemente Sohle Längsprofil antropogene Wanderbarrieren Strömungsdiversität Tiefenvarianz Querbauwerk Verrohrungen Durchlässe Rückstau Substrattyp Sohlenstruktur Art und Verteilung der Substrate Sohlverbau Profiltiefe Querprofil Ufer Breitenentwicklung Profilform naturraumtypische Ausprägung Uferstruktur naturraumtypischer Bewuchs Uferverbau Land Gewässerumfeld Gewässerrandstreifen Vorland Substratdiversität besondere Sohlstrukturen Sohlverbau Profiltiefe Breitenerosion Breitenvarianz Profilform besondere Uferstrukturen Uferbewuchs Uferverbau Gewässerrandstreifen Flächennutzung sonstige Umfeldstrukturen

Quelle: Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

40

Wasserwirtschaft in Deutschland

Einzelparameter in einem Wasserkörper werden zu einem Gesamtindex zusammengeführt, der ebenfalls aus einer Mittelwertbildung aller 18 Indexzahlen resultiert. Die Bewertung erfolgt auf Basis einer 5-stufigen Klassifizierung und basiert auf einer äquidistanten Transformation des 7-stufigen Strukturgüteverfahrens in 5 Klassen: Die Ergebnisse der Klasseneinstufung für die Qualitätskomponenten „Morphologie“ wurde anhand von Beispieldatensätzen von Wasserkörpern aus verschiedenen Ländern mit den jeweiligen ökologischen Zustandsklassen verglichen. Dabei zeigte sich, dass auf der jeweils 5-stufigen Skala in rund 80 % der Fälle eine vergleichbare Einstufung von Morphologie und ökologischem Zustand gefunden wurde.

Beeinträchtigung. Für Nährstoffe beinhaltet die Güteklasse II aus bisherigen Bewertungsansätzen resultierende Werte. Tabelle 16: Chemische Güteklassifikation für Nährstoffe (Vergleichswert: 90-Perzentil)
Güteklasse I I-II II II-III Ges. P in mg/l ≤ 0,05 ≤ 0,08 ≤ 0,15 ≤ 0,30 ≤ 0,60 ≤ 1,20 > 1,20 NO3-N in mg/l ≤ 1,0 ≤ 1,5 ≤ 2,5 ≤ 5,0 ≤ 10 ≤ 20 > 20 NH4-N in mg/l ≤ 0,04 ≤ 0,10 ≤ 0,30 ≤ 0,60 ≤ 1,20 ≤ 2,40 > 2,40 Ges. N in mg/l ≤ 1,0 ≤ 1,5 ≤ 3,0 ≤ 6,0 ≤ 12 ≤ 24 > 24

5.1.4 Allgemeine physikalisch-chemische   Qualitätskomponenten
	 Als allgemeine physikalisch-chemische Qualitätskomponenten für Fließgewässer werden in Anhang V EU-Wasserrahmenrichtlinie Sichttiefe, Temperatur, Sauerstoff, Leitfähigkeit, Versauerung und Nährstoffverhältnisse genannt. Im „sehr guten Zustand“ sind die typspezifisch festgelegten Hintergrundwerte der allgemeinen physikalisch-chemischen Qualitätskomponenten einzuhalten. Im „guten Zustand“ müssen die Werte in einem Bereich liegen, in dem die Funktionsfähigkeit des typspezifischen Ökosystems und eine typspezifische Besiedlung mit mindestens guter biologischer Güteeinstufung gewährleistet sind („Orientierungswerte“), ansonsten ist der ökologische Zustand höchstens „mäßig“, wobei die Einstufung der biologischen Bewertung nicht widersprechen darf (s. Kap. 4.2.1). Für die Einstufung in die schlechteren Zustandsklassen „unbefriedigend“ und „schlecht“ spielen diese Qualitätskomponenten keine Rolle. Die typspezifischen Orientierungswerte (guter Zustand/ gutes ökologisches Potenzial) für die Temperatur sind in der Oberflächengewässerverordnung enthalten.

III III-IV IV

Quelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

5.1.6 Messstellennetz für die Berichterstattung
	 Für die Berichterstattung zu europäischen Richtlinien und für die Berichterstattung an die Europäische Umweltagentur wurde in Deutschland das LAWA-Messstellennetz eingerichtet. Das LAWA-Messstellennetz „Fließgewässer“ wurde 2008 um Messstellen des Überblicksüberwachungsmessnetzes erweitert und umfasst derzeit 257 repräsentative Messstellen, darunter sind vor allem Überblicksüberwachungsmessstellen, aber auch Messstellen des operativen Messnetzes, Messstellen zu Ermittlungszwecken und Referenzmessstellen an Fließgewässern, Übergangsgewässern und einem Flusssee (s.a. Kap. 4.3.1). Die Daten dieser Messstellen sind Grundlage für die Auswertungen in den Kapiteln 5.2.2-5.2.6 und 5.2.8.

5.1.5 Weitere Bewertungsverfahren
	 Neben den rechtlich verbindlichen Umweltqualitätsnormen der Oberflächengewässerverordnung ist die 7-stufige chemische Gewässergüteklassifikation eine wichtige Grundlage für die Beurteilung der stofflichen Belastung der oberirdischen Binnengewässer in Deutschland. Die Gewässergüteklassifikation wurde in Deutschland von Bund und Ländern vor Inkrafttreten der EU-Wasserrahmenrichtlinie entwickelt. Solange es keine verbindlichen Werte zum Beispiel für Nährstoffe zur Einstufung in den guten ökologischen Zustand gibt, wird die holistische chemische Gewässergüteklassifikation, die auch Anforderungen der „Fernwirkungen“ in den Meeren berücksichtigt, weiter verwendet (u. a. für die Berichterstattung zur EU-Nitratrichtlinie). Die Stoffkonzentrationen, die der Güteklasse I der chemischen Gewässergüteklassifikation entsprechen, charakterisieren einen Zustand ohne anthropogene

5.2 Zustandsbewertung
5.2.1 Hydromorphologie
	 Flüsse werden in ihrer Struktur und Dynamik durch die klimatischen und geologischen Verhältnisse und durch das Relief des Einzugsgebietes bestimmt. Die zeitliche und räumliche Abfolge von Überschwemmung und Trockenfallen, von Erosion, Transport und Sedimentation sowie ein bewegliches Flussbett, das sich über die gesamte Talbreite verlagern kann, bewirken eine Verzahnung von Fluss und Aue und schaffen ein von der Quelle bis zur Mündung reichendes Kontinuum. Die Qualität und Funktionsfähigkeit dieses komplexen Systems drückt sich in der hydromorphologischen Güte des Gewässers aus.

Wasserwirtschaft in Deutschland

41

Abbildung 19: Fließgewässer im alpinen Oberlauf (li.) und im Unterlauf des Tieflandes (re.)

Quelle: Umweltbundesamt

	

Aus dem Zusammenspiel von Gefälle, Transport­ prozessen, anstehenden Böden und Gesteinen sowie der Abflussdynamik entstehen typische großräumige Strukturen, wie z. B. Mäanderzonen im Tiefland. Diese Makrostrukturen sind durch ein Mosaik von typischen Oberflächenformen, wie z. B. Kies- und Sandbänke, Kolke, Steiluferabbrüche, Alt- und Nebenarme und Flutrinnen gekennzeichnet, die einer hohen Dynamik unterliegen. Die Vielfalt der damit einhergehenden Strömungsverhältnisse einschließlich extremer Wasserstände, sowie der morphologischen Strukturen des Flussbettes und der Uferzonen sind Voraussetzung für das Vorkommen standorttypischer Pflanzen- und Tiergesellschaften, die über komplexe Nahrungsnetze und Stoffflüsse miteinander verbunden sind. Unter natürlichen Bedingungen bilden Flüsse mit ihren Auen daher die artenreichsten Ökosysteme Mitteleuropas. Sie werden als „Hotspots“ der Biodiversität bezeichnet. Gewässer für bestimmte Nutzungen zu erschließen, die Nutzbarkeit zu effektivieren und zuverlässiger, d. h. möglichst unabhängig von den natürlichen Prozessen zu gestalten, steht der Dynamik in den Fluss- und Auenlandschaften entgegen. Die Eingriffe in das Fließgewässer, die eine Nutzung ermöglichen sollen, dienen im Wesentlichen folgenden, überall ähnlichen Zielen: der Wasser­ ▸▸ die natürlichen Schwankungenim Maximum führung im Minimum als auch auszugleichen, bestimmte oder einen ▸▸ eineWasserstandWassermengeunabhängigdefinierten weitgehend von den natürlichen Abflussschwankungen verfügbar zu machen, Fluss Flächen zu entziehen, den Flusslauf ▸▸ demein definiertes Flussbett zu beschränken, auf sein Bett zu stabilisieren und festzulegen und

zu schützen, zieht weitere Belastungen der Gewässerlandschaften nach sich. Dazu gehören hauptsächlich Hochwasserschutzmaßnahmen. Zu einem stetig wachsenden Belastungsdruck führt auch die beständige Intensivierung von Nutzungen. Maßnahmen, die notwendig werden, um negative Folgewirkungen von wasserbaulichen Maßnahmen auf bestehende Nutzungen abzuwenden, zielen z. B. auf die Abwendung der Tiefenerosion, die oftmals erst durch nutzungsbedingte Eingriffe in das Gewässer ausgelöst wurde. Dass die hydromorphologische Belastung der Gewässer in der Vergangenheit noch nicht wesentlich reduziert werden konnte, ist u. a. auch auf die Konservierung des Ausbauzustandes durch eine fortwährende Unterhaltung und Instandsetzung der Gewässerausbauten zurückzu­ führen. Abbildung 20: Nutzungen und hydromorphologische Belastungen als Ursache für den Zustand der Oberflächengewässer
Nutzung
Nutzbarmachung Instandhaltung

Schutzbedürfnis Intensivierung Schutz der Nutzung

Belastung durch Eingriffe

Hydromorphologischer Zustand

Wirkung auf Lebensgemeinschaften

Wirkung auf Nutzung

Rückkopplung/ Selbstverstärkung

	

Quelle: Umweltbundesamt

	

Belastungen der Hydromorphologie sind Folge menschlicher Aktivitäten im Einzugsgebiet eines Gewässers und Resultat von Maßnahmen und Eingriffen am und im Gewässer selbst, um Nutzungen zu ermöglichen oder aufrecht zu erhalten. Diese nicht stofflichen Belastungen haben in hoch entwickelten Ländern einen bedeutenden Einfluss auf den Gewässerzustand. Sie verändern nicht nur das Landschaftsbild, sondern entziehen Gewässerorganismen oft ihre Lebensräume und damit die Lebensgrundlage.

	
	

Auswertung der Qualitätskomponente „Hydromorphologie“
Aufgrund der vielfältigen Zusammenhänge zwischen abiotischen und biotischen Umweltfaktoren hat die Beeinträchtigung der hydromorphologischen Funktionsfähigkeit des Gewässers Einfluss auf das Vorkommen und die Zusammensetzung der standorttypischen Lebensgemeinschaften und somit auf den ökologischen Zustand eines Oberflächenwasserkörpers. Die hydromorphologischen Qualitätskomponenten, bestehend aus Wasserhaushalt, Durchgängigkeit und Morphologie, müssen sich in einem Zustand befinden, der eine naturraumtypische Besiedlung des Gewässers ermöglicht. In Deutschland weisen derzeit lediglich 10 %

▸▸ den Grundwasserstand in angrenzenden Gebieten zu regulieren.
	 Zu den maßgeblichen Nutzungen unserer Gewässer, die mit Eingriffen in das Gewässer verbunden sind, zählen die Urbanisierung, die Schifffahrt, die Wasserkraftnutzung, die Land- und Forstwirtschaft, die Wasserversorgung sowie die Inanspruchnahme der Gewässer zur Erholung und Freizeitgestaltung. Das Bedürfnis Siedlungen, Nutzungen und getätigte Investitionen

42

Wasserwirtschaft in Deutschland

Abbildung 21: Linkes Diagramm: Bewertung des hydromorphologischen Zustands verschiedener Fließgewässertypen (ohne künstliche Gewässer); rechtes Diagramm: deren Einstufung in natürliche und erheblich veränderte Gewässer (Bezug: Anteil an der Fließgewässerstrecke)
0% Fließgewässer der Alpen (Typ 1) Fließgewässer der Jungmoräne des Alpenvorlandes (Typ 3) Seeausflussgeprägte Fließgewässer (Typ 21) Mittelgebirgsbäche (Typ 5, 5.1, 6, 7) Fließgewässer des Alpenvorlandes (Typ 2) Mittelgebirgsflüsse (Typ 9, 9.1, 9.2) Tieflandbäche (Typ 11, 14, 15, 18, 19) Tieflandflüsse (Typ 12, 15, 17) Ostseezuflüsse und Marschengewässer (Typ 22, 23) Ströme (Typ 10, 20) gut und besser schlechter als gut Natürlicher Gewässer Erheblich verändertes Gewässer 20 % 40 % 60 % 80 % 0% 20 % 40 % 60 % 80 %

Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.01.2010

der Fließgewässerwasserkörper den „sehr guten“ oder den „guten ökologischen Zustand“ auf (s. Kap. 5.2.7). Dieser geringe Anteil ist hauptsächlich auf die hy­ dromorphologische Degradation zurückzuführen. Der hydromorphologische Zustand kann gegenwärtig nur für 8 % der untersuchten Fließgewässerstrecke in Deutschland mit gut oder besser bewertet werden (Gewässerstrukturkartierung). Im Allgemeinen stellt sich die hydromorphologische Qualität der Fließgewässer in den kleinen Hoch- und Mittelgebirgsflüssen besser dar, als im Tiefland und in den großen Flüssen und Strömen. 	 In Folge der Nutzungsintensität und der dadurch erfolgten hydromorphologischen Beeinträchtigung wurden 33 % der Fließlänge ursprünglich natürlicher Fließgewässer in Deutschland als „erheblich verändert“ (HMWB) ausgewiesen. Dies betrifft vor allem die Gewässer im Tiefland, die rückgestauten Ostseezuflüsse, die Marschengewässer sowie die sand- und kiesgeprägten Ströme.

Qualitätskomponente „Wasserhaushalt“
	 Das natürliche Abflussgeschehen in unseren Fließgewässern wird auf vielfältige Weise durch Wasser­ entnahmen und -ausleitungen, Wasserspeicherung, Regenentwässerung und Gewässerausbauten wie Begradigung und Eindeichung beeinflusst. Die sich hieraus ergebenden Änderungen der Abflusshöhe und -dynamik führen ihrerseits zu Veränderungen und Beeinträchtigungen des hydromorphologischen Zustands eines Fließgewässers. Dies geschieht einerseits über die Dämpfung des Abflussgeschehens durch die Kappung von Hochwasserscheiteln bei mittleren Hochwasserereignissen, die Anhebung des Niedrigwasserabflusses in Trockenperioden oder durch die Wasserausleitung und -entnahme in bestimmten Flussabschnitten. Andererseits führt die rasche Niederschlags­ ableitung aus der Fläche durch Flächenversiegelung und Entwässerung in Kombination mit Eindeichung, Begradigung und dem Entzug von Retentionsraum zu einer Beschleunigung von Hochwasserwellen und zur Erhöhung der Abflussscheitel. Eine eigenständige Bewertung der Qualitätskomponente „Wasserhaushalt“ ist derzeit noch nicht bundeseinheitlich möglich.

Abbildung 22: Anteile natürliche, erheblich veränderte und künstliche Gewässer an den Fließgewässerstrecken in Deutschland

Qualitätskomponente „Durchgängigkeit“
	 Ein naturbelassenes Fließgewässer ist i.d.R. stromaufwärts und stromabwärts, aber auch quer zum Strom bis in die begleitenden Auen für wandernde Gewässerorganismen frei passierbar und es findet dem Gefälle folgend ein ungehinderter Transport von festen und gelösten Stoffen statt. Diese freie Passierbarkeit wird unter dem Begriff „Durchgängigkeit“ zusammengefasst. Die Durchgängigkeit der Fließgewässer wird durch zahlreiche technische Bauwerke unterbrochen.

61,6

32,7

5,7

NWB

HMWB

AWB

Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.01.2010

Wasserwirtschaft in Deutschland

43

Abbildung 23: Querbauwerk mit modernem über- und unterströmbaren Wasserkraftwerk und technischem Fischpass an der Ilm

Quelle: Umweltbundesamt

	

Diese Querbauwerke dienen der Trinkwassergewinnung, der Bewässerung, der Wasserkraftnutzung, der Schifffahrt, der Sohlenstützung oder der Anlage von künstlichen Stauseen zu Erholungszwecken. Derzeit ist von einem Bestand von ca. 200.000 Querbauwerken in Deutschland auszugehen. Bezogen auf das gesamte deutsche Fließgewässernetz von etwa 400.000 km Länge wird die Durchgängigkeit der Flüsse demzufolge jeden zweiten Fließkilometer durch ein technisches Bauwerk unterbrochen. Die Folgen des Einbaus von Querbauwerken in ein Gewässer auf die biologische und die morphodynamische Durchgängigkeit sind insgesamt erheblich. Viele Fischarten haben im Verlauf der Evolution ein Wanderverhalten entwickelt, das es ihnen ermöglicht, verschiedene Lebensräume optimal zu nutzen. So werden z. B. für die Fortpflanzung andere Ansprüche an Umweltfaktoren wie Strömung, Temperatur und Substrat gestellt als für die Ernährung, den Aufwuchs oder die Winterruhe. Aus diesem Grund wandern heimische Flussfischarten innerhalb verbundener Wassersysteme, um die optimalen Bedingungen für die jeweilige Lebensphase zu finden (Abb. 24). Diese Arten sind von der Durchgängigkeit ihres Flusses und dessen

Vernetzung mit allen erforderlichen Teillebensräumen abhängig. Die Zerstückelung der Gewässerläufe schlägt sich daher vor allem in der Bewertung des Zustandes der Fischfauna nieder. Gegenwärtig weisen nur 37 % der untersuchten Gewässerstrecken eine Artenzusammensetzung, -häufigkeit und Altersklassenverteilung auf, die als „gut“ bezeichnet werden kann. Im Rahmen der Länderinitiative Kernindikatoren (LIKI) wird die Durchgängigkeit mit dem Indikator „Durchgängigkeit Fischaufstieg“ von den Bundesländern regelmäßig bewertet. Der Indikator ist definiert als Anteil der für den Fischaufstieg durchgängigen Querbauwerksstandorte im Verhältnis zur Gesamtzahl der Querbauwerksstandorte in den Gewässern > 100 km². Gegenwärtig sind bundesweit etwa 45 % (ohne Bayern) der Querbauwerke in den Wanderrouten der potamodromen und diadromen Fischarten flussaufwärts durchgängig. Bei diesen besonders bedeutsamen Gewässern sollte die Durchgängigkeit möglichst aller Querbauwerksstandorte für den Fischaufstieg angestrebt werden. Abbildung 24: Habitate im Lebenszyklus der Äsche (Thymallus thymallus L.)
Reproduktionshabitat Laichplatz Geschwindigkeit 40–20 cm/s Wassertiefe 20–40 cm/s Korndurchmesser 16–64 mm Larvenhabitat Geschwindigkeit 0–20 cm/s Wassertiefe 0–40 cm/s Korndurchmesser < 2 mm Jungfischhabitat Geschwindigkeit 20–40 cm/s Wassertiefe 40–60 cm/s Korndurchmesser 8–32 mm Wanderung zu den Laichplätzen 5–15 km (bis zu 100 km)

	

Habitat der Adulten Furten/Kolke

Quelle: Umweltbundesamt

Abbildung 25: Kiesbank in einem alpinen Gewässer

Quelle: Umweltbundesamt

44

Wasserwirtschaft in Deutschland

	

Wegen der fehlenden morphodynamischen Durchgängigkeit ist der Feststofftransport beeinträchtigt. Der Feststoffhaushalt eines Fließgewässers ergibt sich aus Art und Menge des mitgeführten Materials und durch das Wechselspiel von Erosion, Transport und Sedimentation. Er steht in engem Zusammenhang mit den naturräumlichen Bedingungen im Einzugsgebiet eines Fließgewässers. Hydrologische Veränderungen, Unterbrechungen des Fließgewässerkontinuums oder Eingriffe in die Gewässerstruktur stören den Feststoffhaushalt. Geschiebeaufnahme, -umlagerung und -ablagerung sind dann nicht mehr ausgewogen und der Feststofftransport verliert seine natürliche Dynamik. Dies äußert sich darin, dass die landschaftsprägende Umlagerung von Sand, Kies und Geröll, aber auch von Totholz in Stauhaltungen und Wasserentnahmestrecken nicht mehr stattfindet und typische Gewässerbettstrukturen verschwinden. Der Feststoffrückhalt in Stauräumen und die Unterbindung der Seitenerosion durch die wasserbauliche Festlegung der Flussläufe führen zu einem Defizit an gröberem Material im Unterlauf. Dadurch gehen wertvolle Habitate verloren. Der Fluss kann das Defizit an Feststoffen nur durch eine Materialaufnahme aus der Sohle ausgleichen, wodurch er sich streckenweise verstärkt in die Landschaft „ein-

	

gräbt“. In Folge derartiger Eingriffe tieften sich beispielsweise der Rhein um bis zu 7 m, die Isar um bis zu 8 m und Elbe um bis 1,7 m ein. Der Trend zur weiteren Eintiefung hält an. Es ist davon auszugehen, dass die Mehrzahl der Flüsse in Deutschland eine unnatürlich hohe Tiefenerosion aufweist. Dieser Prozess wird oftmals durch nachträglich eingebaute Querbauwerke zur Sohlenstützung maskiert und stromabwärts verlagert. In der Folge ufert der Fluss seltener aus und der Grundwasserspiegel in den begleitenden Auen sinkt. Die natürlicherweise verbundenen Ökosysteme von Fluss und Aue werden entkoppelt.

Qualitätskomponente „Morphologie“
	 Die Beeinflussung des Wasserhaushalts und der morphodynamischen Durchgängigkeit der Fließgewässer hat neben den direkten baulichen Eingriffen einen entscheidenden Einfluss auf die Ausprägung der Gewässermorphologie (= Gewässerstruktur). Unter der Gewässerstruktur werden alle räumlichen und materiellen Differenzierungen des Gewässerbettes, des Uferbereiches und des Gewässerumlandes zusammengefasst, die hydraulisch, gewässermorphologisch und hydrobiologisch wirksam und für die ökologische Funktionsfähigkeit des Gewässers und seiner Auen von Bedeutung sind. Die Gestalt des Gewässerbetts und

Abbildung 26: Verteilung der Auenzustandsbewertung (Gewässer mit einem Einzugsgebiet > 1000 km²), der Strukturgüte Fließgewässer (33.000 km, Stand 2001) und der Strukturgüte der Bundeswasserstraßen
60

50

40

Prozent [%]

30

20

10

0 sehr gering verändert unverändertgering verändert Klasse 1 gering verändert mäßig verändert Klasse 2 deutlich verändert deutlich verändert Klasse 3 stark verändert stark verändert Klasse 4 sehr stark verändert sehr stark vollständig verändert Klasse 5

Auenzustand (EZG>1000 km2)

Gewässerstruktur (Deutschland)

Gewässerstruktur Bundeswasserstraßen

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Bundesamt für Naturschutz (BfN)

Wasserwirtschaft in Deutschland

45

seines Umfelds wird zudem direkt durch verschiedene wasserbauliche Eingriffe wie Eindeichung, Begradigung, Aufstau oder Uferverbau verändert. 	 Die im Dezember 2002 erstmalig herausgegebene 7-stufige Gewässerstrukturkarte gibt einen Überblick über den morphologischen Zustand der Gewässer in Deutschland (s.a. Kap. 5.1.3). Von den kartierten Gewässerstrecken (ca. 33.000 km) wurden 21 % als „mäßig verändert“ bis „unverändert“ eingestuft (Güteklasse 3 und besser). Demgegenüber sind 33 % aller aufgenommenen Gewässerabschnitte „sehr stark“ oder „vollständig verändert“ (Güteklasse 6 und 7) (s. Abb. 26). Zwischenzeitlich haben die Bundesländer die Kartierungen der Gewässerstruktur auf das Berichtsnetz der EG-Wasserrahmenrichtlinie ausgedehnt und wesentlich mehr Fließgewässerstrecken bewertet. Die Ergebnisse dieser Bewertung werden regelmäßig als LIKI Indikator „Struktur der Fließgewässer“ veröffentlicht. Die natürlichen Fließgewässer Deutschlands werden demnach im Mittel als „stark verändert“ (Klassenwert 4,35) und die erheblich veränderten Gewässer als „sehr stark verändert“ (Mittelwert der Strukturklasse 5,39) eingestuft (Zahlenangaben jeweils ohne Bayern). 	 Die großen Flüsse sind i.d.R. zugunsten der Schifffahrt und der Wasserkraftnutzung mit Wehranlagen und Schleusen ausgebaut worden. Ferner wurden ihre Überschwemmungsgebiete zu großen Teilen durch Deiche vom Fluss abgetrennt und eingeengt. Dies erklärt ihre beträchtlichen Strukturdefizite und ihre überwiegende Zuordnung zu den Klassen „stark“ bis „vollständig verändert“ und unterstreicht die besondere Bedeutung naturnaher Gewässerabschnitte an den großen Flüssen, wie z. B. in der freifließenden Donau unterhalb der Isarmündung. Zu einer wesentlichen Belastung der Hydromorphologie können Anlagen und Eingriffe führen, die dem Hochwasserschutz dienen. Bereits aus dem Mittelalter sind Deichbauten an Rhein und Elbe sowie Durchstiche von Flussschlingen belegt, die aber oftmals keinen Bestand gegen die Kraft des Wassers hatten. Heute sind fast alle Abschnitte der großen Flüsse mit Deichen versehen. Durch Deiche gingen die Auen als Retentionsflächen für Hochwasser verloren. So entstand beispielsweise durch den Ausbau des Oberrheins aus dem bis zu 12 km breiten Flussbett eine Rinne von 200 bis 250 m Breite; die Rheinauenflächen zwischen Basel und Karlsruhe gingen um 87 % zurück. Insgesamt verringerte sich die natürliche Überschwemmungsfläche am Oberrhein um 60 % oder 130 km², was wiederum erhebliche Aufwendungen für die Abwehr der dadurch erhöhten Hochwassergefährdung der Unterlieger nach sich zog.

Abbildung 27: Verlust der Strukturvielfalt und des Retentionsraumes infolge von Ausbaumaßnahmen am Beispiel des Oberrheins bei Breisach: 1828 vor der Regulierung, 1872 nach der Korrektur durch Tulla und 1963 nach weiterer Kanalisierung

Quelle: Internationale Kommission zum Schutze des Rheins	

Ähnliche Verhältnisse liegen an allen großen Strömen in Deutschland vor. Dies zeigt der Auenzustandsbericht des Bundesamtes für Naturschutz. Demnach stehen an den großen Flüssen nur noch 10-20 % der ehemaligen Überschwemmungsflächen zur Retention von Hochwasserereignissen zur Verfügung. Nur noch 10 % der untersuchten Auen in Flussgebieten > 1000 km² können als gering oder sehr gering verändert bezeichnet werden (s. Abb. 26). Die Gewässer der Auenkartierung sind meistens Bundeswasserstraßen. Der Nutzungsdruck an den großen Gewässern wird auch durch deren Strukturgüte deutlich. Über 90 % der Schifffahrtsstraßen sind in ihrer natürlichen Struktur deutlich bis vollständig verändert (Strukturklassen 4-7, s. Abb. 26).	 Die meisten der kleineren Flüsse und Bäche in den Mittelgebirgen, den Hügelländern und der Tiefebene sind in der Vergangenheit zugunsten der Wasserkraft, zum Schutz von Siedlungsgebieten, Verkehrswegen oder zur landwirtschaftlichen Nutzung ausgebaut worden. Sie werden regelmäßig unterhalten. Damit werden die morphodynamischen Prozesse unterbunden. Für diese Gewässer überwiegen ebenfalls deutliche bis vollständig veränderte Zustände. 	 Unveränderte bis mäßig veränderte Bach- und Flussabschnitte finden sich noch im Alpen- und Voralpengebiet, in den Granit- und Gneislandschaften des Bayerischen Waldes, in den Oberlaufabschnitten der Mittelgebirge, in den Heidelandschaften der norddeutschen Tiefebene und den eiszeitgeprägten Landschaften in Mecklenburg-Vorpommern. In diesen Landschaftsräumen sind der Gewässerausbau und die Melioration der gewässerbegleitenden Flächen weitgehend unterblieben.

46

Wasserwirtschaft in Deutschland

Abbildung 28: Totholz (li.) und Geschiebe der End- und Grundmoräne (re.) als wesentliche Strukturelemente in den Tieflandflüssen (Bsp. Warnow)

Punktquellen am Gesamteintrag 2006-2008 auf 16 %. Diese Reduzierung ist wesentlich auf die Verbesserung der Reinigungsleistung der Kläranlagen zurückzuführen. Demgegenüber konnte bei den Stickstoffeinträgen aus diffusen Quellen nur ein Rückgang um 23 % ermittelt werden. Mit einem Anteil von 56 % stellen die Einträge über das Grundwasser im Jahr 2006-2008 für Deutschland insgesamt den dominanten Eintragspfad dar. Die Stickstoffeinträge aus der Landwirtschaft betragen etwa 80 % der gesamten Stickstoffeinträge.	 Die Phosphoreinträge in die Oberflächengewässer in Deutschland betrugen im Jahr 2006-2008 ca. 26.000 t/a (Abb. 30). Gegenüber dem Vergleichsjahr 1983-1987 wurden die Phosphoreinträge deutlich um ca. 55.000 t/a (68 %) reduziert. Die Reduzierung der Phosphoreinträge ist ebenfalls zum überwiegenden Teil auf die Verringerung der Einträge aus Punktquellen zurückzuführen (86 %). Trotz der deutlichen Verringerung der Einträge aus Punktquellen stellen diese 2006-2008 mit 30 % der Gesamteinträge immer noch den dominanten Eintragspfad dar. Die diffusen Phosphoreinträge konnten insgesamt nur um 32 % reduziert werden. Den größten Anteil daran hat insbesondere die Verminderung der Einträge aus urbanen Flächen (Mischkanalisationsüberläufe und Trennkanalisation, nicht angeschlossene Einwohner an eine kommunale Kläranlage oder Kanalisation) mit 67 %. Bei den diffusen Quellen dominieren für Phosphor die Einträge über das Grundwasser mit 23 % der Gesamteinträge, gefolgt von den Einträgen über die Erosion mit 22 %. Die Phosphoreinträge aus der Landwirtschaft betragen etwa 60 % der gesamten Phosphoreinträge.	 Die Verringerung der Einträge spiegelt sich in einer Abnahme der Konzentrationen wider. Den Rückgang der Konzentrationen verdeutlicht ein Vergleich der gemittelten 90-Perzentile der Zeiträume 1991-2000

Quelle: Umweltbundesamt

5.2.2 Nährstoffe 	
Die Gesamtphosphor- und Stickstoffeinträge in die Fließgewässern haben sich durch die Einführung phosphatfreier Waschmittel, Produktionsstilllegungen in den neuen Ländern, den Bau und die Modernisierung von kommunalen und industriellen Kläranlagen (Bau von Phosphatfällungsanlagen) sowie den höheren Anschlussgrad der Bevölkerung an die Abwasserreinigung deutlich verringert. Die Hauptquellen der Nährstoffbelastung der Gewässer sind heute vor allem die Landwirtschaft, aber auch kommunale Kläranlagen, Kraftwerke, Verkehr und Industriebetriebe.	 Die Stickstoffeinträge in die Oberflächengewässer in Deutschland lagen 2006-2008 bei 593.800 t/a, sie verminderten sich gegenüber dem Vergleichsjahr 1983-1987 um 436.000 t/a (42 %) (s. Abb. 29). Die erreichte 42 %ige Verringerung zwischen 1983-1987 und 2006-2008 wurde hauptsächlich durch den starken Rückgang der Stickstoffeinträge aus Punktquellen (kommunale Kläranlagen und industrielle Direkteinleiter) erzielt (77 %). Damit reduzierte sich der Anteil der

Abbildung 29: Stickstoffeinträge aus Punkt- und diffusen Quellen in die Oberflächengewässer in Deutschland
100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% 1983-1987 1988-1992 1993-1997 1998-2002 2003-2005 2006-2008 1030 kt/a 884 kt/a 708 kt/a 665 kt/a 565 kt/a 594 kt/a

Abbildung 30: Phosphoreinträge aus Punkt- und diffusen Quellen in die Oberflächengewässer in Deutschland
100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% 1983-1987 1988-1992 1993-1997 1998-2002 2003-2005 2006-2008 81 kt/a 55 kt/a 32 kt/a 28 kt/a 23 kt/a 26 kt/a

Punktquellen Grundwasser

urbane Gebiete Erosion

Dränagen

Oberflächenabfluss

Punktquellen Grundwasser

urbane Gebiete Erosion

Dränagen

Oberflächenabfluss

atmosphärische Deposition

atmosphärische Deposition

Quelle: Umweltbundesamt (MoRE), Stand: Juni 2013

Quelle: Umweltbundesamt (MoRE), Stand: Juni 2013

Wasserwirtschaft in Deutschland

47

und 2001-2010 an den LAWA-Messstellen, an denen für diese Zeiträume Daten vorliegen (rund 200 Messstellen, s. Abb. 31). Dieser Vergleich ergibt: an 91 % der Messstellen ▸▸ für GesamtphoshorKonzentrationen, an 5 % keieine Abnahme der nen Trend und an 4 % eine Zunahme der Konzentrationen,

	

▸▸ für Ammonium-Stickstoff an 98 % der Messstellen eine Abnahme der Konzentrationen und an
je 1 % keinen Trend bzw. eine Zunahme, Messstellen eine ▸▸ für Nitrat-Stickstoff an 86 % der an 9 % keinen Abnahme der Konzentrationen, Trend und an 5 % eine Zunahme der Konzentrationen.

Die Entwicklung der Gesamtphosphor- und StickstoffKonzentrationen an diesen LAWA-Messstellen ist in den Abbildungen 32-34 dargestellt. Während bei Gesamtphosphor und Ammonium-Stickstoff die Abnahme der Konzentrationen bereits Anfang der 1990er Jahre einsetzte, ist diese bei Nitrat-Stickstoff erst ab Mitte der 1990er Jahre zu verzeichnen. Diese ist auch nicht so stark wie bei Gesamtphosphor und Ammonium-Stickstoff. Die Phosphor- und Stickstoff-Konzentrationen sind aber immer noch zu hoch. Für Nitrat gibt es neben einem „Zielwert“ in Höhe von 2,5 mg N/l den Aktionswert in Höhe von 50 mg NO3/l (s. Kap. 4.2.3, entspricht 11,3 mg/l Nitrat-Stickstoff). Der Aktionswert wird 2011 zwar an allen LAWA-Messstellen eingehalten. Allerdings liegen 2011 die Nitrat-Stickstoff-Konzentrationen nur an 15 % der LAWA-Messstellen unter dem „Zielwert“ (257 Messstellen).

Abbildung 31: Veränderung der Konzentrationen von Gesamtphosphor, Ammonium-Stickstoff und Nitrat-Stickstoff 2001-2010 gegenüber 1991-2000 (Basis: LAWA-Messstellennetz; Mittelwert der 90-Perzentile der Jahre)

Abbildung 32: Güteklassifikation Gesamtphosphor 1982-2011 (LAWA-Messstellen)

Gesamt-P Ammonium-N Nitrat-N 0% 20% 40% 60% 80% 100%

Anzahl der Messstellen 250 225 200 175 150 125 100 75 50 25 0

Abnahme um mehr als 50% Abnahme zwischen 25% und 50% Abnahme zwischen 5% und 25% kein Trend Zunahme zwischen 5% und 25% Zunahme um mehr als 25%

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der LAWA

Abbildung 33: Güteklassifikation Ammonium-Stickstoff 1982-2011 (LAWA-Messstellen)
Anzahl der Messstellen 250 225 200 175 150 125 100 75 50 25 0 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011

Abbildung 34: Güteklassifikation Nitrat-Stickstoff 1982-2011 (LAWA-Messstellen)
Anzahl der Messstellen 250 225 200 175 150 125 100 75 50 25 0 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 I I-II II II-III III III-IV IV

I

I-II

II

II-III

III

III-IV

IV

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der LAWA

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der LAWA

48

1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 I I-II II II-III III III-IV IV

Wasserwirtschaft in Deutschland

Abbildung 35: Trend und Güteklassifikation 2010 – Nitrat-Stickstoff

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der LAWA

Wasserwirtschaft in Deutschland

49

5.2.3 Schwermetalle und Metalloide	
Die Einträge von Metallen in die Fließgewässer haben sich durch den Bau und die Modernisierung von kommunalen und industriellen Kläranlagen deutlich verringert.	 Die Verminderung der Einträge liegt im Bereich zwischen 38 % bei Nickel und 94 % bei Quecksilber und sind vor allem auf die drastische Reduzierung der industriellen Direkteinträge (Punktquellen) in einer Spannweite von 91 % für Blei bis zu 99 % für Quecksilber zurückzuführen. Einen entscheidenden Beitrag zu dieser Umweltentlastung haben Maßnahmen im Bereich der Industrie auf Grund gesetzlicher Anforderungen geleistet sowie der seit 1990 eingetretene Rückgang industrieller Produktion in den neuen Bundesländern. Im Jahr 2006-2008 spielten industrielle Direkteinleitungen mit Anteilen am Gesamteintrag in einer Spannweite von 2 % (Blei) und 6 % (Cadmium, Chrom) nur noch eine untergeordnete Rolle. Die Bedeutung der Einleitungen aus kommunalen Kläranlagen (Punktquellen) ist zwar nach wie vor hoch, jedoch werden im Jahre 2006-2008 die Gewässerbelastungen durch Einträge aus diffusen Quellen dominiert. Dieser Anteil schwankt in Abhängigkeit vom Schwermetall zwischen 62 % (Cadmium) und 93 % (Quecksilber). Die wichtigsten diffusen Eintragspfade waren die Erosion, der Grundwasserzufluss und urbane Flächen (vor allem Kanalisationen und nicht an die Kanalisation angeschlossene Haushalte). Durch Erosion werden vor allem die Metalle Chrom (64 %) und Blei (55 %) in die Gewässer eingetragen. Bei Nickel (47 %) überwiegt der geogene Eintrag über den Grundwasserpfad. Über Erosion (20 %), den Grundwasserpfad (23 %) und Drainagen (23 %) wird Quecksilber in die Gewässer eingetragen. Mit Ausnahme von Nickel und Chrom stammt ein hoher Schwermetalleintrag in die Oberflächengewässer auch aus urbanen Flächen, zu denen Einträge aus Misch- und Trennsystemen gehören. Dabei werden besonders hohe Anteile am Gesamteintrag für Zink (31 %), Kupfer (30 %) und Blei (19 %) erreicht. Da in den Mischsystemen ein nicht unbedeutender Anteil des Niederschlagsabflusses zur Kläranlage weitergeleitet wird, ergibt sich für Schwermetalle eine geringere Gewässerbelastung aus dieser Quelle als beim Trennsystem (Abb. 36). Bei Zink, Cadmium, Kupfer, Nickel, Blei und Arsen kann auch der historische Bergbau (alte Stollen) einen hohen Anteil am Gesamteintrag haben.

Abbildung 36: Schwermetalleinträge (Blei, Cadmium, Chrom, Kupfer, Nickel, Quecksilber, Zink) 2006-2008 aus Punkt- und diffusen Quellen in die Oberflächengewässer in Deutschland
100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% Blei Cadmium Chrom Kupfer Nickel Quecksilber Zink 274 t/a 8,7 t/a 297 t/a 523 t/a 557 t/a 1,7 t/a 2814 t/a

historischer Bergbau urbane Gebiete Erosion

komm. Kläranlage

industrielle Direkteinleiter Grundwasser

Drainagen

Oberflächenabfluss

atmosphärische Deposition

Quelle: Umweltbundesamt (MoRE), Stand: Juni 2013	

Die Bewertung der Metalle erfolgt für gelöste Konzentrationen (Blei, Cadmium, Nickel, Quecksilber, Selen, Silber, Thallium), für Schwebstoffe (Arsen, Chrom, Kupfer, Zink) und für Biota (Quecksilber) (s. Kap. 4.2.2 und 4.2.3). Während für die Bewertung der Schwebstoffe und gelöste Konzentrationen an einer größeren Anzahl der LAWA-Messstellen Daten vorliegen, gibt es derzeit nur wenige Daten für Biota.	 2009-2011 treten teilweise Überschreitungen der Umweltqualitätsnorm im Schwebstoff auf. Anhand der Anzahl von Messstellen mit Überschreitungen ergibt sich folgende absteigende Reihung Zink, Kupfer, Arsen, Chrom. Die Umweltqualitätsnormen für gelöste Konzentrationen werden ebenfalls an einigen Messstellen bei Cadmium, Silber und Selen (absteigende Reihung entsprechend der Anzahl von Messstellen mit Überschreitung) überschritten (Abb. 37).

50

Wasserwirtschaft in Deutschland

Abbildung 37: Vergleich der Jahresmittelwerte 2009-2011 mit der Umweltqualitätsnorm (UQN) ausgewählter Metalle (LAWA-Messstellen)
200

Tabelle 17: PAK-Einträge in die Oberflächengewässer in Deutschland (Zeitraum 2006-2008)
Eintragspfade Atmosphärische Deposition Erosion Grundwasserzufluss Industrielle Direkteinleiter Binnenschifffahrt Oberflächenabfluss Drainagen Urbane Systeme Kommunale Kläranlagen ∑ EPA-PAK16 [kg/a] 2.076 1.497 385 180 1.346 4.505 28 5.612 1.082 16.711

Anzahl Messstellen

150

100

50

0
Ku pf er Ni ck el Qu ,g el ec ös ks t ilb er ,g el ös t Se le n, ge lö st Si lb er ,g el Th ös al t liu m ,g el ös t ,g el ös ,g el ös om nk en t t Ar s Bl ei m Ch r Zi

Summe

Ca d

m

iu

Quelle: Umweltbundesamt (MoRE), Stand: Juni 2013	

Überschreitung der UQN

Einhaltung der UQN

Überprüfung der UQN nicht möglich

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der LAWA

5.2.4 Industrielle organische Schadstoffe	
Durch die industrielle und kommunale Abwasserbehandlung hat sich der Schwerpunkt der Einträge der industriellen Schadstoffe von punktuellen auf diffuse Einträge verlagert. 	 Der hohe Anteil diffuser Einträge wird am Beispiel der Stoffgruppe der polyzyklischen aromatischen Kohlenwasserstoffe deutlich. Insgesamt wurden im Zeitraum 2006-2008 im Mittel rund 16.700 kg polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe pro Jahr in die Oberflächengewässer in Deutschland eingetragen. Der größte Anteil gelangt über urbane Systeme, gefolgt von Oberflächenabfluss und atmosphärischer Deposition auf die Gewässerflächen in die Oberflächengewässer (s. Tab. 17).

Die Auswertung zeigt beim Vergleich der Umweltqualitätsnorm (s. Kap. 4.2.2 und 4.2.3) mit den Jahresmittelwerten 2009-2011 an den LAWA-Messstellen vereinzelte Überschreitungen für die Summe Benzo[b]fluoranthen & Benzo[k]fluoranthen, Nonylphenol, Dibutylzinn-Kation, Octylphenol, einige polychlorierte Biphenyle und Tetrabutylzinn. Häufiger treten Überschreitungen bei der Summe Benzo[g,h,i]perylen & Indeno[1,2,4-cd]pyren und Hexachlorbenzol (Gesamtwasserprobe, Schutzgut: Biota) auf. Die Umweltqualitätsnorm für die zulässige Höchstkonzentration wurde 2009-2011 bei Nonylphenol, Benzo[a]pyren, Fluoranthen und Hexachlorbenzol vereinzelt überschritten. Einige Umweltqualitätsnormen (z. B. für die bromierten Diphenylether) können an vielen Messstellen nicht auf Einhaltung überprüft werden, da die Bestimmungsgrenze oberhalb der Umweltqualitätsnorm liegt. Die Auswertung der industriellen Schadstoffe mit mindestens einer Überschreitung in 2009-2011 ist in der Abbildung 38 dargestellt.

Wasserwirtschaft in Deutschland

51

Abbildung 38: Vergleich der Jahresmittelwerte 2009-2011 mit der Umweltqualitätsnorm (UQN) ausgewählter industrieller Schadstoffe (LAWA-Messstellen)
Tetrabutylzinn PCB-180 PCB-153 PCB-138 PCB-118 PCB-101 PCB-52 PCB-28 para-tert-Octylphenol 4-Nonylphenol Hexachlorbenzol (Biota) Dibutylzinn-Kation Benzo[g,h,i]-perylen+Indeno[1,2,3-cd]-pyren Benzo[b]fluoranthen+Benzo[k]fluoranthen 0 50 Anzahl Messstellen Überprüfung der UQN nicht möglich Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der LAWA Einhaltung der UQN Überschreitung der UQN 100 150

Abbildung 39: Vergleich der Jahresmittelwerte 2009-2011 mit der Umweltqualitätsnorm (UQN) ausgewählter Pestizide (LAWA-Messstellen)
Tributylzinn-Kation Parathion-ethyl Monolinuron Mecoprop MCPA Isoproturon Diuron Dimethoat Diflufenican Dichlorprop Bentazon 4,4-DDT 2,4-D 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200

Anzahl Messstellen Überprüfung der UQN nicht möglich Einhaltung der UQN Überschreitung der UQN

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der LAWA

52

Wasserwirtschaft in Deutschland

5.2.5 Pestizide	
Pflanzenschutzmittel und Biozide werden vorrangig über diffuse Quellen in die Gewässer eingetragen. Der Vergleich der Umweltqualitätsnorm (s. Kap. 4.2.2 und 4.2.3) mit dem Jahresmittelwerten 2009-2011 an den LAWA-Messstellen zeigt vereinzelte Überschreitungen für 2,4-D, 4,4-DDT, Summe DDT, Bentazon, Dichlorprop, Diflufenican, Dimethoat, Diuron, Isoproturon, MCPA, Mecoprop, Monolinuron und Parathion-Ethyl. Häufiger treten Überschreitungen bei TributylzinnKation (TBT) auf. Die Umweltqualitätsnorm für die zulässige Höchstkonzentration wurde 2009-2011 bei Isoproturon und den Hexachlorcyclohexanen vereinzelt und bei TBT häufiger überschritten. Einige Umweltqualitätsnormen (z. B. für Dichlorvos) können an vielen Messstellen nicht auf Einhaltung überprüft werden, da die Bestimmungsgrenze oberhalb der Umweltqualitätsnorm liegt. Die Auswertung der Pestizide mit mindestens einer Überschreitung in 2009-2011 ist in der Abbildung 39 dargestellt.

qualitätsnorm-Vorschläge mit den Jahresmittelwerten 2009-2011 an den LAWA-Messstellen zeigt vereinzelte Überschreitungen bei den Humanarzneimitteln Carbamazepin (Umweltqualitätsnorm-Vorschlag = 0,5 µg/l), Ibuprofen (Umweltqualitätsnorm-Vorschlag = 0,01 µg/l) und Sulfamethoxazol (Umweltqualitätsnorm-Vorschlag = 0,1 µg/l). Häufiger treten Überschreitungen bei Diclo­ fenac (Umweltqualitätsnorm-Vorschlag = 0,1 µg/l) auf. Bei dem Tierarzneimitteln Phoxim bestehen Probleme mit der Bestimmungsgrenze. Die Auswertung für diese Arzneimittel ist in der Abbildung 40 dargestellt.

5.2.7 Ökologischer Zustand	
Die Flüsse mit einem Einzugsgebiet über 10 km2, die nach EU-Wasserrahmenrichtlinie darzustellen sind, haben eine Fließlänge von etwa 127.000 Kilometern. Sie wurden in 9070 Wasserkörper aufgeteilt.	 Die Fließstrecke aller natürlichen Fließgewässer umfasst eine Fließlänge von insgesamt 74.506 km, was einem Anteil von knapp 59 % an der Gesamtfließlänge entspricht. Der Anteil der erheblich veränderten Fließgewässer beträgt 31 %, die künstlichen Fließgewäser haben einen Anteil von knapp 10 % (s. Abb. 41). Darüber hinaus gilt die EU-Wasserrahmenrichtlinie für alle Gewässer, auch für Gewässer mit einem Einzugsgebiet kleiner 10 km².

5.2.6 Arzneimittel	
Für Humanarzneimittel wurden bisher keine Umweltqualitätsnormen in der Oberflächengewässerverordnung festgelegt. Es gibt aber sowohl auf europäischer als auch auf nationaler Ebene erarbeitete Umweltqualitätsnorm-Vorschläge. Der Vergleich der Umwelt-

Abbildung 40: Vergleich der Jahresmittelwerte 2009-2011 mit den Umweltqualitätsnorm-Vorschlägen (UQN) der Arzneimittel (LAWA-Messstellen)
150 Anzahl Messstellen

Abbildung 41: Ökologischer Zustand der natürlichen und ökologisches Potenzial der erheblich veränderten und künstlichen Fließgewässer in Deutschland (Bezug: Anteil an der Fließstrecke, 9,9 % der Fließstrecke nicht bewertet)
70.000 60.000

100

Fließstrecke in km Carbamazepin Diclofenac Ibuprofen Phoxim Sulfamethoxazol

50.000 40.000 30.000 20.000 10.000

50

0

0

natürliche gut

erheblich veränderte Fließgewässer mäßig

künstliche schlecht

Überschreitung der UQN

Einhaltung der UQN

sehr gut

unbefriedigend

Überprüfung der UQN nicht möglich

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der LAWA

Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010

Wasserwirtschaft in Deutschland

53

Abbildung 42: Ökologischer Zustand/ökologisches Potenzial der Oberflächenwasserkörper in Deutschland

Ökologischer Zustand / Ökologisches Potenzial
sehr gut gut mäßig unbefriedigend schlecht unklar keine Bewertung des ökologischen Zustands erforderlich Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010.

54

Wasserwirtschaft in Deutschland

Die Bewertung der natürlichen Fließgewässer (bezogen auf die Fließstrecke) ergibt:

▸▸ in einem „sehr guten“ ökologischen Zustand sind 0,24 %, ▸▸ in einem „guten“ Zustand sind 14 %, ▸▸ in einem „mäßigen“ ökologischen Zustand sind 37 %, „unbefriedigenden“ ökologischen ▸▸ in einemsind 34 %, Zustand ▸▸ in einem „schlechten“ ökologischen Zustand sind 15 %.	
Die häufigste Ursache für das Verfehlen des „guten ökologischen Zustands“ sind in den natürlichen Fließgewässern die Veränderungen der Hydromorphologie und die hohen, aus menschlichen Aktivitäten stammenden Nährstoffbelastungen, was sich in einer Veränderung der naturraumtypischen aquatischen Lebensgemeinschaft niederschlägt.	 In Abbildung 43 sind die Anteile der einzelnen ökologischen Zustandsklassen für die Fließstrecke und die vier in Flüssen relevanten biologischen Qualitätskomponenten dargestellt. Die unterschiedlichen Balkenhöhen zeigen, dass in den einzelnen Fließgewässerabschnitten nicht alle Qualitätskomponenten gleichzeitig bewertet wurden. Das Makrozoobenthos wurde auf fast 95 % der Gesamtfließstrecke aller natürlichen Fließgewässer erfasst, Fische und Makrophyten/Phytobenthos dagegen auf 69 bzw. 80 %, das Phytoplankton nur auf etwa 20 %. 	

Die Zustandsbewertung auf Ebene der biologischen Qualitätskomponenten zeigt für Makrozoobenthos und Fische ein fast identisches Bild (s. Abb. 44). Bei beiden Komponenten liegt der Anteil der Fließstrecken mit „guten“ und „sehr gutem“ Zustand bei etwa 37 %, als „mäßig“ wurden 35 % eingestuft. Beim Makrozoobenthos umfassen die „unbefriedigende“ und „schlechte“ Zustandsklasse 19 bzw. 8 %, bei den Fischen betragen die entsprechenden Anteile 18 % und 9 %. Diese mehr oder minder identischen Bewertungsergebnisse zeigen, dass die Qualitätskomponenten auf die einwirkenden Belastungsfaktoren in ähnlicher Art und Weise reagieren. In beiden Fällen sind es vor allem die hydromorphologischen Veränderungen und die mangelnde Durchgängigkeit längs und quer zum Fluss, die zu einer Verfehlung des „guten“ ökologischen Zustandes führen.	 Bei der Qualitätskomponente „Makrophyten/Phytobenthos“ liegt der Anteil der Fließstrecken in „gutem“ und „sehr gutem“ Zustand nur bei 27 %, die „mäßig“ eingestuften Fließstrecken nehmen dagegen 52 % ein. Etwa 19 % sind als „unbefriedigend“ bewertet, der Anteil der „schlechten“ Zustandsklasse liegt unter 2 %. Makrophyten wie auch das Phytobenthos reagieren vor allem auf die Nährstoffbelastung der Gewässer. Aber auch die strukturelle Degradation findet ihren Niederschlag in der Zusammensetzung der Lebensgemeinschaft der Makrophyten. Im Gegensatz zu allen anderen biologischen Qualitätskomponenten befindet sich das Phytoplankton in den bewerteten Fließstrecken zu mehr als 86 % in einem „guten“ Zustand. Hingegen indiziert die Qualitätskomponente „Makrophyten/Phytobenthos“ (Gewässerflora) für 71 % der natürlichen Fließgewässerstrecken eine zu hohe Nährstoffbelastung.

Abbildung 43: Ökologischer Zustand der biologischen Qualitätskomponenten in den natürlichen Fließgewässern Deutschlands (Bezug: Anteil an der Fließstrecke (rund: 74.500 km), davon 15,3 % nicht bewertet)

Abbildung 44: Prozentuale Verteilung der ökologischen Zustandsklassen der biologischen Qualitätskomponenten in den natürlichen Fließgewässern Deutschlands (Bezug: Anteil an der Fließstrecke (rund: 74.500 km), davon 15,3% nicht bewertet)
100% 90% %-Anteil an Fließstrecke 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0%

80.000 70.000 Fließstrecke in km 60.000 50.000 40.000 30.000 20.000 10.000 0

Phytoplankton Makrophyten / Makrozoobenthos Phytobenthos Biologische Qualitätskomponente

Fische

Phytoplankton Makrophyten / Makrozoobenthos Phytobenthos Biologische Qualitätskomponente

Fische

sehr gut

gut

mäßig

unbefriedigend

schlecht

sehr gut

gut

mäßig

unbefriedigend

schlecht

Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010

Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010

Wasserwirtschaft in Deutschland	

55

Auch in den erheblich veränderten Oberflächenwasserkörpern ist der Anteil der Fließstrecken, in denen Makrophyten/Phytobenthos, Makrozoobenthos oder die Fischfauna ein gutes ökologisches Potenzial anzeigt, sehr gering (Abb. 45). Die Anteile liegen jeweils bei knapp 15 % für Makrophyten/Phytobenthos, bei gut 7 % für Makrozoobenthos und bei gut 11 % bei Fischen. Die biologische Qualitätskomponente „Makrozoobenthos“ zeigt bei mehr als 65 % der Fließstrecken bei erheblich veränderten Oberflächenwasserkörpern ein unbefriedigendes oder schlechtes Bewertungsergebnis. Abbildung 45: Prozentuale Verteilung der Klassen des ökologischen Potenzials der biologischen Qualitätskomponenten in den erheblich veränderten Fließgewässern Deutschlands (Bezug: Anteil an der Fließstrecke (rund: 39.647 km), davon 3 % nicht bewertet)
100% 90% %-Anteil an Fließstrecke 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% Phytoplankton Makrophyten / Makrozoobenthos Phytobenthos Biologische Qualitätskomponente mäßig unbefriedigend Fische

Abbildung 46: Prozentuale Verteilung der ökologischen Zustandsklassen der natürlichen Fließgewässer je Fließ­ gewässertyp
Ströme Ostseezuflüsse und Marschengewässer (Typ 22, 23) Seeauslaufgeprägte Fließgewässer (Typ 21) Tieflandflüsse (Typ 12, 15, 17) Tieflandbäche (Typ 11, 14, 16, 18, 19) Mittelgebirgsflüsse (Typ 9, 9.1, 9.2) Mittelgebirgsbäche (Typ 5, 5.1, 6, 7) Fließgewässer des Alpenvorlandes (Typ 2, 4) Fließgewässer der Jungmoräne des Alpenvorlandes (Typ 3) Fließgewässer der Alpen (Typ 1)

0%

10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% 80% 90% 100%

sehr gut

gut

mäßig

unbefriedigend

schlecht

Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010	

sehr gut

gut

schlecht

Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010	

Für die bewerteten Fließstrecken erreichten im Jahr 2010 bei den erheblich veränderten Wasserkörpern 1,6 %, bei den künstlichen Wasserkörpern 4,5 % das gute ökologische Potenzial. Gut eine Viertel der erheblich veränderten Oberflächenwasserkörper wurde als „mäßig“ eingestuft. Der Anteil der Fließstrecken, welche ein „unbefriedigendes“ ökologisches Potenzial besaßen, lag bei etwa 42 %, als „schlecht“ wurden ca. 30 % eingestuft. Bei den künstlichen Oberflächenwasserkörpern sieht das Bewertungsergebnis ähnlich aus: knapp 32 % wurden als „mäßig“, 34 % als „unbefriedigend“ und knapp 30 % als „schlecht“ hinsichtlich ihres ökologischen Potenzials eingestuft (s. Abbildung 41).

Der ökologische Zustand der deutschen Fließgewässer zeigt in den einzelnen Fließgewässertypen deutliche naturräumliche Unterschiede. Die natürlichen Fließgewässer der Alpen und der Jungmoränenlandschaften im Alpenvorland weisen auf ihrer Fließstrecke zu 60 % oder höher einen mindestens „guten“ Zustand auf. Die übrigen Fließgewässertypen des Alpenvorlandes und der Mittelgebirge haben zu 10-20 % einen Anteil der guten Zustandsklasse, der „mäßige“ Zustand liegt meist zwischen 30 und 50 %. Bei den norddeutschen Tieflandgewässern liegt der Anteil des guten Zustands meist deutlich unter 10 %. Meist befinden sich mehr als 70 % der Fließstrecke vieler Tieflandgewässertypen in einem ökologischen Zustand, der schlechter als „mäßig“ ist (s. Abb. 46).

5.2.8 Chemischer Zustand	
In Deutschland wurde der chemische Zustand für 88 % der Oberflächenwasserkörper der Fließgewässer als „gut“ beurteilt (Stand: 22.3.2010). Bei Anwendung der Umweltqualitätsnormen der Umweltqualitätsnormrichtlinie werden voraussichtlich 100 % der Wasserkörper das Ziel „guter chemischer Zustand“ verfehlen.	 Für den Zeitraum 2009-2011 werden bei Benzo[b]fluoranthen & Benzo[k]fluoranthen, Cadmium, 4,4-DDT, der Summe DDT, Diuron, Isoproturon, Nonylphenol und Octylphenol vereinzelt Überschreitungen der Umweltqualitätsnorm festgestellt. Häufiger treten Überschreitungen der Umweltqualitätsnorm bei Benzo[g,h,i]perylen & Indeno[1,2,3-cd]pyren, Hexachlorbenzol (Gesamtwasserprobe, Schutzgut: Biota) und Tributylzinn-Kation auf. Die Umweltqualitätsnorm für die zulässige Höchstkonzentration wird 2009 bis

56

Wasserwirtschaft in Deutschland	

Naphthalin Isoproturon Hexachlorbutadien (Biota) Hexachlorbenzol (Biota) HCHs Fluoranthen Endosulfan 2011 bei Cadmium, 4-Nonylphenol, Benzo[a]pyren, Drine Diuron Fluoranthen, Isoproturon, Hexachlorbenzol, HexaDichlormethan chlorcyclohexanen und Quecksilber vereinzelt und bei DEHP Tributylzinn-Kation häufiger überschritten.	 Chlorpyrifos Chlorfenvinphos Cadmium Die Auswertungen der Daten zeigen, dass zur ÜberprüC10-C13 Blei fung der Umweltqualitätsnorm bei einigen Stoffen die BDEs Analytik noch verbessert werden muss (s. Kap. 2.2). Benzol An vielen Messstellen ,h,i]-perylen+Indeno[1,2,3-cd]-pyren ist eine Überprüfung der o[b]fluoranthen+Benzo[k]fluoranthen auf Einhaltung für Stoffe wie Umweltqualitätsnorm Benzo[a]pyren Tributylzinn-Kation nicht möglich, da die BestimAtrazin Anthracen mungsgrenze oberhalb der Umweltqualitätsnorm liegt. 	 Alachlor 4-Nonylphenol DDT, Summe Bei Anwendung der Änderungen und Ergänzungen 4,4-DDT der Umweltqualitätsnormen-Richtlinie (s. Kap. 4.2.3) 1,2-Dichlorethan
sind bei Blei, Cybutryn und Terbutryn vereinzelt und bei Benzo[a]pyren, Fluoranthen, Nickel und Perfluo!" #!"

roktansulfonsäure (PFOS) häufiger Überschreitungen festzustellen (s. Abb. 48). Die Umweltqualitätsnormen für die zulässige Höchstkonzentration werden bei Benzo[a]pyren, Bifenox, Cybutryn, Cypermethrin, Dichlorvos, Fluoranthen, Heptachlor, Heptachlorepoxid und Perfluoroktansulfonsäure (PFOS) überschritten. Für Hexabromcyclododecan (HBCDD), Dioxine (Umweltqualitätsnorm für Biota) und die bromierten Diphenylether (Umweltqualitätsnorm für Biota) kann derzeit noch keine Einschätzung zur Einhaltung der Umweltqualitätsnorm gegeben werden.

$!!" &'()*+",-.../-++-'" @<'*)+/6'7"8-2"9:;"

$#!"

01-232456'7"8-2"9:;"'<=*/">?7+<=*"

01-2.=*2-/"')=*"&'7)1-'"8-2"B6'8CDE'8-2)21--<'.=*)F"G)..-2H"%!$%"

Abbildung 47: Auswertung der Umweltqualitätsnorm (UQN) der Wasserphase (LAWA-Messstellen, 2009-2011)
Trifluralin Trichlormethan (Chloroform) Trichlorethen Trichlobenzole Tributylzinn-Kation Tetrachlormethan Tetrachlorethen Simazin Quecksilber *) Pentachlorphenol Pentachlorbenzol para-tert-Octylphenol Nickel Naphthalin Isoproturon Hexachlorbutadien (Biota) Hexachlorbenzol (Biota) HCHs Fluoranthen Endosulfan Drine Diuron Dichlormethan DEHP Chlorpyrifos Chlorfenvinphos Cadmium C10-C13 Blei BDEs Benzol Benzo[g,h,i]-perylen+Indeno[1,2,3-cd]-pyren Benzo[b]fluoranthen+Benzo[k]fluoranthen Benzo[a]pyren Atrazin Anthracen Alachlor 4-Nonylphenol DDT, Summe 4,4-DDT 1,2-Dichlorethan 0 50 100 Anzahl Messstellen Überprüfung der UQN nicht möglich Einhaltung der UQN Überschreitung der UQN 150 200

*) Eine Auswertung der UQN für Biota liegt nicht vor.

Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser, 2012

Wasserwirtschaft in Deutschland

57

Abbildung 48: Auswertung der Stoffe mit überarbeiteter Umweltqualitätsnorm (UQN) und der neu geregelten Stoffe (LAWA-Messstellen, 2009-2011, Wasserphase)
150 Anzahl Messstellen

Tabelle 18: Meldungen für Freisetzung in Wasser für Stoffe der Oberflächengewässerverordnung Anlage 7, Berichtsjahr 2011
Stoff 1,2-Dichlorethan Freisetzung in Wasser 97,10 209,00 7291,40 410,26 736,34 126,90 0,002582 1,38 3,00 1,80 1,50 5,82 12,10 27829,20 201,40 33,93 34,80 166,31 1079,30 Einheit kg/a kg/a kg Pb/a kg Cd/a kg/a kg/a kg TEQ/a kg/a kg/a kg/a kg/a kg/a kg/a kg Ni/a kg/a kg/a kg/a kg Hg/a kg/a

100

Benzol Blei und Verbindungen Cadmium und Verbindungen Di-(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP) Dichlormethan Dioxine und Furane Diuron Endosulfan Fluoranthen Hexachlorbenzol (HCB) Hexachlorcyclohexan Isoproturon Nickel und Verbindungen Nonylphenol und seine Ethoxylate Octylphenole und Octylphenolethoxylate PAK Quecksilber und Verbindungen Trichlormethan

50

0
li n ofe n Bif en o Cy x b Cy utry n pe rm eth rin Di ch lor vo s Di co He fol pt He ac p cis tach hlor l -H ep orep tac o hlo xid rep ox id P Qu FOS ino xy fe Te n r Be butr nz y o[a n ]py Flu ren ora nt h N a en ph th Bl alin ei , ge Ni ck löst el, ge lös t Ac

Überschreitung der UQN Überprüfung der UQN nicht möglich

Einhaltung der UQN

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der LAWA

	

Für die Stoffe der Anlage 7 der Oberflächengewässerverordnung (s. Kap. 4.2.3) ist nach Oberflächengewässerverordnung § 4 eine Bestandsaufnahme der Emissionen, Einleitungen und Verluste durchzuführen. Nicht für alle dieser Stoffe wurden Einleitungen in die Gewässer gemeldet. Das macht deutlich, dass auch diffuse Quellen für Einträge der in der Umweltqualitätsnormrichtlinie geregelten Stoffe verantwortlich sind (s.a. Kap. 5.2.3 und 5.2.4). Eine Übersicht über die direkten Einleitungen in die Gewässer, die an das Schadstofffreisetzungs- und -verbringungsregister (PRTR = Pollutant Release and Transfer Register) für das Jahr 2011 gemeldet wurden (genannt: Freisetzung in Wasser, s.a. Teil 1, Kapitel 5.1.2), gibt Tabelle 18.

Quelle: Umweltbundesamt nach Schadstofffreisetzungs- und -verbringungsregister (PRTR), Stand: 2013

58

Wasserwirtschaft in Deutschland

6	 Seen und Talsperren
6.1	Grundlagen der Bewertung
6.1.1 Seentypen
	 Im Unterschied zu den Fließgewässern sind die Seen noch nicht umfassend biozönotisch typisiert worden. Die erarbeitete Typologie der deutschen Standgewässer folgt einem Ansatz, der zunächst auf abiotischen Faktoren beruht. Für die Abgrenzung der einzelnen Seentypen wurden folgende Kriterien herangezogen:

Ökoregion: Norddeutsches Flachland Typ 10: Tieflandregion: kalkreich, relativ großes Einzugsgebiet, geschichtet Typ 11: Tieflandregion: kalkreich, relativ großes Einzugsgebiet, ungeschichtet, Verweilzeit > 30 d: Typ 12: Tieflandregion: kalkreich, relativ großes Einzugsgebiet, ungeschichtet, Verweilzeit < 30 d Typ 13: Tieflandregion: kalkreich, relativ kleines Einzugsgebiet, geschichtet Typ 14: Tieflandregion: kalkreich, relativ kleines Einzugsgebiet, ungeschichtet Sondertypen (alle Ökoregionen) Sondertyp natürlicher Seen: z. B. Moorseen, Strandseen Sondertyp künstlicher Seen: z. B. Abgrabungsseen (Baggerseen, Tagebaurestseen)
1	 kalkreiche Seen: Ca2+ ≥ 15 mg/l; kalkarme Seen: Ca2+ < 15 mg/l 2	 relativ großes Einzugsgebiet: Verhältnis der Fläche des oberirdischen Einzugs­ gebietes (mit Seefläche) zum Seevolumen (Volumenquotient VQ) > 1,5 m2/m3 ; relativ kleines Einzugsgebiet: VQ ≤ 1,5 m2/m3 3	 ein See wird als geschichtet eingeordnet, wenn die thermische Schichtung an der tiefsten Stelle des Sees über mindestens 3 Monate stabil bleibt

	

In derzeit laufenden Forschungsvorhaben werden die spezifischen Referenzbiozönosen identifiziert (Kap. 6.1.2). Bei der Festlegung der Referenztrophie zeigte sich, dass es bei manchen Seentypen sinnvoll ist, Subtypen auf Basis der Phytoplanktonbewertung zu unterscheiden (s. Phytoplankton-Subtypen in Tabelle 24).

▸▸ Ökoregion, ▸▸ Geologie, ▸▸ Seegröße, ▸▸ Einfluss des Einzugsgebietes und ▸▸ Schichtungseigenschaften (s. Tab. 19).

Quelle: Umweltbundesamt nach Anlage 1 Oberflächengewässer­ verordnung

6.1.2 Biologische Qualitätskomponenten
	 Für die Seenbewertung des ökologischen Zustands werden die biologischen Qualitätskomponenten Wirbellosenfauna, Fischfauna und aquatische Flora herangezogen. Die Makrophyten und das Phytobenthos wurden zu einer Bewertungskomponente zusammengefasst. Das Phytoplankton stellt die zweite floristische Komponente dar. Zur Beschreibung des Zustandes der Organismengruppen werden die ermittelten vorkommenden Arten und die Individuen jeder Art gezählt. Bei der Fischfauna wird zusätzlich die Altersstruktur der Population und beim Phytoplankton die Biomasse der Algen ermittelt. Die unterschiedlichen Organismengruppen mit ihren spezifischen Lebensraumansprüchen können ein breites Spektrum an unterschiedlichen Belastungsfaktoren wie Eutrophierung oder strukturelle Verarmung detektieren (s. Tabelle 20).

Tabelle 19: Seentypen in Deutschland Ökoregionen: Alpen und Alpenvorland Typ 1: Voralpensee: kalkreich , relativ großes Einzugsgebiet , ungeschichtet Typ 2: Voralpensee: kalkreich, relativ großes Einzugsgebiet, geschichtet  Typ 3: Voralpensee: kalkreich, relativ kleines Einzugsgebiet, geschichtet Typ 4: Alpensee: kalkreich, relativ kleines oder großes Einzugsgebiet, geschichtet Ökoregion: Mittelgebirge Typ 5: Mittelgebirgsregion: kalkreich, relativ großes Einzugsgebiet, geschichtet Typ 6: Mittelgebirgsregion: kalkreich, relativ großes Einzugsgebiet, ungeschichtet Typ 7: Mittelgebirgsregion: kalkreich, relativ kleines Einzugsgebiet, geschichtet Typ 8: Mittelgebirgsregion: kalkarm, relativ großes Einzugsgebiet, geschichtet Typ 9: Mittelgebirgsregion: kalkarm, relativ kleines Einzugsgebiet, geschichtet

Wasserwirtschaft in Deutschland

59

Tabelle 20: Biologische Qualitätskomponenten zur Bewertung des ökologischen Zustandes von Seen
Biologische Qualitätskomponente Gewässerflora Phytoplankton (im Wasser freischwebende Algen) Makrophyten (mit bloßem Auge erkennbare Wasser­ flanze) und Phyto­ p benthos (auf Sub­ trat aufs wachsende Algenarten) Gewässerfauna Makrozoobenthos (mit bloßem Auge erkennbare wirbel­ ose Tiere, die in oder l auf der Gewäs­ ersohle leben) s Fische AESHNA (Seentypspezifi­ che multi­ etrische s m Be­wertungsmethode) Parameter: Artenzu­sammensetzung, Arten­ äufigkeit, störungs­ mpfindliche Arten, h e Di­versität strukturelle Degradation Brauns, M., Böhmer, J, Pusch, M. (2010) , Miler, O., Brauns, M., Böhmer, J., Pusch, M. (2011 und 2013) Ritterbusch, D. & Brämick, U. (2010) Phyto-See-Index (PSI) Parameter: Biomasse und Algenklassen; Phytoplankton-Taxa-Seen-Index (PTSI) und Profundal-Diatomeen-Index (DIPROF) PHYLIB Parameter: Artenzu­ ammensetzung, Arten­ s häufigkeit von Makro­ hyten und Phyto­ en­ hos p b t durch Referenzar­ en, Störzeiger, Trophieindex t (in Seen nur Untersuchung der Kieselalgen =Diatomeen) Eutrophierung Mischke, U. & Nixdorf, B. (Hrsg.) (2008) Kurzbeschreibung des Bewertungsverfahren und zu erfassende Parameter Indizierte Belastungen Referenzliteratur

Eutrophierung, strukturelle Degradation

Schaumburg et al. (2007)

SITE-Verfahren (Be­ ertung von Seen im alw Eutrophierung, pinen Raum, Modellie­ ung der historischen r strukturelle Referenzgemeinschaft und der aktuellen Fisch­ Degradation gemeinschaft für jeden See) TYPE-Verfahren (Be­ ertung von Seen im Nordw dt. Tiefland, seen­ ypspezifische multi­ etrische t m Bewertungs­ ethode, Verfahren im Praxistest) m Parameter: Artenzu­sammensetzung, Arten­ äufigkeit, Altersstruktur h

Quelle: Umweltbundesamt

Ergebnisse der Interkalibrierung
	 Entsprechend dem Vorgehen bei den Fließgewässern (vgl. Kap. 5.1.2) wurden auch für Seen die Ergebnisse der nationalen Bewertungsverfahren in einem Interkalibrierungsprozess miteinander verglichen und harmonisiert. Tabelle 21 gibt eine Übersicht über die Ergebnisse nach Abschluss der ersten (2005-2007) und zweiten (2008-2011) Interkalibrierungsphase. Es wurden die Ergebnisse, die sich auf die internationalen Interkalibrierungstypen beziehen, den deutschen Seentypen zugeordnet. Bei der biologischen Qualitätskomponente Fische wurde bisher nur das

Verfahren zur Bewertung der Seen im Alpenraum (SITE-Verfahren) interkalibriert. Die Interkalibrierung des Verfahrens für die norddeutschen Tieflandseen (TYPE-Verfahren) steht noch aus.

6.1.3 Hydromorphologische   Qualitätskomponenten
	 Hydromorphologische Qualitätskomponenten der Seen sind der Wasserhaushalt und die Morphologie. Die hydromorphologischen Qualitätskomponenten werden für den Referenzzustand (= sehr guter Zustand) heran-

Tabelle 21: Ökologische Qualitätsquotienten der interka­ ibrierten nationalen Bewertungsverfahren l
Interkalibrierte nationale Einstufungssysteme (Biologische Qualitätskomponente bzw. Teilkomponente in Klammern) DELAFI_SITE – (Fische) AESHNA – (Eulitorales Makrozoobenthos) PSI (Phyto-See-Index) – (Phytoplankton) PHYLIB – (Makrophyten und Phytobenthos – Modul Makrophyten) PHYLIB – (Makrophyten und Phytobenthos – Module Makrophyten & Phytobenthos) PHYLIB – (Makrophyten und Phytobenthos – Modul Phytobenthos)
Quelle: Umweltbundesamt nach Beschluss 2013/480/EU

Interkalibrierter nationaler Gewässertyp 2, 3, 4 2, 3, 4, 10, 11, 13 2, 3, 4, 10, 11, 13 2, 3, 4 10, 11, 13 2, 3 10, 11, 13

Ökologische Qualitätsquotienten Grenzwert sehr guter/ guter Zustand 0,85 0,80 0,80 0,76 0,80 0,74 0,80 Grenzwert guter/mäßiger Zustand 0,69 0,60 0,60 0,51 0,60 0,47 0,55

60

Wasserwirtschaft in Deutschland

gezogen, in den übrigen vier Klassen der ökologischen Klassifikation wird die hydromorphologische Degradation über die Biologie erfasst (s. Kap. 4.2.1). 	 Für die Qualitätskomponente „Morphologie“ wird aktuell eine bundesweit einheitliche Methode zur Erfassung und Bewertung der Uferstrukturen an natürlichen Seen entwickelt. Dazu ist es notwendig, die biologisch wirksamen strukturellen Parameter zu identifizieren, die momentan bei den bisher in Deutschland verwendeten Strukturgüte-Kartierungsmethoden erhoben werden. Entscheidenden Einfluss auf die Ausgestaltung von Seeufern haben das anstehende Substrat, die seege­ netisch bedingte Ufermorphologie und die Exposition gegenüber der erosiven Wellenwirkung. Auf Basis dieser Einflussfaktoren werden z. B. in MecklenburgVorpommern die drei Seeufertypen Moränenufer, Sand­ fer und Moorufer unterschieden. Bei der Karu tierung werden insgesamt 19 verschiedene morphologische relevante Einzelparameter erhoben, getrennt nach den drei Gewässerbereichen Flachwasserzone, Ufer und Gewässerumfeld. Dabei werden in jedem Gewässerbereich Nutzungen, Schadstrukturen und besondere Strukturen kartiert, wobei sich die Gesamtbewertung der Uferzone aus dem Mittelwert der Bewertung von Flachwasserzone, Ufer und Gewässerumfeld ergibt. Daneben gibt es ein von der Internationalen Gewässerschutzkommission für den Bodensee (IGKB) entwickeltes Uferbewertungsverfahren und das sogenannte „HMS-Verfahren“ (hydromorphologische Übersichtserfassung und Klassifizierung der Seeufer), die beide ihren Ursprung in der naturschutzfachlichen Bewertung von Seeufern haben.

dieses Nährstoffangebot beschreibt. Erhöhte Nährstofffrachten und -konzentrationen führen zu einer Steigerung der pflanzlichen Biomasseproduktion, insbesondere des Phytoplanktons. Phosphor spielt eine Schlüsselrolle als limitierender Faktor für die Primärproduktion des Phytoplanktons. Eine Quantifizierung der Auswirkungen erhöhter Nährstoffeinträge erfolgte erstmals durch Vollenweider 1975 und wurde im Rahmen einer OECD-Studie 1982 für verschiedene Gewässertypen getestet (s. Abb. 49). Abbildung 49: Wahrscheinlichkeitsverteilung der Trophieklassen eines Sees in Abhängigkeit vom Gesamt­ phosphorgehalt (Jahresmittel­ erte) nach Vollenweider w

	

Quelle: Vollenweider 1979

	

6.1.4 Allgemeine physikalisch-chemische   Qualitätskomponenten
	 In den vergangenen Jahrzehnten wurden Seen in Deutschland im Wesentlichen an Hand ihrer trophischen Situation bewertet, welche die Belastung mit Nährstoffen und die Reaktion der Planktonalgen auf

Dieses Klassifikationssystem bildet die Grundlage für das Bewertungssystem der Seen in Deutschland, das 1999 von der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) veröffentlicht wurde. Auf der Grundlage dieser LAWA-Richtlinie erfolgt die Trophieeinstufung hauptsächlich anhand der Parameter Gesamtphosphor (TP) -Konzentration, Chlorophyll a und Sichttiefe (s. Tab. 22). Die Umsetzung der vorhandenen Nährstoffe in pflanzliche Biomasse hängt außer von der Konzentration der Nährstoffe auch von der Seebeckengestalt und -lage und von der Hydro­ ogie des Gewässers ab. So sind tiefe l Seen mit stabiler sommerlicher Temperaturschich­ ung, t

	

Tabelle 22: Gesamtphosphor- und Chlorophyll a – Konzentration, Sichttiefe und Trophiegrade nach LAWA (1999) – Beispiel geschichtete Seen
Gesamtphosphor­ onzentration k Frühjahr in µg P/l ≤ 11 > 11 - 58 > 58 - 132 > 132 - 295 > 295 > 500 Gesamtphosphor­ onzentration k Sommer in µg P/l ≤8 > 8 – 45 > 45 – 107 > 107 – 250 > 250 > 500 Chlorophyll a in µg/l im Epilimnion ≤ 3,0 > 3,0 – 9,7 > 9,7 - 17 > 17 - 31 > 31 – 56 > 56 - 100 > 100
Quelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), 1999

Sichttiefe [m] ≥ 5,88 < 5,88-2,40 < 2,40 – 1,53 < 1,53 – 0,98 < 0,98 – 0,63 < 0,63 – 0,40 < 0,40

Trophiegrad oligotroph mesotroph schwach eutroph hoch eutroph schwach polytroph hoch polytroph hypertroph

Wasserwirtschaft in Deutschland

61

kleinem Einzugsgebiet und geringem Wasseraustausch natürlicherweise gering pro­ uktiv (Referenzzustand ist d oligotroph (= nährstoffarm)), während flache, ständig durch­ ischte Seen zu einer effektiveren Umsetzung m von Nährstoffen (höhere Algenproduktion) neigen (Referenzzustand ist eutroph (= nährstoffreich)). Das Bewertungssystem der LAWA berücksichtigt dies, indem die Zuweisung einer Güteklasse anhand der Abweichung des tat­ ächlichen Trophiezustands vom potenzis ell natürlichen Trophiezustand – dem Zustand, der sich ohne (weitere) anthropogene Einwirkung einstellen würde – erfolgt. Das 7- stufige Be­ ertungssystem mit w Stufe 1 (keine Nährstoffbelastung) bis Stufe 7 (übermäßig hohe Nähr­ toffbelastung) wurde zwischenzeitlich s aufgrund neuerer biologischer Untersuchungsergeb­ nisse in ein 8-stufiges System überführt (Auftrennung der Trophiestufe „mesotroph“) (s. Tab. 23). Tabelle 23: LAWA-Index 1999, Trophieklassen und Abkürzungen
LAWA-Index 0,5 – 1,5 > 1,5 – 2,0 > 2,0 – 2,5 > 2,5 – 3,0 > 3,0 – 3,5 > 3,5 – 4,0 > 4,0 – 4,5 > 4,5 Trophieklasse oligotroph mesotroph 1* mesotroph 2 * eutroph 1 eutroph 2 polytroph 1 polytroph 2 hypertroph Abkürzung o m1 m2 e1 e2 p1 p2 h

sind die Grundlage für die nachfolgend dargestellten Auswertungen in Kapitel 6.2.2.

6.2 Zustandsbewertung
6.2.1 Hydromorphologie
	 Erdgeschichtlich sind Seen relativ kurzfristig bestehende Oberflächenformen. Die Seebeckenmorphologie ist unmittelbar mit der Genese des Sees verbunden und hat Einfluss auf den Stoffhaushalt des Gewässers. In tiefen Seebecken mit steilen Beckenflanken senkt das im Vergleich zum Tiefenwasser geringe Volumen des Oberflächenwassers die Produktivität (Oligotrophie), da der Abbauprozess im Tiefenwasser die Produktion von organischer Substanz im Oberflächenwasser überwiegt. Diese Beckenform ist beispielsweise für Maarseen der Eifel charakteristisch. Für Seebecken mit ausgedehnten Flachwasserbereichen ist hingegen eine hohe Produktivität (Eutrophie) typisch. Nicht zuletzt kann auch die Korngröße der Sedimente die Beckenform beeinflussen. Feinkörnige, tonige Sedimente können sehr standfest sein und die Ausbildung steiler Hänge begünstigen, wohingegen grobkörnige Sedimente, wie Sand oder Kies zu flachen Böschungsneigungen führen. Auch die unmittelbare Ufergestalt wird durch die Beckengenese und die anstehenden Sedimente geprägt.

* 	 Zweiteilung der Trophiestufe mesotroph weicht vom Originalverfahren der LAWA (1999) ab, kann jedoch voraussichtlich mit biologischen Befunden differenziert und begründet werden.

	

Die von der EU-Wasserrahmenrichtlinie geforderte Erfassung eines breiteren Spektrums von biologischen Indikatoren wird zukünftig eine differenziertere und umfassendere Bewertung der Seen ermöglichen. In Ergänzung hierzu wurden für die verschiedenen Trophiestufen für Gesamtphosphor Konzentrationsbereiche für die Referenz und den guten Zustand festgelegt (s. Tabelle 24). Die Einhaltung der Orientierungswerte insbesondere hinsichtlich Ge­ amtphosphor kann s auf die biologischen Qualitätskomponenten Fische, Ma­­ krophyten und Phytobenthos-Diatomeen und Makrozoobenthos eine positive Wirkung ausüben, muss jedoch nicht den “guten” Zustand für diese Biokomponenten herbeiführen, da die entsprechenden Bewertungsverfahren z. T. auf andere ökologisch wirksame Stressoren kalibriert sind.

Abbildung 50: Morphologisch wirksame Eingriffe in den Uferbereich, wie Bade- und Anlegestellen können die Gewässerbiologie beeinflussen

Quelle: Umweltbundesamt

	

6.1.5 Messstellennetz für die Berichterstattung
	 Für die EU-Nitrat-Richtlinie sowie für die Berichterstattung an die Europäische Umweltagentur wurde in Deutschland das LAWA-Messstellennetz eingerichtet. Das LAWA-Messstellennetz der stehenden Gewässer umfasst derzeit 68 repräsentative Messstellen. Es handelt sich dabei um Überblicksüberwachungs­ messstellen und Messstellen des operativen Messnetzes (s. Kap. 4.3.1). Die Daten dieser Messstellen

Die grundlegende Beziehung zwischen Beckenmorphologie und Produktivität von Seen ist jedoch durch die Urbanisierung und landwirtschaftliche Nutzung im Einzugsgebiet und dem damit verbundenen Nährstoffeintrag in das Gewässer gestört, so dass viele Seen beschleunigt eutrophieren. Weniger bekannt sind die Auswirkungen der hydrologischen und der morphologischen Veränderungen in der Seeuferzone auf die Lebensräume von Makrozoobenthos (wirbellose Tiere des Gewässerbodens), Wasserpflanzen, Fischen und Wasservögeln. Zu den für Seen relevanten hydromorphologischen Belastungen gehören auch

62

Wasserwirtschaft in Deutschland

Tabelle 24: Klassen-Grenzbereiche des sehr guten (Referenz) und des guten ökologischen Zustands für den Parameter Gesamtphosphor (Mittelwert der Vegetationsperiode). Die aufgeführten Werte sind teils vorläufig und werden in aktuell laufenden Forschungsvorhaben validiert.
LAWA Seentyp (Mathes  et al. 2002) 1 2, 3 4 5, 7,8, 9 6 6 6 5,7,8, 9 10 10 11 11 12 13 14 Phytoplank­tonSeen-Subtypen oder Typgruppen 1 2+3 4 7+9*** 6.1 6.2 6.3 5+8*** 10.1 10.2 11.1 11.2* 12** 13 14 Maximaler Trophiestatus im Referenzzustand (LAWA-Trophieindex) mesotroph 1 (1,75) mesotroph 1 (1,75) (sehr) oligotroph (1,25) mesotroph 1 (1,5) mesotroph 2 (2,25) mesotroph 2 (2,5) eutroph 1 (2,75) oligotroph (1,75) mesotroph 1 (2,0) mesotroph 2 (2,25) mesotroph 2 (2,5) eutroph 1 (2,75) eutroph 1 (3,50) mesotroph 1 (1,75) mesotroph 2 (2,25) Grenzbereiche Gesamtphosphor –  Saisonmittel (µg/l) Obergrenze Referenz­zustand (10-15) 10-15 6-8 8-12 18-25 25-35 30-40 9-14 17-25 20-30 25-35 28-35 40-50 15-22 20-30 Obergrenze guter Zustand (20-26) 20-26 9-12 14-20 30-45 35-50 45-70 18-25 25-40 30-45 35-45 35-55 60-90 25-35 30-45

Ökoregion

Voralpen Voralpen Alpen Mittelgebirge Mittelgebirge Mittelgebirge Mittelgebirge Mittelgebirge Tiefland Tiefland Tiefland Tiefland Tiefland Tiefland Tiefland
*	

Im sehr flachen Seentyp 11.2 (IC-Typ LCB 2) können im Referenzzustand und in weitgehend unbelasteten Seen Phosphorrücklösungsprozesse zu deutlich höheren Konzentrationen führen. **	 Flussseen mit hoher Retentionsleistung (z. B. Seen am Beginn einer Seenkette) können sehr hohe Trophiezustände im Referenzzustand aufweisen, welche z. T. weit in den eutrophen Status hineinreichen. Die Gesamtphosphorkonzentrationen (TP) können in diesen Seen zwischen 40 und rund 100 µg/l im Saisonmittel liegen. ***	 In stark durch Huminstoffe geprägten Seen können höhere TP-Werte insbesondere durch degradierte Moore im Einzugsgebiet auftreten. Auch können eine durch die Braunfärbung bedingte Lichtlimitierung und ein erhöhter Gehalt an gelösten organischen Stoffen (DOC) fakultativ heterotrophe Phytoplanktonarten stark fördern. Unter diesen Bedingungen wird die P-Limitierung des Phytoplanktons unterlaufen und es können in Einzelfällen trotz niedriger TP-Konzentrationen höhere Phytoplanktonbiomassen auftreten.

Quelle: Riedmüller et al. (2009, 2013)

Veränderungen des Wasserregimes durch Regulierung und Wasserentnahmen. Die hydromorphologischen Qualitätskomponenten (s. Kap. 6.1.3) Wasserhaushalt (Wasserstandsdynamik, Wassererneuerungszeit, Verbindung zum Grundwasserkörper) und die morphologischen Bedingungen (Tiefenvariation, Struktur und Substrat des Gewässerbodens, Struktur der Uferzone) wirken für einen guten Zustand der Gewässerbiologie unterstützend. 	 Die Erfassung der hydromorphologischen Belastungen der Seen in Deutschland erfolgte im Rahmen der Bestandsaufnahme der Belastungen nach Art. 5 der EU-Wasserrahmenrichtlinie. Die Belastungen wurden anhand folgender Merkmale ermittelt:

▸▸ anthropogene Beeinflussung des Wasserstandes, ▸▸ Veränderungen der Uferstruktur (Verbau, Anschüttungen, Uferneigung), ▸▸ Veränderungen der strukturellen Verhältnisse (Nutzung, Bebauung) im näheren Seeumfeld, ▸▸ Fehlen von Gewässerrandstreifen als Pufferzone zwischen Umland und See.
	 Veränderungen der Uferstruktur sind für den ökologischen Zustand eines Sees von Bedeutung, wenn sie

wesentliche Anteile der Uferlänge betreffen. Von einer Gefährdung des guten ökologischen Zustands wird ausgegangen, wenn 70 % der Uferlänge ohne gewässertypische Ausprägung sind. Für die Seen in Deutschland wurde festgestellt, dass die Nährstoffeinträge in das Gewässer gravierender für die Zielerreichung sind, als die hydromorphologischen Belastungen. Im Rahmen einer Strukturkartierung der Seen in Mecklenburg-Vorpommern wurde fast eine Drittel der Seeufer der Strukturklasse 2 (bedingt naturnah) und fast die Hälfte der Klasse 3 (mäßig beeinträchtigt) zugeordnet. Bei einem hohen Verbauungsgrad der Ufer kann es möglicherweise auch bei sehr guter Wasserqualität zu ökologischen Defiziten kommen. Ein Beispiel dafür ist der Bodensee. Am baden-württembergischen Teil des Obersees sind 39 % der Uferlänge naturfremd oder naturfern, 20 % beeinträchtigt und 41 % natürlich oder naturnah. Der gute ökologische Zustand der Flachwasserzone ist dadurch gefährdet. 	 Derzeit existiert in Deutschland keine einheitliche, d. h. für alle Seentypen gültige Kartierungs- und Klassifizierungsmethode der Strukturgüte. Aus diesem Grund gibt es, im Gegensatz zu Fließgewässern, auch keine flächendeckende Kartierung hydromorphologischer Kenngrößen an Seen. Aktuelle Forschungsvorhaben sollen dieses Defizit beseitigen. In einem ersten

Wasserwirtschaft in Deutschland

63

Schritt soll ein bundesweit einheitliches Übersichtsverfahren zur uferstrukturellen Gesamtseeklassifizierung entwickelt werden. Darüber hinaus sollen biologisch wirksame Strukturgüteparameter herausgearbeitet werden, die in enger Beziehung zu den die Struktur indizierenden Biokomponenten Makrozoobenthos und Makrophyten stehen. Damit soll eine Nutzung typspezifischer hydromorphologischer Kenngrößen als unterstützendes Kriterium für die Bewertung des ökologischen Zustands oder ggf. Potenzials ermöglicht werden.

on brachte eine Nährstoffentlastung. Weitere Bemühungen richten sich auf die Verminderung des Eintrags aus der Landwirtschaft durch Extensivierung. Die seeinter­ nen Phosphorkonzentrationen verringerten sich wegen der langen Auf­ nthaltszeit erst etwa Mitte der 1980er e Jahre deutlich, bis Ende der 1990er Jahre fiel die Gesamtphosphorkonzentration auf unter 10 µg/l. Abbildung 51: Starnberger See (Jahresmittelwerte 1982-2011, Chlorophyll-a, Nitrat-N und Phosphor)
mg/l 0,315 μg/l 45 40 35 30 25 20 15 10

6.2.2 Nährstoff- und Trophiezustand der Seen
	 Das größte Problem der Seen in Deutschland stellt nach wie vor der übermäßige Nährstoff­ intrag und e die daraus folgende Eutrophierung (Überdüngung) der Seen dar. Hohe Konzen­ rationen der Nährstoffe t Phosphor und Stickstoff können in stehenden Gewässern ein verstärk­ es Algenwachstum bewirken. t Mögliche negative Folgewirkungen sind eine starke Wassertrü­ ung, Sauerstoffdefizite, Fischsterben, Einb schränkungen bei der Aufbereitung von Trinkwas­ er s und allergische Reaktionen bei Badenden. Der für die Algenentwicklung limitierende Nährstoff ist meistens Phosphor. In Seen kann im Hochsommer jedoch auch eine Stick­ tofflimitation auftreten. Unter diesen s Bedingungen können sich Massenentwicklungen von Blaualgen einstellen, die in der Lage sind, Stickstoff aus der Luft aufzunehmen. Durch verbes­ erte Klärtechs nik und die Ein­ ührung phosphatfreier Waschmittel, f hat der Einfluss von Abwasser als Belastungsursache in den letzten Jahrzehnten erheblich abge­ ommen. In n den nachfolgenden Abbildungen sind die Jahreskonzentrationen von Chlorophyll, Nitrat und Phosphor für ausgewählte Seen dargestellt. Beispiele für eine deutliche Verringerung der Phosphorkonzentrationen durch verbesserte Klärtechnik sind die Alpen- und Voralpenseen:

0,28 0,245 0,21 0,175 0,14 0,105 0,07 0,035 0 * P-Konzentration halbe Bestimmungsgrenze Chlorophyll-A (µg/l) Jahr Nitrat-N (mg/l) Gesamt-P (µg/l)

5
0

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Bayerischen Landesamtes für Wasserwirt­ chaft s

	

	Der Chiemsee zeigt eine ähnliche Entwicklung wie der Starnberger See (Abb. 52). Der drittgrößte See Deutschlands, hat aber im Gegensatz zum Starnberger See nur eine relativ kurze Retentionszeit von einem Jahr. Aufgrund der guten Durchmischung des Wasserkörpers und dessen geringer Tiefe verbesserte sich die Nährstoffsituation schnell. Bis Ende der 1980er Jahre wurden Abwässer in den See geleitet. Durch Verbesserung der Klärtechnik und die Errichtung einer Ringkanalisation konnte der See in einen schwach eutrophen Zustand übergehen. Heute befindet sich der See im Übergang zum mesotrophen Zustand. Wie beim Starnberger See ist Phosphor der limitierende Faktor. Abbildung 52: Chiemsee (Jahresmittelwerte 1982-2011, Chlorophyll-a, Nitrat-N und Phosphor)
mg/l 0,7 0,63 0,56 0,49 0,42 0,35 0,28 0,21 0,14 0,07
* 1991 1983 1986 * 1990 * 1992 1994 1995 2001 * 2002 1997 2007 * 2008 1984 * 1985 * 1987 * 1993 1999 * 2000 2003 1988 1998 2004 * 1996 2005 1989 2006 2009 2010

	Im Bodensee stieg die Konzentration von Gesamtphosphor von 1960 bis 1980 auf nahezu die fünffache Konzentration an, die Biomasse der Planktonalgen vervierfachte sich im gleichen Zeitraum. Durch abwassertechnische Maßnahmen und durch die Einführung von phosphatfreien Waschmitteln sind die Phosphorkonzentrationen seitdem deutlich gesunken, sie liegen heute unter dem für Gesamtphosphor formulierten Grenzbereich (s.a. Wasserwirtschaft in Deutschland, Teil 1). 	 Der bis ca. 1950 nährstoffarme Starnberger See zeigte Mitte bis Ende der 1960er Jahre durch Abwassereinleitung eine zuneh­ ende Nährstoffbelastung. Die in den m 1970er Jahren in zwei Stufen errichtete Ringkanalisati-

μg/l 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0

0

* P-Konzentration halbe Bestimmungsgrenze Chlorophyll-A (µg/l)

Jahr Nitrat-N (mg/l) Gesamt-P (µg/l)

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Bayerischen Landesamtes für Wasserwirt­ chaft s

64

Wasserwirtschaft in Deutschland

	

Auch in einigen Seen der Mittelgebirge, sind in den letzten Jahren Verbesserungen erkennbar, wie an den Beispielen Brombachsee (Abb. 53) und Edertalsperre (Abb. 54) deutlich wird. Der Brombachsee, ein Stausee in der Fränkischen Seenlandschaft, ist phosphorlimitiert. 1994 wurde eine Kläranlage nahe dem Brombachsee errichtet und eine Ringkanalisation gebaut, um zu verhindern, dass ungeklärte Abwässer in den See gelangen. Der Zustand des Sees verbesserte sich in den letzten zehn Jahren deutlich. Die Nitratkonzentration liegt heute etwa bei 0,15 mg N/l im Jahresdurchschnitt. Der See ist heute ein wichtiges Naherholungsgebiet für den Ballungsraum Nürnberg und dient dem Hochwasserschutz im Altmühltal.

zentration liegt unverändert hoch bei durchschnittlich 2,2 mg/l. 	 Die Seen des Norddeutschen Tieflands, insbesondere in den neuen Bundesländern, wurden durch Nährstoffeinträge infolge unzureichender Abwassertechnik sowie durch diffuse Einträge aus der Landwirtschaft in der Vergangenheit stark belastet. Der Einfluss von Abwasser als Eutrophierungsursache hat allerdings in den letzten Jahren erheblich abgenommen. Die Abbil­ dungen 55 und 56 zeigen die Verhältnisse im Kummerower und im Plauer See. 	

Abbildung 53: Brombachsee (Jahresmittelwerte 2000-2011, Chlorophyll-a, Nitrat-N und Phosphor)
mg/l 0,63 0,56 0,49 0,42 0,35 0,28 0,21 0,14 0,07
* 2001 * 2003 * 2004 * 2005 2010 2000 2002 2007 2008 *2 2009 * 2006 2011

Abbildung 55: Kummerower See (Jahresmittelwerte 2000-2011, Chlorophyll-a, Nitrat-N und Phosphor)
mg/l 1,26

μg/l 180 160 140 120 100 80 60 40 20 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 0

μg/l 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0

1,12 0,98 0,84 0,7 0,56 0,42 0,28 0,14 0

0

Jahr Chlorophyll-A (µg/l) Nitrat-N (mg/l) Gesamt-P (µg/l)

Jahr *2 N-Konzentration halbe Bestimmungsgrenze ** N- und P-Konzentration halbe Bestimmungsgrenze Chlorophyll-A (µg/l) Nitrat-N (mg/l) Gesamt-P (µg/l)

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Landesamtes für Umwelt, Naturschutz und Geologie MecklenburgVorpommern

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Bayerischen Landesamtes für Wasserwirt­ chaft s

Abbildung 54: Edertalsperre (Jahresmittelwerte 2000-2010, Chlorophyll-a, Nitrat-N und Phosphor)
mg/l 2,38 2,24 2,1 1,96 1,82 1,68 1,54 1,4 1,26 1,12 0,98 0,84 0,7 0,56 0,42 0,28 0,14 0
2000 2001 2002 2003 2004 2005 ° 2007 ° 2006 ° 2008 ° 2009 2010

Abbildung 56: Plauer See (Jahresmittelwerte 2000-2011, Chlorophyll-a, Nitrat-N und Phosphor)
mg/l 0,50 0,43 0,36 0,29 0,22 0,14 0,07 0,00
1997 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2008 2009

μg/l 75 70 65 60 55 50 45 40 35 20 25 20 15 10 5 0
2011

μg/l 340 320 300 280 260 240 220 200 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0 ° gemittelte P-Konzentration Chlorophyll-A (µg/l)

Jahr *2 N-Konzentration halbe Bestimmungsgrenze ** N- und P-Konzentration halbe Bestimmungsgrenze Chlorophyll-A (µg/l) Nitrat-N (mg/l) Gesamt-P (µg/l)

Jahr Nitrat-N (mg/l) Gesamt-P (µg/l)

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Hessi­ schen Landesamtes für Umwelt und Geologie

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Landesamtes für Umwelt, Naturschutz und Geologie MecklenburgVorpommern

	Die Edertalsperre, ein Stausee in Hessen, wird zur Wasserbereitstellung für den Mittellandkanal und die Oberweser sowie als Naherholungsgebiet und zur Stromerzeugung genutzt. Auch in dieses Gewässer gelangten lange Zeit Abwässer und Einträge der angrenzenden landwirtschaftlichen Flächen. Die Nitratkon-

Beide Seen sind Flachseen mit einer mittleren Tiefe von 6 Metern (Plauer See) bzw. 8 Metern (Kummerower See) und besitzen eine kurze Retentionszeit. In den großen Einzugsgebieten von je rund 1.200 km² dominiert die landwirtschaftliche Nutzung. Die seit den 1970er Jahren im Plauer See betriebene Forellen-

** 2007

* 2010

Wasserwirtschaft in Deutschland

65

zucht trug mit zur Eutrophierung des Sees bei. Heute ist der Plauer See stickstofflimitiert. 	Die Oberhavel (Abb. 57) ist ein seeartige Erweiterung der Havel in Berlin, die den Abfluss des Tegeler Sees aufnimmt. Aufgrund starker Eutrophierung des Tegeler Sees durch Rieselfeldabwässer in den 1970ern und 1980er Jahren, erreichte die Oberhavel noch in der darauffolgenden Dekade hohe Phosphorkonzentrationen. Die in den 1980er Jahren eingerichtete Phosphatfällung des Zuflusses zum Tegeler See (Tegeler Fließ) verbesserte die Verhältnisse in Tegeler See und Havel erheblich. Die 1995 installierte Tiefenbelüftung im Tegeler See führte dann Ende der 1990er Jahre eher zu einer Verschlechterung der Gesamtphosphorgehalte, da durch die Umwälzung im Tiefenwasser des Sees während des Sommers festgehaltene Phosphate nun im See verteilt wurden. Die Stickstoffbelastung verbesserte sich in den letzten 15 Jahren und liegt heute bei durchschnittlich 0,7 mg/l. Der See ist phosphorlimitiert. 	Der Zeuthener See (Abb. 58), an der Landesgrenze zwischen Berlin und Brandenburg, ist ein stickstofflimitierter Flachsee. Es handelt sich um einen nährstoffreichen, polytrophen See mit einer hohen Phytoplanktonproduktion. Die geringen Nitrat- Werte von 0,7 mg/l sind auf die Limitierung des Stickstoffs zurückzuführen. Der Referenzzustand des Sees ist eutroph. 	 Auch im Schweriner See (Abb. 59) wurde seit 1994 durch die Ableitung der Abwässer der Stadt Schwerin aus dem Ein­ ugsgebiet des Sees sowie durch eine z verbesserte Abwas­serbe­handlung einiger Anlieger­ge­ meinden die Phosphorbela­ tung reduziert. Die Eutros phierungserscheinungen des Sees, der in Hochphasen Phosphorkonzentrationen im Milligrammbereich aufwies, umfassten neben akuten Sauerstoffproblemen mit Schwefelwas­ erstoffbildung im Tiefenwasser das s regelmäßige Auftreten von Blaualgenblüten, das Aus­ sterben sauerstoffliebender Fische, teilweise akute Fischsterben und das Auftreten von fädi­ en Grünalgen g im Uferbereich. Insgesamt ist der Zustand des Schweriner Sees heute immer noch instabil.

Abbildung 57: Oberhavel (Jahresmittelwerte 1991-2011, Chlorophyll-a, Nitrat-N und Phosphor)
2 mg/l 1,8 1,6 1,4 1,2 1 0,8 0,6 0,4 0,2 0
1991 1992 1993 1994 1995 1996 * 1997 * 1998 1999 2000 * 2001 * 2002 2003 2004

	

80 70 60 50 40 30 20 10 0
* 2005 * 2006 * 2007 * 2008 * 2009 * 2010 2011

μg/l

Jahr Chlorophyll-A (µg/l) Nitrat-N (mg/l) Gesamt-P (µg/l)

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der Senatsverwaltung für Stadtentwicklung und Umwelt Berlin

Abbildung 58: Zeuthener See (Jahresmittelwerte 1992-2011, Chlorophyll-a, Nitrat-N und Phosphor)
mg/l 2,1 1,96 1,82 1,68 1,54 1,4 1,26 1,12 0,98 0,84 0,7 0,56 0,42 0,28 0,14 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 5 0,05 0
1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 * 2008 2009 2010 2011

μg/l 300 280 260 240 220 200 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0

0

Jahr Chlorophyll-A (µg/l) Nitrat-N (mg/l) Gesamt-P (µg/l)

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der Se­ natsverwaltung für Stadtentwicklung und Umwelt Berlin

Abbildung 59: Schweriner See (Jahresmittelwerte 1998-2011, Chlorophyll-a, Nitrat-N und Phosphor)
0,45 mg/l 0,4 25 0,35 0,3 0,25 15 0,2 0,15 0,1 10 20 30 μg/l

	

0 Jahr Chlorophyll-A (µg/l) Nitrat-N (mg/l) Gesamt-P (µg/l)

Quelle:Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Landesamtes für Umwelt, Naturschutz und Geologie Mecklenburg-Vorpommern

66

Wasserwirtschaft in Deutschland

Der zweitgrößte See Deutschlands, die Müritz in der Mecklenburger Seenplatte, ist ebenfalls stickstofflimitiert. Die hohen Phosphorkonzentrationen, verursacht durch Einleiten von Abwässern und intensiver Landwirtschaft in der Vergangenheit, verbesserten sich seit den 1980er Jahren und sind aktuell weiter rückläufig. Heute wird die Müritz als mesotroph bis schwach eutroph eingestuft, wobei in den Buchten noch immer hohe Nährstoffkonzentrationen gemessen werden. Es ist davon auszugehen, dass in den Seesedimenten noch große Mengen an Phosphor gebunden sind, die bei abnehmender Sauerstoffkonzentration wieder frei gesetzt werden können. Abbildung 60: Müritz (Jahresmittelwerte 1997-2011, Chlorophyll-a, Nitrat-N und Phosphor)
mg/l 0,77 0,7 0,63 0,56 0,49 0,42 0,35 0,28 0,21 0,14 0,07
** 2009 ** 2010 ** 2011 *2 1999 2001 2005 2007 1997 1998 *2 2000 2002 2003 2004 2006 2008

	

Die Zusammenstellung zeigt aber auch, dass die Trophiebewertung anhand von Daten eines Jahres den biologischen Gewässerzustand nur in Teilen widerspiegelt. So deuten beispielsweise in der Müritz und im Plauer See die starken Schwankungen bei den meisten Parametern und die von Jahr zu Jahr sehr unterschiedlichen Phyto- und Zooplanktonsukzessionen darauf hin, dass sich diese Seenökosysteme in einem von Jahr zu Jahr variierenden Zustand befinden.

	

μg/l 110 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0

0

Jahr *2 N-Konzentration halbe Bestimmungsgrenze ** N- und P-Konzentration halbe Bestimmungsgrenze Chlorophyll-A (µg/l) Nitrat-N (mg/l) Gesamt-P (µg/l)

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Landes­ amtes für Umwelt, Naturschutz und Geologie Mecklenburg-Vorpommern

Tagebauseen haben aufgrund ihrer Seebeckenmorphologie (große Tiefe, steile Ufer, großes Verhältnis Hypolimnion/Epilimnion) im Allgemeinen günstige Voraussetzungen für die Entwicklung zu klaren, nährstoffarmen Seen. Bei der Entwicklung der Restlöcher zu Seen wird die Flutung mit Fremdwasser aus Flüssen gegenüber der Füllung mit aufsteigendem Grundwasser aus verschiedenen Gründen meist bevorzugt. Durch eine schnelle Flutung verringert sich die Gefahr von Rutschungen, insbesondere des Setzungsfließens, im Bö­ chungsbereich der Tagebauseen. Das Wasserdefizit s der gesamten Braunkohlefolgelandschaf­ en, insbesont dere das des Grundwasserhaushalts (s. Kap. 3.2), soll durch Flutung der Restlöcher mit Oberflächenwasser schneller ausgeglichen werden. Qualitätsanforderungen an das Flutungswasser sollen eine übermäßige Eutrophierung des Tagebausees vermeiden. Von der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) sind in Zusammenarbeit mit dem Um­ eltbundesamt Empfehw lungen für Qualitätsanforderungen für Tagebauseen sowie ihre Zu- und Abflüsse erarbeitet worden (LAWABroschüre „Tagebaurestseen – Anforderungen an die Wasserqualität“, 2001).

	

Trotz vielerorts immer noch hoher Nährstoffbelastung in den Tieflandseen, zeigte sich durch die verbesserte Abwasserbehandlung in den letzten Jahren bereits eine deutliche Reduzierung der Phosphorkonzentrationen. Zukünftig müssen Maßnahmen zur Verringerung der Eutrophierung vor allem die diffusen Nährstoffeinträge aus der Landwirtschaft reduzieren. Bei einigen Seentypen wird dabei aber nur durch zusätzliche seeinterne Restaurierungsmaßnahmen eine Verringerung des Trophieniveaus möglich sein. Solche seeinternen Maßnahmen (Tiefenwasserbelüftung, Sedimentbehandlung, Calcitfällung und andere) sind jedoch nur sinnvoll, wenn vorher die Nährstoffeinträge aus dem Einzugsgebiet drastisch reduziert werden. Eine Übersicht über die Trophiebewertung ausgewählter Seen seit 1990 wird in der folgenden Tabelle (Tab. 25) gezeigt. Dabei wird die Abstufung des IstZustandes zum Referenzzustand farblich entsprechend der Legende dargestellt. Die Beurteilung zeigt, dass fast bei allen Seen der Ist-Zustand mindestens eine Trophiestufe höher liegt als der Referenzzustand.

	

	

Wasserwirtschaft in Deutschland

67

Tabelle 25: Trophiebewertung ausgewählter Seen Deutschlands
Trophiebewertung ausgewählter Seen Deutschlands

See
Ammersee Arendsee Bodensee Brombachsee Chiemsee Dobersdorfer See Edertalsperre Goitzschesee Großer Müggelsee Großer Plöner See Kochelsee Königssee Kummerower See Laacher See Langbürgner See Muldestausee Müritz (Außenmüritz) Müritz (Binnenmüritz) Oberhavel Ostersee Plauer See Rappbodetalsperre Sacrower See Scharmützelsee Schweriner See (Außensee) Schweriner See (Innensee) Staffelsee Starnberger See Stechlinsee Steinhuder Meer Tegernsee Unterbacher See Walchensee Wörthsee Zeuthener See Referenz­zustand  1) oligotroph mesotroph schwach eutroph hoch eutroph schwach polytroph
1)

Referenz
oligotroph oligotroph oligotroph oligotroph oligotroph mesotroph oligotroph oligotroph mesotroph oligotroph oligotroph oligotroph mesotroph oligotroph oligotroph mesotroph mesotroph mesotroph schwach eutroph oligotroph mesotroph oligotroph mesotroph mesotroph mesotroph mesotroph oligotroph oligotroph oligotroph schwach eutroph oligotroph mesotroph oligotroph oligotroph schwach eutroph oligotroph (o) mesotroph (m) schwach eutroph (e1)

1990 m m e1 e2 p1 e1 m p2 hoch eutroph (e2)

1995 m m m e1 e1 e1 e2 m p2 -

1996 m e1 m m e1 e1 e1 e2 m o p2 -

1997 m e1 m m e1 e1 m m e1 e1 e2 m o p2 e1 -

1998 m e1 m m e2 e1 e1 e1 e1 e1 m e1 e2 e1 e1 m o p2 e1 -

1999 m e1 m m p1 e2 e1 e2 e1 m m m e1 e1 e1 e1 m o e2 e1 hypertroph (h)

schwach polytroph (p1)

hoch polytroph (p2)

hoch polytrophe und hypertrophe Zustände entstehen erst durch menschlichen Einfluss und kommen daher als Referenzzustand nicht vor

Quelle: Umweltbundesamt, eigene Zusammenstellung nach Angaben der Bundesländer 2012

68

Wasserwirtschaft in Deutschland

Trophie 2000 m e1 m m m e2 m e1 m o o e2 m m m e2 m p1 e1 m m o e2 o e1 o o e2 2001 m e1 m m o e2 m e2 e1 m e1 m m m m e1 e1 e1 e1 m o o e1 e1 o m e2 2002 m e1 m m m p1 m e1 e1 p1 e2 m m m e1 e1 e2 e2 e2 m o e1 e1 m e2 2003 m e2 m m o e2 m e2 m m e2 e2 m m m e1 e2 m e2 e2 m o p2 e1 o m e2 2004 m e2 m m m e2 m e1 m e2 e1 m m o m m e1 m e2 e2 m o o p1 e1 e2 2005 m e2 m m m e2 m e2 m e2 m o e2 m m m m e1 m e1 e1 o o e1 o e2 2006 m e2 m m m e2 e1 e1 m e2 e1 m m e2 m m e1 m e1 e1 m o e1 o e2 2007 m e2 m m m e2 e1 e1 m o e2 m m m e2 m m e1 m e1 e1 m o o e1 e2 2008 m e1 m m m e1 m e1 m m e1 m m e2 m m m e1 m e1 e1 o o o e1 o o e2 e2 e2 e2 2009 m e2 m m m m m e1 m e2 m o 2010 m e1 m m m m o e1 m m e2 m m o 2011 m e1 m m m m o e1 m m e2 m m o -

Wasserwirtschaft in Deutschland

69

6.2.3 Ökologischer Zustand
	 Von den knapp 2000 deutschen Seen mit einer Seefläche von mehr als 0,1 km² werden 871 nach den Kartiervorgaben der EU-Wasserrahmenrichtlinie (Seen mit einer Fläche von mehr als 0,5 km² sind zu erfassen) bewertet. Im Ergebnis wurden bisher 553 Seewasserkörper (75,9 %) als natürlich, 89 (12,2 %) als erheblich verändert und 87 (11,9 %) als künstlich kategorisiert (s. Abb. 61).

Voralpenseen sind qualitativ am besten, sie weisen einen fast durchweg guten oder sogar sehr guten Zustand auf. Bei den Seen im Norddeutschen Tiefland sind die tiefen, geschichteten Seen (Typ 10 + Typ 13, s. Kap. 6.1.1) etwa zur Hälfte in einem guten oder besseren Zustand, die flacheren, ungeschichteten dagegen nur zu etwa 15 % (Typ 12, Typ 14) bzw. zu 30 % (Typ 11) (s.a. Abb. 62). 	 Der gute und sehr gute ökologische Zustand der Voralpenseen hat seine Ursache in der frühen Verringerung der Phosphorkonzentrationen durch Verbesserungen in der Klärtechnik und der Installation von Ringkanalisation seit Mitte der 70er Jahres des vorherigen Jahrhunderts. Die relativ flachen Seen des norddeutschen Tieflandes besitzen dagegen große, meist durch landwirtschaftliche Nutzung geprägte Einzugsgebiete, so dass eine Verringerung der Nährstoffeinträge allein aus punktförmigen Einleitungen nicht ausreicht. Auch wurden in den neuen Bundeslän­ ern, wo sich viele d der Flachseen befinden, erst Anfang der 1990er Jahre die Nährstoffeinträge durch abwassertechni­ che Sas nierungen verringert und die Trophie der meisten Seen reagiert oft verzögert auf diese Nährstoffreduktion. Die Bestimmung des ökologischen Zustands der Seen erfolgte i.d.R. auf der Grundlage des Phytoplanktons und der Makrophyten bzw. des Phytobenthos (s. Kap. 6.1.2). Die Lebensgemeinschaft des Phytoplanktons reagiert besonders auf die Nährstoffbelastung von Seen. Für die Hälfte der natürlichen Seen wurde der Zustand des Phytoplanktons als „gut“ oder „sehr gut“ bewertet (Abb. 63). Dagegen gilt das nur für 37 % der Seen

Bei den natürlichen Seen erreichen:

	

Für die erheblich veränderten Seen ergibt sich folgendes Bewertungsbild:

▸▸ 12 % den „sehr guten“, ▸▸ 27 % den „guten“ ökologischen Zustand, ▸▸ 39 % sind als „mäßig“, ▸▸ 18 % als „unbefriedigend“ und ▸▸ 4 % als „schlecht“ eingestuft.

	

Die künstlichen Seen verteilen sich auf die Bewertungsklassen „gut und besser“ (42 Seen), „mäßig“ (39), „unbefriedigend“ (5) und „schlecht“ (1) (s. Abb. 61). Die Seen verfehlen den „guten ökologischen Zustand“ bzw. das „gute ökologische Potenzial“ hauptsächlich wegen zu hoher Nährstoffeinträge. Die Alpen- und

▸▸ 28 Seen sind als „gut und besser“ bewertet, ▸▸ 41 Seen als „mäßig“ und ▸▸ 20 Seen als „unbefriedigend“.

	

	

	

Sondertyp Tieflandregion ungeschichtet Gewässertypen Tieflandregion geschichtet Alpen und Voralpenregion

Abbildung 61: Ökologischer Zustand der natürlichen Seen (n=553) und ökologisches Potenzial der künstlichen (n=87) und erheblich veränderten Seewasserkörper (n=89) in Deutschland (Anzahl nicht bewerteter Wasserkörper: 142)
600
Anzahl Wasserkörper

Abbildung 62: Ökologischer Zustand der natürlichen Seen aufgegliedert nach Seentypen in Deutschland (Anzahl nicht bewerteter Wasserkörper: 82)
Absolute Verteilung der Zustandsklassen (ökolog. Zustand) der einzelnen Seetypen
88 14 12 11 13 10 4 3 2 1

500 400 300 200 100 0 natürliche Seen künstliche Seen erheblich veränderte Seen mäßig schlecht

0

10

20

30

40

50

60

70

80

sehr gut unbefriedigend

gut

90 100 110 Anzahl (n=551)

120 130 140 150 160 170 180 190 200

sehr gut

gut

mäßig

unbefriedigend

schlecht

Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010

Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010

70

Wasserwirtschaft in Deutschland

für die Bewertung der Makrophyten. Ursachen des schlechteren Zustands der Makrophyten können eine stärkere Nährstoff- und Schadstoffbelastung der Seesedimente im Vergleich zum freien Wasserkörper sein und strukturell-morphologische Belastungen, auf die Makrophyten empfindlich reagieren. Ferner etablieren sich Wasserpflanzen erst wieder in natürlicher Weise, wenn die Phytoplanktonbiomassen über einige Jahre verringert sind. Abbildung 63: Ökologischer Zustand der biologischen Qualitätskomponenten Makrophyten/Phytobenthos und Ökologischer Zustand der biologischen Qualitätskomponenten Phytoplankton für natürliche Seewasserkörper
Makrophyten und Phytoplankton 450 400 350 300 250 200 150 100 50 0

Anzahl Wasserkörper

Makrophyten sehr gut unbefriedigend gut

Phytoplankton mäßig schlecht

Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010

6.2.4 Chemischer Zustand von Seen
	 In den deutschen Seen erreichen 92 % der Wasserkörper den „guten“ chemischen Zustand (Stand 22.3.2010). In Einzelfällen treten Überschreitungen der Umweltqualitätsnormen bei einigen Schwermetallen, Pflanzenschutzmitteln und PAK auf. Bei Anwendung der Umweltqualitätsnormen der Umweltqualitätsnormrichtlinie wurden voraussichtlich 100 % der Wasserkörper das Ziel „guter chemischer Zustand“ verfehlen.

Wasserwirtschaft in Deutschland

71

72

Wasserwirtschaft in Deutschland

7	 Übergangs-, Küsten- und Meeres­gewässer
7.1	Grundlagen der Bewertung
	 Der ökologische Zustand der Übergangs- und Küstengewässer (bis zu 1 Seemeile) wird nach EU-Wasserrahmenrichtlinie anhand von biologischen, hydromorphologischen, chemischen und allgemein physikalischchemischen Qualitätskomponenten (Kap. 4.2.1) bewertet. Darüber hinaus bewertet die FFH-RL ausgewählte seltene Arten und Lebensraum­ ypen und weist Schutzt gebiete für diese in den Küsten- und Meeresgewässern aus. Das europäische Regelwerk wurde 2008 mit der EU- Meeresstrategierahmenricht­ inie vervollständigt. l Diese Richtlinie verlangte von den Mitgliedstaaten bis Mitte 2012 eine Anfangsbewertung der Küsten- und Meeresgewässer. Auch die regionalen Meeresschutzkonventionen (OSPAR, HELCOM) bewerten biologische Parameter und den ökologischen Gesamtzustand der Nord- und Ostsee. Da die EU-Wasserrahmenrichtlinie, die EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie, die FFHRL und die regionalen Konventionen sich in ihren Anwendungsbereichen überlappen, ist es wichtig, harmonisierte Bewertungsverfahren zu entwickeln und bereits bestehende Verfahren auf ihre allgemeingültige Anwendbarkeit zu prüfen.

7.1.1 Bewertungsverfahren der EU-Wasser-­   rahmenrichtlinie
Typen der Übergangs- und Küstengewässer 	 Die Übergangsgewässer werden zwei Typen zugeteilt (Typ T1: Übergangsgewässer Elbe, Weser, Ems; Typ T2: Übergangsgewässer Eider). Die Typisierung der Küstengewässer stützt sich auf die obligatorischen Faktoren geographische Breite, geographische Länge, Salzgehalt und Tiefe sowie die optionalen physikalisch-chemischen Faktoren Strömungsgeschwindigkeit, Wellenexposition, Wassertemperatur und deren Schwankungsbereich, die Zusammensetzung des Substrats sowie die Trübung (Sichttiefe). An der deutschen Ostseeküste werden vier Haupttypen B1 bis B4 (Abb. 64) und sechs Untertypen (in der Karte nicht dargestellt) unterschieden, die durch den Salzgehalt abgegrenzt werden. An der deutschen Nordseeküste werden fünf Küstengewässertypen unterschieden (Typ N1 bis N5), wobei als Typologiekriterien der Salzgehalt und die Sedimentzusammensetzung genutzt wurden (Abb. 64). Grundsätzlich wird die Küste des Wattenmeers von den stärker exponierten Außenküsten abgegrenzt. Die Küstengewässer um Helgoland wurden als eigener Typ ausgewiesen. Die Gewässertypen der Übergangs- und Küstengewässer sind in Anlage 1 der Oberflächengewässerverordnung aufgeführt.

	

Abbildung 64: Typen der Übergangs- und Küstengewässer

Quelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

Wasserwirtschaft in Deutschland

73

Tabelle 26: Verwendete Bewertungsverfahren für die biologischen Qualitätskomponenten
Qualitätskomponente Gebiet Nordsee Phytoplankton (Mikroalgen) Ostsee Bewertungsverfahren und Parameter NEA GIG Parameter: Biomasse (Chl a), Phaeocystis Baltic GIG Phytoplanktonindikatoren zur ökologischen Klassi­ fizierung der deutschen Küstengewässer der Ostsee Parameter: Biomasse (Chl a) Standorttypieverfahren (STIM) Verfahren nach Adolph Parameter: Artenvielfalt, Abundanz, Ausdehnung, Zonierung ▸ emerse Vegetation ▸ Brack- und Salzwiesen ▸ opport. Algen Nordsee Verfahren nach Reise, Verfahren nach Adolph, Verfahren nach Arens Parameter: Artenvielfalt, Bedeckung, Zonierung ▸ Seegraswiesen, ▸ opport. Algen, ▸ Brack- u. Salzwiesen Helgoland HPI (Helgoland Phytobenthic Index) Parameter: Artenvielfalt, Ausdehnung Tiefengrenze Ostsee, äußere Gewässer Ostsee, innere Gewässer BALCOSIS Parameter: Tiefengrenze Seegras u. Fucus, opport. Algen ELBO Parameter: Tiefengrenze Characeen u. Spermatophyten, Ausfall v. Pflanzengem. Ästuar-Typie-Verfahren (AeTV) Parameter: Abundanz, sensitive Taxa, tolerante Taxa M-AMBI Parameter: AMBI-Index, Artenvielfalt, Diversität Helgoland Helgoland-MarBIT-Modul Parameter: Artenvielfalt, sensitive Taxa, tolerante Taxa Ostsee MarBIT – Ostsee-MakrozoobenthosKlassifi­ ierungssystem für die WRRL z Parameter: Artenvielfalt, Abundanz, sensitive Taxa, tolerante Taxa Übergangs­gewässer Fische FAT-TW Parameter: Artenspektrum, Abundanz, Indikatorenarten Bioconsult (2006) MEYER et al. (2005) MEYER et al (2008) MUXIKA et al. (2007) HEYER (2006, 2009) Boos et al. (2009) SCHORIES et al. (2009) FÜRHAUPTER UND MEYER (2009) SCHUBERT et al.(2003) SELIG et al. (2008) Literatur Europäische Union (2008) DÜRSELEN et al. (2006) Europäische Union (2008) SAGERT et al. (2008

Übergangs­gewässer

STILLER (2005) STILLER (2007) ARENS (2006)

DOLCH et al. (2009) JAKLIN et al. (2007) ADOLPH at al. (2007) ARENS (2006)

Maktophyten (Großalgen und Angiospermen)

KUHLENKAMP et al. (2009)

Übergangsgewässer Nordsee Makrozoobenthos (Benthische wirbel­ lose Fauna)

KRIEG (2005)

Quelle: Umweltbundesamt nach Bund/Länder-Messprogramm, 2010

74

Wasserwirtschaft in Deutschland

Biologische Qualitätskomponenten
	 Die Grundlagen der Bewertung wurden bereits in Kapitel 4 ausführlich dargestellt. Nachfolgend wird deshalb nur auf einige Spezifika der ökologischen Bewertung der Küstengewässer abgestellt. Die EU-Wasserrahmenrichtlinie bewertet den ökologischen Zustand anhand von vier biologischen Qualitätskomponenten. Für die zu bewertenden biologischen Qualitätskomponenten Phytoplankton (Mikroalgen), Makrophyten (Großalgen, Blütenpflanzen), Makrozoobenthos (wirbellose Bodentiere) und Fische (nur in den Übergangsgewässern von Ems, Weser, Elbe und Eider) liegen mittlerweile erprobte Bewertungsverfahren vor (s. Tabelle 26).

Hydromorphologische Qualitätskomponenten
	 In Annex V der EU-Wasserrahmenrichtlinie werden als hydromorphologische Qualitätskomponenten für die Einstu­ ung des ökologischen Zustands der Übergangsf und der Küstengewässer die „morphologi­ chen Bes dingungen“ und das „Tidenregime“ aufgeführt. Diese Qualitätskomponenten wirken bei der Einstufung des ökologischen Zustands /ökologischen Potenzials unterstützend, in dem sie die Referenzbe­ ingungen (sehr d guter Zustand oder höchstes ökologisches Potenzial) mit bestimmen (s. Kap. 4.2.1).

Ergebnisse der Interkalibrierung
	 Tabelle 27 gibt eine Übersicht über die Ergebnisse der Interkalibrierung nach Abschluss der zweiten (2008-2011) Interkalibrierungsphase für die Bewertungsverfahren für Übergangs- und Küstengewässer der Nord- und Ostsee. Es wurden alle erfolgreich und abschließend interkalibrierten Bewertungsverfahren (Bewertungsverfahren des Anhang I der neuen Interkalibrierungsentscheidung) in der Tabelle dargestellt. Alle noch ausstehenden Interkalibrierungen sollen gemäß der neuen Interkalibrierungsentscheidung bis 2016 abgeschlossen werden.

Allgemeine physikalisch-chemische Qualitätskomponenten
	 Für die allgemeinen physikalisch-chemischen Qualitätskomponenten (s. Kap. 4.2.1) benennt die Oberflächengewässerverordnung Anlage 6 typbezogene Konzentrationsbereiche für Salinität, Gesamtstickstoff, anorganisch Stickstoff, Nitrat-Stickstoff, Gesamtphosphor und Orthophosphat-Phosphor, die bei Einstufung in den sehr guten Zustand vorliegen, als Referenz­ bedingungen.

Tabelle 27: Ökologische Qualitätsquotienten der interkalibrierten nationalen Bewertungsverfahren
Interkalibrierte nationale Einstufungssysteme (Biologische Qualitätskomponente bzw. Teilkomponente in Klammern) Phytoplankton (Biomasse Parameter: Chlorophyll a) SG – Bewertungssystem für Seegräser der Küsten- und Übergangsgewässer zur Umsetzung der EG-Wasserrahmenrichtlinie in Deutschland FAT – TW - Fischbasiertes Bewertungswerkzeug für Übergangsgewässer der norddeutschen Ästuare Benthische Invertebraten: MarBIT – Marine Biotic Index Tool Phytoplankton (Biomasse Parameter: Chlorophyll a) Interkalibrierter nationaler Gewässertyp Ökologische Qualitätsquotienten Grenzwert sehr guter / guter Zustand 0,67 0,80 Nordsee Übergangsgewässer: T1 Ostsee: Nationale Typen B3 und B4 in Schleswig-Holstein von der dänischen Grenze bis Dahmeshöved. Ostsee: Nationaler Typ B3 in Mecklenburg-Vorpommern von Darßer Ort bis zur polnischen Grenze. Ostsee: Nationale Typen B3 und B4 in Schleswig-Holstein von der dänischen Grenze bis Dahmeshöved. Ostsee: Nationale Typen B3 und B4 in Schleswig-Holstein von der dänischen Grenze bis Dahmeshöved. 0,84 0,80 Grenzwert guter/ mäßiger Zustand 0,44 0,60 0,62 0,60

Nordsee: N1 und N2 Nordsee: N3 und N4

0,80

0,60

Phytoplankton (Biomasse Parameter: Chlorophyll a)

0,80

0,60

Makroalgen and Angiospermen (Tiefengrenze von Zostera marina)
Quelle: Umweltbundesamt nach Beschluss 2013/480/EU

0,90

0,74

Wasserwirtschaft in Deutschland

75

7.1.2 Bewertungsverfahren der FFH-RL	
Die 1992 in Kraft getretene FFH-RL hat zum Ziel, wildlebende Arten, deren Lebensräume und die europaweite Vernetzung dieser Lebensräume zu sichern und zu schützen. Eine der zentralen Säulen der Richtlinie ist die Schaffung eines zusammenhängenden (kohärenten) Schutzgebietsnetzes „NATURA 2000”, das auch Schutzgebiete nach der Vogelschutzrichtlinie 79/409/EWG von 1979 einschließt. Die zweite Säule sind Artenschutzregelungen für solche europaweit gefährdete Arten, die nicht durch Schutzgebiete geschützt werden können, da sie z. B. in bestimmten Lebensräumen großräumig vorkommen können. Für marine Ökosysteme wurden 9 Lebensraumtypen als besonders schützenswert identifiziert, darunter 2 Typen des küstenfernen Meeres (Riffe, Sandbänke). In Deutschland vorkommende marine FFH-Arten sind die Meeressäuger (Schweinswal, Gemeiner Seehund, Kegelrobbe), eine Reihe von Vogelarten und 6 Fischarten, von denen aber keine ausschließlich marin lebt. Es sind wandernde Arten, die im Süßwasser laichen (anadrome Arten) wie der Lachs. Die Bewertung des Erhaltungszustands erfolgt bei den Arten anhand der vier Parameter aktuelles Verbreitungsgebiet, Population, Habitat der Art und Zukunftsaussichten. Bei den Lebensraumtypen (LRT) sind es die Parameter aktuelles Verbreitungsgebiet, aktuelle Fläche, spezifische Strukturen und Funktionen sowie Zukunftsaussichten. Jeder Parameter wird art- bzw. Lebensraumtyp-bezogen anhand festgelegter Kriterien mit Hilfe von Grenz- bzw. Schwellenwerten bewertet und den drei Bewertungsstufen günstig (grün), ungünstig-unzureichend (gelb)

und ungünstig-schlecht (rot) zugeordnet (sog. Ampelschema). Ermöglicht die Datenlage keine exakte Bewertung der Parameter, so werden diese als unbekannt (grau) eingestuft. Der Parameter mit der schlechtesten Bewertung bestimmt das Gesamtergebnis.

7.1.3 Bewertungsverfahren der EU-Meeres  strategierahmenrichtlinie	
Die EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie erfordert eine Bewertung der Übergangs- und Küstengewässer sowie der Meeresgewässer in der ausschließlichen Wirtschaftzone (AWZ). Im Jahr 2012 wurde eine Anfangsbewertung publiziert. Die Erfassung und Bewertung des Meereszustandes, in dem sich die einzelnen Meeresregionen befinden, und die Beschreibung sowie Festlegung des zu erreichenden „Guten Umweltzustandes“, erfolgte anhand von 11 Deskriptoren (s. Tabelle 28). Diese werden mit Hilfe von in der Richtlinie aufgeführten Merkmalen (EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie: Anhang III, Tabelle 1) und Belastungen / Auswirkungen (EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie: Anhang III, Tabelle 2) beschrieben und präziser definiert. Zwei Deskriptoren betreffen die marine Biologie und ein Deskriptor den Meeresbodenzustand (Habitat). Die verbleibenden acht Deskriptoren beinhalten überwiegend anthropogene Belastungen aus spezifischen Nutzungen. Eine Entscheidung der EU-Kommission benennt Kriterien und methodische Standards (2010/477/EU) als Grundlage für eine europaweit harmonisierte Bewertung des „Guten Umweltzustandes“. In ihr werden 56 Indikatoren spezifiziert. Während

Tabelle 28: Überblick über Deskriptoren des guten Umweltzustands (EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie)
Qualitative Deskriptoren zur Festlegung des guten Umweltzustands 1.	 Die biologische Vielfalt wird erhalten. Die Qualität und das Vorkommen von Lebensräumen sowie die Verbreitung und Häufigkeit der Arten entsprechen den vorherrschenden physiografischen, geografischen und klimatischen Bedingungen. 2.	 Nicht einheimische Arten, die sich als Folge menschlicher Tätigkeiten angesiedelt haben, kommen nur in einem für die Ökosysteme nicht abträglichen Umfang vor. 3.	 Alle kommerziell befischten Fisch- und Schalentierbestände befinden sich innerhalb sicherer biologischer Grenzen und weisen eine Altersund Größenverteilung der Population auf, die von guter Gesundheit des Bestandes zeugt. 4.	 Alle bekannten Bestandteile der Nahrungsnetze der Meere weisen eine normale Häufigkeit und Vielfalt auf und sind auf einem Niveau, das den langfristigen Bestand der Art sowie die Beibehaltung ihrer vollen Reproduktionskapazität gewährleistet. 5.	 Die vom Menschen verursachte Eutrophierung ist auf ein Minimum reduziert; das betrifft insbesondere deren negative Auswirkungen wie Verlust der biologischen Vielfalt, Verschlechterung des Zustands der Ökosysteme, schädliche Algenblüten sowie Sauerstoffmangel in den Wasserschichten nahe dem Meeresgrund. 6.	 Der Meeresgrund ist in einem Zustand, der gewährleistet, dass die Struktur und die Funktionen der Ökosysteme gesichert sind und dass insbesondere benthische Ökosysteme keine nachteiligen Auswirkungen erfahren. 7.	 Dauerhafte Veränderungen der hydrografischen Bedingungen haben keine nachteiligen Auswirkungen auf die Meeresökosysteme. 8.	 Aus den Konzentrationen an Schadstoffen ergibt sich keine Verschmutzungswirkung. 9.	 Schadstoffe in für den menschlichen Verzehr bestimmtem Fisch und anderen Meeresfrüchten überschreiten nicht die im Gemeinschaftsrecht oder in anderen einschlägigen Regelungen festgelegten Konzentrationen. 10.	 Die Eigenschaften und Mengen der Abfälle im Meer haben keine schädlichen Auswirkungen auf die Küsten- und Meeresumwelt. 11.	 Die Einleitung von Energie, einschließlich Unterwasserlärm, bewegt sich in einem Rahmen, der sich nicht nachteilig auf die Meeresumwelt auswirkt.
Quelle: EU-Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie. Anhang I, 2008

76

Wasserwirtschaft in Deutschland

die Anfangsbewertung der deutschen Meeresgewässer 2012 überwiegend auf bestehenden Bewertungen der EU-Wasserrahmenrichtlinie, FFH-RL und von OSPAR und HELCOM aufbaute, ist es für die Folgebewertung 2018 wichtig, die Indikatoren des Kommissionsbeschlusses auf ihre Anwendbarkeit in Nord- und Ostsee zu prüfen und ggf. zu operationalisieren. Darüber hinaus ist gegenwärtig in Diskussion, ob die EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie auch eine Gesamtbewertung des Umweltzustands über alle Deskriptoren hinweg erfordert. Diese könnte sich an einer Gruppierung der Deskriptoren in „Statusdeskriptoren“ (3 Deskriptoren: Biodiversität D1, Nahrungsnetz D4 und Meeresboden D6) und „Belastungsdeskriptoren“ (8 Deskriptoren anthropogener Belastungen und deren Wirkungen) orientieren. 	 Während für einige Belastungen bereits ausgereifte Bewertungsverfahren vorliegen (wie für Eutrophierung, Schadstoffe und Teilaspekte der Fischerei) und ihre Auswirkungen auf Organismen und Populationen bereits gut belegt sind, gibt es für andere wenig untersuchte Störgrößen wie die Lärmverschmutzung der Meere oder den Eintrag von Müll bislang nur Bewertungsansätze. Für Makrozoobenthos, Fischfauna, Phytoplankton und Makrophyten wurden bereits Bewertungsverfahren für die Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie entwickelt und erprobt (s. Tabelle 26). Entsprechende Verfahren fehlen jedoch weitgehend für die Bewertung der Avifauna, des Zooplanktons, von Seevögeln und marinen Säugetieren. Es empfiehlt sich daher, mit den zur Verfügung stehenden Verfahren der EU-Wasserrahmenrichtlinie zu beginnen und diese sukzessiv - soweit erforderlich - mit Verfahren der FFH- und VogelschutzRichtlinie, von OSPAR und HELCOM u. a. zu ergänzen.

Erreichen anhand einer Reihe zu messender Parameter bewertet wird. 	 2010 wurde erstmals eine holistische Bewertung der Meeresumwelt der Ostsee veröffentlicht (HELCOM HOLAS), die Daten von 2003-2007 auswertet. Die Bewertung basiert auf dem Ökosystemansatz und betrachtet eine Reihe relevanter Belastungen und ihre Auswirkung auf die Meeresorganismen, wobei nicht nur der aktuelle Status des Ökosystems, sondern auch Trends betrachtet werden. Die verwendete Bewertungsskala ist fünfstufig wie in der EU-Wasserrahmenrichtlinie. Die Ergebnisse der Bewertung weichen jedoch von denen der EU-Wasserrahmenrichtlinie ab, u. a. weil es Unterschiede in den Bewertungsverfahren gibt. OSPAR hat sein Augenmerk auf thematischen Strategien in den Bereichen Biodiversität, Eutrophierung, gefährliche Stoffe, radioaktive Substanzen und Offshore Öl- sowie Gasförderung. Die Bewertung bei OSPAR erfolgt in Abweichung von HELCOM und der EU-Wasserrahmenrichtlinie allgemein auf einer dreistufigen Skala, orientiert sich aber – wie die EU-Wasserrahmenrichtlinie – an Referenzwerten, die den vom Menschen unbeeinflussten Zustand des Ökosystems widerspiegeln. Die Bewertungssysteme für Eutrophierung, gefährliche Stoffe und radioaktive Substanzen sind weit entwickelt, während die Bewertung und das Monitoring der Biodiversität sich noch in einem Anfangsstadium befinden. Ergänzend zu den thematischen Strategien hat OSPAR eine Reihe ökologischer Qualitätsziele entwickelt, die eine holistische Bewertung der Meere basierend auf dem Ökosystemansatz ermöglichen sollen. Die Qualitätsziele charakterisieren spezifische anthropogene Belastungen (Fischerei, Müll im Meer etc.), leiten sich aus den Zielen der thematischen Strategien ab (gefährliche Stoffe, Nährstoffe) und fungieren als übergeordnete Indikatoren des Zustands mariner Ökosysteme (z. B. gesunde Robbenpopulationen). Die Einhaltung der Qualitätsziele wurde erstmals im Qualitätszustandsbericht 2010 überprüft. Der Qualitätszustandsbericht 2010 gibt einen Überblick über den Zustand des Nordostatlantiks, die wesentlichen Belastungen, evaluiert den Erfolg von Managementmaßnahmen und priorisiert künftige Maßnahmen. Es handelt sich um den zweiten Qualitätszustandsbericht, der den gesamten Nordostatlantik abdeckt. Frühere Berichte (1987, 1993) beschränkten sich auf die Nordsee. Neben den ökologischen Qualitätszielen wurde für den Qualitätszustandsbericht 2010 ein zweiter Ansatz zur holistischen Bewertung mariner Ökosysteme getestet, der die Hauptbelastungen und ihre kumulativen Auswirkungen berücksichtigt. Die Erfahrungen mit diesem Ansatz haben gezeigt, dass in diesem Segment noch großer Entwicklungsbedarf vor allem im Hinblick auf die Umsetzung der EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie besteht.

	

	

	

7.1.4 Bewertungsverfahren der internationalen   Meereskonventionen (OSPAR, HELCOM)
	 Die regionalen Übereinkommen zum Schutz der Meeresumwelt des Nordostatlantiks (OSPAR-Übereinkommen) und des Ostseegebietes (Helsinki-Übereinkommen (HELCOM)) führen eine thematische Bewertung des Umweltzustands und in den letzten Jahren auch eine übergreifende holistische Gesamtbewertung ihrer Konventionsgebiete durch. Die entsprechenden Arbeiten bei OSPAR und HELCOM haben zu harmonisierten Verfahren geführt, auf denen die EU-Meeresstrategie­ rahmenrichtlinie aufbauen kann. HELCOM verfolgt mit dem Ostseeaktionsplan die Vision einer „gesunden Ostseeumwelt mit im Gleichgewicht befindlichen biologischen Komponenten“ anhand einer hierarchischen Strategie, die vier Segmente hat. Diese betreffen die vier thematischen Bereiche Eutrophierung, gefährliche Stoffe, Biodiversität und maritime Aktivitäten. Jedem dieser Ziele sind eine Reihe ökologischer Zielstellungen zugeordnet, deren

	

Wasserwirtschaft in Deutschland

77

	

Mit dem Inkrafttreten der EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie hat sich die Rolle der regionalen Meeresschutzkonventionen grundlegend gewandelt. HELCOM und OSPAR dienen zunehmend als Koordinierungsplattformen für die Umsetzung der EUMeeresstrategierahmenrichtlinie und fokussieren ihre Arbeiten gegenwärtig auf die Entwicklung regionaler Kernindikatoren, die z. B. in der Ostsee sowohl der Umsetzung des Ostseeaktionsplans als auch der EUMeeresstrategierahmenrichtlinie-Umsetzung dienen. 	

terialien (RM) und zertifizierten Referenzmaterialien (ZRM). Das sind in der Regel matrixähnliche Substanzen, deren Konzentration an bestimmten Inhaltsstoffen bekannt ist. Bei den zertifizierten Referenzmaterialien wird die Konzentration durch ein international anerkanntes Verfahren mit großer Genauigkeit bestimmt und in einem Zertifikat bestätigt. RM und ZRM können für die Kalibrierung eines Messgeräts oder die Beur­ teilung einer Messmethode (Validierung, Verifizierung) benutzt werden. Für die externe QS chemischer Messungen hat sich als wichtiger Ringversuchsveranstalter QUASIMEME (Quality Assurance of Information for Marine Environmental Monitoring in Europe) international etabliert. QUASIMEME bietet für viele im marinen Monitoring relevante Parameter Ringversuche an. So werden regelmäßig stabilisierte Meer­ asser-Proben, homogene w marine Sedimente oder Biota zur Verfügung gestellt, in denen Nährstoffe, Schwermetalle und eine Vielzahl organischer Schadstoffe zu bestimmen sind. Es hat sich gezeigt, dass Laborvergleiche auch für biologische Parameter machbar und sinnvoll sind und damit Defizite der Datenqualität aufgedeckt wer­ en d können. Ziel dieser Untersuchungen ist es z. B., die taxonomische Expertise der teilneh­ enden Laboratorien m in Bezug auf die Artbestimmung sowie die Zähl- und Sortiergenauig­ eit zu überprüfen. Gleich­ eitig werden k z Hinweise zur Vergleichbarkeit der im Rahmen des BLMP erhobenen Daten gewonnen und mögliche Problemschwerpunkte bei der Bestimmung der einzelnen Organis­mengruppen erkannt.

7.1.5 Qualitätssicherung im Meeresmonitoring
	 Die Sicherstellung der Zuverlässigkeit und Vergleichbarkeit der Untersuchungsergebnisse im Bund/LänderMessprogramm (BLMP) für die Meeresumwelt von Nord- und Ostsee liegt im Aufgabenbereich einer dem Umweltbundesamt zugeordneten Qualitätssicherungsstelle (QS-Stelle) und damit bei einer unabhängigen, nicht direkt am Monitoring beteiligten Einrichtung, die bundesländerübergreifend tätig ist. Die Einführung von Qualitätsmanagement-Systemen auf Grundlage der DIN EN ISO/IEC 17025 in allen am Meeresmonitoring beteiligten Einrichtungen soll bis 2014 abgeschlossen sein. Dafür stehen den BLMP-Einrichtungen ein auf die Belange des BLMP abgestimmtes MusterQualitätsmanagementhandbuch sowie Muster-Standardarbeitsanweisungen für ausgewählte biologische Untersuchungsverfahren zur Verfügung. Eine weitere wichtige Maßnahme der laborinternen Qualitätssicherung ist der Einsatz von ReferenzmaAbbildung 65: Stationskarte Nord- und Ostsee

	

	

Quelle: MUDAB (Meeresumwelt-Datenbank), BfG, 2012

78

Wasserwirtschaft in Deutschland

7.1.6 Messnetze in Nord- und Ostsee
	 Die Meeresumweltdatenbank (MUDAB) ist die zentrale Datenbank des BLMP. Sie wird von der Bundesanstalt für Gewässerkunde in Koblenz (BfG) im Auftrag des Umweltbundesamtes betrieben. Die MUDAB enthält Daten für Wasser, Sediment und Biota, die für definierte Messstellen des BLMP ermittelt werden (Abb. 65). Den Informationen zur Anreicherung von Schwermetallen und organischen Schadstoffen in Biota der Nordund Ostsee liegen Daten der Umweltprobenbank des Bundes zu Grunde. 	

So haben sich seit Beginn des Deichbaus im 11. Jahrhundert auch die Übergangs- und Küstengewässer – wie nahezu jeder andere Lebensraum in Mitteleuropa – durch menschli­ he Eingriffe von ihrem Naturzustand c entfernt. In einigen Gebieten hat der Mensch im Laufe der letzten Jahrhunderte deutlichen Einfluss auf die Entwicklung der Morphologie genommen. So erfolgte die Sicherung von In­ eln in der Nordsee durch die Errichs tung massiver Schutzwerke insbesondere an den sich vorher dynamisch verändernden Strömungsrinnen. Hatten die Inseln früher ihre Lage, Form und Größe stetig verändert, wurden durch den Bau von Deckwerken und Buhnen etwa ab Mitte des 19. Jahrhunderts deren Positionen fixiert und damit die natürliche Dynamik unter­bunden. Die Bauwerke vermochten jedoch nicht, die einwirkenden hydrodynamischen Kräfte zu un­ erbinden. So t sind diese Bereiche heute meist von Erosion betroffen, der durch eine weitere Verstärkung der Bauwerke und seit etwa den 1950er Jahren durch künst­ iche l Strandauf­füllungen entgegen gewirkt wird. Durch diese menschlichen Eingriffe wurde zwar die Dynamik im Übergangsbereich der Watten zur offenen See eingeschränkt, im da­ inter liegenden und seitlichen Bereich h der Inseln wirken jedoch die natürlichen Prozesse relativ unbeeinflusst weiter. Ein weit gewichtigerer menschlicher Eingriff mit deutlichen Auswirkungen auf die Morphody­ amik der n Küsten- und Übergangsgewässer erfolgte durch die Ausbauten der Fahrwasser­ innen von Ems, Jade, Weser r und Elbe seit dem 19. Jahrhundert. Durch Baggerungen und den Bau von Leitdämmen und Buhnen wurde die Lage der Fahrrinnen fixiert und somit dy­ amische n Verlagerungen, wie sie vorher möglich waren, unterbunden. Beispielsweise er­ treckt sich im Emsästuar s das Geise-Leitwerk über ca. 12 km im Bereich des Dollarts, wäh­ end der weitere seewärtige Bereich des r Übergangsgewässers nicht durch Strombau­ erke bew einflusst ist. Im Fall der Weser erstrecken sich Buhnen und Leitdämme über das gesamte Übergangsgewässer bis in das Küstengewässer hinein und schränken die natürli­ he morphodynamische Entwicklung ein. Von c der Kugelbake in Cuxhaven erstreckt sich ein langer Leitdamm der Elbe seewärts. Neben solchen größeren Maßnahmen fanden und fin­ en in den Küstengewäsd sern diverse lokale Eingriffe, wie Strandaufspülungen oder Befesti­ ungen kleinerer Hafenanlagen statt. g Ein massiver Eingriff in Flussmündungen ist die Errichtung von Sperrwerken. An der deutschen Nordseeküste sind vor allem das Eider und das Ems Sperrwerk zu nennen. Beide Bauwerke verfolgen unterschiedliche Zwecke. Das Eidersperrwerk dient vor allem dem Schutz vor Sturmfluten des Hinterlandes und der

▸▸ Grundschleppnetzfischerei und ▸▸ Dämme und Leitwerke.

	

	

7.2 Zustandsbewertung
7.2.1 Hydromorphologie
	 Das Küstengebiet wird durch Hydrodynamik und Morphologie geprägt. Die treibenden Kräfte sind zum einen astronomische und meteorologische Wirkungen, wel­ he Tide und Seegang steuern; zum anderen – mit c deutlich größerer Zeitskala von mehr als hundert Jahren – Klimaveränderungen und der Meeresspiegelanstieg. In dieses System greift der Mensch durch vielfältige Aktivitäten ein, woraus sich Veränderungen der Morpholo­ ie ergeben, die ihrerseits wieder Ändeg rungen der Hydrodynamik mit wechselseitigem Ein­ fluss auf die Morphologie hervorrufen. 	

Qualitätskomponente „Morphologische Bedingungen“
	 Die Morphologie der Küstengewässer ist einer hohen natürlichen Dynamik unterworfen, die in weiten Teilen nur gering vom Menschen beeinflusst wird. In Abhängigkeit von den einwir­ enden hydrodynamischen Kräfk ten wachsen Vorlandflächen an oder werden erodiert. Priele verlagern ihre Position und das Höhenniveau der Wattflächen ändert sich. Die Morphologie von Übergangs- und Küstengewässer wird u. a. durch die folgenden anthro­ ogenen Eingriffe p beeinflusst:

	

	

▸▸ Baggerungen in den Ästuaren und im Küstengewässer; ▸▸ Sperrwerke in Flussmündungen (wie Ems und Eider); ▸▸ Seebauwerke, Werften und Häfen; ▸▸ Landgewinnungen und Einpolderungen; ▸▸ Offshore Windenergieanlagen, Umspannwerke etc.; ▸▸ Sand- und Kiesentnahme; ▸▸ Sandauffüllungen sowie ähnliche Küstenschutzmaßnahmen;
Wasserwirtschaft in Deutschland

	

79

Sicherung der Schiffbarkeit der Eider, während das Emssperrwerk neben dem gleichen Schutzzweck vor allem der Flexibilität des Schifffahrtsweges Ems dient (Überführung großer Kreuzfahrtschiffe von Papenburg an die Nordsee). Mit beiden Bauwerken sind diverse ökologische Auswirkungen wie Verluste von Salzwiesen, Wattflächen, Absenkung des Grundwassers mit Folgen u. a. für die Vogelwelt und Veränderungen in den Flussläufen wie zunehmender Verschlickung, Sauerstoffmangel in tieferen Bereichen mit Wirkungen auf Flora und Fauna verbunden.

Beeinflussung wie im Be­ eich der durch Buhnen r befestigten Inselköpfe, da diese in ihrem Umfeld die Strömungen umlenken. 	 Erheblich stärkere Auswirkungen haben die Ausbaumaßnahmen in den Ästuaren von Ems, Weser und Elbe, in denen sich die Tideverhältnisse im Verlauf der letzten 150 Jahre zum Teil erheblich verändert haben. Als Beispiel sei die Weser genannt. Im Stadtgebiet von Bre­ en betrug der Tidehub vor Beginn der Ausbauten m der Unter- und Außenweser Ende des 19. Jahrhunderts knapp 20 cm. Heute wird mit über 4 m in Bremen der größte Tidehub an der gesamten deutschen Nordseeküste gemessen. Da sich derartige Änderungen ökologisch dauerhaft auswirken, wurden die Übergangsgewässer von Ems, Weser und Elbe als „erheblich veränderte Wasserkörper“ (HMWB) charakterisiert. Die Seegangsentwicklung in den Küsten- und Übergangsgewässern hat sich großräumig nicht verändert. Allerdings wird der Seegang lokal durch Einbauten von Buhnen, Leitdäm­ en etc. beeinflusst. Ebenso hat die m Festlegung der ostfriesischen Strömungsrinnen dazu geführt, dass die vordem stattgefundenen räumlichen Variationen des Seegangsklimas weit­ ehend entfallen. g Analoge Schlussfolgerungen können für das Umfeld künstlich festgelegter Fahrrinnen in den Ästuaren gezogen werden. Im ersten Bewirtschaftungsplan der EU-Wasserrahmenrichtlinie wurden alle Übergangsgewässer als „erheblich verändert“ ausgewiesen, die hydromorphologische Degradation ist Ursache für das Verfehlen des guten Zustands. Die insgesamt 67 Oberflächenwasserkörper der Küstengewässer sind hingegen nur teilweise „erheblich verändert“ (5 Oberflächenwasserkörper), insgesamt werden 13 Oberflächenwasserkörper der deutschen Küstengewässer aufgrund der hydromorphologischen Degradation als „nicht gut“ bewertet.

Qualitätskomponente „Tidenregime“
	 Die Übergangs- und Küstengewässer an der Nordsee sind vom Rhythmus der Tide geprägt. Die von der Nordsee einschwingende Tidewelle läuft mit einer Periode von im Mittel 12 Stun­ en und 25 Minuten von d West nach Ost die Küste entlang und in die Ästuare hinein. Die ein­ chwin­ ende Tidewelle verformt sich s g dabei in Wechselwirkung mit dem Relief in ihrer zeitli­ chen Ausprägung und der Amplitude resultierend in einer Absenkung des Tideniedrigwas­ ers und einer s Erhöhung des Tidehochwassers. So steigt der mittlere Tidehub von Borkum mit etwa 2,2 m die Küste entlang um etwa 60 cm an, in die Ästuare hinein um weitere 80 cm. Durch die Meeresspiegelauslenkung in Folge der durchlaufenden Tidewelle werden hori­ ontale Wasserz bewegungen, die Tideströmungen erzeugt. Die Ausprägungen von Flut- und Ebbstrom variieren örtlich durch Wechselwirkungen mit dem Relief. In der offenen See ver­ äuft der Flutstrom in Richtung West/Ost und der l Ebbstrom in Richtung Ost/West. In Küsten­ ähe und n im Wattenmeer verändern sich die Strömungen in Geschwindigkeit, Dauer und Richtung kleinräumig entsprechend der morphologischen Struktur des Gebietes. Darüber hinaus werden die Gezeitenströmungen durch windinduzierte Driftströmungen und Stauwir­ ungen k überlagert. Als weitere Parameter für die Qualitätskomponente „Tidenregime“ wird in der EU-Wasserrahmenrichtlinie die Wellenbelastung, auch Seegangsbelastung genannt, aufgeführt. Der Seegang entsteht durch die Einwirkung des Windes auf die Wasseroberfläche. Bei unmittelbarer Wirkung wird er als Windsee bezeichnet, die weiterlaufenden Wellen nach Ausbleiben des Energieeintra­ es als Dünung. Der energiereiche g Seegang aus der offenen Nordsee unterliegt infolge ab­ ehmender Wassertiefen bei seiner Ausbreitung n auf die Küste starken Wechselwirkungen mit der Morphologie. Und auch das durch den Seegang induzierte Strömungsfeld wird ver­ ormt, was wiederum auf die f Wellenbewegungen an der Oberfläche zurückwirkt. Im Bereich der Küstengewässer erfolgt das Tidegeschehen relativ unbeeinflusst von direkten menschlichen Einwirkungen. Allerdings erfolgt eine kleinräumige

	

	

	

7.2.2 Eutrophierung
	 Eutrophierung ist eine durch menschliche Aktivitäten verursachte Anreicherung des Wassers mit Nährstoffen (Phosphor, Stickstoff). Diese bewirkt ein beschleunigtes Wachstum von mikroskopisch kleinen Algen (Phytoplankton) und Makrophyten (große, festsitzende Algen und Seegras) und führt zu einer unerwünschten Störung der im Wasser be­ ndlichen Lebensgemeinfi schaften sowie der Qualität des Wassers. Bei einer Überdüngung des Meeres kann es zu verstärktem Algenwachstum, Verschiebungen der Artenzusammensetzung und Sauerstoffmangel wegen des bakteriellen Abbaus abgestorbener Algen kommen. Dieser Sauerstoffmangel führt zu einer Beeinträchtigung von bodenlebenden Tieren und zum Fischsterben. Er führt darüber hinaus auch zur Bildung von giftigem Schwefelwasserstoff und zur Freisetzung von Nährstoffen, die die Eutrophierungseffekte verstärken. Erhöhte Nährstoffeinträge stammen vor allem aus der Düngung

	

	

80

Wasserwirtschaft in Deutschland

landwirtschaftlicher Flächen sowie von kommunalen sowie industriellen Abwässern und werden über die Flüsse in die Meere eingetragen. Des Weiteren spielen auch Stickstoffeinträge über die Atmosphäre eine Rolle (z. B. Emissionen aus Landwirtschaft, Schiffsverkehr, Verkehr, Kraftwerken und Industrie). 7.2.2.1 Einträge 	 Es werden sowohl die in den Flüssen direkt über gemessene Stoffkonzentrationen und Durchflüsse berechnete Stofffrachten, als auch die mit dem Modellansatz (MoRE) bilanzierten Stoffeinträge in die Oberflächengewässer der Einzugsgebiete von Nord- und Ostsee ermittelt. Zur Bilanzierung der von Land ausgehenden Einträge in die Nordsee werden die anthropogenen Stoffeinträge aus punktuellen und diffusen Quellen im gesamten Nordsee-Einzugsgebiet mit dem Bilanzierungsmodell MoRE (Datenstand Ende 2012) quantifiziert. Bei den nachfolgend dargestellten Modellergebnissen ist die Retention in den Gewässern nicht berücksichtigt, d. h. die bilanzierten Einträge fallen höher aus als die Frachten.

2011 erkennbar. Lediglich die Elbe zeigt, trotz des Einflusses unterschiedlicher Abflussraten, abnehmende Stickstofffrachten für den Zeitraum 1990 bis 2011 um ca. 60 %. Beim Phosphor wird dagegen deutlich, dass sich ab 1990 die Frachten auf einem niedrigeren Niveau als in den Jahren zuvor eingependelt haben. Die mittlere Reduzierung der Phosphoreinträge in die Nordsee über Elbe, Weser und Ems lagen im Zeitraum von 1990 bis 2011 bei ca. 70 %. 	 Die Nährstoffeinträge in die Oberflächengewässer im deutschen Nordsee-Einzugsgebiet verringerten sich zwischen 1983-1987 und 2006-2008 für Stickstoff von 804.038 t/a auf 450.980 t/a und für Phosphor von 67.164 t/a auf 20.517 t/a. Die Einträge sind damit 2006-2008 gegenüber 1983-1987 um 44 % Stickstoff und 69 % Phosphor zurückgegangen. Die Verringerung der Stickstoffeinträge um insgesamt 44 % konnte hauptsächlich durch den starken Rückgang der Einträge aus punktuellen Quellen (um 77 %) erreicht werden. Dadurch reduzierte sich der Anteil der Stickstoff­ einträge aus Punktquellen am Gesamteintrag 20062008 auf ca. 20 % (s. Abb. 68). Demgegenüber ist für die Stickstoffeinträge 2006-2008 aus diffusen Quellen nur eine Verminderung um ca. 20 % zu verzeichnen. Im Vergleich zu 1995 kam es sogar zu einem Anstieg der Einträge über die Landwirtschaft (Grundwasser, Erosion, Abschwemmung von vorwiegend landwirtschaftlichen Flächen und Dränagen). Im Jahr 20062008 stammen ca. 77 % der Gesamtstickstoffeinträge aus der Landwirtschaft, wobei die Einträge über den Grundwasserpfad (54 %) und über die Dränagen (16 %) die entscheidende Rolle spielen. Die Stickstoffeinträge über die Eintragspfade atmosphärische Deposition und Erosion mit 1 bzw. 2 % und die Abschwemmungen aus vorwiegend landwirtschaftlichen Flächen mit ca. 5 % tragen nur in geringem Maße zu den gesamten Einträgen in die Oberflächengewässer bei.

Einträge in die Nordsee 	 Die berechneten Frachten an den Mündungen der Ems, Weser, Elbe und Eider stützen sich auf Datenreihen seit 1980. Von diesen Flüssen hat die Elbe den größten Anteil am Nährstoffeintrag in die Nordsee. Der aktuelle Trend ist durch eine stetige Reduzierung der Frachten charakterisiert (s. Abb. 66 und 67). Phosphor und Stickstoff zeigen ein ausgeprägtes, vom Abfluss abhängiges Verhalten. Im Gegensatz zu Phosphorverbindungen (hohe Bodenbindung) führen höhere Niederschlagsmengen zu einer verstärkten Auswaschung und Abschwemmung von Stickstoffverbindungen aus landwirtschaftlichen Böden. Bei Stickstoff ist abflussbereinigt in den einzelnen Flussgebieten kaum ein Rückgang der Frachten zwischen 1980 und

	

Abbildung 66: Gesamtstickstoffeinträge über die deutschen Zuflüsse in die Nordsee 1980-2010
300.000 250.000 N-Frachten in t/a 200.000 150.000 100.000 50.000 0

Abbildung 67: Gesamtphosphoreinträge über die deutschen Zuflüsse in die Nordsee 1980-2010
14.000 12.000 P-Frachten in t/a 10.000 8.000 6.000 4.000 2.000

1980 1982 1984 1986 1988 1990 1992 1994 1996 1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010

0

1980 1982 1984 1986 1988 1990 1992 1994 1996 1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010

Elbe

Jahr Weser

Ems

Elbe

Jahr Weser

Ems

Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bundesländer für Berichterstattung OSPAR, Stand: 2011

Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bundesländer für Berichterstattung OSPAR, Stand: 2011

Wasserwirtschaft in Deutschland

81

Abbildung 68: Stickstoffeinträge in die Oberflächengewässer im deutschen Einzugsgebiet der Nordsee
2006-2008

Abbildung 69: Phosphoreinträge in die Oberflächenge­ ässer w im deutschen Einzugsgebiet der Nordsee
2006-2008

2003-2005

2003-2005

1998-2002

1998-2002

1993-1997

1993-1997

1988-1992

1988-1992

1983-1987 0 100 200 300 400 500 600 Stickstoffeintrag in kt/a Erosion Grundwasser Punktquellen 700 800 900

1983-1987 0 10 20 30 40 Phosphoreintrag in kt/a Erosion Grundwasser Punktquellen 50 60 70

athmosphär. Dep Dränagen

Oberflächenabfluss

athmosphär. Dep Dränagen

Oberflächenabfluss

urbane Gebiete

urbane Gebiete

Quelle: Umweltbundesamt (MoRE), Stand: Juni 2013

Quelle: Umweltbundesamt (MoRE), Stand: Juni 2013

	

Die Reduzierung der Phosphoreinträge um 69 % ist ebenfalls vorwiegend auf die Verminderung der Einträge aus punktuellen Quellen in der Größenordnung von etwa 87 % zurückzuführen. Angesichts der enormen Verminderung der Phosphoreinträge aus Punktquellen stellen 2006-2008 die diffusen Eintragsquellen mit etwa 70 % den dominierenden Eintragspfad dar, wobei davon allein ca. 57 % der Landwirtschaft (Grundwasser, Erosion, Oberflächenabfluss und Dränagen) zuzurechnen sind (s. Abb. 69). Die Phosphoreinträge aus diffusen Quellen sind im Vergleich 1983-1987 zu 2006-2008 um 14 % zurückgegangen. Dies ergab sich vor allem aus der über den Untersuchungszeitraum anhaltenden Verminderung der Phosphoreinträge aus dem Abfluss von befestigten Flächen (66 %) und der atmosphärischen Deposition (26 %). Dagegen ist ein wieder zunehmender Eintrag aus der Landwirtschaft zu beobachten. Insgesamt stellen die Einträge über die Erosion 2006-2008 den dominierenden diffusen Eintragspfad dar (21 % des Gesamteintrages).

Abbildung 70: Entwicklung der Nährstoffeinträge über deutsche Flüsse in die Ostsee 1994-2010
45.000 40.000 35.000 Fracht in t/a 30.000 25.000 20.000 15.000 10.000 5.000 0
1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010

Gesamt-P Gesamt-N Abfluss in Mio. m3/a

7.000 6.000 5.000 4.000 3.000 2.000 1.000 0 Abfluss in m /a

Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bundesländer für Berichterstattung HELCOM, Stand: 2011

1983-1987 um 58 % für Stickstoff und 72 % für Phosphor zurückgegangen (s. Abb. 71 und 72). 	 Die Verringerung der Stickstoffeinträge um 58 % konnte hauptsächlich durch den starken Rückgang der Einträge aus Punktquellen in der Größenordnung von ca. 85 % erreicht werden. Der Anteil der Stickstoffeinträge aus Punktquellen an den Gesamtstickstoffeinträgen verringerte sich dabei im Untersuchungszeitraum von 25 % auf 8 %. Demge­ enüber nahm die Bedeutung der g diffusen Quellen zu, wobei der Eintrag über die Landwirtschaft mit 82 % die entscheidende Rolle spielt. Bei den Stickstoffeinträgen aus diffusen Quellen ist insgesamt eine Verminderung um ca. 48 % zu verzeichnen. Dabei sind die Dränagen mit 42 % und das Grundwasser mit 33 % des Gesamteintrages die dominierenden diffusen Eintragspfade.

Einträge in die Ostsee
	 Die Frachten der Phosphor- und Stickstoffverbindungen deutscher Zuflüsse zur Ostsee sind seit vielen Jahren rückläufig (s. Abb. 70). Allerdings treten abflussbedingt sehr starke jährliche Schwankungen auf. Im Jahre 2010 wurden ca. 24.000 t Stickstoff und ca. 600 t Phosphor in die Ostsee eingetragen. Die Einträge in die Oberflächengewässer im deutschen Ostsee-Einzugsgebiet verringerten sich zwischen 1983-1987 und 2006-2008 von 63.018 t/a Stickstoff auf 26.616 t/a Stickstoff und von 3.645 t/a Phosphor auf 1.000 t/a Phosphor. Damit sind die Stickstoff- und Phosphoreinträge 2006-2008 gegenüber dem Zeitraum

	

82

Wasserwirtschaft in Deutschland

Abbildung 71: Stickstoffeinträge in die Oberflächengewässer im deutschen Einzugsgebiet der Ostsee
2006-2008

Abbildung 72: Phosphoreinträge in die Oberflächenge­ ässer w im deutschen Einzugsgebiet der Ostsee
2006-2008

2003-2005

2003-2005

1998-2002

1998-2002

1993-1997

1993-1997

1988-1992

1988-1992

1983-1987 0 10 20 30 40 Stickstoffeintrag in kt/a Erosion Grundwasser Punktquellen 50 60 70

1983-1987 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 Phosphoreintrag in kt/a Erosion Grundwasser Punktquellen 3,0 3,5 4,0

athmosphär. Dep Dränagen

Oberflächenabfluss

athmosphär. Dep Dränagen

Oberflächenabfluss

urbane Gebiete

urbane Gebiete

Quelle: Umweltbundesamt (MoRE), Stand: Juni 2013

Quelle: Umweltbundesamt (MoRE), Stand: Juni 2013

	

Die Reduzierung der Phosphoreinträge um ca. 72 % ist ebenfalls vorwiegend auf die erzielte Verminderung der Einträge aus Punktquellen (93 %) zurückzuführen. Auf Grund der enormen Verminderung der Phosphoreinträge aus Punktquellen stellen diese 2006-2008 (18 %) gegenüber 1985 (72 %) nicht mehr den dominierenden Eintragspfad dar. 2006-2008 betrugen die Phosphoreinträge aus diffusen Quellen 81 % der gesamten Phosphoreinträge, wobei die Landwirtschaft einen Anteil von ca. 64 % am Gesamteintrag hat. Insgesamt sind die Phosphoreinträge aus diffusen Quellen im Untersuchungszeitraum um 20 % zurückgegangen. Dies ist vor allem auf die Verminderung der Phosphoreinträge aus dem Abfluss von befestigten Flächen (37 %) und dem Grundwasser (35 %) zurückzuführen. Für die Pfade Erosion und Dränagen gab es einen Anstieg der Einträge. Gleichzeitig ist ein erheblicher Anstieg der Einträge aus Abschwemmungen von vorwiegend landwirtschaftlichen Flächen zu verzeichnen. Am Gesamteintrag haben von den diffusen Quellen das Grundwasser (30 %) und die Erosion (18 %) den größten Anteil.

Bekämpfung der Eutrophierung von 2010, welche das Ziel hat, bis spätestens 2020 eine gesunde Meeresumwelt wieder herzustellen, in der Eutrophierung nicht länger auftritt. Dieses ambitionierte Ziel ist trotz einer signifikanten Reduktion der Nährstoffeinträge über die in die Nordsee mündenden Flüsse bis heute nicht erreicht. 	 Das Ausweisungsverfahren besteht aus einem Satz von Bewertungskriterien, die eine har­ onisierte Eum trophierungsbewertung von Meeresgebieten erlauben. Es werden sowohl der Grad der Nährstoffanreicherung als auch direkte und indirekte Eutrophierungseffekte bewertet (s. Tab. 29). Basierend auf dieser Bewertung erfolgt eine Einteilung in Problemgebiete (PG), potenzielle Problemgebiete (PPG) und Nicht-Problemgebiete (NPG). Dieses Ausweisungsverfahren hat sich in der Praxis bewährt, muss aber noch neuen Herausforderungen (z. B. Klimawandel) angepasst werden. Die erste Anwendung der harmonisierten OSPAREutrophierungsbewertung wurde 2003 publiziert. Der Bericht stuft die innere Deutsche Bucht einschließlich des Wattenmeeres als Problemgebiet ein. Seewärts schließt sich eine Übergangszone, das potenzielle Problemgebiet an. Die Ergebnisse der Bewertung für die restliche Nordsee zeigen, dass vor allem die südliche Nordsee von Eutrophierung betroffen ist, zudem größere Gebiete an der norwegischen und schwedischen Küste sowie einige britische Ästuare. Die Ergebnisse der zweiten Anwendung des gemeinsamen Ausweisungsverfahrens von Eutrophierungsproblemgebieten wurden im Juni 2008 vorgelegt. Der OSPAR-Bericht zeigt, dass das strategische Ziel einer gesunden Meeresumwelt ohne Eutrophierung bisher nur teilweise erreicht wurde. Von den 204 bewerteten Gebieten hat OSPAR 106 meist küstennahe Gewässer als Problem-

	

7.2.2.2 Eutrophierung der Nordsee 	 Eutrophierung ist neben der Fischerei die größte Belastung der Nord- und Ostsee und spielt deshalb im Meeresschutz eine entscheidende Rolle. Zu ihrer Bekämpfung ist vor der Initiierung möglicher Maßnahmen eine detaillierte Bestandsaufnahme hinsichtlich des Eutrophierungsgrades unerlässlich. Unter dem OSPAR-Übereinkommen zum Schutz der Meeresumwelt des Nordostatlantiks wurde zu diesem Zweck eine zwischen den Vertrags­ taaten harmonisierte Eus trophierungsbewertung, die „Common Procedure for the Identifi­ ation of the Eutrophication Status of the c Maritime Area“ (COMP) entwickelt. Sie ist gleichzeitig eines der Hauptelemente der OSPAR-Strategie zur

Wasserwirtschaft in Deutschland

83

Tabelle 29: Kriterien zur Bewertung physiko-chemischer und biologischer Eutrophierungsparameter
Kategorie I Bewertungsparameter Grad der Nährstoffanreicherung 1 Flusseinträge und direkte Einträge Erhöhte Einträge und/oder steigende Trends (im Vergleich zu früheren Jahren) 2 Nährstoffkonzentrationen Erhöhte Gehalte (definiert als Konzentration > 50 % über salzgehaltsnormierter und/oder regionalspezifischer Hintergrundkonzentration) von Winter-DIN und/oder DIP und Gesamtstickstoff und -phosphor 3 Winter N/P Verhältnis (Redfield N/P = 16) Erhöht im Vergleich zum natürlichen Redfield Verhältnis (> 50 % Abweichung: > 25) II Direkte Effekte der Nährstoffanreicherung (in der Wachstumsperiode) 1 Chlorophyll a Konzentration Erhöhte maximale und mittlere Gehalte oder 90 Perzentile (definiert als Konzentration > 50 % über regionalen (z. B. offene See) Hintergrundkonzentrationen) 2 Regional-/Gebietsspezifische Phytoplankton Indikatorarten Erhöhte Dichten (und erhöhte Blütendauer) 3 Makrophyten einschließlich Makroalgen (regional spezifisch) Verschiebungen von langlebigen zu kurzlebigen (störenden) Arten (z. B. Ulva) Erhöhte Dichte, insbesondere von opportunistischen Grünalgen III Indirekte Effekte der Nährstoffanreicherung (in der Wachstumsperiode) 1 Grad der Sauerstoffverarmung Herabgesetzte Gehalte (< 2 mg/l: akut toxisch, 4 - 6 mg/l: Sauerstoffarmut) 2 Veränderungen/Absterben bei Zoobenthos und Fischen Absterben (verursacht durch Sauerstoffmangel und/oder giftige Algen) Langzeitveränderungen im Zoobenthos (Biomasse und/oder Artenzusammensetzung) 3 Organischer Kohlenstoff/organische Substanz Erhöhte Gehalte (in Relation zum Sauerstoffmangel, relevant in Sedimentationsgebieten) IV Andere mögliche Effekte der Nährstoffanreicherung (in der Wachstumsperiode) 1 Algentoxine (DSP/PSP-Auftreten in Muscheln) Vorkommen (Phytoplankton Indikatorarten)
DSP = Diarrhetic Shellfish Poisoning (diarrhöische Muschelvergiftung beim Menschen) PSP = Paralytic Shellfish Poisoning (paralytische Muschelvergiftung beim Menschen)

Quelle: OSPAR Commission, 2008

Abbildung 73: OSPAR Eutrophierungsstatus 2007 in der Nordsee (Bewertungszeitraum 2001-2005) Rote Gebiete = Problemgebiete (PG) gelbe Gebiete = potentielle Problemgebiete (PPG) Nationale Zuständigkeitsgrenzen sind durch graue Linien markiert.

Abbildung 74: Eutrophierungsstatus in der Deutschen Bucht und der deutschen ausschließlichen Wirtschaftzone (2007) PPA = Potentielles Problemgebiet, PA = Problemgebiet

Quelle: OSPAR Commission, 2008

Quelle: OSPAR-Commission, 2007

84

Wasserwirtschaft in Deutschland

Abbildung 75: Zeitreihe der Konzentration von gelöstem organischem Nitrat (DIN) (links) und der Phosphatkonzentrationen (rechts) und Standardabweichungen im Winter in der Deutschen Bucht im Vergleich zu den OSPAR-Orientierungswerten
Mittlere Phosphatkonzentration, Salzgehalt =30 in μmol/l

Mittlere Nitratkonzentration, Salzgehalt =30 in μmol/l

70 60 50 40 30 20
12 µmol/l

3

2,5

2

1,5

1
0,6 µmol/l

10 0

0,5

1936

1978

1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013

1936

1978

Quelle: Bundesamt für Schifffahrt und Hydrographie, 2013

gebiete eingestuft, darunter auch alle Küstengewässer der Nordsee (s. Abb. 73). Im Vergleich mit dem Zustandsbericht von 2003 hat sich der Eutrophierungsstatus der Nordsee bis 2005 nicht wesentlich verändert. Obwohl die Nährstoffkonzentrationen entlang der Küste aufgrund teilweise erheblicher Reduktionen der Nährstoffeinträge über die Flüsse gesunken sind, spiegelt sich dieser Trend noch nicht in einer Abnahme der Phytoplanktonkonzentration (ermittelt als Chlorophyllgehalt) wider. Die südliche Nordsee, Kattegat und Skagerrak zählen weiterhin zu den am stärksten eutrophierten Regionen des Nordostatlantiks. Die dritte Anwendung der OSPAR-Eutrophierungsbewertung ist erst für 2016 vorgesehen. Damit soll eine Nutzung für die für 2018 anstehende Folgebewertung der EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie gewährleistet werden. 	 Die OSPAR-Vertragsparteien hatten sich verpflichtet, die Einträge von Stickstoff und Phosphor um 50 % gegenüber 1985 zu senken. Während dieses Reduktionsziel für Phosphor von nahezu allen Anrainerstaaten bereits vor längerer Zeit erreicht wurde, sind insbesondere für Stickstoff noch weitere Anstrengungen der meisten Vertragsstaaten (abgesehen von Dänemark, den Niederlanden und Deutschland) notwendig. Reduktionsszenarien mit Hilfe von Ökosystemmodellen haben gezeigt, dass das angestrebte Reduktionsziel von 50 % der Nährstoffeinträge über die Flüsse nicht ausreicht, um die Eutrophierung in den Problemgebieten zu eliminieren. Je nach Gebiet können Reduktionen bis zu 90 % für Stickstoff erforderlich sein. Ein Problem stellt auch die zeitverzögerte Reaktion des Ökosystems Meer auf reduzierte Nährstoffeinträge dar. Nach Schätzungen könnte es 10 bis 30 Jahre dauern, bis sich der Eutrophierungsstatus einer betroffenen Region signifikant verbessert. OSPAR hat erkannt, dass eine pauschale Zielsetzung, wie in der Vergangenheit praktiziert, ein guter und wichtiger erster gemeinsamer Schritt zur Bekämpfung der Eutrophierung war. Gegenwärtig werden

individuelle Zielsetzungen für die einzelnen bereits identifizierten Problemgebiete festgelegt und dabei Nährstoffeinträge aus benachbarten Meeresregionen, die eventuell keine Eutrophierungssymptome zeigen, sowie atmosphärische Stickstoffeinträge in die Bilanzierungen einbezogen. 	 Die deutsche Nordseeküste und die deutsche ausschließliche Wirtschaftzone wurden übergreifend als Problemgebiete der Eutrophierung klassifiziert (Abb. 74). Hauptgrund für die Eutrophierung der Deutschen Bucht sind die Nährstoffeinträge aus Flüssen, aber auch der Ferntransport von der englischen Küste, aus dem Englischen Kanal sowie von der niederländischen Küste mit der gegen den Uhrzeigersinn verlaufenden Hauptströmungsrichtung der Nordsee und atmosphärische Stickstoffeinträge. Mit zunehmender Verdün­ ung zur Hohen See hin nehmen die Eutrophien rungsprobleme ab. Eutrophierungseffekte in der deutschen Nordsee umfassen erhöhte Phytoplanktonbiomasse, regelmäßigen sommerlichen Sauerstoffmangel in den Flussmündungen und häufig im Bodenwasser der Deutschen Bucht, eingeschränkte Sichttiefen, eingeschränkte Verbreitung von Makrophyten und Veränderungen in den Beständen bodenlebender Organismen (Zoobenthos). Auch in der offenen Nordsee (äußerer Entenschnabel) wurden gelegentlich Sauerstoffmangel und das Auftreten von Eutrophierung anzeigenden Phytoplankton-Indikatorarten beobachtet. Langzeituntersuchungen von Nährstoffen und Plankton in der Deutschen Bucht zeigen, dass die PhosphatEutrophierung in der Deutschen Bucht schon in den 1960er Jahren begann, u. a. nachdem phosphathaltige Waschmittel in größeren Mengen einge­ etzt wurden. s Bis Mitte der 1970er Jahre hatten sich die winterlichen Phosphat-Konzentrati­ nen bei Helgoland im Jahresmito tel stark erhöht. Sie blieben für etwa ein Jahrzehnt auf die­ em Niveau und sanken danach wieder ab (Abb. 75), s eine Folge der Maßnahmen zur Phosphat-Redu­ ierung z wie der Einführung phosphatfreier Waschmittel und

	

	

Wasserwirtschaft in Deutschland

1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013

0

85

dem Einbau von Phosphatelimi­ ationsanlagen in n industriellen und kommunalen Kläranlagen. Die winterlichen Nitrat-Konzentrationen zeigten erst in den 1980er Jahren einen starken Anstieg und im Vergleich zu Phosphat einen viel geringeren Rückgang der Konzentrationen seit 1990 (Abb. 75). Während für Phosphat der Orientierungswert von 0,6 µmol/l bzw. 0,06 mg/l gegenwärtig fast erreicht ist, wird der Orientierungswert für Nitrat (12 µmol/l bzw. 0,74 mg/l) immer noch um das mehr als Dreifache überschritten und die Konzentrationen stagnieren in den letzten Jahren auf diesem hohen Niveau. Deshalb kann hinsichtlich der ökologischen Auswirkungen der Eutrophierung noch keine Entwarnung gegeben werden. 	 Im Wattenmeer sind Blüten der Schleimkugel- oder „Schaumalge“ Phaeocystis globosa besonders auffällig (Abb. 76). Beim Absterben dieser Algenzellen schlagen die Wellen die Gelatineschicht zu Schaum auf, der dann in großen Mengen durch den Wind an den Strand geweht wird.

übersteigen können. Das Wattenmeer wurde nach Anwendung des OSPAR-Ausweisungsverfahrens für 2000-2005 von den Anrainerstaaten Dänemark, Deutschland und Niederlande als Problemgebiete der Eutrophierung eingestuft. Die Eutrophierung hat im Wattenmeer zu Algenblüten (Schaumalge Phaeocystis und grüne Makroalgen), einer Abnahme des Seegrasbestandes und Sauerstoffmangel in den Sedimenten geführt. Es gibt regionale Unterschiede im Eutrophierungsgrad, wobei das südliche Wattenmeer allgemein stärker von Eutrophierung betroffen ist. 	 Im niedersächsischen Wattenmeer treten immer wieder höhere Zelldichten potenziell toxischer DinophysisArten auf, die ein Gift bilden, welches beim Menschen Durchfall und Erbrechen verursachen kann (DSP Diarrhetic Shellfish Poising). Die Aufnahme erfolgt durch Verzehr von Miesmuscheln, die dieses Toxin nach Fraß von Dinophysis anreichern können. Bei Überschreitung der DSP-Grenzwerte in Muschelweichkörpern wird die Ver­ arktung von Miesmuscheln in m Deutschland eingestellt. Makroskopisch sichtbare Grünalgenteppiche traten im Wattenmeer vor rund zwanzig Jahren erstmals großflächig auf und sind ein Zeichen der fortschreitenden Eutrophierung (Abb. 77). Sie beeinträchtigen die Wattbodenfauna und Seegraswiesen des Gezeitenbereiches. Die überlagerten Bodenbewohner sterben durch Sauerstoffmangel oder dadurch eventuell be­ ingte Sulfidvergiftung. d Das Auftreten von Grünalgenmatten hat die sommerliche Wattland­ chaft augenfällig verändert. Seit den s 1990er Jahren gibt es einen allgemeinen Trend der Abnahme der Ausdehnung dieser Grünalgenteppiche im schleswig-holsteinischen Wattenmeer, der jedoch Schwankungen unterworfen ist (Abb. 78). Auch die Ausbreitung der Grünalgenmatten im niedersächsischen Wattenmeer ist stark rückläufig.

Abbildung 76: Schaumalgen am Spiekerooger Strand

Quelle: Umweltbundesamt

	

Seit Beginn der 1980er Jahre wurde im Sommer in der Deutschen Bucht wiederholt Sauer­ toffmangel in s den bodennahen Wasserschichten beobachtet. Das Auf­ reten dieses großflächigen Phänomens folgte unt gewöhnlichen Blüten des Phytoplanktons im Frühjahr. Beim mikrobiellen Abbau abgesunkener Biomasse kommt es unter bestimmten hydrografischen wie meteorologischen Bedingungen (geschichteter Wasserkörper) zu einer Sauerstoffzehrung im Bodenwasser. Je nach räumlicher Ausdehnung und Dauer des Sauerstoffmangels werden die am Boden lebenden Tiere mehr oder weni­ er geschädigt. Angepasste, robuste g opportunistische Arten überstehen diese Situation bes­ ser als empfindlichere Arten, wie z. B. Seesterne und Seeigel. Fische fliehen in Abhängigkeit ihrer Lebensweise und weisen deshalb deutlich höhere Überlebensraten auf als festsitzende Lebewesen. An der Nordseeküste bildet das Wattenmeer einen spezifischen Lebensraum, auch hinsichtlich der Eutrophierung, da organische Stoffe importiert werden und Abbauprozesse die Primärproduktionsleistung

Abbildung 77: Grünalgen auf Wattflächen.

Quelle: Umweltbundesamt

	

	

Die Zunahme der Seegrasbestände im schleswigholsteinischen Wattenmeer wird als Zeichen einer abnehmenden Eutrophierung gedeutet, denn seit 1994 wird eine stetige Ausbreitung der Bestände (> 20 %

86

Wasserwirtschaft in Deutschland

Abbildung 78: Wattflächen (km2) mit Grünalgen der Bedeckungskategorien >20 % nach Befliegungen im SchleswigHolsteinischen Wattenmeer in den Sommern 1995-2012. Angegeben sind die saisonalen Maxima.
100 90 Mit Grünalgen bedeckte Wattflächen (>20% Bedeckung) in km2 80 70 60 50 40 30 20 10 0
1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012

die offene Bottenwiek und das nordöstliche Kattegat (Abb. 80). In der deutschen Ostsee wurden die Mecklenburger Bucht (Sauerstoffmangel) und der Fehmarn-Belt (eingeschränktes Vorkommen von Makrophyten) als unbefriedigend eingestuft, die Wismarer Bucht (Sauerstoffmangel, hohe Phytoplanktonbestände), die Lübecker Bucht (eingeschränktes Vorkommen von Makrophyten), die Kieler Bucht und die Flensburger Förde (eingeschränktes Vorkommen von Makrophyten) sogar als schlecht bewertet. Auf Grund der hohen Phytoplanktonbestände wurden die Ökosysteme im Arkona Becken und in den äußeren Darß-Zingst-Gewässern als mäßig eingestuft. Abbildung 80: HELCOM-Klassifizierung des Eutrophierungsstatus der Ostsee Grün = guter Zustand, entspricht‚ Gebieten die nicht von Eutrophierung betroffen sind; gelb = mäßiger Zustand; orange = unbefriedigender Zustand; rot = schlechter Zustand. HEAT = HELCOM Eutrophication Assessment Tool.

Quelle: Landesamt für Küsten- und Naturschutz Tönning, 2012

Abbildung 79: Fläche (km²) der Seegraswiesen (Bedeckung > 20 %) auf nordfriesischen Watten nach Befliegungen im August oder September zwischen 1994 und 2012
160 Mit Seegraswiesen bedeckte Wattflächen (Bedeckung >20%) in km2 140 120 100 80 60 40 20 0

1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012

Quelle: Landesamt für Küsten- und Naturschutz Tönning, 2012

Bedeckung) beobachtet (Abb. 79). Im August 2011 erreichten im nordfriesischen Watt die Seegrasbestände die größte bisher erfasste Ausbreitung (150 km2 oder 16 % der Wattfläche). Auch die Seegrasbestände im Gezeitenbereich der niedersächsischen Küste waren bis 2000-2002 insgesamt einem deutlichen Rückgang unterworfen. Den Ergebnissen der letzten Kartierung vom Sommer 2008 zufolge ist mittlerweile eine Ausdehnung der Bestände erfolgt, die jedoch nicht alle Bereiche der niedersächsischen Küste betrifft. So sind die Bestände des Großen Seegrasgrases Zostera marina in der Emsmündung nahezu erloschen. 7.2.2.3 Eutrophierung der Ostsee 	 Das Bewertungsverfahren von OSPAR hat HELCOM weiterentwickelt und, wie in der EU-Wasserrahmenrichtlinie, eine fünfstufige Bewertung eingeführt. In der gesamten Ostsee hat HELCOM von den 189 untersuchten Gebieten im Bewertungszeitraum 2001-2006 nur 13 als „nicht eutrophiert“ eingestuft, unter ihnen

Quelle: HELCOM, 2009

	

Der Ostseeaktionsplan von 2007 legt feste Reduktionsziele für die Ostseeanrainerstaaten fest. Diese wurden auf der Grundlage verbesserter Modelle und wissenschaftlich abgeleiteter Zielwerte überarbeitet. Auf dem HELCOM-Ministertreffen am 3. Oktober 2013 in Kopenhagen wurden neue Nährstoffreduktionsziele verabschiedet, die erstmals auch atmosphärische Stickstoffeinträge berücksichtigen. Deutschland hat sich in der Ministererklärung verpflichtet, seine Stickstoffeinträge bis 2016 um 7.670 t und die Phosphoreinträge um 170 t zu senken. Maßnahmen zur Reduktion von Nährstoffeinträgen sind z. B. eine Reduktion des Einsatzes von Düngemitteln in der Landwirtschaft, der Anbau von Zwischenfrüchten zur Verhinderung der Bodenerosion, die Etablierung von

Wasserwirtschaft in Deutschland

87

Feuchtgebieten und Pufferzonen die Nährstoffe auffangen, eine verbesserte Abwasserreinigung und erste Reduktionsbemühungen beim Abgasausstoß im Seeschiffsverkehr. Darüber hinaus haben Wissenschaftler herausgefunden, dass auch die Überfischung zur Eutrophierung beiträgt. So vermehrt sich durch den Rückgang des Räubers Dorsch die Sprotte, die sich von Zooplankton ernährt. Weniger Zooplankton konsumiert weniger Phytoplankton und führt so zu einer gesteigerten Eutrophierung. 	 Durch den direkten Zustrom aus den Flüssen sind die mecklenburgischen Küstengewässer und Bodden deutlich stärker durch Nährstoffeinträge belastet als die Ostsee außerhalb der 1 Seemeilen Zone. Während die Phosphatwerte in der Regel um das zwei- bis dreifache höher als an der Außenküste sind, können die Nitratkonzentrationen die Werte der vorgelagerten Ostsee um Größenordnungen überschreiten. Besonders in der Inneren Schlei, der Unterwarnow, dem Kleinen Haff und der Pommerschen Bucht ist dies der Fall. In den Boddengewässern traten deutliche Rückgänge der Nährstoffkonzentrationen auf, während sich für die Küstengewässer bisher noch keine signifikante Abnahme seit 1997 ergab. Ursache ist vermutlich eine Remobilisierung großer Phosphatmengen aus den Sedimenten bei Sauerstoffmangel. Für den Saaler Bodden z. B. steht einem externen Phosphor-Eintrag von 17 t eine interne Belastung von 88 bis 212 t gegenüber. Für die offene Ostsee zeigen längere Datenreihen einen Anstieg der Nitratkonzentrationen bis in die späten 1980er Jahre, gefolgt von einer stetigen Abnahme. Die Phosphatkonzentrationen folgen diesem Trend, sind aber in den letzten Jahren starken Schwankungen unterworfen. Ein bekannter Effekt der Eutrophierung ist erhöhtes Algenwachstum verbunden mit den be­ eits geschilr derten möglichen negativen Auswirkungen auf das Ökosystem. Trenduntersu­ hungen seit 1979 zeigen für c die Ostsee eine deutliche Zunahme von Dinoflagellaten und eine Abnahme der Diatomeen (Kieselalgen). Periodisch kommt es immer wieder zu starken Blaualgenblüten und riesige Algenteppiche werden an die Strände Mecklenburg-Vorpommerns und SchleswigHolsteins verdriftet (Abb. 81). Die Algenblüten führen zu einer Verringerung der Sichttiefen, die z. B. in den Mündungsgebieten von Oder und Warnow unter 0,5 m liegen. Sauerstoffmangel ist in der Ostsee ein natürlich auftretendes Phänomen. Allerdings haben Häufigkeit, Stärke und die räumliche Ausdehnung der sauerstoffarmen und sauerstofffreien Zonen (Totzonen) durch übermäßige Nährstoffeinträge aufgrund menschlicher Aktivitäten deutlich zugenommen. In den Küstengewässern Schleswig-Holsteins und Mecklenburg-Vorpommerns kommt es wie vor der dänischen Küste in jedem Jahr in Sommer und Herbst zu Sauerstoffdefiziten im grundnahen Wasser. Sauerstoffmangel in sommerlich geschichteten Gewässern wurde in der Mecklenburger Bucht,

Abbildung 81: Algenmatten am Strand von Glowe auf Rügen

Quelle: W.Leujak

	

Lübecker Bucht, Kieler Bucht und benachbarten Buchten und Förden festgestellt. Eine aktuelle Erhebung der Sauerstoffgehalte in der westlichen Ostsee zeigt, dass 68 % aller Messwerte an den Stationen mit über 15 m Wassertiefe auf die Klassen schlecht und ungenügend entfallen, d. h. es gibt dort weniger als 1-2 mg Sauerstoff pro Liter. Bodenlebende Organismen werden durch den Sauerstoffmangel stark beeinträchtigt. Die Erholung des Makrozoobenthos nach Sauerstoffmangelereignissen kann bis zu 4 Jahre dauern. Die Unterwasservegetation reagiert sehr empfindlich auf hohe Nährstoffeinträge. Die damit verbundene höhere Trübung der Wassersäule durch das Phytoplankton führt zu einer Verschlechterung des Unterwasserlichtklimas und damit zu einer Verkleinerung des besiedelbaren Lebensraumes. Großalgen und Blütenpflanzen werden aus den tieferen Bodenbereichen in die Flachwasserzonen der Küstengewässer verdrängt. Die historischen Verbreitungstiefen werden für Seegras (10 m) und Blasentang (20 m) heute bei weitem nicht mehr erreicht. Der Blasentang ist nach neuesten Untersuchungen kaum noch an der Küste Mecklenburg-Vorpommerns zu finden. Seegraswiesen in der Prerower Bucht sind von fädigen Algen überwachsen, die sich als Folge der Überdüngung ansiedeln und das Seegras niederdrücken.

7.2.3 Schwermetalle
	 Metalle kommen durch natürliche Prozesse wie Verwitterung, Vulkanismus und Ausgasun­ en in der g Umwelt vor. Metallkonzentrationen, die aus diesen natürlichen Eintragungen her­ ühren, werden als Hinr tergrundkonzentrationen bezeichnet. Einträge durch menschliche Ak­ ivitäten haben dazu geführt, dass die t Schwermetallkonzentrationen in der Meeresumwelt zumeist weit über den Hintergrundkonzentrationen liegen. Haupteintragspfade sind die Flüsse und die Atmosphäre. Die Toxizität der Schwermetalle ist von vielen Faktoren abhän­ ig. Sie nimmt generell in der g Reihe Quecksilber, Cadmium, Zink, Nickel und Kobalt ab. Ent­ cheidend ist, in welcher Verbindung die Metalle s

	

88

Wasserwirtschaft in Deutschland

Abbildung 82: Stationsbezogene klassifizierte Sauerstoff­ gehalte im Tiefenwasser der westlichen Ostsee im September, 2012

Abbildung 83: Schwermetalleinträge über die deutschen Zuflüsse in die Nordsee 1990-2010
Schwermetallfrachten deutscher Flüsse in die Nordsee (Elbe, Weser, Ems und Eider) 180 130 Trend in % (1990=100) 80 30 -20 -70 -120 Jahr Cd Hg Cu Pb Zn
1991 1992 1993 1994 1995 1996 1996 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011

Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bundesländer für Berichterstattung OSPAR, Stand: 2011

Quelle: Landesamt für Landwirtschaft, Umwelt und ländliche Räume Schleswig-Holstein

vorliegen. Für den menschlichen Organismus sind viele Metalle gesundheitsschädlich. Sie reichern sich in der Nahrungskette an und gelangen so auch in den menschlichen Körper. Schwermetalle in der Meeresumwelt werden regelmäßig im Wasser, im Sediment und in Organismen (Biota) gemessen. 7.2.3.1 Einträge Einträge in die Nordsee 	 Die Quecksilber- und Cadmium-Einträge über Elbe, Weser und Ems in die Nordsee sind seit Jahren rückläufig. Sie betrugen im Jahre 2010 nur noch 12 % (Quecksilber) bzw. 38 % (Cadmium) der Einträge im Bezugsjahr 1990 (s. Abb. 83). Maßnahmen wie modernisierte Abwasserreinigungstechniken trugen zu einer Abnahme der Schwermetall­ einträge entscheidend bei. Dennoch werden gelegentlich erhöhte Konzentrationen gemessen, insbesondere nach niederschlagsreichen Perioden mit nachfolgendem Hochwasser (z. B. 2002), das die in den Flusssedimenten akkumulierten Schadstoffe mobilisiert und damit zu einem erhöhten Schwermetalleintrag in die Küstengewässer führt. Die Schwermetalleinträge in die Oberflächengewässer im deutschen Nordseeeinzugsgebiet sind zwischen 1983-1987 und 2006-2008 stark zurückgegangen (s. Tabelle 30). Die niedrigste Eintragsreduzierung liegt für Nickel (42 %) vor, da hier der nicht beeinflussbare geogene

	

Anteil (Grundwasserpfad (45 % vom Gesamteintrag)) recht hoch ist. Die größte Eintragsreduzierung konnten für Quecksilber (96 %) und Cadmium (87 %) erreicht werden. Diese Ergebnisse sind vor allem auf die drastische Reduzierung der industriellen Direkteinträge (Punktquellen) mit 95 % für Blei bis zu 99 % für Quecksilber zurückzuführen. Einen entscheidenden Beitrag zu dieser Umweltentlastung haben Maßnahmen im Bereich der Industrie auf Grund verschärfter gesetzlicher Anforderungen geleistet, aber auch der seit 1990 eingetretene Einbruch industrieller Aktivitäten in den neuen Bundesländern (Elbeeinzugsgebiet). 2006-2008 spielten industrielle Direkteinleitungen für den Schwermetalleintrag mit Anteilen am Gesamteintrag zwischen 0,5-9 % nur noch eine untergeordnete Rolle. Die Bedeutung der Einleitungen aus kommunalen Kläranlagen (Punktquellen) ist zwar nach wie vor hoch, jedoch werden 2006-2008 die Gewässerbelastungen durch diffuse Quellen dominiert. Die bedeutendsten Eintragspfade sind urbane Flächen (vor allem Kanalisationen und nicht an die Kanalisation angeschlossene Einwohner), die Erosion und der Grundwasserzufluss. 	 Ein wesentlicher Schwermetalleintrag in die Oberflächengewässer stammt aus urbanen Flächen, zu denen Einträge aus Misch- und Trennsystemen der Kanalisation gehören. Diese Mischwasserentlastungen und Niederschlagsabflüsse aus Trennsystemen verursachen 3-30 % der gesamten Schwermetalleinträge. Dabei werden besonders hohe Anteile am Gesamteintrag bei Zink (32 %), Kupfer (31 %) und Blei (20 %) erreicht. Da in den Mischsystemen ein bedeutender Anteil des

	

	

Wasserwirtschaft in Deutschland

89

Tabelle 30: Einträge von Quecksilber, Nickel, Cadmium, Blei, Zink, Kupfer und Chrom aus Punkt- und diffusen Quellen im deutschen Einzugsgebiet der Nordsee
atmosphärische Deposition [t/a] Altbergbau [t/a] Erosion [t/a] Grund­wasser [t/a] industrielle Direkt­einleiter [t/a] Oberflächenabfluss [t/a] Drainagen [t/a] Urbane Systeme [t/a] Kläranlagen (WWTP) [t/a] Gesamt [t/a]

Quecksilbereinträge in die Oberflächengewässer, gerundet 1983-1987 1998-2002 2006-2008 1983-1987 1998-2002 2006-2008 1983-1987 1998-2002 2006-2008 1983-1987 1998-2002 2006-2008 1983-1987 1998-2002 2006-2008 1983-1987 1998-2002 2006-2008 1983-1987 1998-2002 2006-2008 0,64 0,063 0,067 9,7 2,9 2,7 7,4 0,21 0,21 54 8,5 7,0 210 63 47 36 8,2 8,0 2,7 0,82 2,3 0,010 0,010 0,013 17 17 18 2,0 2,0 1,5 9,0 9,0 7,8 371 371 365 14 14 13 0,26 0,26 0,32 0,24 0,25 0,25 98 97 101 0,91 0,94 0,99 108 108 114 222 228 240 55 57 59 126 127 134 0,28 0,29 0,29 192 197 193 1,1 1,2 1,1 6,2 6,4 6,3 170 174 171 58 60 59 15 15 15 22 0,13 0,084 179 18 16 21 0,42 0,54 125 14 6,4 2814 99 120 398 32 27 442 16 18 0,78 0,13 0,11 11 8,0 6,0 3,1 0,73 0,51 157 16 15 344 194 122 41 41 24 10 3,3 3,9 0,30 0,31 0,30 38 39 38 0,59 0,62 0,60 1,2 1,2 1,2 80 84 81 17 18 17 19 20 20 2,3 0,53 0,17 71 19 13 11 1,4 0,57 253 70 43 1268 980 741 156 133 132 38 9,1 8,4 2,5 1,2 0,012 125 68 39 6,2 1,9 1,1 51 25 11 822 419 405 135 101 83 106 31 22 29 2,9 1,3 740 466 428 53 9,4 7,1 763 258 211 6300 2612 2292 911 463 421 759 222 223

Nickeleinträge in die Oberflächengewässer, gerundet

Cadmiumeinträge in die Oberflächengewässer, gerundet

Bleieinträge in die Oberflächengewässer, gerundet

Zinkeinträge in die Oberflächengewässer, gerundet

Kupfereinträge in die Oberflächengewässer, gerundet

Chromeinträge in die Oberflächengewässer, gerundet

Quelle: Umweltbundesamt (MoRE), Stand: Juni 2013

Niederschlagsabflusses zur Kläranlage weitergeleitet wird, ergibt sich hier eine geringere Gewässerbelastung mit Schwermetallen als beim Trennsystem. Durch Erosion werden vor allem die Metalle Chrom (60 %) und Blei (54 %) in die Gewässer eingetragen. Zwischen den einzelnen Flussgebieten bestehen signifikante Belastungsunterschiede insbesondere aufgrund von Unterschieden in der Landnutzung und dem Abflussgeschehen. Einträge in die Ostsee 	 Die Schwermetalleinträge über die deutschen Zuflüsse in die Ostsee nahmen seit 1994 zum Teil deutlich ab. Für einige Schwermetalle steigen die Stofffrachten erwartungsgemäß proportional mit den erhöhten Abflussmengen in niederschlagsreichen Jahren. Der drastische Rückgang der Quecksilber-Frachten um 96 % bis 2010 im Vergleich zu 1994 zeigt demgegenüber, dass die Emissionen anthropogen eingetragener Metalle seit Beginn der 1990er Jahre erheblich und kontinuierlich zurückgegangen sind (s. Abb. 84). Die Schwermetalleinträge in die Oberflächengewässer im deutschen Ostsee-Einzugsgebiet sind insgesamt zwischen 1983-1987 und 2006-2008 stark zurückgegangen (s. Tabelle 31). Die generelle Verringerung der Einträge ist vor allem auf die drastische Reduzierung der Einträge aus der Industrie zurückzuführen, die 	

sich widerspiegelt in einer Reduzierung industrieller Direkteinträge, Einträge über atmosphärische Deposition, Einträge über urbane Flächen und kommunale Kläranlagen (industrielle Indirekteinleitungen). Einen entscheidenden Beitrag zu dieser Umweltentlastung haben Maßnahmen im Bereich der Industrie auf Grund verschärfter gesetzlicher Anforderungen geleistet, sowie der seit 1990 eingetretene Rückgang industrieller Aktivitäten im deutschen Odereinzugsgebiet. Die Bedeutung der Einleitungen aus kommunalen Kläranlagen (Punktquellen) ist mit 0 % (Quecksilber) bis 8 % (Kupfer) am Gesamteintrag gering. 20062008 haben diffuse Quellen die Gewässerbelastung dominiert. Die wichtigsten Eintragspfade sind urbane Flächen (vor allem Kanalisationen und nicht an die Kanalisation angeschlossene Einwohner), die Erosion und der Grundwasserzufluss. Ein wesentlicher Schwermetalleintrag in die Oberflächengewässer stammt aus urbanen Flächen, zu denen Einträge aus Misch- und Trennsystemen gehören. Diese Mischwasserentlastungen und Niederschlagsabflüsse aus Trennsystemen verursachen 3 - 42 % der gesamten Schwermetalleinträge. Dabei werden besonders hohe Anteile bei Zink (42 %), Kupfer (34 %) und Blei (32 %) erreicht. Da in den Mischsystemen ein bedeutender Anteil des Niederschlagsabflusses zur Kläranlage

	

	

90

Wasserwirtschaft in Deutschland

Tabelle 31: Einträge von Quecksilber, Nickel, Cadmium, Blei, Zink, Kuper und Chrom aus Punkt- und diffusen Quellen im deutschen Einzugsgebiet der Ostsee
atmosphärische Deposition [t/a] Altbergbau [t/a] Erosion [t/a] Grund­wasser [t/a] industrielle Direkt­einleiter [t/a] Oberflächenabfluss [t/a] Drainagen [t/a] Urbane Systeme [t/a] Kläranlagen (WWTP) [t/a] Gesamt [t/a]

Quecksilbereinträge in die Oberflächengewässer, gerundet 1983-1987 1998-2002 2006-2008 1983-1987 1998-2002 2006-2008 1983-1987 1998-2002 2006-2008 1983-1987 1998-2002 2006-2008 1983-1987 1998-2002 2006-2008 1983-1987 1998-2002 2006-2008 1983-1987 1998-2002 2006-2008 0,34 0,022 0,019 6,1 1,2 1,1 5,9 0,077 0,068 24 2,5 1,8 111 25 17 20 3,3 3,3 1,24 0,32 0,93 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0,005 0,005 0,005 1,0 1,0 1,1 0,014 0,016 0,017 1,9 2,0 2,1 3,6 3,9 4,3 1,1 1,2 1,3 1,7 1,8 1,9 0,026 0,018 0,018 17 12 12 0,10 0,071 0,072 0,56 0,39 0,39 15 11 11 5,3 3,6 3,7 1,3 0,92 0,93 0,001 0,001 0,001 0 0,32 0,21 0 0,022 0,018 0,18 0,89 0,11 0 9,5 4,2 0 0,22 0,26 18 0,11 0,01 0,077 0,009 0,009 1,2 0,56 0,42 0,31 0,052 0,040 16 1,0 1,1 35 13 9,4 4,3 2,7 1,8 1,4 0,29 0,30 0,050 0,052 0,053 6,3 6,6 6,7 0,10 0,10 0,11 0,20 0,21 0,21 14 14 14 2,8 3,0 3,0 3,3 3,4 3,5 0,13 0,030 0,007 4,1 1,1 0,80 1,0 0,084 0,033 14 4,4 2,7 71 61 47 6,9 7,8 8,0 1,9 0,55 0,53 0,041 0,012 0 4,1 1,0 0,85 0,41 0,027 0,011 2,0 0,32 0,10 9,9 5,5 5,5 3,3 2,3 2,0 3,1 0,28 0,28 0,66 0,15 0,11 40 24 23 7,9 0,45 0,36 58 12 8,5 259 143 113 44 24 23 32 7,6 8,3

Nickeleinträge in die Oberflächengewässer, gerundet

Cadmiumeinträge in die Oberflächengewässer, gerundet

Bleieinträge in die Oberflächengewässer, gerundet

Zinkeinträge in die Oberflächengewässer, gerundet

Kupfereinträge in die Oberflächengewässer, gerundet

Chromeinträge in die Oberflächengewässer, gerundet

Quelle: Umweltbundesamt (MoRE), Stand: Juni 2013

Abbildung 84 a-b: Einträge ausgewählter Schwermetalle über deutsche Flüsse in die Ostsee 1994-2010 in t/a
250 1200 18.000 16.000 200 14.000 12.000 150 10.000 100 8.000 6.000 50 4.000 2.000 0
1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010

0

Hg-Fracht

Cd-Fracht

1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2008 2010

Cu-Fracht

Pb-Fracht

Ni-Fracht

Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bundesländer für Berichterstattung HELCOM, Stand 2011

weitergeleitet wird, ergibt sich hier eine geringere Gewässerbelastung als beim Trennsystem. Durch Erosion werden vor allem die Metalle Chrom (23 %) und Blei (24 %) in die Gewässer eingetragen. Im Vergleich zum Nordseegebiet tritt dieser Pfad in seiner Bedeutung zurück. So spielt für Quecksilber im Ostseegebiet der Eintragspfad über Dränagen mit 47 % am Gesamteintrag und für Blei über atmosphärische Deposition

(21 %) eine größere Rolle. Bei Nickel überwiegen die geogenen Einträge über den Grundwasserpfad (52 %), gefolgt von Einträgen aus Dränagen (29 %). Im Nordseegebiet spielt dagegen für Nickel neben dem Grundwasser der Erosionspfad eine große Rolle. Signifikante räumliche Belastungsunterschiede ergeben sich aus Unterschieden in der Landnutzung und dem Abflussgeschehen.

Wasserwirtschaft in Deutschland

91

7.2.3.2 Schwermetallbelastungen Schwermetallkonzentrationen im Wasser 	 Für die Ostsee und die Nordsee wurden im Zeitraum 2008-2011 keine Überschreitungen der Umweltqualitätsnormen für Blei (JahresdurchschnittsUmweltqualitätsnorm = 7,2 µg/l), Quecksilber (Jahresdurchschnitts-Umweltqualitätsnorm = 0,05 µg/l) und Cadmium (Jahresdurchschnitts-Umweltqualitätsnorm = 0,2 µg/l) in der Wasserphase ermittelt. Für Stationen, die sich außerhalb der 12 sm Zone befinden, lagen die Werte im Allgemeinen noch wesentlich niedriger als innerhalb dieser Zone. Dies zeigt, dass ein wesentlicher Teil der Einträge aus den Flüssen stammt und seewärts eine zunehmende Verdünnung mit unbelastetem Meerwasser erfolgt.

Für die Ostsee liegen sehr wenige Daten vor, deshalb wurde auf eine Bewertung verzichtet. In der Nordsee liegen vor allem die für die Metalle Quecksilber und Blei gemessenen Konzentrationen im kritischen Bereich. Schwermetalle in Meeresorganismen Nordsee 	 Im Zeitraum 1985 bis 1993 zeigten die aus dem Jadebusen (bei Eckwarderhörne) in der Nordsee entnommenen Miesmuscheln eine deutlich stärkere Blei-, Cadmium- und Quecksilber-Belastung als die Muscheln aus dem Sylt-Römö-Watt (List/Königshafen). In den nachfolgenden Jahren (1994 bis 2011) verringerten sich diese Unterschiede, da die Belastung der Muscheln aus dem Jadebusen tendenziell abnahm, während die Belastung der Muscheln aus dem SyltRömö-Watt in etwa gleich blieb oder leicht anstieg. Nur für Blei ist eine statistisch signifikante Abnahme der Konzentrationen in Miesmuscheln festzustellen. Die von OSPAR für den gesamten Nordost-Atlantik (einschließlich der Nordsee) ermittelten natürlichen Hintergrundkonzentrationen der Metalle in Miesmuscheln betragen für Cadmium 0,07-0,11 mg/kg, für Blei 0,010,19 mg/kg und für Quecksilber 0,005-0,010 mg/kg, jeweils bezogen auf das Frischgewicht (FG). Im Falle von Cadmium liegen nur die Konzentrationen in Miesmuscheln von Eckwarderhörne oberhalb bzw. an der oberen Grenze des Hintergrundbereiches. Die Quecksilber-Konzentrationen der Miesmuscheln der beiden Nordseeprobenahmestellen haben sich zwar seit Ende der 1980er Jahre vermindert, liegen aber immer noch deutlich oberhalb der Hintergrundkonzentrationen.

Schwermetallkonzentrationen im Sediment 	 Nachfolgend dargestellt werden Ergebnisse zur Cadmium-, Blei- und Quecksilber-Belastung von Sedimenten (Abb. 85-87). Umweltqualitätsnorm, wie sie für die Wasserphase existieren, gibt es für die Schwermetalle Cadmium, Blei und Quecksilber im Sediment nicht. Die Konzentrationen werden in o.g. Abbildungen nach einem von OSPAR im Qualitätszustandsbericht 2010 genutzten Bewertungssystem in drei Klassen dargestellt. Blau kennzeichnet Konzentrationen, die sich den Hintergrundkonzentrationen nähern (Background Assessment Concentration (BAC)) und rot Konzentrationen, die über ermittelten Effektschwellen (Effect Range Low (ERL)) liegen. Grün weist die Konzentrationen aus, bei denen keine schädlichen Effekte auf Organismen erwartet werden. Bei weniger als fünf Messwerten für den Zeitraum von 2008-2011 wurde keine Bewertung vorgenommen (weißer Kreis).

	

Abbildung 85: Cadmiumkonzentrationen im Sediment der Nord- und Ostsee (2008-2011) Die Kreise zeigen die Probestellen. Es wurden nur Probestellen bewertet, an denen mindestens 5 Proben aus dem Unter­ suchungszeitraum vorlagen. Die Färbung kennzeichnet den gemessenen Konzentrationsbereich.

Quelle: MUDAB (Meeresumwelt-Datenbank), BfG, 2012

92

Wasserwirtschaft in Deutschland

Abbildung 86: Bleikonzentrationen im Sediment der Nord- und Ostsee (2008-2011) Die Kreise zeigen die Probestellen. Es wurden nur Probestellen bewertet, an denen mindestens 5 Proben aus dem Unter­ suchungszeitraum vorlagen. Die Färbung kennzeichnet den gemessenen Konzentrationsbereich.

Quelle: MUDAB (Meeresumwelt-Datenbank), BfG, 2012

Abbildung 87: Quecksilberkonzentrationen im Sediment der Nord- und Ostsee (2008-2011) Die Kreise zeigen die Probestellen. Es wurden nur Probestellen bewertet, an denen mindestens 5 Proben aus dem Unter­ suchungszeitraum vorlagen. Die Färbung kennzeichnet den gemessenen Konzentrationsbereich.

Quelle: MUDAB (Meeresumwelt-Datenbank) BfG 2012

	

Die von der Kommission der Europäischen Gemeinschaft festgelegten Höchstgehalte in Lebensmitteln für Quecksilber (0,5 mg/kg FG Muscheln), Blei (1,5 mg/kg FG Muscheln) und Cadmium (1,0 mg/kg FG Muscheln) wurden im Bereich der deutschen Nordseeküste in Miesmuscheln deutlich unterschritten. Zur Beurteilung des chemischen Zustands wurde in der Oberflächengewässerverordnung eine Umwelt­ qualitätsnorm von 20 µg/kg FG für Quecksilber in Biota festgelegt. Miesmuscheln aus dem Jadebusen

	

und dem Sylt-Römö-Watt weisen Quecksilber-Konzentrationen in diesem Bereich auf. Die in Muskulaturen von Aalmuttern aus dem Transekt Varel Mellum und der Meldorfer Bucht gemessenen Quecksilber-Konzentrationen liegen jedoch mindestens dreifach oberhalb von 20 µg/kg. Über den Untersuchungszeitraum 1994 bis 2011 ist keine Abnahme der Quecksilber-Konzentrationen in der Aalmuttermuskulatur zu beobachten. 	 Die Quecksilberbelastung von Seevogeleiern spiegelt in der Regel die lokale Schadstoffkontamination wi-

Wasserwirtschaft in Deutschland

93

der, da Quecksilber während der Eibildung über die Nahrung aus der näheren Umgebung des Brutgebiets von den weiblichen Tieren aufgenommen wird. Die in Silbermöweneiern von der Insel Trischen (SchleswigHolsteinisches Wattenmeer) um den Faktor 2 bis 3 höheren Quecksilbergehalte im Vergleich zu Eiern von der Insel Mellum (niedersächsisches Wattenmeer) zeigen den hohen Eintrag über die Elbe im Vergleich zum niedrigeren Eintrag von Quecksilber über Jade und Weser. Die Zeitreihen für Quecksilber-Konzentrationen in Silbermöweneiern von der Insel Trischen zeigen zwischen 1988 und 2001 einen deutlichen Rückgang der Belastung. Ostsee 	 Die Belastung von Miesmuscheln im deutschen Ostseeküstenbereich mit Quecksilber, Blei und Cadmium ist geringer als die im Nordseeküstenbereich. Deutliche Belastungsschwerpunkte sind nicht zu erkennen. Im Vergleich zu den Organismen aus der Nordsee weisen Miesmuscheln des Probenahmejahres 2011 mit 2,6 µg/kg Frischgewicht (FG) in etwa um den Faktor 8 niedrigere Quecksilber-Konzentrationen auf. Die Kontamination der Muscheln von Darßer Ort mit Blei (0,1 mg/kg FG) und Cadmium (0,09 mg/kg FG) ist nahezu identisch mit der der Mu­ cheln von Königshas fen an der Nordseeküste. Für die drei Schwermetalle zeichnet sich in den letzten Jahren nur für Blei ein abnehmender Trend in Miesmuscheln ab. In Miesmuscheln wird die Umweltqualitätsnorm für Quecksilber in Biota von 20 µg/kg FG deutlich unterschritten. In der Muskulatur von Aalmuttern überschreiten die im Zeitraum 1994 bis 2011 gemessenen Quecksilber-Konzentrationen diese Umweltqualitätsnorm im Mittel um einen Faktor 2. Diese Überschreitung ist im Vergleich zu den vorliegenden Überschreitungen der Umweltqualitätsnorm in Fischen des Binnenlandes und der Nordsee eher gering.

aromatische Kohlenwasserstoffe sind für den Menschen krebserregend. Ferner wirken polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe fruchtschädigend, sie beeinträchtigen auch die Fortpflanzungsfähigkeit. 	 Für die in der Liste der prioritären Stoffe aufgeführten polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe wurden keine Überschreitungen der Umweltqualitätsnorm (s. Tabelle 8) im Wasser gemessen.

Polychlorierte Biphenyle
	 Polychlorierte Biphenyle sind giftige und krebserregende chemische Chlorverbindungen, die bis in die 1980er Jahre vor allem in Transformatoren, elektrischen Kondensatoren, in Hydraulikanlagen als Hydraulikflüssigkeit sowie als Weichmacher in Lacken, Dichtungsmassen, Isoliermitteln und Kunststoffen verwendet wurden. Polychlorierte Biphenyle haben sich überall auf der Erde ausgebreitet; sie sind in der Atmosphäre, den Gewässern und im Boden nachweisbar. Polychlorierte Biphenyle zählen zu den zwölf als „dreckiges Dutzend“ bekannten persistenten organischen Schadstoffen, die von der Stockholmer Konvention vom 22. Mai 2001 adressiert wurden. Die Umweltprobenbank hat die Belastung von organischen Schadstoffen in Miesmuschel, Aalmutter und Silbermöwenei in räumlicher und zeitlicher Verteilung erhoben. Danach sind sowohl im Nordsee- als auch im Ostseeküstenbereich polychlorierte Biphenyle die Hauptkontaminanten in marinen Organismen. OSPAR verwendet als Bewertungskriterium für die Summe der sieben polychlorierte Biphenyle -Leitkongenere (∑ PCB7: IUPAC Nr. PCB28, PCB52, PCB101, PCB118, PCB138, PCB153, PCB180) ökotoxikologische (tolerable) Schwellenbereiche in Höhe von 1 bis 10 µg/kg Frischgewicht für Fisch und 5 bis 50 µg/kg Trockengewicht für Miesmuscheln. Die 2012 nachgewiesenen Konzentrationen der ∑ PCB7 in Aalmuttermuskulatur aus dem Bereich des Jadebusen (6,8 µg/ kg Frischgewicht) und der Meldorfer Bucht (8,2 µg/ kg Frischgewicht) lagen an der oberen Grenze dieses ökotoxikologischen Schwellenbereiches (Abb. 88). Über den Beobachtungszeitraum 1994 bis 2012 zeigten sich stark schwankende Konzentrationen der ∑ PCB7 mit einem deutlichen Trend zur Abnahme seit der Jahrtausendwende (Abb. 88). Im Unterschied zum deutschen Nordseegebiet ist die Belastung mit organischen Schadstoffen im deutschen Ostseegebiet mehr durch diffuse Einträge aus der Landwirtschaft und punktförmige Einträge aus Altlastenquellen geprägt als durch Einträge über große Flüsse. Miesmuscheln und Aalmuttern aus dem Probenahmegebiet bei Darßer Ort sind deutlich geringer mit PCB belastet als Proben aus der Nordsee.

	

	

7.2.4 Organische Umweltchemikalien Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAKs)
	 Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe entstehen bei der unvollständigen Verbrennung organischen Materials also z. B. von Holz, Kohle, Benzin und Öl und sie sind in fossilen Rohstoffen enthalten (s.a. Kap. 5.2.4). Viele polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe sind langlebig (persistent), toxisch, bioakkumulierend und werden in der Umwelt weit verbreitet nachgewiesen. Die Gruppe der PAKs ist allein zahlenmäßig eine bedeutende Schadstoffklasse, von der bereits hunderte Verbindungen in der Umwelt nachgewiesen wurden. Die Aufnahme der Stoffe erfolgt beim Menschen vor allem über die Nahrung und durch das Einatmen belasteter Luft aus Autoabgasen, aber auch von Tabakrauch. Zahlreiche polyzyklische

	

94

Wasserwirtschaft in Deutschland

Abbildung 88: PCB-Konzentrationen in der Muskulatur der Aalmutter in der Nordsee (Jadebusen und Meldorfer Bucht)

Abbildung 89: Konzentrationen von DDT und seinen Metaboliten in der Muskulatur der Aalmutter in der Nordsee (Jadebusen und Meldorfer Bucht)
5,0 DDT und Metabolite in Aalmuttermuskulatur (FG) in μg/kg

PCB-Konzentration in Aalmuttermuskulatur (FG) in n μg/kg

25

20

Jadebusen

Meldorfer Bucht

4,0

Meldorfer Bucht

15

ökotoxikologischer Schwellenwertbereich 1–10 µg/kg FG

3,0 Jadebusen 2,0

10

5

1,0

0

1994 1996 1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010 2012

1995 1997 1999 2001 2003 2005 2007 2009 2011

0,0

PCB 180

PCB 153

PCB 138

PCB 118

PCB 101

PCB 52

PCB 28

1994 1996 1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010 2012 1994 1996 1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010 2012

p,p'-DDE

p,p'-DDD

p,p'-DDT

o,p'-DDT

Quelle: Umweltbundesamt – Umweltprobenbank des Bundes, 2013

Quelle: Umweltbundesamt – Umweltprobenbank des Bundes, 2013

Hexachlorbenzol
	 Hexachlorbenzol ist ein Chlorkohlenwasserstoff, das hauptsächlich als Fungizid in der Behandlung von Saatgut und als Holzschutzmittel eingesetzt wurde. In der Bundesrepublik Deutschland dürfen Hexachlorbenzol-haltige Pflanzenschutzmittel seit 1981 nicht mehr angewendet werden, in der DDR galt das Verbot seit 1984. Seit Inkrafttreten der Stockholmer Konvention 2004 ist die Verwendung von Hexachlorbenzol weltweit beschränkt auf den Einsatz als chemisches Zwischenprodukt und als Lösungsmittel für Pestizide. Die Hexachlorbenzol-Konzentrationen in der Wasserphase der Ostsee und der Nordsee überschreiten die Jahresdurchschnitts-Umweltqualitätsnorm von 0,01 µg/l nicht.

und o,p’-DDT gemessen. Ursache für den Anstieg waren vermutlich erhöhte DDT-Einträge durch das ElbeHochwasser im August 2002 (Abb. 101). In den nachfolgenden 2 Jahren sanken die Konzentrationen von DDT und seinen Metaboliten DDE und DDD deutlich bis unter das Niveau vor dem Hochwasser. Allerdings schwanken die ermittelten Konzentrationen von Jahr zu Jahr erheblich und ab 2006 wird tendenziell ein Anstieg der Gehalte beobachtet (Abb. 89). 	 DDT kontaminiert die Organismen in der Ostsee weit mehr als die in der Nordsee, besonders im Vergleich zu Messungen im Jadebusen. Besonders auffällig ist, dass neben den Abbauprodukten DDD und DDE des Pflanzenschutzmittels DDT auch noch hohe Anteile der Ausgangsverbindung DDT nach­ ewiesen werden g (Abb. 90). Dies weist auf eine bestehende Nutzung dieses Pestizids trotz Stoffverbot im Einzugsgebiet der Ostsee hin.

	

Dichlordiphenyltrichlorethan (DDT)
	 DDT ist ein lang anhaltendes und stark wirkendes Insektenvernichtungsmittel (Insektizid). 1963 wurden weltweit 100.000 Tonnen des Insektizids hergestellt und eingesetzt. Aufgrund seiner Fettlöslichkeit reichert sich DDT im Fettgewebe von Fischen, Vögeln und im Menschen an. DDT wird in der Umwelt nur sehr langsam abgebaut. DDT steht auch im Verdacht, Krebs zu erzeugen. Herstellung und Vertrieb von DDT sind in der Bundesrepublik Deutschland seit dem 1. Juli 1977 verboten. Mit dem Inkrafttreten der Stockholmer Konvention im Jahr 2004 ist der Einsatz von DDT weltweit auf die Bekämpfung krankheitsübertragender Insekten beschränkt. In der Nordsee wurden für DDT (und seine Abbauprodukten DDE und DDD) in Aalmuttermuskulatur aus der Meldorfer Bucht und dem Jadebusen 2003 im Vergleich zu 2002 leicht erhöhte Gehalte an p,p’-DDT

Abbildung 90: Konzentrationen von DDT und seinen Metaboliten in der Muskulatur der Aalmutter in der Ostsee (Darßer Ort)
DDT und Metabolite in Aalmuttermuskulatur (FG) in n μg/kg 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0
1994 1995 1996 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2010 2011 2012

	

p,p'-DDE

p,p'-DDD

p,p'-DDT

o,p'-DDT

Quelle: Umweltbundesamt – Umweltprobenbank des Bundes, 2013

Wasserwirtschaft in Deutschland

95

Abbildung 91: HCH-Konzentrationen in der Muskulatur der Aalmutter in der Nordsee (Jadebusen und Meldorfer Bucht)
4,0

Abbildung 92: HCH-Konzentrationen in der Muskulatur der Aalmutter in der Ostsee (Darßer Ort)
3,0

HCH in Aalmuttermuskulatur (FG) in n μg/kg

HCH in Aalmuttermuskulatur (FG) in n μg/kg

2,5

3,0

Jadebusen

Meldorfer Bucht

2,0

2,0

1,5

1,0

1,0

0,5

0,0

1994 1996 1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010 2012 1994 1996 1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010 2012

0,0
1994 1995 1996 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2010 2011 2012

Quelle: Umweltbundesamt – Umweltprobenbank des Bundes, 2013

Quelle: Umweltbundesamt – Umweltprobenbank des Bundes, 2013

Hexachlorcyclohexan (HCH)
	 Hexachlorcyclohexan (HCH) wurde ursprünglich als ein technisches Gemisch hergestellt, das aus verschiedenen HCH-Isomeren (α-, β-, γ-, δ-Hexachlorcyclohexan) besteht. Als Insektizid wirksam ist das γ-Isomer, das als Lindan bezeichnet wird. Die einzelnen HCH-Isomere sind unterschiedlich stark toxisch. Es wirkt als Fraß-, Atem- und Berührungsgift gegen Insekten. Die Bundesrepublik Deutschland verbot 1977 die Anwendung des technischen Hexachlorcyclohexan, für Lindan besteht seit 2002 EU-weit ein Einsatzverbot. Lindan ist nachweislich krebserregend. Die Umweltqualitätsnorm für den chemischen Zustand für die Summe Hexachlorcyclohexan (Jahresdurchschnitts-Umweltqualitätsnorm = 0,002 µg/l) wird sowohl in der Ostsee als auch in der Nordsee i.d.R. eingehalten. Die Einführung des EU-weiten Verbotes für Lindan ist somit nachweisbar eine erfolgreiche Maßnahme. In der Muskulatur von Aalmuttern aus der Meldorfer Bucht wurde für β-HCH ein ansteigender Trend ermittelt, der 2006 zu den höchsten bisher gemessenen Konzentrationen führte (Abb. 91). Da auch α-HCH für diesen begrenzten Zeitraum einen ansteigenden Trend zeigt, könnte als Ursache für diesen Befund ein erhöhter Eintrag über die Elbe angenommen werden. Aufgrund von Hochwässern wurden im Raum Bitterfeld (Sachsen-Anhalt) hohe Mengen an belasteten Flusssedimenten freigesetzt, die über Mulde und Elbe in die Deutsche Bucht gelangt sein dürften. Hingegen setzte sich im Jadebusen der deutlich abnehmende Trend für α-, β- und γ-HCH (Lindan) in Aalmuttern für den Beobachtungszeitraum 1996 bis 2012 fort. Auch für die Meldorfer Bucht ist in diesem Zeitraum eine deutliche Belastungsabnahme zu verzeichnen.

	

Die Belastung mit Hexachlorcyclohexan in der Ostsee ähnelt der von der Nordsee-Probenahmestelle Meldorfer Bucht. Über den Beobachtungszeitraum (1994 bis 2012) sinken die HCH-Konzentrationen in der Aalmuttermuskulatur deutlich, wobei die stärksten Abnahmen für α-HCH und γ-HCH (> 90 %) gemessen wurden, während sich die β-HCH-Gehalte um ca. 70 % verminderten (Abb. 92).

Tributylzinn
	 Die organische Zinnverbindung Tributylzinn wurde überwiegend als Biozid (Wirkstoff zum Abtöten von Leben) bei der Herstellung von UnterwasserSchiffsanstrichen eingesetzt. Diese so genannten Antifoulingfarben verhindern den Bewuchs der Schiffe durch Muscheln, Seepocken und Algen, indem die Lebewesen beim Kontakt mit der giftigen Farbe abgetötet werden. Das aus den Anstrichen freigesetzte, toxische und schwer abbaubare Tributylzinn belastet heute viele Flüsse und Meere, u. a. durch seine unerwünschte Wirkung als Umwelthormon auf Muscheln und Meeresschnecken. Schon Anfang der 1980er Jahre wurde die weitreichende Schädigung mariner Organismen durch organische Zinnverbindungen offensichtlich, die sich vor allem in der reduzierten oder ausbleibenden Fortpflanzungsfähigkeit von Schnecken und Austern manifestierte. Auswertungen der Umweltprobenbank ergaben für Miesmuscheln und Aalmuttern relativ konstante Konzentrationen an Tributylzinn von Mitte der 1980er bis zum Ende der 1990er Jahre, dann einen deutlichen Anstieg zum Jahrtausendwechsel und seit 2004 stark sinkende Tributylzinn -Konzentrationen. OSPAR verwendet als Bewertungskriterium für Tributylzinn in Miesmuscheln einen ökotoxikologisch

	

	

	

	

96

Wasserwirtschaft in Deutschland

Abbildung 93: Tributylzinn in Miesmuscheln in der Nordsee (Eckwarderhorne)
µg/kg TG 350 300 250 200 150 100 50 0 ökotoxikologisch tolerierbarer Bereich: 1-10 µg/kg TBT in Miesmuscheln von Eckwarderhörne (Nordsee)

Abbildung 94: Tributylzinn in Miesmuscheln in der Ostsee (Darßer Ort)
µg/kg TG 450 400 350 300 250 200 150 100 50 TBT in Miesmuscheln von Darßer Ort (Ostsee)

1986

1988

1990

1992

1993

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2005

2006

2007

1994

2004

2008

0 1992 1993 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2005 2006 2007 1994 2004 2008

Jahr der Probenahme

Jahr der Probenahme

Quelle: Rüdel H. et.al.

Quelle: Umweltbundesamt – Umweltprobenbank des Bundes, 2009

tolerierbaren Schwellenbereich von 1 bis 10 µg/kg Trockengewicht. Die Tributylzinn -Konzentrationen in Miesmuscheln von Eckwarderhörne übersteigen im Beobachtungszeitraum 1986 bis 2000 diesen Indikatorwert für potenzielle Problemgebiete um das 10- bis 20fache und in den Jahren 2001/2002 sogar um das 30fache (Abb. 93). In den Jahren danach sinken die Tributylzinn -Konzentrationen kontinuierlich bis auf Werte nur noch knapp oberhalb des Schwellenbereichs im Jahr 2008. 	 Die Tributylzinn -Konzentrationen in Miesmuscheln von Darßer Ort in der Ostsee liegen im Beobachtungszeitraum 1992 bis 2000 zum Teil deutlich oberhalb der in Muscheln von der Nordseeküste nachgewiesenen Konzentrationen (Abb. 94). Danach gleichen sich die Konzentrationen an und es wird ein nahezu paralleler Verlauf der Abnahme von Tributylzinn in Muscheln aus Nord- und Ostsee ab dem Jahr 2002 beobachtet. Hier zeigt sich die positive Auswirkung des seit 2001 weltweit gültigen Übereinkommens zum Verbot von Tributylzinn-haltigen Schiffsanstrichen.

	

Für kleine Plastikmüllteile an der Meeresoberfläche ist eine Quantifizierung durch das vorhandene und in der Praxis erprobte OSPAR-EcoQO „Plastikmüll in den Mägen von Eissturmvögeln“ bereits möglich: Ein Guter Umweltzustand für deutsche Nordseegebiete wäre demnach erreicht, wenn weniger als 10 Prozent der als Indikatoren genutzten Nördlichen Eissturmvögel weniger als 0,1 Gramm Plastikpartikel in ihren Mägen aufweisen. Es bedarf allerdings einer Evaluierung, ob dieser Indikator mit der jetzigen Zielsetzung den Anforderungen der EUMeeresstrategierahmenrichtlinie genügt. Vorhandene und neu in die Meere gelangende Abfälle sollten über die ökologischen Folgen hinaus keine direkte und indirekte Gefahr für die menschliche Gesundheit darstellen und nicht zu signifikanten ökonomischen Verlusten für industrielle Nutzungen und Küstengemeinden führen. Schätzungen gehen davon aus, dass jährlich etwa 20.000 Tonnen Abfall in die Nordsee eingetragen werden, wovon 15 % im Wasser, 70 % auf dem Meeresboden und 15 % an den Stränden verbleiben. Strände in der südlichen Nordsee weisen eine durchschnittliche Belastung von 236 Müllteilen pro 100 Meter Küstenlinie auf. Für die Spülsaumbelastungen der deutschen Nordsee konnten die Schifffahrt und die Fischerei als Haupteintragsquellen identifiziert werden. An stark belasteten Strandabschnitten der deutschen Ostsee finden sich vergleichbare Mengen. Zwar steht für die Ostsee eine umfassende Bestandsaufnahme noch aus, doch weisen erste Erhebungen darauf hin, dass auch im baltischen Raum Kunststoffe das Abfallvorkommen dominieren. Während die Müllbelastung aus den Bereichen Fischerei und Aquakultur im Nordostatlantik in den Jahren 2000 bis 2006 stark zugenommen hat, zeigte die Analyse anderer Müllquellen weder Zu- noch Abnahmen. Standardisiertes Spülsaummonitoring

	

	

7.2.5 Abfall
	 Als „Abfälle“ im Meer werden alle langlebigen, gefertigten oder verarbeiteten beständigen Materialien bezeichnet, die durch Wegwerfen oder als herrenloses Gut in die Meeresumwelt gelangen. Dort stellen sie eine potenzielle Bedrohung für Tiere und Habitate dar und mindern den Erholungswert unserer Küsten. Gegenwärtig existieren keine hinreichenden Bewertungssysteme zu den ökologischen Wirkungen von Abfällen im Meer. Der Deskriptor 10 der EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie besagt, dass der gute Umweltzustand erreicht ist, wenn Arten und Mengen von Abfällen und deren Zersetzungsprodukte keine schädlichen Auswirkungen auf die Meereslebewesen und Lebensräume haben.

Wasserwirtschaft in Deutschland

97

wird in der deutschen Nordsee seit 2002 durchgeführt. Dreiviertel der zwischen 2002-2008 in den Spülsäumen gefundenen Müllteile bestanden aus Plastik und/ oder Styropor. Die am häufigsten gefundenen Müllteile mit 30 % Anteil an der Gesamtbelastung waren Taue, Leinen und Netze. Weitere 28 % bestanden aus verschiedenen Verpackungsmaterialien, Teile aus Plastik unbekannter Herkunft waren mit 16 % vertreten. Es wird geschätzt, dass sich allein 600.000 m³ Müll auf und im Meeresboden der Nordsee befinden. Studien an dem in der Nordsee beheimateten Eissturmvogel zeigen, dass in fast allen der untersuchten Mägen Plastikmüll auftritt (97 %). Im Mittel wurden im letzten Untersuchungszeitraum 25,8 Plastikmüllpartikel mit einem Gewicht von 0,39 Gramm beobachtet. Ein Eissturmvogel wiegt circa 700 Gramm. 	 Eine erste Analyse der Spülsaumbelastung durch Abfälle an den Ostseeküsten erfolgte durch das „Marine Litter Project“ im Rahmen von HELCOM. Plastikabfälle stellten durchschnittlich 30-60 % des Abfallgewichts bzw. der Abfallprodukte dar, wobei in der Zusammensetzung Plastikflaschen und -tüten dominierten. In den Anrainerstaaten der Ostsee variierten die gefundenen Müllmengen zwischen zwei und 328 Kilogramm (4-181 Stück) pro 500 Meter Küstenabschnitt. Die höchsten Abfallmengen betrugen 700 und 1.200 Stück pro 100 m Küstenlinie, vergleichbar mit den Mengen, die an Strandabschnitten der nördlichen Nordsee gefunden wurden. In den Gewässern der westlichen Ostsee wurde 1996 über Schleppnetzuntersuchungen der Müll am Meeresboden quantifiziert. Mit 1,26 ± 0,82 Stück pro Hektar waren die Zahlen mit den Ergebnissen aus der Nordsee vergleichbar. Während flächendeckender Befliegungen der deutschen Nordsee und Ostsee wurden hohe Mülldichten und ein Zusammenhang zwischen Schiffs- und Mülldichte beobachtet. Mülltrennung an Bord, Kontrollen auf See und die Bereitstellung effektiver und standardisierter Hafenauffanganlagen für Schiffsabfälle zur Entsorgung an Land erhalten damit eine höhere Bedeutung.

dieser natürlichen „akustischen Landschaft“ kommen anthropogene kontinuierliche Schalleinträge hinzu, hauptsächlich von der Schifffahrt. Im Frequenzbereich von 10-300 Hz wird der natürliche Lärmpegel durch den – auch weit entfernten – Schiffsverkehr um 20-30 dB angehoben. Zusätzlich erhöhen temporäre impulshafte Lärmeinträge, wie etwa bei Rammarbeiten bei Bau von Offshore-Windkraftanlagen, vorübergehend die Schallbelastung in einem Meeresgebiet. Temporäre Lärmeinträge in Form von impulshaften Signalen sollten keine physische Schädigung bei Meeresorganismen hervorrufen. Nach dem jetzigen Kennt­ isstand tritt n eine temporäre Hörschwellenverschiebung (TTS) bei einem SEL von 164 dB re 1μPa2s (ungewichtet) mit einem damit verbundenen SPL von 199 dB (peak-peak) re 1μPa bei Schweinswalen ein. Zum Vergleich: Die Hörschwelle eines Tauchers bei 1 kHz liegt bei 67 dB re 1 μPa. Zu beachten ist, Dezibel (dB) kennzeichnet die Logarithmen von Verhältnis­ en. So bedeutet z. B. s die Verzehnfachung der Leistung als Energiegröße eine Änderung von 10 dB. 	 Einträge von Unterwasserlärm können in impulshafte und kontinuierliche Signale unterteilt werden. Während kontinuierliche Einträge stetig den natürlichen Hintergrundgeräuschpegel anheben, erhöhen impulshafte Signale kurzfristig das Lärmbudget einer Meeresregion. Rele­ ante Quellen impulshafter Einv träge von Unterwasserlärm in der deutschen Nordsee sind der Einsatz verschiedener Typen von Sonaren, die schallintensiven Bauarbeiten von Offshore-Windenergieanlagen, seismische Aktivitäten, Sprengungen (bspw. von Munitionsaltlasten) sowie der Einsatz von akustischen Vergrämern z. B. in der Fischerei. Die Schifffahrt, der Sand- und Kiesabbau und der Betrieb von Offshore-Windenergieanlagen stellen die wesent­ lichen kontinuierlichen Schalleinträge dar.

	

Sonare und Echolote
	 Vertikalecholote, sind bei ihrem Einsatz in Handelsund Freizeitschifffahrt notwendig für die Navigationssicherheit, ihre Anzahl wird aber nicht erfasst. Weiterhin werden auf Fischereifahrzeugen sogenannte Fischsonare eingesetzt. Die Deutsche Marine hat nach eigenen Angaben einige Mittelfrequenzsonare im Einsatz, die hohe Reichweiten entfalten können. Militärische Aktivitäten mit Sonaren finden vorrangig in den ausgewiesenen Übungsgebieten der Deutschen Bucht statt. Hinzu kommt der Einsatz unterschiedlicher wissenschaftlich genutzter aktiver Schallquellen um beispielsweise Bodenuntersuchung für Windkraftanlagen, Kabelstrecken oder Gasleitungen durchzuführen.

7.2.6 Unterwasserlärm
	 Unterwasserlärm kommt unter den verschiedenen Energieeintragsformen in Nord- und Ost­ ee ein bes sonderer Stellenwert zu, da er sich im Gegensatz zu Wärme, Licht oder elektro­ agnetischer Energie, die m meist lokal wirken, in großem räumlichen Maßstab ausbreitet. Wasser ist ein gutes Transportmedium für Schall, da akustische Wellen sich im Wasser viermal schneller als in der Luft ausbreiten. Vor allem impulsartige Schalleinträge können zur Schädigung mariner Arten führen. Kontinuierliche Lärmquellen rufen hingegen andere Ef­fekte wie Störung (Vertreibung) oder Maskierung von biologisch wichtigen Signalen hervor. Natürliche Schallquellen wie Wind und Wellenbewegung bilden den Hintergrundschall im Meer. Zu

Offshore-Windenergieanlagen
	 In der deutschen Nordsee ist das Testfeld „alpha ventus“ mit 12 Windenergieanlagen in Betrieb genommen worden. Der erste kommerzielle Windpark BARD

98

Wasserwirtschaft in Deutschland

Offshore 1 wird seit 2010 realisiert und produziert mit den bereits errichteten Windenergieanlagen Strom. Messungen während der Errichtung des Testfelds „alpha ventus“ ergaben eine Überschreitung des von 160 dB re 1 μPa Schallexpositionspegel auf 750 Metern Entfernung zur Rammstelle von typisch 10, maximal 14 dB re μPa, bei den Rammungen der ersten 15 Anlagen des Windparks BARD Offshore 1 von maximal 19,1 dB re 1 μPa. Akustische Vergrämer die dazu dienen, marine Säugetiere zu ihrem eigenen Schutz aus einem Gebiet zu vertreiben, in dem Rammarbeiten bevorstehen, können bei der Errichtung von OffshoreWindparks lokal zumindest zeitweise eine bedeutende Lärmquelle darstellen.

812/2004). Andere akustische Vergrämer speziell für Robben werden beispielsweise vor der Rammung von Offshore-Windenergieanlagen eingesetzt.

Schifffahrt
	 Die Schifffahrt ist die wesentliche kontinuierliche Eintragsquelle von Unterwasserschall. In der Nordsee befinden sich einige der am intensivsten befahrenen Schifffahrtsrouten der Welt. Im Jahr 2005 wurden allein in der Deutschen Bucht über 68.000 Schiffsbewegungen von Schiffen mit einer Länge von mehr als 50 Metern registriert. Es wird geschätzt, dass sich zu jedem Zeitpunkt 1.800 bis 2.000 Schiffe in der Ostsee befinden.

Seismik
	 Bei der letzten relevanten seismischen Untersuchung 2007 auf der Doggerbank wurden Spitzenschallpegel von 263 dB re 1 μPa abgegeben.

Sedimentgewinnung
	 Flächen zur Sedimentgewinnung befinden sich in der gesamten deutschen Nordsee. Eine kontinuierliche Sandgewinnung findet beispielsweise im Bewilligungsfeld „Westerland II“ statt, wobei die verwendeten Hopperbagger unter Verwendung eines Stahlruders einen kontinuierlichen Breitbandpegel erzeugen. Es liegen bislang zu wenige Daten zur natürlichen und anthropogenen Lärmbelastung der deutschen Nordund Ostseegebiete vor, um eine Ersteinschätzung zu leisten. Anthropogener Unterwasserschall gilt laut OSPAR und HELCOM als einer der wichtigsten Belastungsfaktoren mit deutlichen Hinweisen auf negative Effekte auf marines Leben. Weiterhin wird die Notwendigkeit von Minderungsmaßnahmen konstatiert. OSPAR attestiert für Region II (Greater North Sea) eine hohe und zunehmende Schallbelastung infolge intensiver menschlicher Nutzungen und die Notwendigkeit, die Effekte der steigenden Einträge kumulativ für die verschiedenen Quellen zu erfassen und Bewertungsverfahren zu entwickeln, um die biologischen Auswirkungen adäquat quantifizieren zu können.

Sprengungen
	 Es wird angenommen, dass bis zu 1,6 Mio. Tonnen konventionelle Munition in deutschen Gewässern der Nord- und Ostsee liegen, davon rund 1.300.000 Tonnen in der Nordsee. Weiterhin befinden sich rund 90 Tonnen chemische Kampfstoffmunition in den deutschen Meeresgewässern vor Helgoland. Es sind keine Angaben über Anzahl und Intensität von Munitionssprengungen in diesem Gebiet verfügbar. Darüber hinaus führt die Deutsche Marine Sprengungen in deutschen Gewässern im Rahmen von Materialerprobung, Ausbildung und zur Beseitigung von Kampfmittelaltlasten durch.

	

Vergrämer
	 Um Beifang von Kleinwalen zu begegnen, ist seit 2004 der Einsatz von akustischen Vergrämern in bestimmten Fischereien (welche Verwicklungs-, Stell- oder Treibnetze einsetzen) verpflichtend (EG-Verordnung

Tabelle 33: Einstufung des ökologischen Zustandes / ökologischen Potenzials der deutschen Oberflächenwasserkörper der Übergangs- und Küstengewässer
Qualitätskomponente unbefriedigend schlecht Gebiet Anzahl Wasserkörper Phytoplankton unbewertet unbefriedigend schlecht Makrophyten unbewertet unbefriedigend schlecht Bodentiere unbewertet ökologische Gesamtbewert. unbefriedigend schlecht

sehr gut

sehr gut

sehr gut

mäßig

mäßig

mäßig

mäßig      18      14

gut

gut

gut

Nordsee Ostsee

    28     44

     0      5

      8      19

     13      16

      1      4

     0      0

     6      0

      1      2

     6     16

      11       1      16      3

     0      0

     9      7

      1      4

     0      9

     19     20

     6      8

      1      0

      1      3

      1      7

     9     22

     0       1

Quelle: Bund/Länder-Messprogramm Nord- und Ostsee

Wasserwirtschaft in Deutschland

99

gut

7.2.7 Ökologischer Zustand
7.2.7.1 Bewertung nach EU-Wasserrahmenrichtlinie 	 2008 wurden für die Küsten- und Meeresgewässer erstmals die auf europäischer Ebene interkalibrierten Bewertungsverfahren angewendet (Kap. 7.1.1). Die Ergebnisse der Bewertung des ökologischen Zustands/ ökologischen Potenzials der deutschen Übergangs(Ästuare) und Küstengewässer sind in Tabelle 33 zusammengefasst. Eine aktuelle Übersichtskarte findet sich in Abb. 95. Die Ergebnisse der Bestandsaufnahme der Belastungen aus dem Jahr 2004 haben sich weitgehend bestätigt. Die überwiegende Mehrheit der Küstenwasserkörper von Nord- und Ostsee sind in einem mäßigen bis schlechten Zustand. Sie müssen durch geeignete Maß­ ahmen verbessert werden. Während die Küsn tengewässer der Nordsee überwiegend mit „mäßig“ beurteilt werden, sind die Küstengewässer der Ostsee überwiegend in einem „unbe­ riedigenden“ oder sogar f „schlechten“ Zustand. Für die deutsche Nordseeküste wurden von 28 bewerteten Oberflächenwasserkörper 18 als „mäßig“, 9 als „unbefriedigend“ und ein Oberflächenwasserkörper (untere Ems) als „schlecht“ bewertet (Abb. 96). In der deutschen Ostsee wurden von den 44 ausgewiesenen Wasserkörpern 7 als „schlecht“ bewertet, 22 als „unbefriedigend“, 14 als „mäßig“ und nur einer als „gut“ (Abb. 96). Bei den als „schlecht“ be­ erteten Gewässern an den deutschen Ostseeküsten w handelt es sich überwiegend um Ge­ ässerbereiche w mit geringen Austauschraten oder langen Aufenthaltszeiten (Peenestrom, Kleiner Jasmunder und Barther

Abbildung 96: Zusammenfassende Darstellung des ökologischen Zustands / Potenzials aller Wasserkörper der Nordsee (n=28) und der Ostsee (n=44)
Nordsee gesamt
schlecht 4%

unbefriedigend 32 %

	

mäßig 64 %

Ostsee gesamt
schlecht 16 % gut 2%

mäßig 32 %

unbefriedigend 50%

Quelle: Bund/Länder Messprogramm Nord- und Ostsee

Abbildung 95: Ökologische Zustandsbewertung Übergangs- und Küstengewässer von Nord- und Ostsee

Quelle: H.C. Reimers, LLUR

100

Wasserwirtschaft in Deutschland

Bodden, untere Trave und Travemünde, innere und mittlere Schlei). 	 Das Verfehlen des guten ökologischen Zustands begründet sich überwiegend aus den Ergebnissen für die biologische Qualitätskomponente „Phytoplankton“ und „Makrophyten“ (u. a. Großalgen / Seegras). So war z. B. die Bewertung des Phytoplanktons im Einflussgebiet von Eider und Elbe meistens ausschlaggebend. Phytoplankton und Makrophyten reagieren sensitiv auf den übermäßigen Eintrag von Nährstoffen aus den einmündenden Gewässern (siehe Kapitel 7.2.2). „Unbefriedigende“, „mäßige“ und „schlechte“ Bewertungen der Oberflächenwasserkörper sind daher im Einflussbereich von Flussmündungen und austauscharmen Buchten, Förden und Bodden besonders häufig. Maßnahmen zur Zustandsverbesserung müssen daher vor allem auf die Verminderung diffuser Nährstoffeinträge insbesondere aus der Landwirtschaft abzielen. Der Zustand der Bodenfauna wurde eher als „mäßig“, teilweise auch als „gut“ eingestuft, mit Ausnahme der unteren Ems, in der der ökologische Zustand der benthischen wirbellosen Fauna als schlecht bewertet wurde. Sommerlicher Sauerstoffmangel, hervorgerufen durch den Abbau organischer Verbindungen, wurde in den Ästuaren von Elbe, Weser und Ems sowie in der Mecklenburger Bucht, Lübecker Bucht, Kieler Bucht und benachbarten Buchten und Förden regelmäßig beobachtet. Der Eintrag sauerstoffarmen Wassers in die Deutsche Bucht wirkt sich auch auf die Küstengewässer aus (s. Kap. 7.2.2). Die Qualitätskomponente Fische wurde in Tabelle 33 nicht berücksichtigt, da sie nur in den fünf Ästuaren bewertet werden musste. Ihre ökologische Einstufung ergab für die Eider, Elbe, Weser und Ems ein „mäßiges Potenzial“.

Tabelle 34: Gesamtbewertung des Erhaltungszustands von Arten und Lebensraumtypen (LRTs) gemäß FFH-Richtlinie für den Zeitraum 2001-2006
LRTs / Arten Überspülte Sandbänke Ästuarien Vegetationsfreies Schlick-, Sand- und Mischwatt Lagunen (Strandseen) Flache große Meeresarme und -buchten Riffe Kegelrobbe Schweinswal Seehund Nordsee Unbekannt Ungünstig–schlecht Günstig Ungünstig-schlecht Unbekannt Ungünstig– unzureichend Ungünstig– unzureichend Ungünstig– unzureichend Günstig Ostsee Unbekannt Ungünstig–schlecht Ungünstig– unzureichend Ungünstig–schlecht Ungünstig– unzureichend Unbekannt Ungünstig-schlecht Ungünstig–schlecht Ungünstig–schlecht

	

Quelle: Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktor­ sicherheit

7.2.7.3	Bewertung nach EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie 	 Die erste Bewertung des Umweltzustands (Anfangsbewertung) der gesamten deutschen Nord- und Ostsee nach Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie (2008/56/ EG, EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie) erfolgte im Jahr 2012 und umfasste die Bewertung der wesentlichen Merkmale und Belastungen sowie eine Analyse sozio-ökonomischer Aspekte. Diese Bewertung beruht überwiegend auf einer Zusammenfassung bestehender Analysen und Bewertungen anderer Richtlinien (FFHRL, EU-Wasserrahmenrichtlinie) und der regionalen Konventionen, wobei diese jedoch bisher nicht alle Aspekte der Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie abdecken. Die Ergebnisse zeigen, dass die deutsche Nordund Ostsee gegenwärtig den guten Umweltzustand nicht erreichen (vgl. http://www.meeresschutz.info/ index.php/berichte.html). Abbildung 97 gibt einen vereinfachten und zusammenfassenden Überblick über die Anfangsbewertung gemäß EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie für die deutschen Meeresgewässer. Basierend auf den Ergebnissen der Anfangsbewertung wurden für die deutsche Nord- und Ostsee die folgenden sieben Umweltziele definiert:

	

7.2.7.2 Bewertung nach FFH-RL 	 Mit dem zweiten Nationalen Bericht (Berichtsperiode 2001-2006) wurde erstmals ein umfassender Bericht über den Erhaltungszustand der Lebensraumtypen und Arten der FFH-RL vorgelegt. In dem Bericht werden die Erhaltungszustände von Lebensraumtypen sowie Tier- und Pflanzenarten basierend auf der jeweils bestmöglichen Bestandsaufnahme („best available information“) bewertet. Aufgrund der sehr lückenhaften Datenlage wurden eine Reihe von Arten und Lebensraumtypen als unbekannt eingestuft. Für die bewerteten Arten und Lebensraumtypen hat sich gezeigt, dass der Erhaltungszustand überwiegend als „schlecht“ einzustufen ist (Tabelle 34). Nur das Watt und die Seehundpopulationen der deutschen Nordsee sind in einem „günstigen“ Erhaltungszustand.

	

▸▸ Meere ohne Beeinträchtigung durch anthropogene Eutrophierung (s.a. Kap. 7.2.2) ▸▸ Meere ohne Verschmutzung durch Schadstoffe (s.a. Kap. 7.2.3 und 7.2.4) der marinen ▸▸ Meere ohne BeeinträchtigungAuswirkungenArten und Lebensräume durch die
menschlicher Aktivitäten

Wasserwirtschaft in Deutschland

101

▸▸ Meere mit nachhaltig und schonend genutzten Ressourcen ▸▸ Meere ohne Belastung durch Abfall (s. Kap. 7.2.5) ▸▸ Meere ohne Beeinträchtigung durch anthropogene Energieeinträge (s. Kap. 7.2.6) hydromorphologischer ▸▸ Meere mit natürlicher 7.2.1) Charakteristik (s. Kap.
	 Diese dienen als eine allgemeine und übergeordnete Richtschnur zur Erreichung des guten Umweltzustands bis 2020. Sie bilden einen Rahmen, der gegenwärtig durch die jeweils spezifischen operativen Ziele ausgefüllt und durch zugehörige Indikatoren weiter spezifiziert wird. Im Rahmen der Umsetzung der EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie müssen bis 2015 konkrete Maßnahmenpläne erstellt werden, die der Erreichung und/oder Erhaltung des „guten Umweltzustands“

dienen und die sich an den Umweltzielen orientieren müssen. 7.2.7.4 Bewertung nach OSPAR und HELCOM 	 Der OSPAR Quality Status Report 2010 stellt fest, dass die Mehrheit der ökologischen Qualitätsziele in der Nordsee bisher nicht erreicht wurden und dass weitere Anstrengungen nötig sind, um den Zustand zu verbessern. Es gibt jedoch Anzeichen, dass die Verschmutzung durch Chemikalien und Öl und die damit verbundenen Auswirkungen auf die Organismen abnehmen, während die intensive Fischerei weiterhin negative Auswirkungen auf kommerzielle Fischbestände hat und die großen Mengen von Müll in der Nordsee vor allem Seevögeln zum Verhängnis werden. Die Hauptbelastungen und ihre kumulativen Auswirkungen verteilen sich auf acht Gruppen von Organismen und Lebensräume. Hiernach sind in der erweiterten

Abbildung 97: Zusammenfassender Überblick der 2012 durchgeführten Anfangsbewertung gemäß EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie für die deutschen Meeresgewässer. Grün = der Gute Umweltzustand ist erreicht, Rot = der gute Umweltzustand ist nicht erreicht. Merkmale, Belastungen und Auswirkungen
Biotoptypen Phytoplankton Zooplankton Makrophyten Makrozoobenthos Fische Marine Säugetiere Seevögel

Nordsee
nicht gut nicht gut nicht bewertet nicht gut nicht gut nicht gut nicht gut nicht gut

Ostsee
nicht gut nicht gut nicht bewertet nicht gut nicht gut nicht gut nicht gut nicht gut

Vollständiges Bedecken mit Sediment Versiegelung Veränderung der Verschlickung Abschürfung Selektive Entnahme Unterwasserlärm Abfälle im Meer Änderungen des Temperaturprofils Änderung des Salinitätsprofils Eintrag synthetischer und nicht synthetischer Verbindungen Eintrag von Radionukliden Schadstoffe in Lebensmittel Systematische u./o. absichtliche Freisetzung von Stoffen Anreicherung mit Nährstoffen und organischem Material Eintrag mikrobieller Pathogene Vorkommen nicht-einheimischer Arten Beifang kumulative und synergetische Wirkungen

nicht bewertet nicht bewertet nicht bewertet nicht bewertet nicht gut nicht bewertet nicht gut nicht bewertet nicht bewertet WRRL gut nicht gut WRRL nicht gut gut nicht bewertet nicht gut nicht bewertet OSPAR OSPAR

nicht bewertet nicht bewertet nicht bewertet nicht bewertet nicht bewertet nicht bewertet nicht bewertet nicht bewertet nicht bewertet WRRL gut gut WRRL nicht gut gut nicht bewertet nicht bewertet nicht bewertet HELCOM HELCOM

Gesamt-Umweltzustand

Nicht gut

Nicht gut

Quelle: Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit, 2012

102

Wasserwirtschaft in Deutschland

Nordsee nur ausgewählte Tiefseelebensräume und die Robbenpopulationen in einem guten Zustand, während insbesondere flache Feinsedimenthabitate einen schlechten Zustand aufweisen, die auch den höchsten Belastungen ausgesetzt sind. Solche Beeinträchtigungen gehen hauptsächlich auf die Grundschleppnetzfischerei zurück. 	 Der Quality Status Report 2010 kommt für die erweiterte Nordsee zu dem Schluss, dass die Region durch den hohen Nutzungsdruck (hoher Fischereidruck, sehr stark befahrene Schifffahrtsrouten und hohe Bevölkerungsdichte an den Küsten) weiterhin starken anthropogenen Belastungen ausgesetzt ist. Diese Belastungen werden sich in Zukunft noch verstärken, da z. B. der Schiffsverkehr weiter zunehmen wird und Offshore-Windparks große Flächen beanspruchen werden. Eutrophierung bleibt weiterhin ein Hauptproblem der Region und größere Reduktionsanstrengungen werden nötig, insbesondere im Hinblick darauf, dass sich landwirtschaftliche Aktivitäten in Zukunft verstärken werden. Die Bestände von 40 kommerziell befischten Arten sind rückläufig und viele dieser Bestände sind außerhalb sicherer biologischer Grenzen. Es gibt aber auch Anzeichen dafür, dass sich die Größenzusammensetzung der bodenlebenden Populationen verbessert hat. Darüber hinaus schädigt und zerstört die zunehmende Grundschleppnetzfischerei benthische Lebensräume und verursacht hohe Raten an Beifang, die u. a. die Populationen von Rochen, Schweinswalen und Haien dezimieren. Auch die Industriefischerei hat massive Auswirkungen auf Fischbestände und die sich davon ernährenden Seevögel. Müll in der Nordsee wird vielen Eissturmvögeln zum Verhängnis, 94 % der untersuchten Vögel wiesen Plastikpartikel in den Mägen auf. Der Klimawandel führt zur Verschiebung des Verbreitungsgebietes einiger Arten und beschleunigt die Abnahme der Dorschbestände. Eine künftige marine Raumplanung, die diese ökologischen Effekte reduziert oder abstellt, wäre ein Mittel, die vielfältigen Nutzungsdrücke besser mit dem Ziel des Erreichens oder der Erhaltung eines guten Zustands der Meeresumwelt in Einklang bringen. Im Rahmen einer Pilotstudie wurde eine erste ganzheitliche Bewertung (Holistic Assessment – HOLAS) des Ostseezustands durch die Helsinki-Kommission durchgeführt. Sie stützt sich auf Daten aus den Jahren 2003-2007 und zeigt, dass keines der Ostseebecken gegenwärtig einen guten Umweltzustand aufweist. Die meisten Gebiete sind durch Eutrophierung und/ oder gefährliche Stoffe beeinträchtigt und/oder weisen einen ungünstigen Erhaltungszustand bestimmter Arten auf. Die Bottenwiek, die Bottensee und Teile das nördlichen Kattegat weisen zumindest einen mäßigen Zustand auf, während der offene Finnische Meerbusen, die nördliche zentrale Ostsee, das östliche Gotlandbecken, die Küstengewässer des Kattegat, des Arkonabeckens und die Beltsee sowie die Kieler und Mecklenburger Bucht erhebliche Abweichungen vom guten Zustand zeigen. Eine Reihung der vom Men-

schen verursachten Belastungen verdeutlicht, dass sich unter den ersten zehn hauptsächlich Einträge von Nährstoffen und organischem Material sowie Auswirkungen der Fischerei (Reduktion der Fischbestände und Habitatzerstörung durch Grundschleppnetzfischerei) und Einträge von Schadstoffen (z. B. Blei) finden. Diese Belastungen beeinträchtigen das Ökosystem der Ostsee gegenwärtig so stark, dass es nicht in der Lage ist, die für die Gesellschaft wichtigen Umweltdienstleistungen (Fischerei, Erholung, Klima, Artenvielfalt etc.) zu erbringen. Der HELCOM-Bericht kommt zu dem Schluss, dass auch in Zukunft ostseeweit weitere Anstrengungen nötig sind, um einen guten Umweltzustand zu erreichen und identifiziert u. a. die folgenden Maßnahmen: Reduktion der Nährstoffeinträge, Wiederherstellung intakter Nahrungsnetze insbesondere durch Erhöhung des Anteils an Top-Prädatoren, Reduktion des Eintrags von Schadstoffen, Reduktion der Ölverschmutzung, Wiederherstellung natürlicher Lebensräume (insbesondere Riffe und küstennahe Feuchtgebiete) und Reduktion der physischen Habitatbeeinträchtigung durch Fischereigeschirr. 	 Die Biodiversität der offenen Ostsee ist hauptsächlich durch Eutrophierung und die Fischerei bedroht, während an den Küsten zusätzlich physische Störungen (Sand- und Kiesabbau, Bau von Häfen, Brücken, Windfarmen etc.) eine wichtige Rolle spielen. Die biologische Vielfalt hat sich in den letzten 30 bis 40 Jahren signifikant verändert. Phytoplanktongemeinschaften weisen veränderte Artenzusammensetzungen auf, Makrophyten (große Algen, Seegräser) sind besonders in den südlichen Küstenregionen teilweise verschwunden, bodenlebende Organismen nehmen in Zahl sowie Artenvielfalt ab und die Fischgemeinschaften der Ostsee werden nicht mehr vom Dorsch, sondern von Sprotten dominiert. Populationen von Alpenstrandläufern, Eiderenten und Eisenten sind stark rückläufig. Nur einige hundert Schweinswale leben noch in der Ostsee und die Ringelrobbenbestände sind in einem schlechten Zustand. Gegenwärtig gelten 59 Arten in der Ostsee als bedroht. Der Biodiversitätsstatus von nur 17 % der bewerteten Küstengebiete kann als gut oder hoch eingestuft werden, während 83 % in einem mäßigen bis schlechten Zustand sind. Hinsichtlich der großen Ostseebecken weisen die zentrale Ostsee, die Rigabucht und der Finnische Meerbusen den schlechtesten Biodiversitätsstatus auf, während nur die Bottensee in einem guten Zustand ist. Die von HELCOM gegenwärtig vorgenommene Bewertung von Biodiversitätsaspekten ist ein erster Schritt einer Bewertung des Umweltzustands nach EUMeeresstrategierahmenrichtlinie. Zukünftig werden in Ergänzung zu den geschützten Arten zusätzlich auch die ökologischen Strukturen und Funktionen Berücksichtigung finden müssen.

	

	

Wasserwirtschaft in Deutschland

103

7.2.7.5 Zustandsbewertung für das Wattenmeer 	 Der deutsche und niederländische Teil des Wattenmeeres wurden im Juni 2009 zum UNESCO-Welterbe erklärt, was sowohl die Einzigartigkeit dieses Ökosystems hervorhebt als auch die bisherigen Schutzbemühungen würdigt. Obwohl sich Deutschland, Dänemark und die Niederlande im Rahmen des Trilateralen Wattenmeerabkommens schon seit 1982 um den Schutz der außergewöhnlichen Wattlandschaft kümmern, zeigt der Qualitätszustandsbericht 2009, dass das Ökosystem weiterhin vielfältigen menschlichen Belastungen ausgesetzt ist. An erster Stelle stehen Belastungen wie Eutrophierung, Schadstoffe, Müll im Meer und Fischerei. Gute Erfolge sind bei der Reduktion von Nährstoffeinträgen und Schadstoffen zu verzeichnen. Die anhaltend starke Befischung von Beständen, die zwischen der offenen Nordsee und dem Wattenmeer wandern, führt zu geringen Bestandsgrößen kommerziell befischter Bestände (Seezungen, Klieschen, Dorsch, Wittling) und in Folge auch zur Veränderung von Nahrungsnetzen und einer Gesamtbeeinträchtigung des Ökosystems Wattenmeer. Insbesondere große Fischarten wie der Keulenrochen, der Stachelrochen und verschiedene Haiarten sind selten geworden. Die Fischerei im Wattenmeer beschränkt sich auf Garnelen (Krabben oder Granat) und Miesmuschelzucht. Die natürlichen Miesmuschelbestände sind seit den 1990er Jahren stark rückläufig. Das Ziel des Wattenmeerabkommens einer Flächenzunahme der Muschelbänke wurde noch nicht erreicht. Die heimischen Miesmuscheln müssen mittlerweile auch noch mit der eingeschleppten pazifischen Auster konkurrieren. Müll der hauptsächlich von der Fischerei und Schifffahrt stammt, wird weiterhin in großen Mengen an die Strände des Wattenmeers gespült. Die Zahl der nicht-heimischen Arten im Wattenmeer nimmt stetig zu, verändert die Artenzusammensetzung der Wattenmeerorganismen und untergräbt Bemühungen zur Widerherstellung der natürlichen Biodiversität. Das Wattenmeer ist auch stark vom Klimawandel bedroht. Steigende Meerestemperaturen verdrängen viele Jungfischarten aus ihren Brutgebieten im Wattenmeer und die Wattflächen wachsen nicht schnell genug an, um mit dem ansteigenden Meeresspiegel mithalten

zu können. Damit drohen weitere unwiederbringliche Verluste dieses Lebensraumes. Die Wiederherstellung degradierter und die Erhaltung natürlicher Lebensräume sind die Grundlage für eine Anpassung des Ökosystems Wattenmeer an den fortschreitenden Klimawandel. Der Quality Status Report empfiehlt künstliche Sandaufspülung, um dem Watt zu ermöglichen, mit dem ansteigenden Meeresspiegel Schritt zu halten. Um diese gezielt und ökologisch verträglich zu gestalten, besteht noch Forschungsbedarf.

7.2.8	Chemischer Zustand nach EU-Wasser­ rahmenrichtlinie
	 Für die Bewertung der Belastung der Meeresumwelt mit gefährlichen Stoffen sind vor allem solche Stoffe wichtig, die langsam abgebaut werden (persistent), sich in Lebewesen anreichern (bioakkumulierend) und giftig (toxisch) sind (PBT-Stoffe gemäß REACH Anhang 13). Stoffe, die PBT-Eigenschaften haben, werden unter der EU-Wasserrahmenrichtlinie mit weiteren gleichermaßen gefährlichen Stoffen, wie bestimmte Metalle und Dioxine, als prioritär gefährliche Stoffe zusammengefasst. Für diese Stoffe sollen binnen einer Generation Konzentrationen nahe Null (Xenobiotika) bzw. Hintergrundwerte (Schwermetalle) in den Küstengewässern erreicht werden. Für die prioritären und bestimmten anderen Schadstoffe der Anlage 7 der Oberflächengewässerverordnung ist der chemische Zustand der Übergangs- und Küstengewässer (12 Seemeilen-Zone) festzustellen. Wenn nur eine der Umweltqualitätsnormen dieser Stoffe überschritten wird, ist der Zustand „nicht gut“. Im ersten Bewirtschaftungsplan sind bei den Übergangsgewässern von 5 Oberflächenwasserkörper zwei und bei den Küstengewässern fast alle (98 %) im „guten chemischen Zustand“. Es ist jedoch zu beachten, dass die Umweltqualitätsnormen-Richtlinie noch nicht angewendet wurde. Im 2. Bewirtschaftungsplan wird der gute chemische Zustand aufgrund der normierten Vorgaben der Umweltqualitätsnormen-Richtlinie voraussichtlich weitgehend verfehlt werden.

	

104

Wasserwirtschaft in Deutschland

8	 Zusammenfassung und Schlussfolgerungen
	 Die EU-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) formuliert anspruchsvolle Ziele an den Schutz von Grund- und Oberflächengewässern, die nur schrittweise über viele Jahre erreicht werden können. Die bis Ende 2009 erstellten ersten Bewirtschaftungspläne nach Art. 13 EU-Wasserrahmenrichtlinie bele­ en die erreichten g Fortschritte bei der Reinhaltung der Gewässer, unterstreichen aber auch den großen Handlungsbedarf, um das Ziel des „guten Zustands“ der Gewässer zu erreichen. Nur 10 % der Oberflächenwasserkörper sind derzeit in einem guten ökologischen Zustand. Das sind bei den Binnengewässern rund 14 % der Fließstrecke von Flüssen und Bächen. Die häufigsten Ursachen für eine schlechtere Zustandsklasse sind Veränderun­ en der g Gewässerstruktur und die fehlende Durchgängigkeit für Fische und kleinere Orga­ ismen. Weitere Gründe n liegen in der hohen Nährstoffbelastung vor allem aus diffusen Quellen und vereinzelt an flussspezifischen Schadstoffen. Für die Seen ist das Ergebnis besser, 215 Seewasserkörper (39 %) erreichen den guten ökologischen Zustand und 70 das gute ökologische Potenzial (40 %). Die Ergebnisse für die Übergangsund Küstengewäs­ er fallen hingegen schlechter aus, s nur ein Wasserkörper (von 72) befindet sich bereits heute in einem guten ökologischen Zustand. Hier werden die Nährstoffe zum wichtigsten Belastungs­ faktor, weil sie in diesen eher stehenden Gewässern zur Eutrophierung führen. Der chemi­ che Zustand der s Oberflächengewässer, bemessen an der Einhaltung von Umweltqualitätsnormen für die europaweit relevanten prioritären Stoffe, ist durchgehend nicht gut, was u.a. daran liegt, dass die Umweltqualitätsnorm für Quecksilber in Biota europaweit flächendeckend überschritten wird. Differenzierte Darstellungen sind daher erforderlich, um zu zeigen, welche der prioritären Stoffe heute Probleme bereiten und welche nicht. Von den Grundwasserkörpern erreichen nur 63 % den „guten chemischen Zustand“, Hauptursache für das Verfehlen ist eine zu hohe Nitratbelastung. Der mengen­ äßige m Zustand ist zumeist in einem guten Zustand (96 % der Grundwasserkörper). Maßnahmen im Rahmen der ersten Bewirtschaftungspläne müssen vor allem im Bereich Hydromorphologie ansetzen, im stofflichen Bereich sind vor allem die Nähr­ toff-, Metall- und Pestizideinträge zu verringern. s Maßnahmen, die dem Fluss mehr Eigendynamik zurückgeben, erzielen eine deutliche Verbesserung des hydromorphologischen Zustands. Zu diesen zählen der Rückbau von Sohlen- und Uferbefestigungen, das Anbinden von Altarmen, Deichrückverlegungen oder Sohlenanhebungen. Maßnahmen zur Herstellung der linearen Durchgängigkeit, die der Gewässerfauna funktionstüchtige Habitate erschließen, sind oft

möglich, ohne die Nutzung einzuschränken. Eine schonende Gewässerunterhaltung kann mit vielfältigen kleinräumigen Maßnahmen Verbesserungen des ökologischen Zustands bewirken. Es gilt „dem Wasser seinen Lauf zu lassen“, sofern keine nachteiligen Auswirkungen auf die Nutzungen zu erwarten sind. Perspektivisch sollten nur die hydromor­ hologischen p Veränderungen beibehalten werden, die zur Aufrechterhaltung ökologisch ver­ räglicher Nutzungen erfort derlich sind. 	 Die Konzentrationen von Nitrat im Grundwasser sowie Phosphor und Stickstoff in den Oberflächengewässern haben zwar mehr oder weniger deutlich abgenommen, sie sind aber trotzdem immer noch zu hoch und eine wichtige Ursache für das Verfehlen des guten Zustands. Die größten Ein­ ragsanteile stammen beim t Phosphor aus erodiertem Bodenmaterial von landwirtschaftlich genutzten Flächen und beim Stickstoff aus dem Eintrag landwirtschaftlicher Nitratüber­ chüsse s über das Grundwasser. In diesen Bereichen liegen auch die größten Reduzierungs­ otenziale. p Selbst wenn sich der positive Trend rückläufiger Nährstoffeinträge fortsetzt, werden die Eutrophierungseffekte in den marinen Ökosystemen nur mit Zeitverzögerung allmählich verschwinden. Vor allem im Wattenmeer und in vielen Ostseegebieten wirken die in der Vergangenheit entstandenen Nährstoffdepots in den Sedimenten noch lange nach. Darüber hinaus könnte in Zukunft der Klimawandel Eutrophierungsprozesse begünstigen, da eine zunehmende Erwärmung des Oberflächenwassers die Schichtung in den Gewässern verstärkt. Dadurch entstehen möglicherweise neue Problemgebiete. Auch beim Grundwasser werden wesentli­ hen Entlasc tungen erst zeitverzögert festzustellen sein (Nitrat, Pestizide), was u. a. auf die langen Fließzeiten des Wassers von der Bodenoberfläche bis in das Grundwasser zurückzuführen ist. Die Belastung der Oberflächengewässer mit industriellen organischen Schadstoffen wie Hexachlorbenzol und Schwermetallen wie Quecksilber und Cadmium hat im Laufe der Jahre und Jahrzehnte insgesamt zum Teil deutlich abgenommen. Dennoch sind bei den genannten Stoffen und Stoffgruppen auch heute noch weitergehende Anstrengungen zur Reduzierung der Stoffeinträge erforderlich. Dies gilt insbesondere für die Schwermetalle Quecksilber, Zink, Kupfer und Cadmium, für die die jeweilige Umweltqualitätsnorm derzeit in unterschiedlichem Ausmaß nicht eingehalten wird. Bei den Schwermetallen haben diffuse Quellen einen hohen Anteil am Gesamteintrag. Im Durch­ schnitt sind etwa die Hälfte aller diffusen Einleitungen auf die Regenabwässer von Straßen und Dächern der Städte zurückzuführen. Die Konzentrationen fast aller Schwermetalle sind im Regenabwasser heute höher

	

	

	

	

	

Wasserwirtschaft in Deutschland

105

als im städtischen Schmutzwasser, dem „eigentlichen“ Ab­ asser. w 	 Besondere Aufmerksamkeit muss der Pestizid-Belastung der Gewässer geschenkt werden. Die Umweltqualitätsnormen für Oberflächengewässer und die Qualitätsnormen für Grundwasser werden für diese Stoffe zum Teil überschritten. Im oberflächennahen Grundwasser halten rund 5 % der über zehntausend Messstellen den Grenzwert in Höhe von 0,1 µg/l für mindestens einen Wirkstoff nicht ein. Dennoch ist in Grundwasser insgesamt für einzelne Stoffe wie Atrazin und Diuron eine Abnahme der Belastung zu verzeichnen. In den Fließgewässern liegen häufiger Überschreitungen der Umweltqualitätsnorm für die polyzyklischen aromatischen Kohlenwasserstoffe (Summe Benzo[g,h,i] perylen und Indeno[1,2,4-cd]pyren), Hexachlorbenzol, polychlorierte Biphenyle, die Biozide Cybutryn und Tributylzinn vor. Für das Arzneimittel Diclofenac, das auf der Beobachtungsliste der neuen EU-Umweltqualitätsnormen-Richtlinie steht, wird die von der Kommission vorgeschlagene, aber nicht übernommene Umweltqualitätsnorm ebenfalls zum Teil überschritten. In den Meeresgewässern sind trotz der Stoffverbote und einer Abnahme der Konzentrationen immer noch Belastungen mit schwer abbaubaren Stoffen wie DDT, polychlorierten Biphenyle, Hexachlorcyclohexan und Hexachlorbenzol festzustellen. Für Tributylzinn wird eine Abnahme der Konzentrationen in Muscheln aus Nord- und Ostsee ab dem Jahr 2002 beobachtet. Hier zeigt sich die positive Auswirkung des seit 2001 weltweit gültigen Übereinkommens zum Verbot von Tributylzinn-haltigen Schiffsanstrichen. Die EU-Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie (MSRL) ist eine ökologisch orientierte Richtlinie im Meeresschutz. Der Zustand der Meeresökosysteme sowie die maßgeblichen Belastungen durch invasive Arten, kommerzi	

	

elle Fischerei, Eutrophierung, Schadstoffe, Müll und Eintrag von Energie (wie Kühlwasser und Lärm) sind zu bewerten. Übergeordnetes Ziel der Richtlinie ist es, einen guten Umweltzustand der europäischen Meeresgewässer bis 2020 zu erreichen oder zu erhalten. 2012 wurde eine Anfangsbewertung des Zustands der nationalen Meeresgewässer vorgenommen. Spätestens Mitte 2014 müssen die Überwachungsprogramme installiert sein. Die Beschreibung und Bewertung der Meeresökosysteme im Vergleich mit den im guten Zustand vorkommenden naturraumtypischen Lebensgemeinschaften gründet sich - wie bei der EU-Wasserrahmenrichtlinie – auf einer integrativen ökologischen Klassifikation der Meeresgewässer. Die Erfassung der relevanten Belastungen erlaubt eine gezielte Aufstellung von Maßnahmenprogrammen bis Mitte 2016. Mitte 2018 sind dann die Ergebnisse der nächsten Bewertung des Zustands der Meeresgewässer vorzulegen. Zur Koordination der nationalen Umsetzung der EU-Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie haben Bund und Küstenbundesländer ein gemeinsames Sekretariat Meeresschutz eingesetzt. Die EU-Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie verfolgt im Grundsatz identische Ziele wie die EU-Wasserrahmenrichtlinie. Bewertungen beider Richtlinien sollten sich demnach ergänzen. Im Küstenbereich sind die Wasserkörper sämtlich in einem nicht guten Zustand. Ambitionierte Ziele erfordern ambitionierte Maßnahmen, die mit dem 1. Bewirtschaftungsplan der EU-Wasserrahmenrichtlinie bereits ergriffen wurden. Es bleibt aber noch viel zu tun. Sicher ist, dass bis 2015 längst noch nicht alle Wasserkörper in einem guten Zustand sein werden. Es wird daher auf die folgenden zwei Bewirtschaftungszyklen der EU-Wasserrahmenrichtlinie von insgesamt 12 Jahren ankommen, in welchem Umfang die gute Gewässerqualität europaweit im Meer und im Binnenland erreicht werden kann.

	

	

106

Wasserwirtschaft in Deutschland

9	Literatur
Literatur Kap. 2 (Grundlagen für die Bewertung von Grundwasser und Oberflächengewässer)
	 DIN EN ISO/IEC 17025: Allgemeine Anforderungen an die Kompetenz von Prüf- und Kalibrierlaboratorien (ISO/IEC 17025: 2005); Deutsche und Englische Fassung EN ISO/IEC 17025: Beuth-Verlag, Berlin, 2005. DIN ISO 11352: Wasserbeschaffenheit – Abschätzung der Messunsicherheit beruhend auf Validierungs- und Kontrolldaten (ISO 11352: 2012): Beuth-Verlag, Berlin, 2013. Ellison, S. L. R.; Williams, A. (Hrsg.): EURACHEM / CITAC Guide CG 4: Quantifying Uncertainty in Analytical Measurement, Third Edition, 2012. Erhältlich über http://www.eurachem.org/images/stories/Guides/pdf/ QUAM2012_P1.pdf. ISO/IEC Guide 98-3: Uncertainty of measurement – Part 3: Guide to the Expression of Uncertainty in Measurement (GUM 1995), 2008 Wasserchemische Gesellschaft, Fachgruppe in der GDCh / in Gemeinschaft mit dem Normenausschuss Wasserwesen (NAW) im DIN e.V. (eds.): Deutsche Einheitsverfahren zur Wasser-, Abwasser- und SchlammUntersuchung. Physikalische, chemische, biologische und bakteriologische Verfahren. Aktuelles Grundwerk (Lieferung 1-76, Stand: September 2009). 1. Auflage – Juli 1981, 6561 Seiten, 10 Bände, Loseblattwerk. Wiley-VCH, Weinheim. 	

23. Oktober 2000 zur Schaffung eines Ordnungsrahmens für Maßnahmen der Gemeinschaft im Bereich der Wasserpolitik. Nr. L 327/1, vom 22.12.2000. Europäische Gemeinschaft: Richtlinie 2008/105/EG des europäischen Parlaments und des Rates vom 16. Dezember 2008 über Umweltqualitätsnormen im Bereich der Wasserpolitik und zur Änderung und anschließenden Aufhebung der Richtlinien des Rates 82/176/EWG, 83/513/EWG, 84/156/EWG, 84/491/ EWG und 86/280/EWG sowie zur Änderung der Richtlinie 2000/60/EG. Europäische Gemeinschaft: Richtlinie 2013/39/EU des europäischen Parlaments und des Rates vom 12. August 2013 zur Änderung der Richtlinie 2000/60/EG und 2008/105/EG in Bezug auf prioritäre Stoffe im Bereich der Wasserpolitik (ABl. L 226 vom 24.8.2013, S.1). Oberflächengewässerverordnung (OGewV): Verordnung zum Schutz der Oberflächengewässer vom 20. Juli 2011 (BGBl, 2011 Teil I Nr. 37, Bonn 25. Juli 2011, S. 1429 – 1469).

	

	

	

	

	

	

Literatur Kap. 5 (Fließgewässer)
	 BMU (Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit): Bericht der Bundesrepublik Deutschland zur Durchführung der Richtlinie 2006/11/EG – Zeitraum 2005-2007. Bonn, 2009. DIN 38410 (Deutsches Einheitsverfahren zur Wasser-, Abwasser- und Schlammuntersuchung): Biologischökologische Gewässeruntersuchung (Gruppe M) – Bestimmung des Saprobienindex in Fließgewässern (M !), Beuth-Verlag, Berlin, 2004 Europäische Gemeinschaft: Beschluss 2013/480/EU der Kommission vom 20. September 2013 zur Fest­ legung der Werte für die Einstufungen des Überwach­ ungssystems des jeweiligen Mitgliedstaats als Ergebnis der Interkalibrierung gemäß der Richtlinie 2000/60/EG des Europäischen Parlaments und des Rates und zur Aufhebung der Entscheidung 2008/915/EG (ABl. L 266 vom 08.10.2013, S. 1). Friedrich, G.: Eine Revision des Saprobiensystems – Z. Wasser-Abwasser-forsch. Vol. pp. 23: 142-152, 1990. Fuchs, S.; Scherer, U.; Wander, R.; Behrendt, H.; Venohr, M.; Opitz, D.; Hillenbrand, T.; MarscheiderWeidemann, F., M.; Götz, T.: Berechnung von Stoff­ einträgen in die Fließgewässer Deutschlands mit dem Modell MONERIS – Nährstoffe, Schwermetalle und Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe. UBATexte 45/10, Dessau-Roßlau, 2010.

	

Literatur Kap. 3 (Grundwasser)
	 DWA (Deutsche Vereinigung für Wasserwirtschaft, Abwasser und Abfall e.V.) 2012: Grundwasserbiologie Grundlagen und Anwendungen - T 5/2012 LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Daten der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser zum Bericht nach Art. 15 der EG-Richtlinie 2000/60/EG. Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010. Umweltbundesamt 2013 (Hrsg.): „Entwicklung biologischer Bewertungsmethoden und –kriterien für Grundwasserökosysteme“ (im Druck) 	 	

	

	

	

Literatur Kap. 4 (Bewertung der Oberflächengewässer)
	 Europäische Gemeinschaft: Richtlinie 2000/60/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom

Wasserwirtschaft in Deutschland

107

	

LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Beurteilung der Wasserbeschaffenheit von Fließgewässern in der Bundesrepublik Deutschland – Chemische Gewässergüteklassifika­ ion. Berlin, 1998. t LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Daten der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser zum Bericht nach Art. 15 der EG-Richtlinie 2000/60/EG. Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010. Pottgiesser, T.; Sommerhäuser, M.: Beschreibung und Bewertung der deutschen Fließgewässertypen – Steckbriefe und Anhang, 2008. Meier, C.; Haase P., Rolauffs, P., Schindehütte, K.; Schöll, F.; Sundermann, A.; Hering, D: Methodisches Handbuch Fließgewässerbewertung zur Untersuchung und Bewertung von Fließgewässern auf der Basis von Makrozoobenthos vor dem Hintergrund der EG-Wasserrahmenrichtlinie. Stand Mai 2006. Online unter: www. fliessgewaesserbewertung.de Mischke, U.; Behrendt, H.: Handbuch zum Bewertungsverfahren von Fließgewässern mittels Phytoplankton zur Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie in Deutschland. WeißenseeVerlag. Berlin pp. 1-88., 2007. PRTR: http://thru.de/ Schaumburg et al.: Verfahrensanleitung für die ökologische Bewertung von Fließgewässern zur Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie: Makrophyten und Phytobenthos: Stand Januar 2006 im Auftrag der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser LAWA. Projekt-Nr. O 2.04., 2006. Schöll, F. in IKSR (Hrsg.): Rhein-Messprogramm Biologie 2006/2007, Teil II – Das Makrozoobenthos des Rheins 2006/2007, 2009. Verband Deutscher Fischereiverwaltungsbeamter und Fischereiwissenschaftler e.V: Handbuch zu fiBS – Hilfestellungen und Hinweise zur sachgerechten Anwendung des fischbasierten Bewertungsverfahrens fiBS – 2. Auflage: Version 8.0.6 – Stand: Januar 2009.

	

Kollatsch, R.-A., Olbert, C. und Hölzl, K.: Kartierung und Bewertung der Struktur von Standgewässeruferzonen in Mecklenburg-Vorpommern. – Wasserwirtschaft Vol. 7-8, pp. 78-82, 2006. LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Daten der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser zum Bericht nach Art. 15 der EG-Richtlinie 2000/60/EG. Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010. LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Gewässerbewertung stehende Gewässer – Vorläufige Richtlinie für eine Erstbewertung von natürlich entstandenen Seen nach trophischen Kriterien. Kulturbuchverlag, Berlin, 1999. LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Tagebaurestseen – Anforderungen an die Wasserqualität. Schwerin, 2001. LAWA-Rahmenkonzeption (RaKon, Teil B): Arbeitspapier II „Hintergrund- und Orientierungswerte für physikalisch-chemische Komponenten“; Stand 07.03.2007. Mathes, J., Plambeck, G.; Schaumburg, J.: Das Typisierungssystem für stehende Gewässer in Deutschland mit Wasserflächen ab 0,5 km² zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie. In: NIXDORF, B. & R. DENEKE (Hrsg.), Ansätze und Probleme bei der Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie. BTU Cottbus Aktuelle Reihe 5/02: pp.15-24, 2002. Miler, O., Brauns, M., Böhmer, J., Pusch, M.: Praxistest des Verfahrens zur Bewertung von Seen mittels Ma­ krozoobenthos. Projektbericht im Auftrag der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (Projekt-Nr. O 5.10), 1-45 + Anhänge, 2011. Miler, O., Brauns, M., Böhmer, J., Pusch, M.: „Feinabstimmung des Bewertungsverfahrens von Seen mittels Makrozoobenthos“ – Endbericht im Auftrag der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (Projekt-Nr. O 5.10/2011), 1-70 + Anhänge, inkl. Probenahmevorschrift, 2013. Mischke, U., Riedmüller, U., Hoehn, E. Schönfelder, I.; Nixdorf, B.: Description of the German system for phytoplankton-based assessment of lakes for implementation of the EU Water Framework Directive (WFD). Gewässerreport 10, Aktuelle Reihe 2/200, 2008. Mischke, U. & Nixdorf, B. (Hrsg.): Bewertung von Seen mittels Phytoplankton zur Umsetzung der EUWasserrahmenrichtlinie, BTUC-AR 2/2008, ISBN 9783-940471-06-2 ISSN 1434-6834, 266 Seiten. 2008.

	

	

	

	

	

	

	

	

	

	 	

	

	

	

	

	

Literatur Kap. 6 (Seen und Talsperren)
	 Brauns, M., Böhmer, J, Pusch, M.: Entwicklung einer validierbaren und interkalibrierbaren Methode zur Bewertung von Seen mittels Makrozoobenthos. Projektbericht im Auftrag der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (Projekt-Nr. O 8.09.), 1-30, 2010. 	

	

	

108

Wasserwirtschaft in Deutschland

	

Mischke, U.; Nixdorf, B. (Hrsg.): Bewertung von Seen mittels Phytoplankton zur Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie, BTUC-AR 2/2008, 266 pp., 2008. OECD: Eutrophications of waters. Monitoring, Assessment and Control. OECD report, OECD Paris: 154 pp., 1982. Riedmüller, U., Hoehn, E. & Mischke, U.: Bewertung von Seen mit Hilfe allgemeiner  physikalisch-chemischer Parameter: Seetypspezifische Hintergrund- und Orientierungswerte - Entwurf Stand Januar 2013 - Erstellt und aktualisiert im Rahmen von LAWA-Projekten seit 2006 und des Länderfinanzierungsprogramms „Wasser, Boden und Abfall“ 2006-2010. Fachliche Begleitung: LAWA–Expertenkreis „Seen“ - Stand: März 2013, 2013. Ritterbusch, D. & Brämick, U.: Praxistest Seenbewertung sowie Interkalibrierung Seenbewertung für Fische – Endbericht im Auftrag der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (Projekt-Nr. O 2.09.), 1-9 + Anhänge, 2010. Ostendorp, W., Ostendorp, J., Dienst, M.: Hydromorphologische Übersichtserfassung, Klassifikation und Bewertung von Seeufern. Zeitschrift für Wasserwirtschaft und Umwelt, 1/2, 8-12, 2008. LAUNG (Landesamt für Umwelt, Naturschutz und Geologie Mecklenburg-Vorpommern): Entwicklung eines Kartierverfahrens zur Bestandsaufnahme des Strukturzustandes der Ufer von Seen >= 50 ha in MecklenburgVorpommern. – 39 S. + 4 Anl., Güstrow, 2004. Schaumburg et al. : Handlungsanweisung für die ökologische Bewertung von Seen zur Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie: Makrophyten und Phytobenthos: Stand Oktober 2007 im Auftrag der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser LAWA. Projekt-Nr. O 4.04., 2007. Teiber-Sießegger, P.: Limnologische Bewertung der Ufer- und Flachwasserzone des Bodensees. – Bericht der IGKB 55: 122 S., 2009. Vollenweider, R.A.: Input – Output models with special reference to the phophorus loading concept in limno­ logy, Schweiz. Z. Hydrol. 37: pp. 53-84, 1975 Wöbbecke, K, Klett, G.; Rechenberg, B.: Wasserbeschaffenheit der wichtigsten Seen in der Bundesrepublik Deutschland – Datensammlung 1981-2000, UBA Texte 36/03, Berlin, 2003.

Literatur Kap. 7 (Übergangs-, Küsten- und Meeresgewässer)
	 ASCOBANS (2009a): Document AC16/Doc.32 rev.1 (P). In: (Eds.) 6th ASCOBANS Advisory Committee Meeting, 20-24 April 2009 Dist. 03 April 2009 Brügge, Belgium. Blew, J., Diederichs, A., Grünkorn, T., Hoffman, M., Nehls, G.: Investigations of the bird collision risk and the responses of harbour porpoises in the offshore wind farms, Horns Ref, North Sea and Nysted, Baltic Sea, in Denmark. Status report 2005 supported by the German Federal Ministry of the Environment, Nature Conservation and Nuclear Safety (FKZ 0329963 and FKZ 0329963A). 2006. BMU: Anfangsbewertung, Beschreibung des guten Umweltzustandes und Umweltziele für die deutsche Nord-und Ostsee. 2012. http://www.meeresschutz. info/index.php/berichte.html BfN: Stellungnahme des Bundesamt für Naturschutz zum Antrag der Firma Wintershall für einen Betriebsplan für Seismische Messungen im Bericht der Erlaubnisse B 20008/55 und B 20001 sowie der Bewilligung A6/B4 im deutschen Sektor des Festlandssockels der Nordsee vom 23.11.2006. 2007. Brockmann, U.H.; Topcu, D.; Schütt, M.; Claussen, U.: Assessment of the eutrophication status of the German Bight according to the OSPAR Comprehensive Procedure. Assessed period: 2001 – 2005; OSPAR-Commission. 2007Camphuysen, C. J. 2008. Verstrikkingen van zeevogel in zwerfvuil en vistuig, 1970-2007 Sula 21(2). Claussen, U.; Zevenboom, W.; Brockmann, U.; Topcu, D.; Bot, P.: Assessment of the eutrophication status of transitional, coastal and marine waters within OSPAR. Hydrobiologia 629. 2009. Europäische Gemeinschaft: Richtlinie 92/43/EWG des Rates vom 21. Mai 1992 zur Erhaltung der natürlichen Lebensräume sowie der wildlebenden Tiere und Pflanzen.1992. Europäische Gemeinschaft: Richtlinie 2008/56/EG des europäischen Parlaments und des Rates vom 17. Juni 2008 zur Schaffung eines Ordnungsrahmens für Maßnahmen der Gemeinschaft im Bereich Meeresumwelt (Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie). 2008. Fleet, D.: Untersuchung der Verschmutzung der Spülsäume durch Schiffsmüll an der deutschen Nordseeküste – Auswertungen der regelmäßigen Untersuchungen der Verunreinigung der Spülsäume durch den Schiffsverkehr auf Kontrollstrecken der Nordsee. FKZ 204 96 100. 2007.

	

	

	

	

	

	

	

	

	

	

	

	

	

	

	

	

	

	

Wasserwirtschaft in Deutschland

109

	

Fleet, D. M.: Untersuchung der Verschmutzung der Spülsäume durch Schiffsmüll an der deutschen Nordseeküste – Untersuchung der Müllbelastung an den Spülsäumen der deutschen Nordseeküste – Umweltbundesamt – FAZ 202 96 183, ss. 166. This provided the Basis for the German contribution to the OSPAR Background Document. 2003. Guse, N., Weiel, S., Markones, N., Garthe, S.: OSPAR Fulmar Litter EcoQO – Masse von Plastikmüllteilen in Eissturmvogelmägen. Endbericht für das BfN, Werk­ vertrag. 2012

	

Law, K.L., Moret-Gerfuson, S., Maximenko, N.A., P ­ roskurowski, G., Peacock, E.E., Hafner, J., Reddy, C.M.: Plastic Accumulation in the North Atlantic Subtropical Gyre. Science Vol. 329 no. 5996pp. 1185-1188. 2010. LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Daten der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser zum Bericht nach Art. 15 der EG-Richtlinie 2000/60/EG. Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010. MSRL TSG Noise. Van der Graaf AJ, Ainslie MA, André M, Brensing K, Dalen J, Dekeling RPA, Robinson S, Tasker ML, Thomsen F, Werner S: European Marine Strategy Framework Directive - Good Environmental Status (MSFD GES): Report of the Technical Subgroup on Underwater noise and other forms of energy. 2012. Lucke, K., Siebert, U., Lepper, P., Blanchet, M.A.: Temporary shift in masked hearing thresholds in a harbor porpoise (Phocoena phocoena) after exposure to seismic airgun stimuli. J. Acoust. Soc. Am. 125, 40604070. 2009. MARLIN 2013: http://www.projectmarlin.eu Nausch,G., Bachor, A., Petenati, T., Voß,J., von Weber, M.: Nährstoffe in den deutschen Küstengewässern der Ostsee und angrenzender Gebiete. Meeresumwelt aktuell Nord- und Ostsee 2011/1. Bund-Länder Messprogramm, 2011. http://www.blmp-online.de/Seiten/Berichte.html OSPAR (2003): Integrated report 2003 on the eutrophication status of the OSPAR Maritime Area based upon the first application of the Comprehensive Procedure. Ospar Commission 2003. OSPAR (2009): Second OSPAR integrated report on the eutrophication status of the OSPAR maritime area. Ospar Commission 2009. OSPAR (2009): Agreement on CEMP Assessment Criteria for the QSR 2010. Agreement number: 2009-2. OSPAR (2010): Quality Status Report 2010. OSPAR Commission. London. 176 pp. Zugriff unter: http://qsr2010.ospar.org/en/index.html UNEP 2009. Marine Litter: Global challenge. ISBN 978-92-807-3029-6. 234 pages. UNEP 2007. Marine litter in the Baltic Sea region. Assessment of the marine litter problem in the Baltic region and priority for response. Helsinki Commission. 21 pages.

	

	

	 	 	 HELCOM GEAR: 2/2012, Document 3/8. 2012. Werner, S. & Korpinen, S.: Monitoring and Assessment of Marine Litter: Progress of Work. Planning Moni­ toring and Actions for Marine Litter in the Baltic Sea. Download: www.helcom.fi 	 	 HELCOM (2009): Biodiversity in the Baltic Sea – An integrated thematic assessment on biodiversity and nature conservation in the Baltic Sea. Baltic Sea Environment Proceedings No.116B. Helsinki, Finland. HELCOM (2009): Eutrophication in the Baltic Sea. Baltic Sea Environment Proceedings No.115B. HELCOM (2010): Hazardous substances in the Baltic Sea – An integrated thematic assessment of hazardous substances in the Baltic Sea. Balt. Sea Environ. Proc. No. 120B. HELCOM (2010): Herr, H.: Vorkommen von Schweinswalen (Phocoena phocoena) in Nord- und Ostsee – im Konflikt mit Schifffahrt und Fischerei? Dissertation. 120 Seiten. 2009. Interwies, E., Görlitz, S., Stöfen, A., Cools, J., van Breusegem, W., Werner, S., de Vrees L.: Issue Paper to the „International Conference on Prevention and Management of Marine Litter in European Seas“. 2013. Download: www.marine-litter-conference-berlin.info JRC: Marine Strategy Framework Directive. Task Group 10 Report Marine litter. EUR 24340 EN-2010. 2010. 	 	 Kieler Nachrichten: EU hilft deutschen und dänischen Ostseebädern bei der Strandsäuberung.14.12.2006. Landesamt für Umwelt, Naturschutz und Geologie Mecklenburg-Vorpommern: Schadstoffuntersuchungen in Oberflächengewässern Mecklenburg-Vorpommerns im Zeitraum 2007-2011, Schadstoffe zur Bewertung des chemischen Zustands gemäß Oberflächengewässerverordnung (OGewV). 	 	 	 	

	

	

	

	

	

	 	

	

	

	 	

110

Wasserwirtschaft in Deutschland

	

Van Beusekom, J.E.E.; Bot, P.V.M.; Carstensen, J.; Goebel, J.; Lenhart, H.; Pätsch, T.; Petenati, T.; Raabe, T.; Reise, K.; Wetsteijn, B.: Quality Status Report 2009. Thematic Report No. 6 Eutrophication. 2009. Voß, J.; Knaack, J.; Von Weber, M.: Ökologische Zustandsbewertung der deutschen Übergangs- und Küstengewässer. Indikatorbericht. Meeresumwelt aktuell Nord- und Ostsee 2010/2. Bund-Länder Mess­ programm. Meeresumwelt aktuell Nord- und Ostsee 2010/1. Bund-Länder Messprogramm, 2010. Wasmund, N., Schöppe, C., Göbel, J., von Weber, M.: Chlorophyll-a in den deutschen Ostseegewässern. Meeresumwelt aktuell Nord- und Ostsee 2011/2. Bund-Länder Messprogramm, 2011. http://www.blmp-online.de/Seiten/Berichte.html Weigelt-Krenz, S.; Michael, H.; Pätsch; J., Petenati,T.; Van Beusekom, J.: Nährstoffe im deutschen Wattenmeer und in der Deutschen Bucht. Indikatorbericht. Meeresumwelt aktuell Nord- und Ostsee 2010/1. Bund-Länder Messprogramm, 2010. http://www.blmp-online.de/Seiten/Berichte.html Werner, S.: Artenviefalt gefährdet. Wie der Mensch die Meere und seine Zukunft vermüllt. Wissenschaft und Frieden 2/2012: 33-36. 2012. Wolff, W.; Freund, H.; Laursen, K.; Reise, K.: Wadden Sea Quality Status Report. Syntheses Report. Wadden Sea Ecosystem N. 26. 2009.

	

	

	

	

	

Wasserwirtschaft in Deutschland

111

▸ Diese Broschüre als Download https:// www.umweltbundesamt.de/ node/11859/revisions/48753/ view
	

www.facebook.com/umweltbundesamt.de 	 www.twitter.com/umweltbundesamt
        
Top of page

Note to user

Dear user,

In response to current developments in the web technology used by the Goobi viewer, the software no longer supports your browser.

Please use one of the following browsers to display this page correctly.

Thank you.