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Gewässergüte

Full text: Gewässergüte

„Der Staat schützt auch in Verantwortung für die künftigen Generationen die natürlichen Lebensgrundlagen ...“ Grundgesetz, Artikel 20 a

Wasserwirtschaft in Deutschland – Teil 2 Gewässergüte

Wasserwirtschaft in Deutschland
Teil 2 – Gewässergüte

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| Reihe Umweltpolitik |

Wasserwirtschaft in Deutschland
Teil 2 – Gewässergüte

IMPRESSUM

Herausgeber:

Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit (BMU) Referat Öffentlichkeitsarbeit • 11055 Berlin E-Mail: service@bmu.bund.de • Internet: http://www.bmu.de U. Irmer; K. Blondzik, Umweltbundesamt (UBA) Fachgebiet II 2.4 K. Blondzik; K. Bunzel; U. Claussen; M. Gluschke; J. Heidemeier; H. Herata; U. Irmer; G. Klett; D. Koch; A. Künitzer; V. Mohaupt; S. Naumann; B. Rechenberg; P. Schilling; R. Wolter (alle UBA); K. Reise (AWI) Selbach Design, Sankt Augustin / Feldes & Vogt, Bonn Bonifatius, Paderborn Januar 2006 5.000 Stück

Redaktion: Autoren:

Gestaltung: Druck: Stand: 2. Auflage:

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Inhaltsverzeichnis
1 2
2.1 2.2 2.2.1 2.2.2 2.2.3 2.3 2.3.1 2.3.2

Einleitung

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .2

Emissionen in die Gewässer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2
Das erste Europäische Schadstoffemissionsregister (Eper1) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3 Einträge in die Oberflächengewässer Deutschlands
................................................................

6

Nährstoffe . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 7 Schwermetalle. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9 Pflanzenschutzmittel Eintrag in die Meere
. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 13 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 16

Einzugsgebiet der Nordsee

Einzugsgebiet der Ostsee . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23

3 4
4.1 4.1.1 4.1.2 4.1.3 4.1.4 4.2 4.2.1 4.2.2 4.2.3 4.3 4.3.1 4.3.2 4.3.3

Hydromorphologische Belastungen

.............................................................

29

Gewässerzustand . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33
Chemische Güte. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33 Chemische Güte – Fließgewässer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33 Chemische Güte – Seen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 54 Chemische Güte – Küsten- und Meeresgewässer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 60 Chemische Güte – Grundwasser . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 69 Biologische Güte . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 80 Biologische Güte – Fließgewässer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 81 Biologische Güte – Seen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 84 Biologische Güte – Küsten- und Meeresgewässer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 87 Hydromorphologische Güte
. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 95

Hydromorphologische Güte – Fließgewässer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 95 Hydromorphologische Güte – Seen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 100 Hydromorphologische Güte – Küsten- und Meeresgewässer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .101

5
5.1 5.2 5.3 5.4 5.5

Integrierte Gewässerbewertung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 104
Referenzbedingungen und Typologie. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 104 Bestandsaufnahme der Belastungen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 108 Ökologischer Zustand . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 109 Chemischer Zustand . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .114 Zuverlässigkeit und Genauigkeit . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .114

6
6.1 6.2 6.3

Qualitätssicherung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 115
Grundlagen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .115 Qualitätssicherung im Meeresmonitoring
. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .116

Messunsicherheit und Kontrolle von Grenzwerten . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .118

7 8

Zusammenfassung und Schlussfolgerungen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 119 Literaturverzeichnis
. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 122

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1

EINLEITUNG

beeinflussen damit ihre ökologische Beschaffenheit zum Teil erheblich. Die WRRL fordert europaweit das Erreichen eines guten chemischen und eines guten ökologischen Zustands der Oberflächengewässer, für Grundwasser ist das Ziel der gute mengenmäßige und der gute chemische Zustand. Chemische, biologische und hydromorphologische Qualitätskomponenten sind daher in Zukunft noch umfassender zu untersuchen als heute. Dieser Bericht enthält Auswertungen von Daten aus Bund und Ländern, Zusammenfassungen von Ausarbeitungen der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) und der nationalen und internationalen Flussgebietsgemeinschaften sowie von Ergebnissen aus wissenschaftlichen Veröffentlichungen, Forschungsprojekten und eigenen Arbeiten des Umweltbundesamtes. Er soll anhand von Daten und Fakten über den Gewässerzustand informieren und auf bestehende Problembereiche im Gewässerschutz hinweisen.

In Deutschland werden Oberflächengewässer und Grundwasser regelmäßig untersucht. Im Rahmen internationaler und nationaler Überwachungsprogramme erheben die Bundesländer und Flussgebietskommissionen Daten zur Biologie und zur Chemie sowie neuerdings verstärkt zur Hydromorphologie der Oberflächengewässer. Für das Grundwasser sind insbesondere Nitrat und Pestizide von Bedeutung. Bilanzen von Stoffeinträgen in Grundund Oberflächengewässer aus Punktquellen beruhen auf den Ergebnissen der regelmäßigen Einleiterüberwachung. Zusammen mit Modellbilanzierungen geben sie Auskunft über die Herkunft von Problemstoffen und ermöglichen die Erarbeitung von Minderungsmaßnahmen. Die Beurteilung der Belastung anhand rechtlich verbindlicher Umweltqualitätsnormen erfolgt nach einheitlichen Grundsätzen. Die EG-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) fordert für Oberflächengewässer erstmalig eine gewässertypspezifische Messung und eine integrative Bewertung des ökologischen Zustands. Spätestens Ende 2006 müssen die Überwachungsprogramme daher neu gestaltet und intensiviert werden. Die Ermittlung der biologischen Besiedlung der Gewässer und der Vergleich mit den im ungestörten Zustand vorkommenden naturraumtypischen Lebensgemeinschaften erlauben erstmals eine integrative Beurteilung der ökologischen Qualität von Meeresund Binnengewässern und geben Auskunft über wahrscheinliche Belastungsursachen. Die Entwicklung der Verfahren ist in Deutschland weit fortgeschritten, so dass einige Methoden derzeit auf ihre Praxistauglichkeit im wasserwirtschaftlichen Vollzug erprobt werden. Die WRRL fordert für chemische und auch für biologische Untersuchungen hinreichend zuverlässige und genaue Ergebnisse. Die Qualitätssicherung der Daten wird daher in Zukunft eine größere Rolle spielen. Dieser Bericht enthält die wesentlichen Aspekte des Zustands der Oberflächengewässer und des Grundwassers. Der Schwerpunkt liegt auf dem Stand der gegenwärtigen Belastungssituation und der Entwicklung der Gewässergüte für ausgewählte Messgrößen bedeutender Fließgewässer, größerer Seen und der Übergangs- und Küstengewässer von Nord- und Ostsee. Anthropogene Stoffeinträge beeinflussen die chemische Qualität der Gewässer und können ihre aquatischen Lebensgemeinschaften schädigen, aber auch Nutzungen wie die Trinkwassergewinnung beeinträchtigen. Anthropogene Eingriffe verändern in erheblichem Maße aber 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

2

EMISSIONEN IN DIE GEWÄSSER

Ein wesentliches Ziel der EG-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) ist es, den guten Zustand für Oberflächengewässer und Grundwasser zu erreichen. Die WRRL ist managementorientiert und legt als Handlungskonzept das rückgekoppelte DPSIR-Konzept (Driving Forces, Pressures, State, Impact, Response) zugrunde. Anthropogene Tätigkeiten (Driving Forces) wie Siedlungen, Industrie, Landwirtschaft führen zu Belastungen (Pressures), wie Stoffeinträge oder hydromorphologische Veränderungen der Gewässer, die den Zustand der Gewässer (State) negativ beeinflussen. Die resultierenden Stoffkonzentrationen in den Gewässern sowie die vom Menschen zur Gewährleistung von Nutzungen durchgeführten Veränderungen der Hydromorphologie wirken sich ihrerseits negativ auf die naturraumtypischen Lebensgemeinschaften aus (Impact). Diese Wirkungen erfordern Maßnahmen (Response), die sich ihrerseits wieder auf die Belastungssituation auswirken. Die „Eröffnungsbilanz“ ist die Bestandsaufnahme der Flussgebietseinheiten nach Art. 5, die im März 2005 abgeschlossen und veröffentlicht wurde. Eine Übersicht über die Gesamtsituation in Deutschland bietet dabei die von BMU und UBA herausgegebene Broschüre „Die Wasserrahmenrichtlinie – Ergebnisse der Bestandsaufnahme 2004 in Deutschland“.

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Nachfolgend werden Übersichten über Stoffeinträge in die Gewässer aus verschiedenen Quellen gegeben, wie industrielle und kommunale Einleitungen und diffuse Einträge. Letztere gewinnen aufgrund der in Deutschland vorhandenen flächendeckenden Abwasserbehandlungsinfrastruktur immer mehr an Bedeutung.

schadstoffen registriert, wobei die Schwellenwerte für Ammoniak und Methan in 946 Fällen überschritten wurden. Luftemissionen sind für die Gewässer von z.T. hoher Bedeutung. So führen Ammoniakemissionen in die Luft durch Deposition zu erhöhten Stickstoffeinträgen in die Gewässer. Beispielsweise sind etwa 35 % der Stickstoffeinträge in der Nordsee auf atmosphärische Deposition zurückzuführen. In Tabelle 2.1.1 sind die Jahresfrachten nach Schadstoff und Eintragspfad zusammengestellt. Schadstoffe, für die keine Meldungen vorlagen, sind in der Liste nicht aufgeführt. Für solche Stoffe ist davon auszugehen, dass es im Berichtszeitraum keine Betriebe mit Emissionen oberhalb der Schwellenwerte gegeben hat. Es ist weiterhin zu beachten, dass einige EPER-Betriebe gleichermaßen über Einträge von Schadstoffen sowohl in die Luft als auch in die Gewässer berichtet haben. Die von der Anzahl her wichtigsten Quellen (mehr als 50 Anlagen) für Schadstoffeinträge in die Luft oder in die Gewässer sind in Abbildung 2.1.1 dargestellt. Herkunftsbereiche mit einer hohen Anzahl von berichtspflichtigen Betrieben sind die Intensivtierhaltung und Anlagen der Abfallwirtschaft, hier insbesondere Deponien. Gründe sind u.a. die Betriebsgröße und Defizite in Bau- und Betriebsweisen der Anlagen. Es ist bekannt, dass bei der ersten EPER-Erhebung, die luftseitig auf den Daten der Emissionserklärung des Jahres 2000 beruht,

2.1

Das erste Europäische Schadstoffemissionsregister (Eper1)

Die Europäische Kommission hat ein Europäisches Schadstoffemissionsregister (EPER) eingerichtet. Die registrierten Informationen werden seit Februar 2004 über http://www.eper.eea.eu.int/eper der Öffentlichkeit zur Verfügung gestellt. Darin enthalten sind Emissionsdaten von ca. 10.000 großen und mittleren Industrieanlagen der EU15- Länder sowie aus Norwegen und Ungarn. Die Internetseite informiert auch über Schadstoffe/Substanzen und deren Gebrauch, über deren Hauptemissionsquellen sowie über Auswirkungen auf menschliche Gesundheit und Umwelt. Entsprechende Informationen aus Deutschland finden sich unter http://www.eper.de. Die Auswertung der ersten Datenerhebung in Deutschland zeigt, dass die Schwellenwerte für Luft- und/oder Wasserschadstoffemissionen durch industrielle Aktivitäten in mehr als 1.800 Anlagen/Betriebseinrichtungen überschritten wurden. 85 % der gemeldeten Überschreitungen wurden bei der Emission von Luft-

Abbildung 2.1.1:

Anzahl der gemeldeten Anlagen nach Quellkategorien

Quellkategorien 5.1./5.2. Beseitigung gefährlicher Abfälle 6.1. Herstellung von Zellstoff, Papier und Pappe 6.4. Schlachten einschl. Behandlung und Verarbeitung tierischer u. pflanzl. Rohstoffe 4.1. Chemieanlagen (organ. Grundchemikalien) 3.1. Herstellung von Zementklinkern, Glas u.a. 2.1. Röst- oder Sinteranlagen 1.1. Feuerungsanlagen 5.3/5.4 Beseitigung ungefährlicher Abfälle und Deponierung 6.6 Intensivtierhaltung 53 59 97 105 116 141 189 313 592

0

100

200

300
Anzahl der gemeldeten Anlagen

400

500

600

Quelle: Umweltbundesamt

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von den Ländern unterschiedliche Emissionsfaktoren für Tierintensivhaltungen verwendet wurden, die teilweise die starken Abhängigkeiten der Emissionen von Haltungsbedingungen und Fütterungsstrategien nur unzureichend berücksichtigen. Hier gilt es, für die zweite Datenerhebung zum EPER die Datengüte zu verbessern. Die EPER-Daten bieten Informationen zu den konkreten Emissionen eines Einzelstandortes. Die Nutzung der registrierten Daten ist jedoch für betriebs- bzw. branchenübergreifende Betrachtungen (benchmarking) nicht möglich. Dazu wären technisch- technologische Hintergrundinformationen, wie Emissionen in Abhängigkeit von der produzierten Menge, Größe, Art und Alter der Anlagen oder eingesetzte Reinigungstechniken nötig, die mit den Meldungen nicht verfügbar gemacht werden. Die Betriebe im dicht besiedelten hoch industrialisierten Deutschland tragen in erheblichem Maße zu den Umweltbelastungen in der europäischen Gemeinschaft bei. Sie verursachten den größten Anteil an CO2- (28,4 %) und CO-Emissionen (24 %) in der EU. Deutschland ist drittgrößter Verursacher bei den Emissionen von NOx (13,4 %), Ammoniak (20,2 %), Methan (21,8 %), Dioxinen/Furanen (10,9 %), Fluoriden und anorganischen Verbindungen (15,3 %).

Auch bei Einträgen in die Gewässer wurden im Vergleich zu anderen Ländern erheblich größere Mengen an Schadstoffen wie Arsen, Blei, Kupfer, Nickel, Quecksilber und Zink eingetragen. Die EU hat eine umfassende statistische Auswertung der ersten EPER- Berichterstattung in einem EPER Review Report vorgelegt. Dieser steht im Internet unter http://www.eper.eea.eu.int/eper/documents zur Verfügung. Die zweite Runde der Berichterstattung (Eper2) zur Registrierung von Daten des Jahres 2004 ist angelaufen. Parallel dazu wird das PRTR (Pollutant Release and Transfer Register) auf Basis des EPER- Modells entwickelt. Es ist zu erwarten, dass auch der rechtliche Rahmen mit der Ratifizierung und Umsetzung des PRTR- Protokolls sowie dem Inkrafttreten der PRTR- Verordnung1 vervollständigt wird.

1

Regulation concerning the establishment of a European pollutant Release and Transfer Register and amending Council Directives 91/689/EEC and 96/61/EC, COMM (2004) 634 fi nal, 7 Oct. 2004.

Tabelle 2.1.1:

EPER-Jahresfrachten nach Schadstoffen in Deutschland (Basisjahr 2001)
Luft Wasser, direkt
Schwellenwert Anzahl der Meldungen Emissionen *) Schwellenwert

Wasser, indirekt
Anzahl der Meldungen Emissionen *)

Schadstoffe / Stoffverbindungen

Anzahl der Meldungen

Emissionen *)

kg/a
1,2-Dichlorethan (DCE) As und Verbindungen Benzol Benzol, Toluol, Ethylbenzol, Xylole (als BTEX) Cd und Verbindungen CH4 (Methan) Chlor und anorgan. Chlorverbindungen Chloralkane (C10-13) Chloride CO (Kohlenmonoxid) CO2 (Kohlendioxid) Cr und Verbindungen Cu und Verbindungen 8 47 49 34 311 121 95 47.600 4.995 339.530 40.663 496.437.000 7.318.900 964.268.000 1.000 20 1.000 10 100.000 10.000 500.000 100.000.000 100 100 8 16 2 15 1 51 20 40 981 79.165 1.110 51.875 10 3.701.560.000 17.992 31.953 10 5 200 5 1 2.000.000 50 50 1 20 6 7 9 17 17 67 155.107 8.465 88.614 31.292.500 4.781 9.026

366 429.229.000.000 35 27 25.586 26.273

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Fortsetzung Tabelle 2.1.1
Luft Schadstoffe / Stoffverbindungen
Anzahl der Meldungen Emissionen *) Schwellenwert Anzahl der Meldungen

Wasser, direkt
Emissionen *) Schwellenwert

Wasser, indirekt
Anzahl der Meldungen Emissionen *)

kg/a
Cyanide Dichlormethan (DCM) Dioxine+Furane (PCDD+PCDF, als Teq) Fluor und anorganische Fluorverbindungen Fluoride Halogenhaltige organ. Verbgen (als AOX) HCB (Hexachlorbenzol) HCH (Hexachlorcyclohexan) HCN (Blausäure) HFC (halogen. FluorKohlenwasserstoffe) Hg und Verbindungen N2O (Distickstoffoxid) NH3 (Ammoniak) Ni und Verbindungen NMVOC NOx Org. Kohlenstoff gesamt (TOC) Pb und Verbindungen PFC (perfluorierte KWSt) Phenols PM10 (Feinstaub) PAK (polycykl. Aromat. KWSt) SF6 (Schwefelhexafluorid) SOx (Schwefeldioxide) Sn und Verbindungen Summe - Phosphor Summe - Stickstoff TCB (Trichlorbenzol) TCM (Tetrachlormethan) Trichlormethan Zn und Verbindungen Anzahl der Meldungen insgesamt: Anzahl der EPER- Betriebe: 9 11 63 10 4 92 73 635 71 109 441 46 4 113 8 1 257 2 4 5 52 3103 1576 68.370 0 1.579.410 12.324 15.221 122.959 9.312.800 22.465.000 34.319 42.517.000 395.277.000 109.638 35.080 21.762.000 2.206 5.880 370.590.000 72 470 13.513 168.902 1.000 0,001 5.000 10 10 200 100 10 10.000 10.000 50 100.000 100.000 200 100 50.000 50 50 150.000 10 100 500 200 20 62 88 43 12 2 2 23 38 49 572 178 15 6 34 23 1 1 84.320 54.188 35.228.740 13.227 13.010 186 322 380.276 10.408.700 108.608 17.472 1.514 971.110 193.781 6 38.516 1 20 50.000 20 20 5 50 5.000 50.000 100 50 10 2.000 1.000 1 1 7 42 174 14 29 4 1 53 31 29 484 256 7 4 6 6 191.883 46.727 53.628.700 56.332 448.358 122.793 232 907.490 7.786.200 43.931 45.646 38.731 90.270 27.910 -

Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Bundesländer *) Datenerhebungen können vom Basisjahr abweichen

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Abbildung 2.2.1:

Grundschema zur Quantifizierung der Stoffeinträge in Gewässer
Kommunale Kläranlagen Kläranlagenabläufe Industrielle Direkteinträge Direkteinträge

Punktquellen

Industrie (direkt) Bergbaualtlasten

Diffuse Quellen

Landwirtschaft Forstwirtschaft Atmosphärische Deposition

Hofabläufe und Abdrift Erosion Boden Abschwemmung Drainagen Grundwasser Atmosphärische Deposition Regenwasserkanäle Trennsystem

Verkehr und Baumaterialien

Befestigte urbane Fläche

Schmutzwasser (unbehandelt)* Mischwasserüberläufe Mischsystem
Oberflächengewässer

Industrie (indirekt)

Mischwasser (unbehandelt)*

Haushalte Geogene Quellen Schiffahrt

Nicht angeschlossene Haushalte Grundwasser Direkteinträge von Schiffen
*Einträge von Haushalten und befestigten Flächen, die an eine Kanalisation aber nicht an eine Kläranlage angeschlossen sind

Quelle: S. Fuchs, U. Scherer (2002)

2.2

Einträge in die Oberflächengewässer Deutschlands

eingesetzt und die Ergebnisse mit den Stofffrachten der Flüsse verglichen. Die Hauptquellen der Nähr- und Schadstoffbelastung der Gewässer sind die Landwirtschaft, kommunale Kläranlagen, Kraftwerke, Verkehr und Industriebetriebe. Jedoch ist die Gewässerbelastung, verursacht durch die Einleitung von Abwasser aus den Kommunen und der Industrie, in den letzten Jahren erheblich zurückgegangen. Dieser Rückgang ist u.a. auch auf Einstellung der Produktion einiger in den neuen Ländern angesiedelter Betriebe der chemischen Industrie zurückzuführen. Darüber hinaus erforderten Änderungen im Wasserhaushaltsgesetz Maßnahmen im kommunalen und industriellen Bereich und bewirkten dadurch insgesamt eine Verringerung der Emissionen aus Punktquellen. In den alten und neuen Ländern führte dies durch verbesserte Abwasserreinigungstechniken, konsequente Anwendung des „Standes der Technik“ und Abwasservermeidung zu einer überdurchschnittlichen Abnahme der Schwermetallemissionen. Verbesserungen im industriellen Bereich sind vor allem seit Anfang der 90er Jahre – also seit Inkrafttreten der Abwasserverwaltungsvorschriften in den Industriebranchen – spürbar.

Einträge von biologisch abbaubaren Stoffen können den Sauerstoffhaushalt der Gewässer belasten. Nährstoffe können zu Algenblüten führen oder Schadstoffe, wie Pflanzenschutzmittel und Schwermetalle, auf Organismen giftig wirken. Nutzungen der Gewässer, wie Baden, Trinkwassergewinnung u.ä. werden dadurch beeinträchtigt. Maßnahmen zur Erreichung des guten chemischen Zustandes sind insbesondere Reduzierungen der Einleitungen prioritärer Stoffe in die Gewässer bis hin zur Beendigung der Einleitung prioritärer gefährlicher Stoffe. Ziel ist es, für prioritäre gefährliche Stoffe eine Konzentration in der Meeresumwelt zu erreichen, die für natürlich vorkommende Stoffe in der Nähe ihrer Hintergrundwerte liegt und für anthropogene synthetische Stoffe nahe Null ist. Die EU-Mitgliedstaaten sind verpflichtet, Daten über anthropogene Belastungen zu erheben und signifikante Belastungen der Gewässer durch punktuelle und diffuse Quellen auszuweisen. Für die Abschätzung der Anteile aus natürlichen, punktförmigen und diffusen Eintragsquellen werden Modelle

Oberflächengewässer

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In mehreren Forschungsvorhaben (s. Kap. 8) wurden im Auftrag des Umweltbundesamtes Methodiken und Werkzeuge zur Quantifizierung der Emissionen von Nähr- und Schadstoffen in die Ober flächengewässer Deutschlands aus punktförmigen und diffusen Quellen in Abhängigkeit von der Datenlage für bestimmte Stoffe und Stoffgruppen erarbeitet. Zur Ermittlung der Nährstoff- bzw. Schwermetallemissionen über die verschiedenen punktuellen und diffusen Eintragspfade in die Flussgebiete Deutschlands wurde das Modell MONERIS (MOdelling Nutrient Emissions in RIver Systems, s. Kap. 8) entwickelt. Die Grundlagen für das Modell bilden geographische Daten (wie Flusseinzugsgebiete, Landnut zung), Abfluss- und Gütedaten der zu untersuchenden Flussgebiete und umfangreiche statistische Informationen. Abbildung 2.2.1 zeigt in schematisierter Form die berücksichtigten punktuellen und diffusen Eintragspfade und deren Verknüpfung. Während die punktuellen Einträge aus kommunalen Kläranlagen und von industriellen Einleitern direkt in die Flüsse gelangen, ergeben sich die diffusen Einträge in die Oberflächengewässer aus der Summe der Einträge über die u.g. weiteren Eintragspfade: • Punktquellen (kommunale Kläranlagen, industrielle Direkteinleiter)

• atmosphärische Deposition • Erosion • Abschwemmung • Grundwasser • Dränagen • versiegelte urbane Flächen. Mit den größten Unsicherheiten sind die Emissionen aus diffusen Quellen behaftet, die gegenwärtig die Summe punktueller Einträge aus der Industrie und kommunalen Kläranlagen deutlich übersteigen. Bei der Interpretation der Ergebnisse sollte man sich der Unsicherheiten dieser Abschätzungen bewusst sein. In den folgenden Abschnitten werden die Emissionen der Nährstoffe, der Schwermetalle und Pestizide dargestellt.

2.2.1 Nährstoffe
Die Gesamtstickstoffemissionen in die Oberflächengewässer Deutschlands lagen im Zeit raum 1998 – 2000 bei 688 kt/a und verminderten sich gegenüber dem Vergleichszeitraum 1983 – 1987 um 400 kt/a (Abb. 2.2.1.1). Damit konnte das international vereinbarte Ziel einer

Abbildung 2.2.1.1:

Stickstoff- und Phosphoremissionen in die Oberflächengewässer Deutschlands für 1985, 1995 und 2000
140.000 Gesamtstickstoffemissionen in t/a Gesamtphosphoremissionen in t/a kommunale Kläranlagen 120.000 industrielle Direkteinleiter

1.400.000 1.300.000 1.200.000 1.100.000 1.000.000 9 00.000 800.000 7 00.000 600.000 500.000 400.000 300.000 200.000 100.000 0 natürlicher Hintergrund Landwirtschaft Urbane Flächen Atmoshärische Deposition

100.000

80.000

60.000

40.000

20.000

0

1975

1985

1995

2000
Einhaltung der ZV in 2000

1975

1985

1995

2000

14% 13% Zielvorgabe: GKI II=3,0 mg Gesamtstickstoff/L

5% 20% 24% Zielvorgabe: GKI II=0,15 mg Gesamtphosphor/L

Quelle: Umweltbundesamt (2003)

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Abbildung 2.2.1.2:

Räumliche Verteilung der Stickstoffemissionen aus diffusen Quellen in die Oberflächengewässer Deutschlands in 2000
Institut für Gewässerökologie und Binnenfischerei im Forschungsverbund Berlin e.V.

Spezifische N-Einträge über diffuse Eintragspfade im Zeitraum 1998 – 2000

1000 1500 2000 2500

< >

1000 kg/(km2.a) N 1500 kg/(km 2.a) N 2000 kg/(km2.a) N 2500 kg/(km 2.a) N 3000 kg/(km2.a) N 3000 kg/(km 2.a) N

Fließgewässer Einzugsgebietsgrenze Grenze des Untersuchungsgebietes Landesgrenze Deutschland

N

Datengrundlage: IGB und Gewässernetzkarte des UBA Projekt: Quantifizierung der Nährstoffeinträge der Flussgebiete Deutschlands auf der Grundlage eines harmonisierten Vorgehens (FKZ:299 22 285)

0

100

200

300 Kilometer
Diese Karte ist eine großräumige Übersicht. Ihre Aussagekraft für kleinräumige Fragestellungen ist eingeschränkt.

Quelle: H. Behrendt, u.a. (2003)

Halbierung der Stickstoffemissionen in die Nord- und Ostsee im Zeitraum 1985 bis 2000 nicht erreicht werden. Die erreichte 37%-ige Verringerung wurde hauptsächlich durch den starken Rückgang der Stickstoffemissionen aus Punktquellen um 70 % erzielt. Demgegenüber konnte bei den Stickstoffemissionen aus diffusen Quellen nur ein Rückgang um 15 % ermittelt werden. Insgesamt stellen die Emissionen über das Grundwasser im Zeit raum 1998-2000 für Deutschland mit 56 % den dominanten Eintragspfad dar. Der Anteil der Punktquellen an den Stickstoffemissionen liegt insgesamt bei 19 %. Emissionen in die Oberflächengewässer über Erosion, Abschwemmung und atmosphärische Deposition tragen zu den gesamten Emissionen mit jeweils weniger als 2 % nur in geringem Maße bei. Die Gesamtphosphoremissionen in die Oberflächengewässer Deutschlands betrugen im Zeitraum 1998 – 2000 ca. 33 kt/a. Gegenüber dem Vergleichszeitraum 1983 – 1987 wurden die Phosphoremissionen um ca. 59 kt/a oder 64 % reduziert und damit die Zielstellung einer Verminderung der Phosphoremissionen in die Nord- und Ostsee um 50 % in allen Flussgebieten er-

füllt. Die Reduzierung der Phosphoremissionen ist ebenfalls zum überwiegenden Teil auf die Verringerung der Emissionen aus Punktquellen zurückzuführen, die um 86 % reduziert wurden. Die Phosphoremissionen aus diffusen Quellen konnten nur um 13 % reduziert werden. Trotz der enormen Verringerung der Emissionen aus Punktquellen stellen diese 1998 – 2000 mit 27 % noch einen wichtigen Eintragspfad dar. Unter den diffusen Quellen dominiert für Phosphor die Erosion mit 26 % Anteil an allen Emissionen. Das Schwergewicht der Nährstoffemissionen verschiebt sich immer mehr zu den diffusen Quellen. Zwischen 1985 und 2000 nahmen die Stickstoffeinträge aus landwirtschaftlichen Quellen um etwa 15 % ab, die Phosphoreinträge nahmen leicht zu (7 %). Die diffusen Nährstoffquellen haben jeweils dort ihr Maximum, wo zu hohe Tierbestände auf austragsgefährdeten Standorten gehalten werden. Beim Phosphor tritt dies im äußersten Nordwesten mit seinen Moorböden, beim Stickstoff im gesamten Nordwesten (Sandböden) und in einigen Gebieten des Alpenvorlandes (hohe Abflüsse) auf (Abbildungen 2.2.1.2 und 2.2.1.3).

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Abbildung 2.2.1.3:

Räumliche Verteilung der Phosphoremissionen aus diffusen Quellen in die Oberflächengewässer Deutschlands in 2000
Institut für Gewässerökologie und Binnenfischerei im Forschungsverbund Berlin e.V.

Spezifische P-Einträge über diffuse Eintragungspfade im Zeitraum 1998 – 2000

50 75 100 125

< >

50 kg/(km 2.a) P 75 kg/(km 2.a) P 100 kg/(km 2.a) P 125 kg/(km 2.a) P 200 kg/(km 2.a) P 200 kg/(km2.a) P

Fließgewässer Einzugsgebietsgrenze Grenze des Untersuchungsgebietes Landesgrenze Deutschland

N

Datengrundlage: IGB und Gewässernetzkarte des UBA Projekt: Quantifizierung der Nährstoffeinträge der Flussgebiete Deutschlands auf der Grundlage eines harmonisierten Vorgehens (FKZ:299 22 285)

0

100

200

300 Kilometer
Diese Karte ist eine großräumige Übersicht. Ihre Aussagekraft für kleinräumige Fragestellungen ist eingeschränkt.

Quelle: H. Behrendt, u.a. (2003)

Obwohl die Nährstoffemissionen in die Oberflächengewässer bis 2000 stark abgenommen haben, sind die Nährstoffeinträge immer noch sehr hoch, so dass die Nährstoffkonzentrationen oftmals die Gewässergüteklasse II verfehlen. Trotz Erfolgen bei der Abwasserreinigung zeigen die Ergebnisse der Bestandsaufnahme der Belastungen nach Art. 5 WRRL Handlungsbedarf auf, um bis 2015 den guten ökologischen und chemischen Zustand oder solche politischen Ziele, wie die Halbierung der Stickstofffrachten nach den Anforderungen der Meeresschutzkonventionen, zu erreichen. Da die Einträge aus diffusen Quellen und damit vor allem die aus der Landwirtschaft stammenden Belastungen an den Gesamteinträgen dominieren, sind Maßnahmen erforderlich, die zu einem weiteren Rückgang des Stickstoffüberschusses unter 80 kg N/ ha jährlich (Gesamtüberschuss; da etwa 30 kg/ ha in die Atmosphäre entweichen, entspricht das ca. 50 kg N/ ha Flächenüberschuss) und zu einer Erhöhung der Denitrifikationskapazität der Landschaft (z. B. durch Schließung von Dränagen, Wieder vernässung

von Feuchtgebieten und Verbesserungen der morphologischen Gewässerstruktur) führen.

2.2.2 Schwermetalle
Für Deutschland wurde zwischen 1985 und 2000 ein starker Rückgang der Schwermetallemissionen in die Oberflächengewässer festgestellt (s. Abbildung 2.2.2.1). Außer für Arsen und Nickel, bei denen der nicht beeinflussbare geogene Anteil recht hoch ist, wurden die geforderten Reduktionsvorgaben der Internationalen Meeresschutzabkommen in der Größenordnung von 50 % (Cr, Cu, Ni, Zn sowie das Metalloid As), beziehungsweise 70 % (Cd, Hg, Pb) erreicht oder übererfüllt. Sie liegen zwischen 36 % bei Nickel und 85 % bei Quecksilber und sind vor allem auf die drastische Reduzierung der industriellen Direkteinträge von 74 % für Nickel bis zu 95 % für Quecksilber zurückzuführen. Einen entscheidenden Beitrag zu dieser Umweltentlastung haben Maßnahmen im Bereich der Industrie auf Grund verschärfter gesetzlicher Anforderungen geleistet, aber vor allem auch der seit 1990

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eingetretene Rückgang industrieller Aktivitäten in den neuen Bundesländern. Im Jahr 2000 spielen industrielle Direkteinleitungen nur noch eine untergeordnete Rolle. Die Bedeutung der Einleitungen aus kommunalen Kläranlagen ist zwar nach wie vor hoch, jedoch werden im Jahre 2000 die Gewässerbelastungen durch diffuse Quellen dominiert. Die Verminderung der Emissionen aus diffusen Quellen, die seit Mitte der 80er Jahre zwischen 5 % (Kupfer) und 72 % (Cadmium) liegt, steht im Zusammenhang mit der Verminderung der at mosphärischen Emissionen. Neben der Verminderung der direkten atmosphärischen Einträge auf die Gewässeroberfläche, die insgesamt jedoch nur einen kleinen Anteil an der Gesamtemission ausmachen, beeinflusst die atmosphärische Deposition unmittelbar auch die Einträge durch Oberflächenabfluss, besonders von befestigten urbanen Flächen. Für andere bedeutende diffuse Eintragspfade - wie Erosion und Grundwasser - wurden keine deutlichen Veränderungen der Emissionen in die Gewässer seit der Mitte der 80er Jahre festgestellt. Die diffusen Quellen haben gegenwärtig einen Anteil von etwa 72 % bei Quecksilber, 76 % bei Cadmium und Kupfer, 84 % bei Blei und Chrom, 80 % bei Zink, 82 % bei Nickel und 94 % bei Arsen. Als maßgebliche Eintragspfade wurden Kanalisationen und nicht an die Kanalisation angeschlossene Einwohner, die Erosion und der Grundwasserzufluss identifiziert. Die Mischwasserkanalisationssysteme sowie Niederschlagsabflüsse aus Trennkanalisationssystemen verursachen 10 – 40 % der gesamten Schwermetallemissionen in die Oberflächengewässer. Dabei werden besonders hohe Anteile bei Zink, Blei und Kupfer erreicht. Da in den Mischwassersystemen ein nicht unbedeutender Anteil des Niederschlagsabflusses zur Kläranlage weitergeleitet wird, ergibt sich hier eine geringere Schwermetallbelastung als beim Trennkanalisationssystem. Die Schwermetallemissionen aus urbanen Gebieten stammen vor allem aus dem Bau- und Verkehrsbereich. In Tabelle 2.2.2.1 sind die wichtigsten Anwendungsge-

biete aufgeführt. Es ist zu erkennen, dass für die Gesamteinträge in die Umwelt der KFZ-Bereich die mit Abstand wichtigste Quelle ist, allerdings gelangt die überwiegende Menge der Schwermetalle aus diesem Bereich in den Boden. Im Bereich der Fassaden- und Dachmaterialien ist aufgrund der langen Lebensdauer und der Zunahme der bedeckten Flächen künftig mit einer deut lichen Zunahme der Einträge zu rechnen. Dies gilt auch für Kupfer und Zink aus dem KFZ-Bereich. Durch Erosion werden die Metalle Chrom und Blei in die Gewässer eingetragen. Bei Arsen (57 %) und Nickel (45 %) überwiegen die geogenen Emissionen (Grundwasserpfad). Trotz bis zu 95 %-iger Reduktion der Schwermetalleinträge aus Punktquellen und starker Reduktion der Konzentrationen in den Gewässern bestehen nach wie vor Probleme vor allem mit Zink, Cadmium, Kupfer und Nickel. Um die Schwermetallemissionen aus diffusen Quellen zu vermindern, muss vorrangig die Reinigung der städtischen Regenabwässer verbessert werden. Die Regenabwässer gelangen über die Regenwasserkanäle der Trennkanalisationen oder über die Regenüberläufe zur Entlastung von Kläranlagen bei Mischkanalisation schlecht bis gar nicht gereinigt in die Oberflächengewässer. Mischkanalisationen wurden z.B. so konzipiert, dass ihre Überlaufanlagen durchschnittlich 50 mal jährlich „anspringen“ und einen großen Teil des Regenabwassers zusammen mit häuslichem Abwasser schlecht gereinigt direkt in die Gewässer einleiten. Nur der erste, allerdings meistens am stärksten belastete Regenwasseranfall wird zurückgehalten. Ziel sollte es künftig sein, das Regenwasser soweit wie möglich ortsnah zu versickern, um so auch das Abwassersystem hydraulisch zu entlasten. Dieser Weg der ortsnahen Versickerung ist auch unter dem Gesichtspunkt der Kosteneffektivität vorzuziehen. In der Landwirtschaft helfen alle Maßnahmen gegen Erosion (z.B. Mulchsaat und Bodenbearbeitung quer zur Hangneigung) auch gegen Schwermetalleinträge. Die Dränageabflüsse spielen vor allem bei Cadmium eine

Tabelle 2.2.2.1:
Verwendungsbereich

Einträge von Kupfer, Zink und Blei in Gewässer und Boden aus Anwendungen in urbanen Gebieten
Einträge in die Umwelt (Gewässer und Boden) [t/a]
Kupfer Zink 1975 612 407 755 Blei 77,0 22,0 2,4

Einträge in die Gewässer [t/a]
Kupfer 103 59 72 Zink 306 480 152 204 Blei 9,70 17,00 0,62

Kfz-Bereich (v.a. Reifen und Bremsbeläge) Baubereich Trinkwasserverteilung Verzinkte Produkte

904 76 215

Quelle: Hillenbrand u.a. (2005)

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größere Rolle, das mit den Phosphatdüngern auf vielen Flächen angereichert wurde. Hier kann langfristig Abhilfe geschaffen werden, indem cadmiumarme Phosphat-

dünger eingesetzt und Dränagen im Zuge von Flächenstilllegungen aufgegeben werden.

Abbildung 2.2.2.1:
100%

Schwermetallemissionen in die Oberflächengewässer Deutschlands für 1985, 1995 und 2000

Schwermetallemissionen 1985

80% 60% 40% 20% 0% Emission t/a Hg 31 Cd 63 Cu 1263 Zn 7172 Pb 913 Cr 947 Ni 964 As 174

100%

Schwermetallemissionen 1995

80% 60% 40% 20% 0% Emission t/a ZV-Einhaltung Hg 5,7 65% Cd 15 45% Cu 697 35% Zn 3505 18% Pb 373 67% Cr 316 78% Ni 628 59% As 118

100%

Schwermetallemissionen 2000

80% 60% 40% 20% 0% Emission t/a ZV-Einhaltung Hg 4,7 73% Cd 12 46% Cu 683 48% Zn 3187 14% Pb 296 73% Cr 283 76% Ni 614 55% As 114

Grundwasser Abschwemmung Urbane Flächen

Atmosphärische Deposition industrielle Direkteinleiter Dränwasser

Erosion Hofabläufe und Abdrift Bergbaualtlasten

kommunale Kläranlagen

Quelle: S. Fuchs, U. Scherer (2002)

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2.2.3 Pflanzenschutzmittel
Die Pflanzenschutzmittelemissionen in Oberflächengewässer betragen etwa 30 t/a mit einem hohen Unsicherheitsbereich. Das sind etwa 0,1 % der angewandten Mengen. Die Abschwemmung und die Hofabläufe sind die bedeutendsten Eintragspfade. Die Abschwemmung (Abbildung 2.2.3.1) ist bedeutend bei Weinbauflächen, in Börde-, Löß- und Marschgebieten mit hohem Anteil an Hackfrüchten (Zuckerrüben, Mais, Kartoffeln) sowie in klimatisch ungünstigen Mittelgebirgslagen, sofern

sie ac kerbaulich genutzt werden. Hohes Versickerungspotenzial wurde für Gebiete mit leichten Böden, z. B. die Region zwischen Aller und Elbe, das Emsland, die Schleswig-Holsteinische Geest, das Münsterland und das mittelfränkische Becken, kleine Teile Oberfrankens, des Vogt landes, des nördlichen Thüringer Waldes und des Erzgebirges errechnet. Der Dränabfluss ist bedeutend, wenn Böden mit hohem Versickerungspotenzial in Flussniederungen gedränt wurden (z. B. im Münsterland, im Oberrheingraben und in der Lausitz). Die Abtrift ist hingegen nur in den Obstbaugebieten in den Marschen

Abbildung 2.2.3.1:

Räumliche Verteilung des Pflanzenschutzmittel-Eintragspotentials mit dem Oberflächenabfluss
6°E 9°E 12°E 15°E

54°N

51°N

48°N

sehr gering gering mäßig mittel hoch sehr hoch

Gefährdungsstufen (siehe Tab. A.5.5)

Jährlicher PflanzenschutzmittelEintrag in Oberflächengewässer mit dem Oberflächenabfluss
km

kein Austrag keine Anwendung

0

200

Karte 11

Quelle: Bach u.a. (2000)

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mit ihren dichten Netzen von Entwässerungsgräben bedeutend. Die Frachten der deut schen Flüsse liegen in der gleichen Größenordnung wie die geschätzten Emissionen. Die Hofabläufe haben teilweise sehr hohe Anteile an den Gesamteinträgen, im Süden und Westen Deutschlands betragen sie bis zu 90 % aller Einträge. Das liegt vor allem an der strukturbedingt überdurchschnitt lich hohen Anzahl der PSM-Ausbringungsgeräte in diesen Regionen. Die Quellen der Pflanzenschutzmittelbelastung von kommunalen Kläranlagen können neben angeschlossenen Höfen auch (unerlaubte) Anwendungen auf befestigten Flächen und indirekt eingeleitete Abwässer aus Formulierbetrieben sein. Die wichtigsten Maßnahmen zur Verringerung der Gewässerverschmutzung aus landwirtschaft lichen Quellen

sind die Verschärfung der Anforderungen an die gute fachliche Praxis im Pflanzenschutz sowie die Anwendung und Weiterentwicklung des Schadschwellenprinzips im Pflanzenschutz.

2.3

Eintrag in die Meere

In Tabelle 2.3 sind die direkten industriellen und kommunalen sowie die nach Eintragspfaden aufgeschlüsselten diffusen Schadstoffeinträge (Abbildung 2.3) in die Oberflächengewässer der Flusseinzugsgebiete von Nordsee, Ostsee und Schwarzem Meer sowie die Bundesrepublik Deutschland insgesamt für den Bezugszeitraum 1998 – 2000 zusammengestellt. Das beispiel hafte Emissionsinventar betrifft: Stickstoff, Phosphor und die Schwermetalle Cadmium, Quecksilber, Blei, Kupfer, Zink, Chrom und Nickel und das Metalloid Arsen.

Abbildung 2.3:

Übersicht über die Quantifizierung der Nährstoffeinträge in die Meere (Zusammenhang zwischen Emissionen und Flusseinträgen)

Nährstoffbilanz auf der landwirtschaftlichen Nutzfläche

Nährstoffüberschuss im Oberboden Sorption, Desorption Abschwemmung

Nährstoffauswaschung aus der Wurzelzone Basisabfluss Interflow atmosphärische Deposition versiegelte urbane Flächen

Um- und Ablagerung Erosion

Retention & Verluste im Grundwasser

Nährstoffeintrag in die Flusssysteme

Nährstoffretention und -verluste in den Flusssystemen

Nährstofftransport in den Flüssen

Nährstoffeintrag in die Meere

Quelle: H. Behrendt, u.a. (2003)

Punktquellen

Drainagen

Retention & Verluste in der ungesättigten Zone

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Tabelle 2.3:
Meeres-Einzugsgebiet Nordsee

Emissionsdaten aufgeschlüsselt nach Eintragspfaden und Meereseinzugsgebieten für das Jahr 2000
Flussgebiet Rhein Einträge
Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Ntotal in t
7440 64670 158860 230960 10 1610 23480 25100 200 8330 56990 65530 6310 14980 81000 102290 370 9120 97390 106880 14340 98700 417730 530770 1030 390 2570 4000 30 3560 26540 30130 1060 3950 29110 34120 690 12620 109770 123080 16090 115270 556600 687960

Ptotal in t
584 4183 6159 10926 8 182 1047 1237 41 842 2693 3576 132 1123 4268 5523 46 663 5172 5881 810 6993 19338 27142 30 38 173 241 2 170 955 1127 31 208 1128 1368 59 965 3628 4652 901 8167 24096 33164

Cd in kg
396 1053 2980 4429 6 67 281 354 37 183 1099 1319 68 273 2160 2501 1 24 264 289 897 1600 6784 9370 24 7 73 104 1 9 402 412 24 16 476 516 8 140 1588 1735 1019 1756 8847 11622

Hg in kg
117 645 1068 1830 5 42 102 149 16 118 413 547 19 167 946 1132 2 15 106 123 158 987 2636 3780 2 4 29 35 1 5 184 190 2 10 213 225 5 119 526 650 165 1116 3375 4656

Pb in kg
11635 15058 85311 112004 78 1103 5703 6884 1361 2962 28519 32842 7430 3074 63937 74441 48 404 3882 4334 20552 22601 187351 230504 989 98 1917 3004 43 93 8153 8288 1032 191 10069 11292 609 2723 51202 54534 22193 25515 248622 296330

Ems

Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Weser

Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Elbe

Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Nordseeküste

Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Gesamteinträge Nordsee

Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Ostsee

Oder

Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Ostseeküste

Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Gesamteinträge Ostsee

Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Schwarzes Meer

Donau

Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Gesamteinträge Flussgebiete Deutschlands

Deutschland

Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Quelle:Umweltbundesamt, Daten aus H. Behrendt, u.a. (2003), S. Fuchs, U. Scherer (2002)

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Fortsetzung Tabelle 2.3:
Meeres-Einzugsgebiet Nordsee Flussgebiet Rhein Einträge
Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Cu in kg
26649 70011 173212 269872 249 5088 15229 20566 454 10247 62484 73185 10318 15225 120298 145842 17 2164 13037 15218 37687 102734 384262 524683 143 460 4388 4991 84 1956 22291 24331 227 2416 26679 29322 1314 14115 90866 106295 39228 119266 501806 660300

Zn in kg
100336 275225 878058 1253919 585 15711 79273 95569 9320 31424 325182 365926 18104 51196 636413 705713 8373 5661 67370 81404 136718 379217 1986296 2502231 9153 1736 23221 34109 326 4071 124039 128436 9479 5807 147260 162546 17235 74202 430817 522254 163432 459226 2564373 3187031

Cr in kg
12907 17813 77725 108446 98 1088 4946 6132 668 2767 25781 29216 1842 3296 55736 60874 520 381 5065 5967 16035 25346 169253 210634 90 111 1754 1955 20 106 10193 10319 110 217 11947 12275 1090 3699 55793 60581 17235 29262 236993 283490

Ni in kg
27818 45871 174707 248396 83 3869 18177 22129 712 7110 61190 69012 3596 10686 105745 120027 46 1408 16501 17955 32255 68944 376320 477519 291 291 4165 4746 34 779 23248 24061 325 1070 27412 28807 783 5155 101606 107544 33363 75169 505339 613871

Ems

Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Weser

Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Elbe

Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Nordseeküste

Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Gesamteinträge Nordsee

Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Ostsee

Oder

Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Ostseeküste

Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Gesamteinträge Ostsee

Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Schwarzes Meer

Donau

Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Gesamteinträge Flussgebiete Deutschlands

Deutschland

Industriell Kommunal Diffus Gesamt

Quelle: Umweltbundesamt, Daten aus H. Behrendt, u.a. (2003), S. Fuchs, U. Scherer (2002)

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16 <<

Abbildung 2.3.1.1:

Stickstoff- und Phosphoremissionen in die Oberflächengewässer im deutschen Einzugsgebiet der Nordsee für 1985, 1995 und 2000

900.000 Gesamtstickstoffemissionen in t/a 800.000 kommunale Kläranlagen Gesamtphosphoremissionen in t/a

90.000

80.000

700.000

industrielle Direkteinleiter

70.000

600.000 Atmoshärische Deposition

60.000

500.000

50.000

400.000

Urbane Flächen

40.000

300.000 Landwirtschaft 200.000

30.000

20.000

100.000

natürlicher Hintergrund

10.000

0

0

1985

1995

2000

1985

1995

2000

Quelle: Umweltbundesamt (2003)

2.3.1 Einzugsgebiet der Nordsee
Zur Bilanzierung der von Land ausgehenden Einträge in die Nordsee werden die anthropogenen Stoffeinträge aus punktuellen und diffusen Quellen im gesamten NordseeEinzugsgebiet quantifiziert. Anlässlich der Internationalen Nordseeschutz-Konferenzen 1987 (London) und 1990 (Den Haag) haben die Minister aller Nordseeanliegerstaaten Maßnahmen zur Reduzierung der Einträge von Nährstoffen und ausgewählter gefährlicher Stoffe in der Größenordnung von 50 % im Zeit raum von 1985 – 1995 beschlossen. Für diejenigen Stoffe, die das Ziel der Eintragsreduzierung bis 1995 (Esbjerg) nicht erreichten, wurde das Ziel bis 2000 fortgeschrieben. Bei der Internationalen Nordseeschutz-Konferenz 2002 (Bergen) wurde eine abschließende Bilanz gezogen. Ein Überblick über die Stickstoff- und Phosphoremissionen in die Oberflächengewässer des gesamten Nordseeeinzugsgebietes enthält die Internetseite der OSPARKommission unter www.ospar.org/eng/html/welcome.html. Im Nachfolgenden werden nur die Ergebnisse für das Jahr 2000 für Deutschland aufgeführt.

Nährstoffe
Die Emissionen in die Oberflächengewässer im deutschen Nordsee-Einzugsgebiet lagen 1985 bei 875 030 t/ a Stickstoff und 77 170 t/ a Phosphor und im Jahr 2000 bei 530 770 t/ a Stickstoff und 27 140 t/ a Phosphor. Die Stickstoff- und Phosphoremissionen in die Oberflächengewässer des deutschen Nordsee-Einzugsgebietes sind in 2000 gegenüber dem Vergleichsjahr 1985 damit um 39 % (Stickstoff) und 65 % (Phosphor) zurückgegangen. Die Bilanzierung der Nährstoffemissionen in die Oberflächengewässer im deutschen Nordsee-Einzugsgebiet zeigt, dass die Reduktionsziele (Verringerung um jeweils 50 %) zwar für Phosphor, jedoch nicht für Stickstoff erreicht wurden. Die Verringerung der Stickstoffemissionen um 39 % konnte hauptsächlich durch den starken Rückgang der Stickstoffemissionen aus punktuellen Quellen (um 70 %) erreicht werden. Demgegenüber ist für die Stickstoffemissionen aus diffusen Quellen nur eine Verminderung um ca. 16 % zu verzeichnen. Im Jahr 2000 stammen ca. 60 % der Gesamtstickstoffemissionen aus der Landwirt-

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schaft, wobei die Emissionen über den Grundwasserpfad (54 %) und über die Dränagen (15 %) eine entscheidende Rolle spielen. Die Stickstoffeinträge über die Eintragspfade Erosion, Abschwemmungen aus vorwiegend landwirtschaftlichen Flächen und atmosphärische Deposition tragen zu den gesamten Einträgen in die Oberflächengewässer mit jeweils ca. 2 % nur in geringem Maße bei. Der Anteil der Stickstoffemissionen aus Punktquellen betrug in 2000 ca. 21 % (s. Abbildung 2.3.1.1 und Tabelle 2.3). Die Reduzierung der Phosphoremissionen um 65 % ist ebenfalls vorwiegend auf die Verminderung der Emissionen aus punktuellen Quellen in der Größenordnung von etwa 85 % zurückzuführen. Die Phosphoremissionen aus diffusen Quellen sind um 15 % zurückgegangen. Dies ergab sich vor allem aus der Verminderung der Phosphoreinträge aus dem Abfluss von befestigten Flächen und der atmosphärischen Deposition. Obwohl die Emissionen über den Grundwasserpfad um ca. 15 % abgenommen haben, stiegen die Phosphoremissionen aus der Landwirt schaft um ca. 6 % zwischen 1995 und 2000. Das ist vor allem auf die erhöhten Einträge über die Erosion zurückzuführen, so dass die Erosion in 2000 mit 24 % den dominierenden diffusen Eintragspfad dar-

stellt. Angesichts der beträchtlichen Verminderung der Phosphoremissionen aus Punktquellen stellen im Jahre 2000 nunmehr die diffusen Eintragsquellen mit etwa 71 % den dominierenden Eintragspfad dar, wobei allein ca. 51 % der Landwirtschaft zuzurechnen sind (s. Abbildung 2.3.1.1 und Tabelle 2.3).

Schwermetalle und Lindan
Die Schwermetall- und Lindanemissionen in die Oberflächengewässer im deutschen Nordseeeinzugsgebiet sind zwischen 1985 und 2000 stark zurückgegangen. Außer für Arsen und Nickel, bei denen der nicht beeinflussbare geogene Anteil recht hoch ist, wurden die geforderten Reduktionsvorgaben der Internationalen Nordseeschutzkonferenz in der Größenordnung von 50 % (Cr, Cu, Ni, Zn, das Metalloid As, und Lindan), beziehungsweise 70 % (Cd, Hg, Pb) für die genannten Schwermetalle und Lindan erreicht oder übererfüllt. Sie liegen zwischen 41 % bei Nickel und 87 % bei Quecksilber und sind vor allem auf die drastische Reduzierung der industriellen Direkteinträge von 74 % für Nickel bis zu 95 % für Quecksilber zurückzuführen (Abbildung 2.3.1.2).

Abbildung 2.3.1.2:

Quecksilber- und Cadmiumemissionen in die Oberflächengewässer im deutschen Einzugsgebiet der Nordsee für 1985, 1995 und 2000

30.000 Quecksilberemissionen in kg/a kommunale Kläranlagen industrielle Direkteinleiter Atmoshärische Deposition Urbane Flächen Cadmiumemissionen in kg/a

60.000 55.000 50.000 45.000 40.000 35.000

25.000

20.000

15.000

Erosion

30.000 25.000 20.000

Abschwemmung 10.000 Dränwasser

15.000 5.000 Grundwasser 10.000 5.000 0

Hofabläufe und Abdrift 0

1985

1995

2000

1985

1995

2000

Quelle: Umweltbundesamt (2002)

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18 <<

Abbildung 2.3.1.3:

Kupfer- und Zinkemissionen in die Oberflächengewässer im deutschen Einzugsgebiet der Nordsee für 1985, 1995 und 2000
6.500.000 Kupferemissionen in kg/a kommunale Kläranlagen industrielle Direkteinleiter Atmoshärische Deposition Urbane Flächen Zinkemissionen in kg/a 6.000.000 5.500.000 5.000.000 4.500.000 4.000.000 3.500.000

1.200.000 1.100.000 1.000.000 900.000 800.000 700.000 600.000 500.000 400.000 Dränwasser 300.000 200.000 100.000 0 Grundwasser Erosion

3.000.000 Abschwemmung 2.500.000 2.000.000 1.500.000 1.000.000 Hofabläufe und Abdrift 500.000 0

1985

1995

2000

1985

1995

2000

Quelle: Umweltbundesamt (2002)

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 10 – 40 % der gesamten Schwermetallemissionen. Dabei werden besonders hohe Anteile bei Zink, Blei und Kupfer (Abbildung 2.3.1.3) erreicht. Durch Erosion werden vor allem die Metalle Chrom und Blei in die Gewässer eingetragen. Bei Arsen (45 %) und Nickel (54 %) überwiegen die geogenen Emissionen (Grundwasserpfad). Signifikante Belastungsunterschiede bestehen zwischen den einzelnen Flussgebieten wegen der jeweiligen Landnutzung und klimatischer Faktoren. Der Rückgang der Lindanemissionen in die Oberflächengewässer im deutschen Nordseeeinzugsgebiet von 1985 bis 2000 (Abbildung 2.3.1.4) hängt vor allem damit zusammen, dass die Lindananwendung in Deutschland seit der Mitte der 80er Jahre stark eingeschränkt wurde, und Lindan seit 1997 als Pflanzenschutzmittel nicht mehr zugelassen ist. Da bereits in der Umwelt befindliches Lindan nur sehr langsam abgebaut wird, ist es nach wie vor in der Atmosphäre, im Boden und im Wasser zu finden und wurde auch im Jahr 2000 in die Oberflächengewässer eingetragen, woran Einträge aus versiegelten Flächen einen wesentlichen Anteil hatten.

Flusseinträge und direkte Einträge
Seit 1990 werden für die OSPAR-Kommission Daten zu Einträgen von Nähr- und Schadstoffen in die Nordsee über Flüsse sowie direkte Einträge in die Nordsee zusammengestellt und bewertet. Die Ergebnisse sind auf der Internetseite der OSPAR-Kommission unter http://www. ospar.org/eng/html/welcome.html zusammengestellt. Unter direkten Einträgen in die Nordsee sind kommunale und industrielle Stoffeinträge in die Flussmündungsgebiete und ent lang der Küsten zu verstehen, die unterhalb der Messstelle im Fluss (Tide- oder Süßwassergrenze) erfolgen und demzufolge in den Daten dieser Messstellen nicht erfasst sind. Dement sprechend sind auch die ermittelten Flusseinträge (Immissionen an der Tide oder Süßwassergrenze) oft um ein Vielfaches höher als die direkten Einträge. In Deutschland werden die für die OSPAR-Kommission benötigten Daten von den Bundesländern Schleswig-Holstein, Niedersachsen und Bremen sowie von den Arbeitsgemeinschaften für die Reinhaltung der Elbe (ARGE Elbe) und der Weser (ARGE Weser) für die Flussgebiete der Elbe, Weser, Ems und Eider erhoben. Beim Vergleich der Nährstoff- und Schadstoffeinträge über die deutschen Zuflüsse in die Nordsee zwischen

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Abbildung 2.3.1.4:

Arsen- und Lindanemissionen die Oberflächengewässer im deutschen Einzugsgebiet der Nordsee für 1985, 1995 und 2000
1.500 Arsenemissionen in kg/a kommunale Kläranlagen industrielle Direkteinleiter Atmoshärische Deposition Urbane Flächen Lindanemissionen in kg/a 1.400 1.300 1.200 1.100 1.000 800

150.000 140.000 130.000 120.000 110.000 100.000 90.000 80.000 70.000 60.000 50.000 Dränwasser 40.000 30.000 20.000 10.000 0 Hofabläufe und Abdrift Grundwasser Abschwemmung

Erosion

700 600 500 400 300 200 100 0

1985

1995

2000

1985

1995

2000

Quelle: Umweltbundesamt (2002)

1980 und 2003 wird deutlich, dass die Elbe eine herausragende Rolle – vor allem auch auf Grund ihrer Einzugsgebietsgröße – einnimmt. Obwohl die Messungen in den Flussgebieten von Elbe, Weser und Ems schon seit 1980 erfolgen, sind Aussagen zum Trend problematisch, da die Messmethoden über den gesamten Beobachtungszeit raum nicht immer einheitlich waren und in den Flussgebieten von Elbe und Weser auch ein Messstellenwechsel erfolgte. Außerdem müssen beim Vergleich der Nähr- und Schadstoffeinträge über die deutschen Nordseezuflüsse die von Jahr zu Jahr unterschiedlichen Abflussraten berücksichtigt werden. So war der Abfluss in den Nassjahren 1994/1995 und im Jahr der Elbeflut (2002) fast doppelt so hoch wie in den Trockenjahren 1990/1991. Vor allem Phosphor und Stickstoff, aber auch die Schwermetalle zeigen ein ausgeprägtes, vom Abfluss abhängiges Verhalten (s. Abbildung 2.3.1.5). Da Phosphorverbindungen eine vergleichsweise hohe Bodenbindung haben, führt ein erhöhter Regenwasserabfluss zur Abnahme der Phosphorkonzentration (Verdünnungseffekt). Stickstoffverbindungen haben hingegen eine weitaus geringere Bodenbindung, so dass ein erhöhter Regenwasserabfluss auch eine erhöhte Auswaschung und Abschwemmung von landwirtschaftlichen Flächen und somit einen erhöhten Stickstoffeintrag über die Flüsse zur Folge hat. Während abflussbereinigt beim Stickstoff kaum ein Rückgang der

Frachten zwischen 1980 und 2003 erkennbar ist, wird beim Phosphor deutlich, dass sich ab 1990 die Phosphorfrachten auf einem niedrigeren Niveau als in den Jahren zuvor eingependelt haben. Trotz der Beeinflussung durch die Abflussraten wird aus den Ergebnissen der Jahre von 1980 bis 2003 deutlich, dass vor allem die Quecksilber- und Cadmiumeinträge über die Elbe, aber auch über die Weser und Ems (s. Abbildung 2.3.1.6) erheblich zurückgegangen sind. Ein Vergleich der Nährstoffemissionen aus dem ElbeEinzugsgebiet mit den Flusseinträgen der Elbe in die Nordsee zeigt, dass sich die Reduktion der Emissionen für Phosphor ab Mitte der 90er Jahre und für Stickstoff nur teilweise in den Flusseinträgen widerspiegeln (s. Abbildung 2.3.1.7). Ursache dafür dürften beim Stickstoff die hohen mittleren Aufenthaltszeiten im Grundwasser sein, die in der Elbe bis zu 30 Jahre betragen können. Somit werden große Flüsse wie die Elbe wahrscheinlich erst innerhalb der nächsten 20 Jahre beginnen, auf die seit 1987 verringerten Stickstoffüberschüsse aus der Landwirtschaft zu reagieren. Demzufolge werden Reduktionen der diffusen Stickstoffeinträge, die gegenwärtig mehr als 60 % der gesamten Stickstoffemissionen ausmachen, in den Flüssen erst später sichtbar werden.

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Abbildung 2.3.1.5:

Nährstoffeinträge über die deutschen Nordseezuflüsse (1980 – 2003)

Stickstofffrachten (Gesamt-N) im Vergleich zum Abfluss
Stickstoff in kt/a Abfluss (Elbe, Weser, Ems, Eider) in Mio m3/d

300.000

200

180 250.000
Elbe Weser Ems Eider

Abfluss

160

140 200.000 120 langjähriger Abfluss 150.000 100

80 100.000 60

40 50.000 20

0 1980 1982 1984 1986 1988 1990 1992 1994 1996 1998 2000 2002

Phosphorfrachten (Gesamt-P) im Vergleich zum Abfluss
Phosphor in kt/a Abfluss (Elbe, Weser, Ems, Eider) in Mio m3/d

14.000

200 180

12.000

Elbe Weser Ems Eider

Abfluss

160

10.000

140

120 8.000 langjähriger Abfluss 100 6.000

80

4.000

60

40 2.000 20

0 1980 1982 1984 1986 1988 1990 1992 1994 1996 1998 2000 2002

Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Bundesländer

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Abbildung 2.3.1.6:

Schwermetalleinträge über die deutschen Nordseezuflüsse (1980 – 2003)

Oberflächenabfluss
200 Abfluss in Mio m3/d 180 160 140 120 100 1.500 80 60 40 500 20 0 1980 0 1983 1986 1989 1992 1995 1998 2001 1980 1983 2.500
Elbe Weser Ems Eider

Zinkfrachten im Vergleich zum Abfluss
3.500 Abfluss in Mio m3/a Abfluss 3.000 Zink in t/a
Elbe Weser Ems Eider

200 Abfluss in Mio m3/d Abfluss 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0 1986 1989 1992 1995 1998 2001

2.000

1.000

Quecksilberfrachten im Vergleich zum Abfluss
30 Quecksilber in t/a
Elbe Weser Ems Eider

Cadmiumfrachten im Vergleich zum Abfluss
200 30 Cadmium in t/a 180 25 160 140 120
Elbe Weser Ems Eider

200 Abfluss in Mio m3/d Abfluss 180 160 140 120

Abfluss in Mio m /d Abfluss

3

25

20

20

15

100 80

15

100 80

10 60 40 5 20 0 1980 1983 1986 1989 1992 1995 1998 2001 0

10 60 40 5 20 0 1980 1983 1986 1989 1992 1995 1998 2001 0

Bleifrachten im Vergleich zum Abfluss
500 Blei in t/a 450 400 350 300 250 200 150 100 50 0 1980 1983 1986 1989 1992 1995 1998 2001
Elbe Weser Ems Eider

Kupferfrachten im Vergleich zum Abfluss
200 500 Kupfer in t/a 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0 450 400 350 300 250 200 150 100 50 0 1980 1983 1986 1989 1992 1995 1998 2001
Elbe Weser Ems Eider

200 Abfluss in Mio m3/d Abfluss 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0

Abfluss in Mio m3/d Abfluss

Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Bundesländer

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Abbildung 2.3.1.7:

Nährstoffemissionen in die Elbe im Vergleich zu den Flusseinträgen der Elbe in die Nordsee

Gesamtstickstoff
300.000 40.000 250.000 Abfluss 1985 200.000
N total in t/a P total in t/a

30.000
Abfluss in Mio m3/a

150.000 20.000 1995 2000

100.000

10.000 50.000

0 1981 1983 1985 1987 1989 1991 1993 1995 1997 1999 2001 2003 Emissionen N total

0

Gesamtphosphor
20.000 1985 40.000 Abfluss 15.000 30.000
Abfluss in Mio m3/a

10.000 20.000 1995 2000 10.000 5.000

0 1981 1983 1985 1987 1989 1991 1993 1995 1997 1999 2001 2003 Emissionen P total

0

Quelle: Umweltbundesamt (2005)

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2.3.2 Einzugsgebiet der Ostsee
Stickstoff- und Phosphor werden vorrangig über die Festlandsabflüsse und die Atmosphäre in die Ostsee eingetragen. Die Hauptquellen der Nährstoffbelastung und der damit verbundenen Eutrophierung der Ostsee sind die Landwirtschaft, kommunale Kläranlagen, Kraftwerke, Verkehr und Industriebetriebe. Ungefähr 95 % der in die Atmosphäre emittierten NOx-Verbindungen werden durch den Verkehr und Kraftwerke einschließlich industrieller Feuerungsanlagen verursacht. Hinzu kommen NH3-Emissionen aus der Landwirtschaft. Die Einleitung von Abwasser aus den Kommunen und der Industrie vor allem vom Gebiet der osteuropäischen Länder spielen ebenfalls eine entscheidende Rolle. Im Jahr 2000 hat die Helsinki Kommission innerhalb der „Fourth Baltic Sea Pollution Load Compilation - PLC4“ erstmalig eine Bilanzierung der Nährstoffemissionen aus punktuellen und diffusen Quellen in die Oberflächengewässer im gesamten Ostsee-Einzugsgebiet der HELCOM-Vertragsstaaten durchgeführt. Dabei wurden die Emissionen aus Punktquellen in die Herkunftsbereiche industrielle Direkteinleiter, kommunale Kläranlagen und Fischfarmanlagen unterteilt. Auf Grund methodischer Probleme der Mehrzahl der Vertragsstaa-

ten wurden die Emissionen aus diffusen Quellen nur in ihrer Summe dargestellt. In PLC-4 wurden ebenfalls die Einträge an organischen Substanzen, Nährstoffen und Schwermetallen über die in die Ostsee einmündenden Flüsse, die nicht überwachten Küsteneinzugsgebiete und direkten Abwassereinleitungen zusammengestellt. Im Vergleich zu den Erhebungen 1987, 1990 und 1995 liefert die neue Erhebung für das Jahr 2000 zuverlässigere und umfassende Datensätze, die einen Überblick über die Nähr- und Schadstoffeinträge in die Ostsee erlauben. Die Ergebnisse der „Fourth Baltic Sea Pollution Load Compilation - PLC-4“ sind auf der Internetseite der Helsinki-Kommission unter http://www.helcom.fi/publications/bsep/en_GB/bseplist/ zusammengestellt.

Nährstoffe
Die Emissionen in die Oberflächengewässer im deutschen Ostsee-Einzugsgebiet lagen 1985 bei 60 300 t/ a Stickstoff und 4 070 t/ a Phosphor, 2000 bei 34 120 t/ a Stickstoff und 1 370 t/ a Phosphor. Die Stickstoff- und Phosphoremissionen in die Oberflächengewässer des deutschen Ostsee-Einzugsgebietes sind 2000 gegenüber dem Vergleichsjahr 1985 damit um 43 % bei Stickstoff

Abbildung 2.3.2.1:

Stickstoff- und Phosphoremissionen in die Oberflächengewässer im deutschen Einzugsgebiet der Ostsee für 1985, 1995 und 2000
6.000 Gesamtstickstoffemissionen in t/a kommunale Kläranlagen Gesamtphosphoremissionen in t/a 5.000 industrielle Direkteinleiter

60.000

50.000

40.000 Atmoshärische Deposition 30.000 Urbane Flächen

4.000

3.000

20.000 Landwirtschaft

2.000

10.000 natürlicher Hintergrund 0

1.000

0

1985

1995

2000

1985

1995

2000

Quelle: Umweltbundesamt (2003)

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24 <<

und 66 % bei Phosphor zurückgegangen. Die Bilanzierung der Nährstoffemissionen in die Oberflächengewässer im deutschen Ostsee-Einzugsgebiet zeigt, dass die Reduktionsziele (Verringerung um jeweils 50 %) für Phosphor erreicht, jedoch für Stickstoff verfehlt wurden. Die Verringerung der Stickstoffemissionen um ca. 43 % konnte hauptsächlich durch den starken Rückgang der Stickstoffemissionen aus Punktquellen in der Größenordnung von 67 % erreicht werden. Demgegenüber ist für die Stickstoffemissionen aus diffusen Quellen eine Verminderung um ca. 35 % zu verzeichnen, wobei der Eintrag über die Landwirtschaft mit 65 % die entscheidende Rolle in 2000 spielt. Bei den landwirtschaftlichen Einträgen in 2000 sind die Dränagen und das Grundwasser mit jeweils 37 % die dominierenden diffusen Eintragspfade. Der Anteil der Stickstoffemissionen aus Punktquellen an den Gesamtstick stoffemissionen beträgt nur noch ca. 15 %. Die Stickstoffeinträge über die Eintragspfade Erosion, Abschwemmungen aus vorwiegend landwirtschaftlichen Flächen und atmosphärische Deposition tragen zu den gesamten Einträgen mit insgesamt rund 10 % nur in geringem Maße bei. Die Reduzierung der Phosphoremissionen um ca. 66 % ist ebenfalls vorwiegend auf die erzielte Verminderung der Emissionen aus Punktquellen mit 92 % zurückzuführen. Die Phosphoremissionen aus diffusen Quellen

sind nur um 5 % zurückgegangen; dies ergab sich vor allem aus der Verminderung der Phosphoreinträge aus dem Abfluss von befestigten Flächen (45 %) und der atmosphärischen Deposition (40 %) bei gleichzeitig erheblichem Anstieg der Einträge aus Abschwemmungen von vor wiegend landwirtschaftlichen Flächen (+ 75 %). Auf Grund der beträchtlichen Verminderung der Phosphoremissionen aus Punktquellen in den deutschen Flusseinzugsgebieten stellen diese 2000 gegenüber 1985 nicht mehr den dominierenden Eintragspfad dar. 2000 betrugen die Phosphoremissionen aus diffusen Quellen 82 % der gesamten Phosphoremissionen, woran die Landwirtschaft einen Anteil von ca. 55 % hat. Die durch landwirtschaftliche Einträge verursachten Phosphoremissionen über das Grundwasser oder Erosion stellen mit ca. 22 % bzw. 34 % die höchsten Eintragsquellen dar (Abbildung 2.3.2.1 und Tabelle 2.3).

Schwermetalle und Lindan
Die Schwermetall- und Lindanemissionen in die Oberflächengewässer im deutschen Ostsee-Einzugsgebiet sind zwischen 1985 und 2000 stark zurückgegangen. Bei einigen Schwermetallen wie Cadmium (90 %), Quecksilber (52 %), Blei (70 %), Chrom (69 %) und dem Metalloid Arsen (68 %) wurde die von der Helsinki-Kommission geforderte Halbierung der Einträge in die Ostsee erreicht

Abbildung 2.3.2.2:

Quecksilber- und Cadmiumemissionen in die Oberflächengewässer im deutschen Einzugsgebiet der Ostsee für 1985, 1995 und 2000
5.500 Quecksilberemissionen in kg/a kommunale Kläranlagen industrielle Direkteinleiter Atmoshärische Deposition Urbane Flächen Cadmiumemissionen in kg/a 5.000 4.500 4.000 3.500 3.000 Erosion 2.500 Abschwemmung 2.000 Dränwasser 1.500 1.000 500 0

550 500 450 400 350 300 250 200 150 100 50 0

Grundwasser

Hofabläufe und Abdrift

1985

1995

2000

1985

1995

2000

Quelle: Umweltbundesamt (2002)

>>

25 <<

Abbildung 2.3.2.3:

Kupfer- und Zinkemissionen in die Oberflächengewässer im deutschen Einzugsgebiet der Ostsee für 1985, 1995 und 2000
250.000 Kupferemissionen in kg/a kommunale Kläranlagen industrielle Direkteinleiter Atmoshärische Deposition Urbane Flächen Zinkemissionen in kg/a 225.000

50.000

45.000

40.000

200.000

35.000

175.000

30.000

150.000

25.000

Erosion

125.000

20.000

Abschwemmung

100.000

15.000

Dränwasser

75.000

10.000

Grundwasser

50.000

5.000 0

Hofabläufe und Abdrift

25.000

0

1985

1995

2000

1985

1995

2000

Quelle: Umweltbundesamt (2002)

oder übererfüllt. Ausnahmen bilden Zink (19 %), Kupfer (29 %) und Nickel (41 %). Bei Lindan konnte eine Reduzierung um 78 % erreicht werden. Die Reduzierungen sind vor allem auf die drastische Reduzierung der industriellen Direkteinträge von 60 % für Blei bis zu 95 % für Quecksilber zurückzuführen (Abbildung 2.3.2.2). Einen entscheidenden Beitrag zu dieser Umweltentlastung haben Maßnahmen im Bereich der Industrie auf Grund verschärfter gesetzlicher Anforderungen geleistet, aber vor allem auch der seit 1990 eingetretene Rückgang industrieller Aktivitäten im deutschen Odereinzugsgebiet. Im Jahr 2000 spielten industrielle Direkteinleitungen nur noch eine untergeordnete Rolle. Die Bedeutung der Einleitungen aus kommunalen Kläranlagen war zwar nach wie vor hoch, jedoch wurden im Jahre 2000 die Gewässerbelastungen durch diffuse Quellen dominiert. Die wichtigsten Eintragspfade waren dabei Kanalisationen und nicht 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 10 – 40 % der gesamten Schwermetallemissionen. Dabei werden besonders hohe Anteile bei Zink, Blei und Kupfer erreicht (Ab-

bildung 2.3.2.3). Durch Erosion werden vor allem die Metalle Chrom und Blei in die Gewässer eingetragen. Bei Arsen (45 %) und Nickel (54 %) überwiegen die geogenen Emissionen (Grundwasserpfad). Signifikante Belastungsunterschiede bestehen zwischen den einzelnen Flussgebieten wegen der jeweiligen Landnutzung und klimatischer Faktoren. Der 78 %-ige Rückgang der Lindanemissionen in die Oberflächengewässer im deutschen Ost see-Einzugsgebiet von 1985 bis 2000 hängt vor allem damit zusammen, dass die Lindananwendung in Deutschland seit Mitte der 80er Jahre stark eingeschränkt wurde, und Lindan seit 1997 als Pflanzenschutzmittel nicht mehr zugelassen ist. 1985 wurden die kommunalen Kläranlagen als wichtigster Eintragspfad identifiziert, jedoch sind die Emissionen seit 1985 um 52 % infolge der stark reduzierten Anwendung von Lindan und den geringeren Konzentrationen im Niederschlagsabfluss von befestigten Flächen zurückgegangen (Abbildung 2.3.2.4). Ein weiterer wichtiger Eintragspfad im Bezugsjahr 1985 war die Abschwemmung von unbefestig ten Flächen mit 20 %, so dass im Oder- und Ost seeküsteneinzugsgebiet wegen der höheren Applikationsmenge in der ehemaligen DDR der größte Frachtanteil aus der Abschwemmung von Lindan resultierte. In 2000 stellen die Emissionen aus urbanen Gebieten und die direkte at mosphärische Deposition auf die Gewässeroberfläche mit jeweils ca. 28 % die bedeu-

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Abbildung 2.3.2.4:

Arsen- und Lindanemissionen die Oberflächengewässer im deutschen Einzugsgebiet der Ostsee für 1985, 1995 und 2000
150 Arsenemissionen in kg/a kommunale Kläranlagen industrielle Direkteinleiter Atmoshärische Deposition Lindemissionen in kg/a

25.000

20.000

120

15.000

Urbane Flächen

90

Erosion

10.000

Abschwemmung

60

Dränwasser 5.000 30

Grundwasser

Hofabläufe und Abdrift 0 0

1985

1995

2000

1985

1995

2000

Quelle: Umweltbundesamt (2002)

tendsten diffusen Eintragspfade dar. Infolge der verringerten Gesamtemissionen stieg der Anteil der Einträge aus dem Grundwasserpfad und macht im Jahr 2000 15 % aus. Die Erosion verursacht wegen der geringen Sorptionsneigung von Lindan nur ca. 1 % der gesamten Lindanemissionen.

Flusseinträge und direkte Einträge
Von 31 Flüssen mit einer Einzugsgebietsfläche von 23 010 km2 aus den Bundesländern Mecklenburg-Vorpommern und Schleswig-Holstein werden Flusseintragsdaten ermittelt. 16 170 km2 sind beobachtetes Einzugsgebiet, d.h. durch Messungen in den Flüssen unterhalb der letzten Flussmessstelle gekennzeichnet. Die Einträge aus dem 6 800 km2 großen nicht über wachten deutschen Ostsee-Einzugsgebiet werden durch Hochrechnung auf 100 % der Einzugsgebietsfläche unter Berücksichtigung der direkten Einleitungen aus kommunalen Kläranlagen und Industriebetrieben ermittelt (Tabelle 2.3.2.1). Die Einträge aus dem deutschen Odereinzugsgebiet in Brandenburg und Sachsen (5 600 km2) sind darin nicht ent-

halten, da die Oder auf polnischem Territorium in die Ostsee mündet. Insgesamt umfassen die von deutscher Seite in die Ostsee eingeleiteten Schadstofffrachten eine Größenordnung von 2 % der Gesamteinträge aller Ostseeanliegerstaaten. Die Flusseinträge (Tab. 2.3.2.1) sind nicht mit den Einträgen in die Oberflächengewässer (Tab. 2.3) direkt vergleichbar, da diese nur die gemessenen Frachten an der Mündung eines Flusses repräsentieren und nicht – wie die Emissionen – die Einträge aus dem gesamten Flusseinzugsgebiet einschließlich der Retention im Fluss umfassen. In den deutschen Ostseezuflüssen erfolgen die Messungen von Nähr- und Schadstoffen teilweise schon seit 1975. Im Jahr 1988 wurden über die deutschen Ostseezuflüsse 20 447 t Stickstoff und 1 108 t Phosphor in die Ostsee eingetragen. Im Vergleich dazu betrug die Phosphorfracht 2003 325 t und die Stickstofffracht 9 170 t (Abbildung 2.3.2.5). Beim Vergleich der Flusseinträge über den Zeitraum von 1988 bis 2003 muss der steuernde Einfluss des Durchflusses berücksichtigt werden. In den Jahren 1994 und 2002 war aufgrund hohen

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Tabelle 2.3.2.1:

Deutsche Stoffeinträge in die Ostsee über Flüsse und nicht überwachten Küsteneinzugsgebiete
1994 1995
4.551 20.785 613 276 23.988 1.515 245 18.621 140 204 21.945 13.659 2.350 2.988 1.504 2.108

1996
2.532 10.812 418 184 9.741 1.684 139 5.894 108 97 8.320 3.704 1.927 1.898 409 2.072

1997
2.542 10.240 393 174 10.197 970 106 7.101 56 90 10.043 4.211 1.748 2.320 378 3.649

1998
4.700 18.687 692 304 28.374 1.161 236 22.361 51 230 15.180 6.247 4.771 6.892 736 5.683

1999
4.165 15.163 543 224 23.007 917 161 18.122 40 239 16.408 7.204 2.752 8.186 1.055 2.994

2000
3.548 15.669 462 229 16.607 692 132 12.555 39 114 13.811 4.020 1.814 4.583 762 890

2001
3.518 13.364 433 218 15.913 590 137 11.691 14 116 28.993 7.378 3.475 6.505 1.235 3.956

2002
5.877 22.728 729 351 31.619 893 256 24.308 26 229 37.398 12.705 4.856 7.366 2.643 7.625

2003
2.500 10.795 325 140 9.167 492 80 5.990 12 121 27.927 7.024 1.989 3.359 1.289 1.878

Q [Mio m3/a] BSB7 [t/a] Ptotal [t/a] PO4-P [t/a] Ntotal [t/a] NH4-N [t/a] NO2-N [t/a] NO3-N [t/a] Hg [kg/a] Cd [kg/a] Zn [kg/a] Cu [kg/a] Pb [kg/a] Ni [kg/a] Cr [kg/a] As [kg/a]

5.752 23.805 876 401 39.976 2.064 362 31.787 134 1.121 23.065 13.647 6.159 6.387 1.627 3.103

Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Bundesländer

Abbildung 2.3.2.5:

Nährstoffkonzentrationen und -einträge über die deutschen Ostseezuflüsse (1988 – 2003)
Stickstofffrachten in den deutschen Ostseezuflüssen
Stickstoff in t/a Abfluss in Mio m3/a 6.000 Abfluss 5.000 4.000 3.000 2.000 1.000 0 1988 1990 1992 1994 1996 1998 2000 2002

8,0 7,0 6,0 5,0 4,0 3,0 2,0 1,0 0,0

Stickstoffkonzentrationen in den deutschen Ostseezuflüssen
Stickstoff in mg/l Abfluss in Mio m /a
3

7.000 6.000 5.000 4.000 3.000 2.000 1.000 0

45.000 40.000 35.000 30.000 25.000 20.000 15.000 10.000 5.000 0

7.000

Abfluss

1988

1990

1992

1994

1996

1998

2000

2002

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

Phosphorkonzentrationen in den deutschen Ostseezuflüssen
Phosphor in mg/l Abfluss in Mio m3/a

7.000 6.000 5.000

2.500

Phosphorfrachten in den deutschen Ostseezuflüssen
Phosphor in t/a Abfluss in Mio m3/a

7.000 6.000 5.000

2.000 Abfluss

Abfluss 4.000 3.000 2.000 1.000 0 1988 1990 1992 1994 1996 1998 2000 2002

1.500

4.000 3.000 2.000

1.000

500

1.000 0 1988 1990 1992 1994 1996 1998 2000 2002

0

Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Bundesländer

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Abbildung 2.3.2.6:

Nährstoffemissionen in die Oberflächengewässer im Ostsee-Einzugsgebiet im Vergleich zu den Flusseinträgen in die Ostsee
Gesamtstickstoff
6.000 1985 5.000 Abfluss 50.000 60.000

4.000
Abfluss in Mio m3/a

1995 2000

40.000
N total in t/a P total in t/a

3.000

30.000

2.000

20.000

1.000

10.000

0 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 20022003 Emissionen N total

0

Gesamtphosphor
6.000 60.000

5.000

Abfluss

1985

50.000

4.000
Abfluss in Mio m3/a

40.000

3.000

30.000

2.000

1995

20.000 2000 10.000

1.000

0 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 20022003 Emissionen P total

0

Quelle: Umweltbundesamt, 2005

Niederschlagsaufkommens der Durchfluss fast doppelt so hoch wie 1989, 1990, 1996 und 1997. Ein Vergleich der Nährstofffrachten aus Jahren mit ähnlichen Abflussbedingungen (1990 und 2000 sowie 1989 und 2003) unterstreicht, dass zwar für Phosphor, jedoch nicht für Stickstoff, die Emissionen aus dem deutschen Einzugsgebiet zurückgegangen sind. So spiegeln sich gegenwärtig die erheblichen Phosphorreduktionen an den Quellen auch in der Wasserqualität der deutschen Ostseezuflüsse wider (Abbildung 2.3.2.6). Ursache dafür, dass die Stickstoffeinträge in die Ostsee in 2003 verglichen mit 1989 in der gleichen Größenordnung geblieben sind, dürften die hohen mittleren Aufenthaltszeiten im Grundwasser sein. Somit werden die Flüsse wahrscheinlich erst innerhalb der nächsten Jahre beginnen,

auf die seit 1987 verringerten Stickstoff überschüsse aus der Landwirtschaft zu reagieren. Demzufolge werden Reduktionen der diffusen Stickstoffeinträge, die gegenwärtig 85 % der gesamten Stickstoffemissionen ausmachen, in den Flüssen erst später sichtbar werden. Bei den Schwermetalleinträgen in die Ostsee ist ein abnehmender Trend der Quecksilber- und Kupfereinträge in die Ostsee vom deutschen Ostsee-Einzugsgebiet zwischen 1995 und 2003 erkennbar. Die Einträge der anderen Schwermetalle sind zwischen 1995 und 2003 in der gleichen Größenordnung geblieben oder etwas angestiegen. Alle Schwermetallfrachten sind jedoch im Nassjahr 2002 auf Grund des erhöhten Abflusses erheblich höher als im Jahr 2001, liegen jedoch im Jahr 2003 in der gleichen Größenordnung wie im Jahr 2001.

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3

HYDROMORPHOLOGISCHE BELASTUNGEN

Belastungen der Hydromorphologie bestehen aus Beeinträchtigungen des Abflussgeschehens, des Feststofftransportes und der Gewässermorphologie. Sie ergeben sich aus mensch lichen Aktivitäten im Einzugsgebiet eines Gewässers und vor allem aus Maßnahmen und Eingriffen am und im Gewässer selbst, um Nutzungen wie Schifffahrt und Wasserkraft zu ermöglichen oder aufrecht zu erhalten. Der Grad der Belastung drückt sich in dem hydromorphologischen Zustand (siehe Kapitel 4.3) des betroffenen Gewässers aus und hat aufgrund der vielfältigen Zusammenhänge zwischen abiotischen und biotischen Umweltfaktoren Einfluss auf das Vorkommen und die Zusammensetzung der standorttypischen Lebensgemeinschaften und somit auf den ökologischen Zustand des Wasserkörpers. 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. Der naturbelassene Fluss bildet mit den bei Hochwasser überschwemmten Auen eine ökologische Einheit, die Ausdruck der geologischen und klimatischen Randbedingungen und der Reliefgestalt im Einzugsgebiet ist. Aus der Wechselwirkung von transportiertem Material, Flussbett- und Ufersubstrat, Gefälle und Abfluss 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, Flutrinnen usw. gekennzeichnet, die einer hohen Dynamik unterliegen. Die Vielfalt der damit einhergehenden Strömungsverhältnisse einschließlich extremer Wasserstände sowie die morphologischen Strukturen des Flussbettes und der Uferzonen begünstigen das Vorkommen standorttypischer Pflanzen- und Tiergesellschaften, die über Nahrungsketten vielfältig miteinander vernetzt sind. Unter natürlichen Bedingungen bilden Flüsse mit ihren Auen die artenreichsten Ökosysteme Mitteleuropas. Das naturgegebene dynamische Gleichgewicht ohne anthropogene stoffliche Belastung bezeichnet die höchste Gewässerqualität, die ein Flusssystem haben kann. Das Bestreben Gewässer für bestimmte Nut zungen zu erschließen, diese beständig zu effektivieren und zuverlässiger, d.h. möglichst unabhängig von den natürlichen Prozessen zu gestalten, steht dieser Dynamik des Flusses mit seinen Abflussschwankungen, Flusslaufverlegungen und An- und Auflandungen entgegen.

Zu den maßgeblichen Nutzungen unserer Gewässer zählen die Urbanisierung, die Schifffahrt, die Wasserkraftnutzung, die Land- und Forstwirtschaft, die Wasserversorgung sowie die Inanspruchnahme der Gewässer zur Erholung und Freizeitgestaltung. Die Eingriffe in das Fließgewässer, die eine Nutzung ermöglichen sollen, dienen im Wesentlichen den gleichen Zielen: • die natürlichen Schwankungen der Wasserführung im Minimum als auch im Maximum auszugleichen, • eine bestimmte Wassermenge oder einen definierten Wasserstand weitgehend unabhängig von den natürlichen Abflussschwankungen verfügbar zu machen, • dem Fluss Flächen zu entziehen, den Flusslauf auf ein definiertes Flussbett zu beschränken, sein Bett zu stabilisieren und festzulegen und • den Grundwasserstand in angrenzenden Gebieten zu regulieren. Das Bedürfnis Siedlungen, Nutzungen und getätigte Investitionen zu schützen, zieht zudem weitere schwerwiegende Eingriffe in die Gewässerlandschaften nach sich, die hauptsächlich dem Hochwasserschutz dienen und zu einer weiteren Belastung der Hydromorphologie führen (s. Abb.3.1). Zu einem stetig wachsenden Belastungsdruck führen des Weiteren die beständige Intensivierung von Nutzungen und die Zunahme von Maßnahmen, die notwendig werden, um negative Folgewirkungen von wasserbaulichen Maßnahmen auf bestehende Nutzungen abzuwenden. Dazu gehören beispielsweise Maßnahmen zur Abwendung der Tiefenerosion, die oftmals erst durch Eingriffe in das Gewässer ausgelöst wurde. Dass sich die hydromorphologische Belastung der Gewässer nicht wesentlich reduziert ist u.a. auch auf die Konser vierung des Ausbauzustandes durch eine fortwährende Unterhaltung und Instandsetzung der Gewässerausbauten zurückzuführen (s. Abb. 3.1). Wie die wesentlichen Regulierungsziele zeigen, sind unabhängig von der Nutzungsart die Eingriffe in ein Gewässer und die damit verbundenen Auswirkungen grundsätzlich gleicher Natur und klassifizierbar (Tab. 3.1). Als exemplarisch für die in Tabelle 3.1 dargestellten Belastungen und Folgewirkungen kann der Eingriff durch Querbauwerke angesehen werden. Die Errichtung von abflussregulierenden Querbauwerken dient der Trinkwassergewinnung, der Bewässerung, der Wasserkraftnutzung zur Erhöhung der nutzbaren Fallhöhe, der Schifffahrt zur Anhebung der Wasserstände in Niedrigwasserzeiten oder der Anlage von künst lichen Stauseen zu Erholungszwecken. Die Belastung der Hydromorphologie und die Folgewirkungen sind jeweils erheblich. Die biologische und morphodynamische Durchgängigkeit des Gewässers wird unterbrochen, strömungsangepasste

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Abbildung 3.1:

Nutzungen und hydromorphologische Belastungen als Ursache für den Zustand der Oberflächengewässer

Nutzungen Erschließung Instandhaltung Intensivierung

Schutzbedürfnis

Belastung durch Eingriffe

Schutz der Nutzung

Hydromorphologischer Zustand

Wirkung auf Lebensgemeinschaften

Wirkung auf Nutzung

Rückkopplung/ Selbstverstärkung

Quelle: Umweltbundesamt

Arten werden durch den Aufstau verdrängt, die eingeschränkte Abfluss- und Grundwasserdynamik führt zu einem Verlust der Auenstandorte und die Selbstreinigungskraft des Gewässers nimmt ab. Der gewässerschädigende Einbau von Querbauwerken hat seine Ursache auch oftmals in der Abwendung von Folgeschäden wasserbaulicher Eingriffe. So zog die Begradigung von Gewässern einen Anstieg der Tiefenerosion und damit verbunden ein Absinken des Grundwasserspiegels in den angrenzenden Gebieten nach sich. Um diesen Prozess aufzuhalten, war es notwendig, Sohlschwellen in die Flusssohle einzubauen. Wie das Beispiel der Tiefenerosion zeigt, die oftmals durch den Geschieberückhalt in Staubereichen ausgelöst wird, können Querbauwerke auch selbst Ursache für den Bau neuer Staustufen darstellen. Auf diese Art und Weise wird die Problematik der Tiefenerosion durch Geschiebemangel weiter stromabwärts verlagert und gibt der Anlage von Stauketten Vorschub. Die Belastung der Hydromorphologie durch Querbauwerke spiegelt die Bestandsaufnahme der Belastungen nach Art. 5 EG-Wasserrahmenrichtlinie wider. Demzufolge gibt es in Deutschland mindestens 50.000 Bauwerke mit einer Fallhöhe von > 30 cm. Dies entspricht einer durchschnittlichen Dichte der Querverbauung von einem Bauwerk pro 2 km Fließstrecke. 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 und sich als vereinzelte Maßnahmen ohne großräumige Koordinierung auf längere Sicht nicht als tragfähig erwiesen haben. Heute sind fast alle Abschnitte der großen Flüsse mit Deichen versehen. Durch den flussparallelen Deichbau gingen die Auen als Retentionsflächen für Hochwasser verloren; der Abflussquerschnitt wurde eingeengt und vertiefte sich bei lockerem Substrat von selbst. 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 Rheinauenstandorte zwischen Basel und Karlsruhe gingen um 87 % zurück (Abb. 3.2). Insgesamt verringerte sich die natürliche Überschwemmungsfläche am Oberrhein um 60 % oder 130 km2, was wiederum erhebliche Aufwendungen für die dadurch erhöhte Hochwassergefährdung der Unterlieger nach sich zog. Ähnliche Verhältnisse liegen an allen großen Strömen in Deutschland vor. Eine treibende Kraft für den zunehmenden Belastungsdruck auf die Gewässer ist die beständige Intensivierung der Nutzungen. Dies sollen die Beispiele der Wasserkraftnutzung und der Schifffahrt verdeutlichen. Mit der Entwicklung der Wasserturbine und der Umsetzungsmöglichkeit der Wasserkraft in elektrische Energie wurden in großer Zahl in den Gebirgsflüssen Wasserkraftanlagen errichtet. Durch die gleichzeitige Entwicklung der Wasserbautechnik wurden Stauhaltungen auch in großen

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Tabelle 3.1:

Überblick über die wichtigsten Nutzungen, Eingriffsarten und Auswirkungen
Spezifizierte Nutzungen
Schifffahrt Wasserkraftnutzung Land- u. Forstwirtschaft/Fischzucht Wasserversorgung Urbanisierung Freizeit u. Erholung Hochwasserschutz

Querverbau (Wehre, Dämme, Buhnen) Längsverbau (Deichbauten) Begradigung, Laufverkürzung (Durchstiche, Abtrennung von Altarmen) Ufer- und Sohlenbefestigung Vertiefung (Baggerung, Drainage) Neuanlage von Gewässern (Kanäle, Teiche) Gewässerunterhaltung Maßnahmen im Einzugsgebiet (Rodung)

Eingriffsart (Belastungen) Auswirkungen auf Hydromorphologie und Biologie

Veränderung des Feststofftransportes (Sohlenerosion, Sedimentation) Veränderung im Abflussgeschehen (reduzierte Abflüsse, geänderte Dynamik) Veränderung der Gewässermorphologie (Verarmung an Gewässerstrukturen) Verlust und Verringerung von Überschwemmungsgebieten, Auen Direkte und indirekte Schädigung von Flora und Fauna Veränderung des Grundwasserspiegels

Quelle: European Commission (2003); geändert Umweltbundesamt, 2005

Flüssen möglich. Die ab 1860 im Hochrhein errichteten Staustufen dienten der Energieversorgung der sich bei Basel und anderen nahegelegenen Standorten entwickelnden Industrie. Darüber hinaus wurden große Wasserkraftanlagen ( > 1 MW) in den Bundeswasserstraßen häufig im Zuge der Staustufenerrichtung für die Schifffahrt zeitgleich eingebaut. Mit Beginn des Gewässerausbaus entwickelte sich auch ein Trend zu immer größeren Schiffen, besonders seit Einführung des Motorschiffes, deren Tiefgang die anfänglichen Flussausbaumaßnahmen nicht mehr genügten. Es wurden daraufhin Wasserstandsregulierungen durchgeführt, z. B. mittels Buhnen und Parallelwerken, die zu Fahrrinnenvertiefungen führen, welche die natürliche Umgestaltung des Flusses einschränken und die Schifffahrt von extremen Niedrigwasserverhältnissen unabhängig machen sollen.

Die Hauptflüsse der Stromgebiete und die als Verkehrsträger genutzten Nebenflüsse (Bundeswasserstraßen) sowie die der Energieerzeugung dienenden Nebenflüsse sind in erheblichem Umfang staugeregelt. Gegenwärtig gibt es an sogenannten freifließenden Strecken der größeren Flüsse nur noch • den Rhein zwischen Iffezheim und der niederländischen Grenze, • die Elbe zwischen der Grenze zu Tschechien und Geesthacht, • die Donau zwischen Straubing und Vilshofen, • die mittlere und untere Oder von Eisenhüttenstadt bis zum Wehr Widuchowa (Marienhof) und • die obere Weser bis Hameln.

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Abbildung 3.2:

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

Jechtingen

Jechtingen

Jechtingen

Burgheim

Burgheim

Burgheim

Baltzenheim Niederrotweil

Baltzenheim Niederrotweil

Baltzenheim Niederrotweil

Biesheim

0

1 km Alt-Breisach

2

Biesheim Alt-Breisach

Biesheim Alt-Breisach

1828

1872

1963
Quelle: Internationale Kommission zum Schutze des Rheins

Gewässerausbaumaßnahmen erfolgten vor allem an Fließgewässern, aber auch an den Küsten und an Seen. Zu den für Seen relevanten Belastungen gehören vor allem Nährstoffeinträge, aber auch Veränderungen des Wasserregimes durch Regulierung und/oder Wasserentnahmen und Eingriffe in die Uferstruktur. In einem dicht besiedelten Land wie Deutschland unterliegen insbesondere die Seeufer einem starken Nutzungsdruck. Beeinträchtigungen in der Seeuferzone entstehen durch: • Veränderungen des hydrologischen Regimes eines Sees durch Einbau von Schwellen oder Wehren zum Zwecke der landwirtschaftlichen Nutzung, des Hochwasserschutzes, der Wasserkraft nutzung. • Veränderungen der Morphologie im Zusammenhang mit Industrialisierung, der Trassenführung von Straßen und Bahn, Sandund Kiesgewinnung, Berufs- und Freizeitschifffahrt (Hafen- und Steganlagen).

• Behinderung des hydrologischen und biologischen Austauschs zwischen dem See und seinen Uferflutungsflächen durch Deiche, Wälle, bauliche Anlagen.

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33 <<

4
4.1 4.1.1

GEWÄSSERZUSTAND
Chemische Güte Chemische Güte – Fließgewässer

Zielvorgaben und die chemische Gewässergüteklassifikation sind – neben den rechtlich verbindlichen Umweltqualitätsnormen der EG-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) – eine wichtige Grundlage für die Beurteilung der stofflichen Belastung der oberirdischen Binnengewässer in Deutschland. Auf der Grundlage der „Konzeption zur Ableitung von Zielvorgaben zum Schutz oberirdischer Binnengewässer vor gefährlichen Stoffen“ wurden von der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) in Zusammenarbeit mit dem Umweltbundesamt – getrennt für einzelne Schutzgüter und Nutzungsarten – für eine Reihe von gefährlichen Stoffen Zielvorgaben abgeleitet und begründet. Bei den Schutzgütern handelt es sich um „Aquatische Lebensgemeinschaften“, „Berufs- und Sportfischerei“, „Schwebstoffe und Sedimente“, „Trinkwasserversorgung“ und „Bewässerung landwirtschaftlich genutzter Flächen“. Bei Einhaltung der Werte ist eine Einschränkung von Nutzungen oder eine Gefährdung der ökologischen Gewässerqualität nach dem derzeitigen Stand des Wissens nicht zu befürchten. Aufbauend auf dem Zielvorgabenkonzept der LAWA wurde von Bund und Ländern eine ein heitliche chemische Gewässergüteklassifikation erarbeitet, die in Analogie zur biologischen Gewässergüteklassifikation 4 Haupt- und 3 Unterklassen aufweist. Die Stoffkonzentrationen, die der Güteklasse I entsprechen, charakterisieren einen Zustand ohne anthropogene Beeinträchtigung. Dreh- und Angelpunkt der Klassifikation sind die „Zielvorgaben“ für gefährliche Stoffe: Die jeweils strengste Zielvorgabe für die Schutzgüter aquatische Lebensgemeinschaften, Trinkwasserversorgung, Schwebstoffe/Sedimente und Fischerei definiert die Güteklasse II und damit die angestrebte gute Gewässerqualität. Für alle anderen Kenngrößen (z. B. Nährstoffe) beinhaltet die Güteklasse II aus anderen Bewertungsansätzen resultierende Werte. Die nachfolgenden Klassen bis Klasse III-IV ergeben sich aus der Multiplikation des Zielvorgabenwertes mit dem Faktor 2 in dem siebenstufigen System. Die Güteklasse I-II weist i.d.R. den halben Wert der Zielvorgabe auf, die Güteklasse IV einen größer achtfachen Wert. Die Zielvorgaben wurden größtenteils als Qualitätsziele der EG-Richtlinie 76/464 (Ableitung gefährlicher Stoffe in die Oberflächengewässer der Gemeinschaft) übernommen. Die Qualitätsziele entsprechen den Vorgaben der Richtlinie und berücksichtigen daher die Schutzgüter: „aquatische Lebensgemeinschaften“ und „menschliche

Gesundheit“. Aus Vorsorgegründen wurde bei der Ableitung des Qualitätsziels das jeweils sensiblere Schutzgut zugrunde gelegt. Zum Schutz der menschlichen Gesundheit wurden bei der Festlegung der Werte mindestens die Grenzwerte der Trinkwasserrichtlinie 98/83/EWG berücksichtigt. Aus Vorsorgegesichtspunkten - insbesondere um die Trinkwasserversorgung und –aufbereitung zu schützen - wurde kein Qualitätsziel über 10 μg/ l festgelegt. Die fachlichen Vorgaben für die Qualitätszielableitung (Schutzgut ”aquatische Lebensgemeinschaften”) orientieren sich an den national im Rahmen des Chemikalien- und Pflanzenschutzmittelrechts und international im Rahmen der OECD sowie des EG-Altstoff- und Pflanzenschutzmit telzulassungsrechts festgelegten Kriterien für die Stoffbewertung. Sie entsprechen damit auch den Vorgaben der WRRL. Zur Umsetzung der Anhänge II und V WRRL wurden 95 der 99 Qualitätsziele der EG-Richtlinie 76/464 daher als Umweltqualitätsnormen zur Beurteilung des ökologischen Zustands in Rechtsverordnungen der Länder übernommen (4 Stoffe sind prioritäre Stoffe) und für weitere Stoffe (Pestizide und Schwermetalle) um Werte zum Schutz der aquatischen Lebensgemeinschaften ergänzt (Tabelle 4.1.1.1). Des Weiteren wurden für die Berichterstat tung zur Gewässerschutzricht linie 76/464 Qualitätskriterien für Stoffe festgelegt, für die bislang keine rechtlich verbindlichen Qualitätsziele formuliert wurden (Tabelle 4.1.1.2). Die WRRL unterscheidet unterschiedliche stoffliche Qualitätskomponentengruppen: Die 33 prioritären Stoffe der WRRL sowie weitere 8 europaweit geregelte Stoffe der 76/464-Richtlinie bestimmen den chemischen Zustand. Der ökologische Zustand beinhaltet weitere Umweltqualitätsnormen für spezifische synthetische und nichtsynthetische Schadstoffe, die in signifikanten Mengen eingetragen werden. Das von der WRRL vorgegebene Verfahren zur Ableitung der Umweltqualitätsnormen entspricht im Wesentlichen der deutschen Zielvorgaben-Konzeption für das Schutzgut „aquatische Lebensgemeinschaften“. Bei vollständiger Datengrundlage für alle trophischen Ebenen Algen, Kleinkrebse und Fische („no observed effect concentrations” (NOEC)) sind die Zielvorgabenwerte mit den Umweltqualitätsnormen der WRRL identisch. Dennoch besteht ein wesentlicher Unterschied zwischen den beiden Bewertungsansätzen: Die Überprüfung der Umweltqualitätsnormen und der Qualitätsziele der Richtlinie 76/464/EWG erfolgt mit Mittelwerten und nicht – wie bei den LAWA-Zielvorgaben – mit 90Perzentilwerten. Die Umweltqualitätsnormen und Qualitätsziele fallen daher – trotz identischer Zahlenwerte – im Vergleich mit den Zielvorgaben schwächer aus, sie sind allerdings rechtlich verbindlich. Am Beispiel der Grafik für Isoproturon (Abb. 4.1.1.1) ist zu erkennen: Die Zielvorgabe für die aquatischen Lebensgemeinschaften und die Umweltqualitätsnorm (Entwurf der EG-Tochterrichtlinie zu den prioritären Stoffen) sieht einen Wert

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Tabelle 4.1.1.1:

Umweltqualitätsnormen (VO) zur Beurteilung des ökologischen Zustands WRRL (Vergleichswert: Mittelwert)
Stoff
2-Amino-4-chlorphenol Arsen Azinphos-ethyl Azinphos-methyl Benzidin Benzylchlorid (α-Chlortoluol) Benzylidenchlorid (α,α-Dichlortoluol) Biphenyl Chloralhydrat Chlordan (cis und trans) Chloressigsäure 2-Chloranilin 3-Chloranilin 4-Chloranilin Chlorbenzol 1-Chlor-2,4-dinitrobenzol 2-Chlorethanol 4-Chlor-3-methylphenol 1-Chlornaphthalin Chlornaphthaline (techn. Mischung) 4-Chlor-2-nitroanilin 1-Chlor-2-nitrobenzol 1-Chlor-3-nitrobenzol 1-Chlor-4-nitrobenzol 4-Chlor-2-nitrotoluol 2-Chlor-4-nitrotoluol 2-Chlor-6-nitrotoluol 3-Chlor-4-nitrotoluol 4-Chlor-3-nitrotoluol 5-Chlor-2-nitrotoluol 2-Chlorphenol 3-Chlorphenol 4-Chlorphenol Chloropren (2-Chlorbuta-1,3-dien) Allylchlorid (3-Chlorpropen) 2-Chlortoluol 3-Chlortoluol 4-Chlortoluol 2-Chlor-p-toluidin 3-Chlor-o-toluidin 3-Chlor-p-toluidin 5-Chlor-o-toluidin Coumaphos Cyanurchlorid (2,4,6-Trichlor-1,3,5-triazin) 2,4-D 10 40 0,01 0,01 0,1 10 10 1 10 0,003 10 3 1 0,05 1 5 10 10 1 0,01 3 10 1 10 10 1 1 1 1 1 10 10 10 10 10 1 10 1 10 10 10 10 0,07 0,1 0,1

EG-Nr.
2 4 5 6 8 9 10 11 14 15 16 17 18 19 20 21 22 24 25 26 27 28 29 30 31 (32) (32) (32) (32) (32) 33 34 35 36 37 38 39 40 41 (42) (42) (42) 43 44 45

VO
μg/l mg/kg μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/ll μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l

EG-Nr.
(47) (47) (47) (47) (47) 48 49-51

Stoff
Demeton (Summe von Demeton-o und Demeton-s) Demeton-o Demeton-s Demeton-s-methyl-sulphon Demeton-s-methyl 1,2-Dibromethan Dibutylzinn-Kation ersatzweise 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 2 100 0,01 2 1 1 1 1 0,5 1 10 10 10 10 10 10 10 10 10 10 10 10 10 10 10 10 10 0,1 0,0006 10 0,1 10 0,004 10 10 0,009 0,004 0,1 0,1 10

VO
μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/kg μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l

(52) (52) (52) (52) (52) (52) (52) 53 54 55 56 57 58 60 61 (63) (63) (63) (63) 64 65 66 67 68 69 70 72 73 74 75 78 79 80 81 (82) (82) 86

2,4/2,5-Dichloranilin 2,3-Dichloranilin 2,4-Dichloranilin 2,5-Dichloranilin 2,6-Dichloranilin 3,4-Dichloranilin 3,5-Dichloranilin 1,2-Dichlorbenzol 1,3-Dichlorbenzol 1,4-Dichlorbenzol Dichlorbenzidine Dichlordiisopropylether 1,1-Dichlorethan Vinylidenchlorid (1,1-Dichlorethen) 1,2-Dichlorethen 1,2-Dichlor-3-nitrobenzol 1,2-Dichlor-4-nitrobenzol 1,3-Dichlor-4-nitrobenzol 1,4-Dichlor-2-nitrobenzol 2,4-Dichlorphenol 1,2-Dichlorpropan 1,3-Dichlorpropan-2-ol 1,3-Dichlorpropen 2,3-Dichlorpropen Dichlorprop Dichlorvos Diethylamin Dimethoat Dimethylamin Disulfoton Epichlorhydrin Ethylbenzol Fenitrothion Fenthion Heptachlor Heptachlorepoxid Hexachlorethan

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Fortsetzung Tabelle 4.1.1.1
EG-Nr.
87 88 89 90 91 93 94 95 97 98 (100) (100) (101)

Stoff
Cumal (Isopropylbenzol) Linuron Malathion MCPA Mecoprop Methamidophos Mevinphos Monolinuron Omethoat Oxydemeton-methyl Parathion-methyl Parathion-ethyl PCB-28 ersatzweise 10 0,1 0,02 0,1 0,1 0,1 0,0002 0,1 0,1 0,1 0,02

VO
μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/kg μg/l μg/kg μg/l μg/kg μg/l μg/kg μg/l μg/kg μg/l μg/kg μg/l μg/kg μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/kg μg/l μg/l μg/l μg/l

EG-Nr.
113 114 116 119 120 (122) (122) (122) (122) (122) (122) 123 125-127 Triazophos

Stoff
0,03 10 0,002 10 10 1 1 1 1 1 1 Tributylphosphat (Phosphorsäuretributylester) Trichlorfon 1,1,1-Trichlorethan 1,1,2-Trichlorethan 2,3,4-Trichlorphenol 2,3,5-Trichlorphenol 2,3,6-Trichlorphenol 2,4,5-Trichlorphenol 2,4,6-Trichlorphenol 3,4,5-Trichlorphenol 1,1,2-Trichlortrifluorethan Triphenylzinn-Kation ersatzweise

VO
μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/kg μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l mg/kg mg/l μg/l μg/l mg/kg μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l mg/kg

0,005 20 0,0005 20

10 20 0,0005 2 10 10 10 0,1 0,5 0,6 0,4 640 0,01 0,004 0,07 160 0,4 2 0,2 0,1 0,5 0,5 800

(101)

PCB-52 ersatzweise

128 (129) (129) (129) 132 L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II

Vinylchlorid (Chlorethylen) 1,2-Dimethylbenzol 1,3-Dimethylbenzol 1,4-Dimethylbenzol Bentazon Ametryn Bromacil Chlortoluron Chrom Cyanid Etrimphos Hexazinon Kupfer Metazachlor Methabenzthiazuron Metolachlor Nitrobenzol Prometryn Terbuthylazin Zink

0,0005 20

(101)

PCB-101 ersatzweise

0,0005 20

(101)

PCB-118 ersatzweise

0,0005 20

(101)

PCB-138 ersatzweise

0,0005 20

(101)

PCB-153 ersatzweise

0,0005 20

(101) 103 104 105 107 108 109 110 112

PCB-180 ersatzweise Phoxim Propanil Pyrazon (Chloridazon) 2,4,5-T Tetrabutylzinn ersatzweise 1,2,4,5-Tetrachlorbenzol 1,1,2,2-Tetrachlorethan Toluol

0,0005 0,008 0,1 0,1 0,1 40 0,001 1 10 10

Quelle: Umweltbundesamt

von 0,3 μg/l vor. Dieser Wert wird 2004 an der Nidda durch den Jahresmittelwert eingehalten. Im Vergleich mit dem 90-Perzentil liegt eine Überschreitung vor. Das Qualitätskriterium (EG-Richtlinie 76/464) und die Zielvorgabe für das Schutzgut Trinkwasser in Höhe von 0,1 μg/ l werden vom Mittelwert und auch vom 90-Perzentil überschritten. Die Überprüfung von Umweltqualitätsnormen mit Mittelwerten ist nur dann fachlich angemessen, wenn Langzeitwirkungen vorliegen. Bei kurzzeitigen, akuten Wirkungen wird das Risiko eventuell unterschätzt. Es werden daher zusätzliche Umweltqualitätsnormen diskutiert, die sich auf die akute Ökotoxizität begründen und mit dem Maximalwert auf Einhaltung überprüft werden (s. MAC-EQS-Werte in den nachfolgenden Tabellen).

Die Umweltqualitätsnormen und Qualitätsziele liegen teilweise im Nanogrammbereich. Bei Messungen in der Matrix „Wasser“ liegen die Bestimmungsgrenzen teilweise oberhalb der Umweltqualitätsnormen, in diesen Fällen ist eine Überprüfung auf Einhaltung der Umweltqualitätsnorm nicht möglich; es können sowohl Überschreitungen als auch Einhaltungen vorliegen. Daher wurden für akkumulierbare Stoffe in Deutschland Umweltqualitätsnormen vorrangig für die Matrix “Schwebstoff” festgelegt (Tab. 4.1.1.1). Die Gewässergüteentwicklung wird nachfolgend anhand der an 151 LAWA-Messstellen (Abb. 4.1.1.2) erhobenen Daten dargestellt.

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Abbildung 4.1.1.1:

Isoproturon-Belastung in der Nidda bei Frankfurt/Main (Messungen in der Anwendungszeit)
Es bedeuten: EQS = Mittelwert-Norm (Umweltqualitätsnorm für den chemischen Zustand WRRL, Entwurf Juli 2005), ZV A = Zielvorgabe Schutzgut „Aquatische Lebensgemeinschaften“, QK = national festgelegtes Qualitätskriterium der Gewässerschutzrichtlinie 76/464, ZV T = Zielvorgabe Schutzgut „Trinkwasserversorgung“

2,0 1,8 1,6 1,4 1,2 1,0 0,8 0,6 0,4 0,2 0,0 90-Perzentil Mittelwert EQS, ZVA QK, ZV T Jahreskennwerte in μg/l

1991

1992

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

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

Tabelle 4.1.1.2:

Qualitätskriterien (QK) für Stoffe der Berichterstattung zur Gewässerschutzrichtlinie 76/464 (bislang keine rechtlich verbindlichen Qualitätsziele; Vergleichswert: Mittelwert)
Stoff
Endosulfansulfat α-Endosulfan β-Endosulfan Simazin Tributylzinn-Kation Trifluralin Atrazin Ammonium-Stickstoff Antimon Barium Beryllium Blei Bor Diuron Fluorid Gesamt-Phosphor 0,1 0,1 0,1 0,1 25 0,1 0,1 0,3 6 1.000 10 100 0,5 0,1 1 0,15

EG-Nr.
(76) (76) (76) 106 115 124 131 L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II

QK
μg/l μg/l μg/l μg/l μg/kg μg/l μg/l mg/l mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/l μg/l mg/l mg/l

EG-Nr.
L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II

Stoff
Isoproturon Kobalt Molybdän Nickel Nitrit-Stickstoff Propazin Selen Silber Tellur Thallium ersatzweise 0,1 80 5 120 0,1 0,1 4 2 1 4 0,1 10.000 3 200 20

QK
μg/l mg/kg mg/kg mg/kg mg/l μg/l mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg μg/l mg/kg μg/l mg/kg mg/kg

L. II L. II L. II L. II

Titan Uran Vanadium Zinn

Quelle: Umweltbundesamt

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Abbildung 4.1.1.2:

LAWA-Messstellennetz (Fließgewässer, Stand 2003)

NORDSEE

OSTSEE

LAWA - Messstellennetz (Fließgewässer, Stand 2003)
LAWA-Messstelle LAWA-Messstelle zugleich nat. Messprogramm LAWA-Messstelle zugleich internat. Messprogramm

Darstellung: Umweltbundesamt

LAWA-Messstelle zugleich nat. und internat. Messprogramm LAWA-Messstelle zugleich EG-Messstelle

Quelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Umweltbundesamt

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Belastung mit Nährstoffen
Die chemische Güteklassifikation für Nährstoffe und andere allgemeine physikalisch-chemische Kenngrößen zeigt Tabelle 4.1.1.3. Die Gesamtphosphor-Konzentrationen haben sich in den Fließgewässern durch die Einführung phosphatfreier Waschmittel und den Bau von Phosphatfällungsanlagen deutlich verringert. Im Vergleich der 90-Perzentile der Zeiträume 1991 – 1997 mit 1998 – 2004 ist an 84 % der Messstellen eine Abnahme der Konzentrationen, an 7 % kein Trend und an 9 % eine Zunahme der Konzentrationen zu verzeichnen (Abb. 4.1.1.3).

werden die Güteklasse II und besser an 27 % der Messstellen erreicht. Eine deutliche Belastung (Güteklasse II-III) weisen 52 % der Messstellen auf, 19 % sind erhöht belastet (Güteklasse III). 3 Messstellen (Lausitzer Neiße/ Görlitz, Freiberger Mulde/Erlln, Weiße Elster/Bad Elster) weisen eine hohe Belastung (Güteklasse III-IV) auf. Eine sehr hohe Belastung (Güteklasse IV) liegt an keiner Messstelle vor (Abb. 4.1.1.4). Die Ammonium-Konzentrationen haben sich in den Fließgewässern durch den Bau und die Modernisierung von kommunalen und industriellen Kläranlagen deutlich verringert. Im Vergleich der 90-Perzentile der

Abbildung 4.1.1.3:

Veränderung der Gesamtphosphorkonzentrationen 1998 – 2004 gegenüber 1991 – 1997 (Basis: LAWA-Messstellennetz; Mittelwert der 90-Perzentile der Jahre)

Gesamtphosphor
100

Abnahme um mehr als 50% Abnahme zwischen 25% und 50% Abnahme zwischen 5% und 25%

80

kein Trend Zunahme zwischen 5% und 25%

Anzahl Messstellen

Zunahme um mehr als 25% 60

40

20

0

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

Bei den Messstellen mit einer Zunahme um mehr als 25 % handelt es sich um Ulm an der Donau (2004: Güteklasse II), Krughorn an der Havel (2004: Güteklasse III) und Bad Elster an der Weißen Elster (2004: Güteklasse III-IV). Die Gesamtphosphor-Konzentrationen sind aber immer noch zu hoch. Derzeit wird die Güteklasse II in Höhe von 0,15 mg/ l nur an wenigen Messstellen erreicht. Einhaltungen der Güteklasse II konzentrieren sich auf den süddeut schen Raum, wo hohe Abflüsse die Phosphoreinträge verdünnen, das Bergbaugebiet in der Lausitz, wo eisenhaltige Grubenwässer den Phosphor ausfällen und sedimentieren lassen, sowie auf einige wenige gering belastete Gebiete (Referenzmessstellen). In 2004

Zeiträume 1991 – 1997 mit 1998 – 2004 ist an 96 % der Messstellen eine Abnahme der Konzentrationen, an je 2 % kein Trend bzw. eine Zunahme der Konzentrationen zu verzeichnen (Abb. 4.1.1.5). Bei der Messstelle mit einer Zunahme um mehr als 25 % handelt es sich um Friedrichshafen an der Rotach (2004: Güteklasse II). Die Ammonium-Stickstoff-Konzentrationen halten derzeit an fast zwei Drittel der Messstellen die Güteklasse II in Höhe von 0,3 mg/ l ein. In 2004 werden die Güteklasse II und besser an 63 % der Messstellen erreicht. Eine deutliche Belastung (Güteklasse II-III) weisen 28 % der Messstellen auf, 6 % sind erhöht (Güteklasse III) und 2 % der Messstellen hoch (Güteklasse III-IV) belastet (Abb. 4.1.1.6).

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Abbildung 4.1.1.4:

Güteklassifikation Gesamtphosphor 1982 - 2004

Güteklassifikation für Gesamtphosphor (LAWA-Messstellennetz)
150 125 I I-II II II-III III III-IV 75 50 25 0 IV

Anzahl Messstellen

100

2000

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

Eine sehr hohe Belastung (Güteklasse IV) liegt an einer Messstelle (Weiße Elster/Bad Elster) vor. Nitrat wird hauptsächlich aus diffusen Quellen, insbesondere aus der Landwirtschaft in die Gewässer eingetragen. Im Vergleich der 90-Perzentile der Zeiträume 1991 – 1997 mit 1998 – 2004 ist an 79 % der Messstellen eine Abnahme der Nitrat-Konzentrationen, an 14 % kein Trend und an 7 % eine Zunahme der Konzentrationen zu verzeichnen (Abb. 4.1.1.7). Bei den Messstellen mit

einer Zunahme um mehr als 25 % handelt es sich um die Referenzmessstelle Taferlruck an der Großen Ohe (2004: Güteklasse I-II) und um die Messstelle Wanzer am Aland (2004: GKL III). Die Nitrat-N-Konzentrationen halten derzeit nur an wenigen Messstellen die Güteklasse II in Höhe von 2,5 mg/ l ein. Sehr geringe Konzentrationen sind wiederum nur im Alpenvorland bei hohen Abflussspenden, am Rhein bis Mannheim, an der Havel und an den Referenzmessstellen anzutreffen. In 2004 werden die Güteklasse II und besser an 13 % der Mess-

Tabelle 4.1.1.3:

Güteklassifikation für Nährstoffe, Salze und Summenkenngrößen (Vergleichswert: 90-Perzentil, Sauerstoff 10-Perzentil, ersatzweise Minimum)
Einheit I I - II
1 1 0,01 0,04 0,05 0,02 8 25 25 2 „0“ ≤ ≤ ≤ ≤ ≤ ≤ > ≤ ≤ ≤ ≤ 1,5 1,5 0,05 0,1 0,08 0,04 8 50 50 3 10 ≤ ≤ ≤ ≤ ≤ ≤ > ≤ ≤ ≤ ≤

Stoffname

Stoffbezogene chemische Gewässergüteklasse II
3 2,5 0,1 0,3 0,15 0,1 6 100 100 5 25 ≤ ≤ ≤ ≤ ≤ ≤ > ≤ ≤ ≤ ≤

II - III
6 5 0,2 0,6 0,3 0,2 5 200 200 10 50 ≤ ≤ ≤ ≤ ≤ ≤ > ≤ ≤ ≤ ≤

III
12 10 0,4 1,2 0,6 0,4 4 400 400 20 100 ≤ ≤ ≤ ≤ ≤ ≤ > ≤ ≤ ≤ ≤

III - IV
24 20 0,8 2,4 1,2 0,8 2 800 800 40 200 > > > > > > ≤ > > > >

2004

2002

2003

2001

1990

1988

1984

1986

1998

1995

1999

1985

1983

1982

1996

1994

1989

1992

1993

1987

1997

1991

IV
24 20 0,8 2,4 1,2 0,8 2 800 800 40 200

Gesamtstickstoff Nitrat-Stickstoff Nitrit-Stickstoff Ammonium-Stickstoff Gesamtphosphor Orthophosphat-Phosphor Sauerstoff Chlorid Sulfat TOC AOX

mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l μg/l

≤ ≤ ≤ ≤ ≤ ≤ > ≤ ≤ ≤

Quelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

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stellen erreicht. Eine deutliche Belastung (Güteklasse II-III) weisen 46 % der Messstellen auf, 38 % sind erhöht (Güteklasse III) und 4 Messstellen hoch (Güteklasse III-IV) belastet (Aller bei Grafhorst, Leine/Reckershausen,

Swist/ Weilerswist, Tauber/ Waldenhausen). Eine sehr hohe Belastung (Güteklasse IV) liegt an keiner Messstelle vor (Abb. 4.1.1.8).

Abbildung 4.1.1.5:

Veränderung der Ammonium-N-Konzentrationen 1998 – 2004 gegenüber 1991 – 1997 (Basis: LAWAMessstellennetz; Mittelwert der 90-Perzentile der Jahre)

Ammonium-Stickstoff
100

Abnahme um mehr als 50% Abnahme zwischen 25% und 50% Abnahme zwischen 5% und 25%

80

kein Trend Zunahme zwischen 5% und 25%

Anzahl Messstellen

Zunahme um mehr als 25% 60

40

20

0

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

Abbildung 4.1.1.6:

Güteklassifikation Ammonium-Stickstoff 1982 - 2004

Güteklassifikation für Ammonium-Stickstoff (LAWA-Messstellennetz)
150 125 I I-II II II-III III III-IV 75 50 25 0 IV

Anzahl Messstellen

100

2000

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

2004

2002

2003

2001

1990

1988

1984

1986

1998

1995

1985

1999

1983

1982

1996

1994

1989

1992

1993

1987

1997

1991

>>

41 <<

Messungen zum Gesamtstickstoff liegen an den meisten Messstellen erst ab Mitte der 90er Jahre vor. Ein Vergleich von längeren Zeiträumen ist daher nicht möglich. Bei Betrachtung der Verteilung der Güteklas-

sen für Gesamt-Stickstoff (ersatzweise Nitrat-Stickstoff) an 137 identischen Messstellen im Zeitraum 1996 bis 2004 ergibt sich ein leichter Rückgang von Messstellen mit erhöhter Belastung (Güteklasse III). Aber auch

Abbildung 4.1.1.7:

Veränderung der Nitrat-N-Konzentrationen 1998 – 2004 gegenüber 1991 – 1997 (Basis: LAWA-Messstellennetz; Mittelwert der 90-Perzentile der Jahre)

Nitrat-Stickstoff
100

Abnahme um mehr als 50% Abnahme zwischen 25% und 50% Abnahme zwischen 5% und 25%

80

kein Trend Zunahme zwischen 5% und 25%

Anzahl Messstellen

Zunahme um mehr als 25% 60

40

20

0

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

Abbildung 4.1.1.8:

Güteklassifikation Nitrat-Stickstoff 1982 - 2004

Güteklassifikation für Nitrat-Stickstoff (LAWA-Messstellennetz)
150 125 I I-II II II-III III III-IV 75 50 25 0 IV

Anzahl Messstellen

100

2000

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

2004

2002

2003

2001

1990

1988

1984

1986

1998

1995

1985

1999

1983

1982

1996

1994

1989

1992

1993

1987

1997

1991

>>

42 <<

Abbildung 4.1.1.9:

Güteklassifikation Gesamt-Stickstoff 1996 – 2004

Güteklassifikation für Gesamt-Stickstoff an 137 LAWA-Messstellen
140 I I-II 120 II II-III 100 III III-IV 80 IV

Anzahl Messstellen

60

40

20

0

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

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

die Gesamtstickstoff-Konzentrationen halten derzeit nur an wenigen Messstellen die Güteklassen II (3 mg/ l) ein. Sehr geringe Konzentrationen sind – wie bei Nitrat – nur im Alpenvorland bei hohen Abflussspenden, am Rhein bis Mannheim, an der Havel und an den Referenzmessstellen anzutreffen. In 2004 werden die Güteklassen II und besser an 12 % der Messstellen erreicht. Eine deutliche Belastung (Güteklasse II-III) weisen 45 % der Messstellen auf, 41 % sind erhöht (Güteklasse III) und 3 Messstellen hoch (Güteklasse III-IV) belastet (Tauber/Waldenhausen, Swist/Weilerswist, Große Röder/ Gröditz uh. Kläranlage). Eine sehr hohe Belas-

tung (Güteklasse IV) liegt an keiner Messstelle vor (Abb. 4.1.1.9).

Belastung mit Schwermetallen und Metalloiden
Zielvorgaben für Schwermetalle werden in Tabelle 4.1.1.4 dargestellt, die chemische Güteklassifikation für Schwermetalle zeigt Tabelle 4.1.1.5. Die Datenerhebung für Schwermetalle im Schwebstoff erfolgt vorrangig an größeren und mittleren Gewässern. Die Güteklasse II und besser werden in 2004 für Zink an 15 % (Schutz-

Tabelle 4.1.1.4:

Zielvorgaben für Schwermetalle im Wasser (μg/l) bzw. Schwebstoff (mg/kg)
Es bedeuten: A = Schutzgut „Aquatische Lebensgemeinschaften“, S = Schutzgut „Schwebstoffe/Sedimente“, T = Schutzgut „Trinkwasserversorgung“, F = Schutzgut „Berufs- und Sport fischerei“, B = Schutzgut „Bewässerung landwirt schaft lich genutzter Flächen“; kursiv: Gesamtkonzentrationen aus Schwebstoffzielvorgaben berechnet (25 mg/l Schwebstoff)

Stoff

A
mg/kg

A
μg/l 3,4 0,07 10 4 4,4 0,04 14

S
mg/kg 100 1,5 100 60 50 1 200

S
μg/l 3,4 0,09 3,1 3 1,8 0,05 7

T
μg/l 50 1 50 20 50 0,5 500

F
μg/l 5 1 0,1 -

B
μg/l 50 5 50 50 50 1 1000

Blei Cadmium Chrom Kupfer Nickel Quecksilber Zink

100 1,2 320 80 120 0,8 400

Quelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

>>

43 <<

gut: Schwebstoffe und Sedimente), für Kupfer an 38 % (Schutzgut: Schwebstoffe und Sedimente), für Cadmium an 41 % (Schutzgut: aquatische Lebensgemeinschaften), für Nickel an 64 % (Schutzgut: Schwebstoffe und Sedimente), für Blei an 72 % (Schutzgüter: aquatische Lebensgemeinschaften, Schwebstoffe und Sedimente), für Quecksilber an 81 % (Schutzgut: aquatische Lebensgemeinschaften) und für Chrom an 85 % (Schutz-

gut: Schwebstoffe und Sedimente) der 100 LAWA-Messstellen, an denen Schwebstoffuntersuchungen für alle 7 Schwermetalle erfolgten, erreicht. 11 % der 100 LAWAMessstellen halten die Güteklassen II und besser für alle Schwermetalle ein (Abb. 4.1.1.10). Für die 7 Schwermetalle ist – von einigen Ausnahmen abgesehen – eine mehr oder minder ausgeprägte Abnahme der Belastung im Zeitraum 1988 – 2004 festzustellen.

Tabelle 4.1.1.5:

Güteklassifikation der 7 Schwermetalle im Schwebstoff in mg/kg nach der jeweils strengsten Zielvorgabe über alle Schutzgüter
Es bedeuten: A = Schutzgut „Aquatische Lebensgemeinschaften“, S = Schutzgut „Schwebstoffe/Sedimente“ (Vergleichswert: 50-Perzentil)

Stoff

Schutzgut I I - II
≤ ≤ ≤ ≤ ≤ ≤ ≤ 50 0,6 90 40 40 0,4 150

Stoffbezogene chemische Gewässergüteklasse II
≤ ≤ ≤ ≤ ≤ ≤ 100 1,2 100 60 50 0,8

II - III
≤ 200 ≤ 2,4

III
≤ 400 ≤ 4,8

III - IV
≤ 800 ≤ 9,6

IV
> 800 > 9,6

Blei Cadmium Chrom Kupfer Nickel Quecksilber Zink

A/S A S S S A S

≤ ≤ ≤ ≤ ≤ ≤ ≤

25 0,3 80 20 30 0,2 100

≤ 200 ≤ ≤ ≤ 120 100 1,6

≤ 400 ≤ 240 ≤ 200 ≤ 3,2

≤ 800 ≤ 480 ≤ 400 ≤ 6,4

> 800 > 480 > 400 > 6,4

≤ 200

≤ 400

≤ 800

≤ 1600

> 1600

Quelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

Abbildung 4.1.1.10:

Güteklassifikation Schwermetalle im Schwebstoff 2004

Güteklassifikation für Schwermetalle im Schwebstoff (2004, Anzahl der Messstellen = 100, jeweils strengstes Schutzgut)
100% I 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% I-II II II-III III III-IV IV

Chrom

Quecksilber

Blei

Nickel

Kupfer

Cadmium

Zink

gesamt

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

>>

44 <<

Für diese 7 Schwermetalle und Arsen liegt mittlerweile eine gute Datenbasis vor. Die übrigen Metalle werden seltener gemessen. Der Vergleich der Mittelwerte der Jahre 2002 bis 2004 (i.d.R. Schwebstoffdaten) mit den Umweltqualitätsnormen zur Beurteilung des ökologischen Zustandes nach WRRL und den Qualitätskriterien der EGRichtlinie 76/464 ergibt vereinzelte Überschreitungen für Arsen, Barium, Kobalt, Zinn und Nickel sowie häufige Überschreitungen bei Antimon, Kupfer, Molybdän, Selen, Silber und Uran. Blei (100 mg/ kg), Tellur (1 mg/ kg) und Zink (800 mg/ kg) überschreiten sehr häufig das Qualitätskriterium bzw. die Umweltqualitätsnorm (s.a. orange und rote Kästchen in der Karte der Gewässergüteklassifikation für Zink, Abb. 4.1.1.11).

Der Entwurf der EG-Richtlinie zu den prioritären Stoffen sieht für Schwermetalle einen Vergleich mit Messungen in der filtrierten Probe vor. An den bislang sehr wenigen Messstellen, an denen Daten in der filtrierten Probe erhoben wurden, wird die Umweltqualitätsnorm für Blei, Nickel und Quecksilber eingehalten, für Cadmium häufiger überschritten. Die akzeptable Höchstkonzentration wird bei Cadmium häufiger überschritten (Tab. 4.1.1.6).

Tabelle 4.1.1.6:

Überschreitungshäufigkeit im Zeitraum 2002-2004 von a) Zielvorgaben (GKL II), b) national festgelegten Qualitätskriterien (QK) der Gewässerschutzrichtlinie 76/464, c) gemeinschaftlich geregelten Qualitätszielen der Tochterrichtlinien der Gewässerschutzrichtlinie 76/464 (EGQZ), d) Umweltqualitätsnormen für den ökologischen Zustand WRRL (VO), e) Umweltqualitätsnormen für den chemischen Zustand WRRL, Entwurf Juli 2006 (EQS = Mittelwert-Norm, MAC-EQS = Maximalwert-Norm)
Stoff GKL II QK EGQZ
40 6 1.000 10 100 mg/kg 80 60 mg/kg 5 4 2 1 4 10.000 3 200 200 mg/kg 20 1,2 100 0,8 50 mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg 120 mg/kg 100 mg/kg 1 μg/l 1) mg/kg 1 μg/l 1) 0,08 μg/l 2) 7,2 μg/l 2) 0,07 μg/l 2) 0,45 μg/l 2) mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg μg/l 1) mg/kg 800 mg/kg mg/kg 160 mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg 640 mg/kg

EG-NR 4 Liste II Liste II Liste II Liste II Liste II Liste II Liste II Liste II Liste II Liste II Liste II Liste II Liste II Liste II Liste II Liste II WRRL 6 WRRL 20 WRRL 21 WRRL 23

VO
mg/kg

EQS

MAC-EQS

Arsen Antimon Barium Beryllium Chrom Kobalt Kupfer Molybdän Selen Silber Tellur Thallium Titan Uran Vanadium Zink Zinn Cadmium Blei Quecksilber Nickel

0,05 μg/l 2) 20 μg/l 2)

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

Es bedeuten: 1) Gesamtwasserprobe, 2) filtrierte Probe

= Einhaltung = Überschreitung an bis zu 10 % der Messstellen

= Überschreitung an 10 bis 25 % der Messstellen = Überschreitung an mehr als 25 % der Messstellen

>>

45 <<

Abbildung 4.1.1.11:

Güteklassifikation für Zink im Schwebstoff 2000 - 2004

NORDSEE

OSTSEE

Zink im Schwebstoff 2000 - 2004
Strengstes Schutzgut: Schwebstoffe und Sedimente
2000 2001 2002 2003 2004

kein Wert LAWA-Messstelle

Quelle: Umweltbundesamt, Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

Klasse I I-II II II-III III III-IV IV

≤ 100 mg/kg ≤ 150 mg/kg ≤ 200 mg/kg ≤ 400 mg/kg ≤ 800 mg/kg ≤ 1600 mg/kg > 1600 mg/kg

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

>>

46 <<

Organische Umweltchemikalien
Der Vergleich der Zielvorgaben für organische Umweltchemikalien erfolgt i.d.R. mit dem 90-Perzentil. Der Vergleich ergibt für die Jahre 2002 bis 2004 eine sehr häufige Überschreitung für EDTA, eine häufige Überschreitung für 1,4-Dichlorbenzol und Hexachlorbenzol und vereinzelte Überschreitungen für Dichlormethan, Chloroform, 1,3,5-Trichlorbenzol, Nitrobenzol, NTA und DTPA. Hexachlorbenzol reichert sich am Schwebstoff an. Zur Bewertung der Belastung mit HCB werden daher vorrangig die Daten der Schwebstoffphase genutzt. Belastungsschwerpunkte mit HCB liegen an Elbe und Mulde sowie im Oberrheingraben vor (s.a. Karte HCB-Gewässergüteklassifikation, Abb. 4.1.1.12).

Der Vergleich der Umweltqualitätsnormen für die Beurteilung des ökologischen Zustandes WRRL erfolgt mit dem Mittelwert. Bei PCB, Benzo[a]pyren und Fluoranthen treten häufiger Überschreitungen der Umweltqualitätsnorm auf, vereinzelte Überschreitungen sind bei Anthracen, Benzo[b]fluoranthen, Dibutylzinn, Tetrabutylzinn und Nitrobenzol festzustellen. Die Umweltqualitätsnormen der Liste der prioritären Stoffe (Entwurf Juli 2006) werden vereinzelt bei Benzo[b]fluoranthen, Benzo[k]fluoranthen, 1,3,5-Trichlorbenzol, DEHP und häufiger bei HCB überschritten. Sehr häufig sind Überschreitungen bei Benzo[g,h,i]perylen und Indeno[1,2,3cd]pyren festzustellen. Bei HCB treten auch häufiger Überschreitungen der akzeptablen Höchstkonzentration auf, vereinzelt werden diese bei Nonylphenol und Benzo[a]pyren überschritten

Tabelle 4.1.1.7:

Überschreitungshäufigkeit im Zeitraum 2002-2004 von a) Zielvorgaben (ZV A = Schutzgut „Aquatische Lebensgemeinschaften“, ZV T = Schutzgut „Trinkwasserversorgung“, ZV F = Schutzgut „Berufs- und Sportfischerei“) (90-Perzentil), b) gemeinschaftlich geregelten Qualitätszielen der Tochterrichtlinien der Gewässerschutzrichtlinie 76/464 (EGQZ), c) Umweltqualitätsnormen für den ökologischen Zustand WRRL (VO), d) Umweltqualitätsnormen für den chemischen Zustand WRRL, Entwurf Juli 2006 (EQS = Mittelwert-Norm, MAC-EQS = Maximalwert-Norm)
Stoff
2-Amino-4-chlorphenol Anthracen Benzol Benzidin Benzylchlorid (α-Chlortoluol) Benzylidenchlorid (α,α-Dichlortoluol) Biphenyl Tetrachlormethan Chloralhydrat Chloressigsäure 2-Chloranilin 3-Chloranilin 4-Chloranilin Chlorbenzol 1-Chlor-2,4-dinitrobenzol 2-Chlorethanol Trichlormethan (Chloroform) 4-Chlor-3-methylphenol 1-Chlornaphthalin Chlornaphthaline (technische Mischung) 4-Chlor-2-nitroanilin 1-Chlor-2-nitrobenzol 1-Chlor-3-nitrobenzol 1-Chlor-4-nitrobenzol 4-Chlor-2-nitrotoluol 30 20 μg/l μg/l 1 1 μg/l μg/l 10 μg/l 1 μg/l 0,8 μg/l 1 μg/l 12 μg/l 10 1 0,01 3 10 1 10 10 μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l 3 1 μg/l μg/l 1 0,1 0,1 μg/l μg/l μg/l 7 μg/l 3 μg/l 12 μg/l 10 10 3 1 0,05 1 5 10 μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l 2,5 μg/l

EG-NR 2 3 7 8 9 10 11 13 14 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31

ZV A

ZV T

ZV F

EGQZ
10 0,01 10 0,1 10 10 1

VO
μg/l μg/l *) μg/l *) μg/l μg/l μg/l μg/l 12 0,1 10

EQS

MAC-EQS

μg/l μg/l

0,4 50

μg/l μg/l

μg/l

0,05 μg/l

>>

47 <<

Fortsetzung Tabelle 4.1.1.7:
EG-NR (32) (32) (32) (32) (32) 33 34 35 36 37 38 39 40 41 (42) (42) (42) 44 48 49 – 51 (52) (52) (52) (52) (52) (52) (52) 53 54 55 56 57 58 59 60 61 62 (63) (63) (63) (63) 64 65 66 Stoff
2-Chlor-4-nitrotoluol 2-Chlor-6-nitrotoluol 3-Chlor-4-nitrotoluol 4-Chlor-3-nitrotoluol 5-Chlor-2-nitrotoluol 2-Chlorphenol 3-Chlorphenol 4-Chlorphenol Chloropren (2-Chlorbuta-1,3-dien) Allylchlorid (3-Chlorpropen) 2-Chlortoluol 3-Chlortoluol 4-Chlortoluol 2-Chlor-p-toluidin 3-Chlor-o-toluidin 3-Chlor-p-toluidin 5-Chlor-o-toluidin Cyanurchlorid (2,4,6-Trichlor-1,3,5-triazin) 1,2-Dibromethan Dibutylzinn-Kation 2,4/2,5-Dichloranilin 2,3-Dichloranilin 2,4-Dichloranilin 2,5-Dichloranilin 2,6-Dichloranilin 3,4-Dichloranilin 3,5-Dichloranilin 1,2-Dichlorbenzol 1,3-Dichlorbenzol 1,4-Dichlorbenzol Dichlorbenzidine Dichlordiisopropylether 1,1-Dichlorethan 1,2-Dichlorethan 1,1-Dichlorethylen (Vinylidenchlorid) 1,2-Dichlorethylen Dichlormethan 1,2-Dichlor-3-nitrobenzol 1,2-Dichlor-4-nitrobenzol 1,3-Dichlor-4-nitrobenzol 1,4-Dichlor-2-nitrobenzol 2,4-Dichlorphenol 1,2-Dichlorpropan 1,3-Dichlorpropan-2-ol 20 μg/l 1 μg/l 10 20 20 μg/l μg/l μg/l 1 1 1 μg/l μg/l μg/l 2 μg/l 1 μg/l 10 μg/l 10 10 10 10 10 10 10 10 10 10 μg/l μg/l μg/l *) μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l 20 μg/l 10 μg/l 1 μg/l 0,02 μg/l 0,5 μg/l 0,1 μg/l

ZV A
1

ZV T
μg/l

ZV F

EGQZ
1 1 1 1 1 10 10 10 10 10 1 10 1 10 10 10 10 0,1 2 100 2 1 1 1 1 0,5 1 10 10 10 10 10 10

VO
μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/kg μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l 10

EQS

MAC-EQS

μg/l

>>

48 <<

Fortsetzung Tabelle 4.1.1.7:
EG-NR 67 68 72 74 78 79 83 84 86 87 96 98 (99) (99) (99) (99) (99) (99) (101) (101) (101) (101) (101) (101) (101) 108 109 110 111 112 114 (117) (117) 118 119 120 121 (122) (122) (122) (122) (122) (122) 123 Stoff
1,3-Dichlorpropen 2,3-Dichlorpropen Diethylamin Dimethylamin Epichlorhydrin Ethylbenzol Hexachlorbenzol (HCB) Hexachlorbutadien Hexachlorethan Isopropylbenzol (Cumal) Naphthalin Oxydemeton-methyl Benzo[a]pyren Benzo[b]fluoranthen Benzo[g,h,i]perylen Benzo[k]fluoranthen Fluoranthen Indeno[1,2,3-cd]pyren PCB-28 PCB-52 PCB-101 PCB-118 PCB-138 PCB-153 PCB-180 Tetrabutylzinn 1,2,4,5-Tetrachlorbenzol 1,1,2,2-Tetrachlorethan Tetrachlorethen (PER) Toluol Tributylphosphat (Phosphorsäuretributylester) 1,2,3-Trichlorbenzol 1,3,5-Trichlorbenzol 1,2,4-Trichlorbenzol 1,1,1-Trichlorethan 1,1,2-Trichlorethan Trichlorethen (TRI) 2,3,4-Trichlorphenol 2,3,5-Trichlorphenol 2,3,6-Trichlorphenol 2,4,5-Trichlorphenol 2,4,6-Trichlorphenol 3,4,5-Trichlorphenol 1,1,2-Trichlortrifluorethan 20 μg/l 1 μg/l 10 μg/l 1 1 1 1 1 1 10 μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l 8 20 4 100 μg/l μg/l μg/l μg/l 1 0,1 1 1 μg/l μg/l μg/l μg/l 0,4 0,4 0,4 μg/l 3) μg/l 3) μg/l 3) 10 10 μg/l μg/l 10 μg/l 40 μg/l 1 μg/l 10 μg/l 10 10 μg/l μg/l 0,4 0,4 0,4 μg/l 3) μg/l 3) μg/l 3) 0,01 0,5 μg/l μg/l 0,1 1 μg/l μg/l 0,001 μg/l 40 μg/kg 0,03 μg/l 0,1 μg/l 10 10 1 0,1 0,01 μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l*) 0,05 0,03 μg/l μg/l 1) 0,1 μg/l 2,4 μg/l

ZV A

ZV T

ZV F

EGQZ
10 10 10 10 10 10

VO
μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l 0,01 0,1

EQS

MAC-EQS

μg/l μg/l

0,05 μg/l 0,6 μg/l

0,025 μg/l*) 0,025 μg/l*) 0,025 μg/l*) 0,025 μg/l*) 0,025 μg/l*) 20 20 20 20 20 20 20 40 1 10 μg/kg μg/kg μg/kg μg/kg μg/kg μg/kg μg/kg μg/kg μg/l μg/l

0,002 μg/l 2) 0,03 0,1 μg/l 1) μg/l 1 μg/l

0,002 μg/l 2)

10

μg/l

>>

49 <<

Fortsetzung Tabelle 4.1.1.7:
EG-NR 128 (129) (129) (129) L. II WRRL 5 WRRL 5 WRRL 7 WRRL 12 WRRL 24 WRRL 25 WRRL 26 Stoff
Vinylchlorid (Chlorethylen) 1,2-Dimethylbenzol (o-Xylol) 1,3-Dimethylbenzol (m-Xylol) 1,4-Dimethylbenzol (p-Xylol) Nitrobenzol 2,2,4,4,5-Pentabrombiphenylether 2,2,4,4,6-Pentabrombiphenylether C10-C13 DEHP 4-Nonylphenol 4-Oktylphenol Pentachlorbenzol 2-Nitrotoluol 3-Nitrotoluol 4-Nitrotoluol DTPA EDTA NTA 50 50 70 μg/l μg/l μg/l 10 10 10 10 10 10 μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l 0,1 μg/l 10 μg/l

ZV A

ZV T

ZV F

EGQZ
2 10 10 10 0,1

VO
μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l

EQS

MAC-EQS

0,0005 μg/l 0,0005 μg/l 0,4 1,3 0,3 0,1 0,007 μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l 2 μg/l

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

Es bedeuten: *) Qualitätsziel der Gewässerschutzrichtlinie 76/464; 1) EQS bezieht sich auf die Summe Benzo[b]fluoranthen und Benzo[k]fluoranthen, Vergleichswert = 0,015 μg/l, 2) EQS bezieht sich auf die Summe Benzo[g,h,i]perylen und Indeno[1,2,3-cd]pyren, Vergleichswert = 0,001 μg/l, 3) EGQZ und EQS beziehen sich auf die Summe Trichlorbenzole, Vergleichswert für EGQZ und EQS = 0,1 μg/l,

= Einhaltung = Überschreitung an bis zu 10 % der Messstellen = Überschreitung an 10 bis 25 % der Messstellen = Überschreitung an mehr als 25 % der Messstellen

>>

50 <<

Abbildung 4.1.1.12:

Güteklassifikation für HCB im Schwebstoff 2000 - 2004

NORDSEE

OSTSEE

HCB im Schwebstoff 2000 - 2004
Strengstes Schutzgut: Berufs- und Sportfischerei
2000 2001 2002 2003 2004

kein Wert LAWA-Messstelle

Quelle: Umweltbundesamt, Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

Klasse I I-II II II-III III III-IV IV

≤ 0 μg/kg ≤ 20 μg/kg ≤ 40 μg/kg ≤ 80 μg/kg ≤ 160 μg/kg ≤ 320 μg/kg > 320 μg/kg

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

>>

51 <<

Pestizide
Zielvorgaben zum Schutz der „aquatischen Lebensgemeinschaften“ wurden für 35 Pestizide abgeleitet. Für alle Pestizide gilt für das Schutzgut „Trinkwasserversorgung“ ein Wert von 0,1 μg/l. Vergleichswert ist i.d.R. das 90-Perzentil. Im Zeitraum 2002 bis 2004 treten für Dichlorvos, Diuron, Isoproturon und Tributylzinn sehr häufig Überschreitungen der Zielvorgabe auf, für Dichlorprop, MCPA, Mecoprop und Triphenylzinn sind häufiger Überschreitungen festzustellen. Vereinzelte Überschreitungen sind für weitere 21 Pestizide zu verzeichnen. Die Umweltqualitätsnorm für die Beurteilung des ökologischen Zustandes WRRL wird bei 9 Pestiziden (2,4-D, Dichlorprop, Disulfoton, MCPA, Mecoprop, Parathionmethyl, Chloridazon, Triphenylzinn, Bentazon) vereinzelt überschritten. Die Umweltqualitätsnormen der Liste der prioritären Stoffe (Entwurf Juli 2005) werden vereinzelt bei Isoproturon und Diuron überschritten. Bei den Hexachlorcyclohexanen treten häufiger Überschreitungen auf. Die höchsten Konzentrationen liegen an der Messstelle

Dessau an der Mulde vor (Abb. 4.1.1.13). Ursache sind wahrscheinlich altlastenbedingte Einträge aus dem Raum Bitterfeld. Sehr häufig sind Überschreitungen bei Tributylzinn festzustellen. Bei Tributylzinn treten auch sehr häufig Überschreitungen der akzeptablen Höchstkonzentration auf, häufiger wird diese bei den HCHs und vereinzelt bei α-Endosulfan, β-Endosulfan, Alachlor, Diuron und Isoproturon überschritten.

Sonstige Stoffe
Die Umweltqualitätsnormen zur Beurteilung des ökologischen Zustandes WRRL für das Tierarzneimittel Phoxim (0,008 μg/ l) und für Cyanid (0,01 mg/ l) werden im Zeitraum 2002 – 2004 eingehalten. Auch die Qualitätskriterien der EG-Richtlinie 76/464 für Bor (0,5 mg/ l) und Fluorid (1 mg/ l) werden in diesem Zeitraum eingehalten. Bei den Qualitätskriterien für Ammonium-Stickstoff (0,3 mg/ l) und Nitrit-Stickstoff (0,1 mg/ l) treten Überschreitungen vereinzelt auf, bei Gesamtphosphor (0,15 mg/ l) häufiger. Überwachungswert ist jeweils der Mittelwert.

Abbildung 4.1.1.13:

HCH-Gesamtkonzentrationen in der Mulde bei Dessau

0,16

0,14

0,12

0,1 Mittelwert in μg/l

0,08

0,06

0,04

0,02

0 1994 1995 1996 1997 1998 beta-HCH alpha-HCH Lindan 2003 2004

1999

2000

2001

2002

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Landesamtes für Umweltschutz Sachsen-Anhalt

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52 <<

Tabelle 4.1.1.8:

Überschreitungshäufigkeit im Zeitraum 2002-2004 von a) Zielvorgaben (ZV A = Schutzgut „Aquatische Lebensgemeinschaften“, ZV T = Schutzgut „Trinkwasserversorgung“; Vergleichswert = 90-Perzentil), b) national festgelegten Qualitätskriterien (QK) der Gewässerschutzrichtlinie 76/464, c) gemeinschaftlich geregelten Qualitätszielen der Tochterrichtlinien der Gewässerschutzrichtlinie 76/464 (EGQZ), d) Umweltqualitätsnormen für den ökologischen Zustand WRRL (VO), e) Umweltqualitätsnormen für den chemischen Zustand WRRL, Entwurf Juli 2006 (EQS = Mittelwert-Norm, MAC-EQS = Maximalwert-Norm)
Stoff
Aldrin Azinphos-ethyl Azinphos-methyl Chlordan Coumaphos 2,4-D 4,4-DDT Demeton Dichlorprop Dichlorvos Dieldrin Dimethoat Disulfoton α-Endosulfan β-Endosulfan Endosulfansulfat Endrin Fenitrothion Fenthion Heptachlor α-HCH β-HCH δ-HCH Lindan Linuron Malathion MCPA Mecoprop Methamidophos Mevinphos Monolinuron Omethoat Parathion-ethyl Parathion-methyl Pentachlorphenol Propanil Pyrazon (Chloridazon) Simazin 2,4,5-T 10 0,1 μg/l μg/l 0,005 0,02 μg/l μg/l 0,3 0,3 0,02 2 50 μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l 0,009 0,004 μg/l μg/l 0,005 0,005 μg/l μg/l 0,2 μg/l 10 μg/l 2 μg/l 0,01 μg/l

EG-NR 1 5 6 15 43 45 46 47 69 70 71 73 75 76 76 76 77 80 81 82 (85) (85) (85) (85) 88 89 90 91 93 94 95 97 (100) (100) 102 104 105 106 107

ZV A
0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1

ZV T
μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l 0,1 0,1 0,1 0,1

QK
0,01

EGQZ
μg/l 1) 0,01 0,01

VO
0,01 μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l 0,01 0,1 0,1 μg/l μg/l

EQS
μg/l 1)

MAC-EQS

0,003 0,07 0,1 0,01 μg/l

μg/l

0,0006 μg/l

0,0006 μg/l 0,01 μg/l 1) 0,1 0,004 μg/l μg/l μg/l 0,01 μg/l 1) 0,009 0,004 0,1 0,05 0,05 0,05 0,05 μg/l 2) μg/l 2) μg/l 2) μg/l 2) 0,1 0,02 0,1 0,1 0,1 μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l 0,02 0,02 0,02 0,02 μg/l 3) μg/l 3) μg/l 3) μg/l 3) 0,04 0,04 0,04 0,04 μg/l 4) μg/l 4) μg/l 4) μg/l 4) μg/l μg/l 0,005 0,005 0,005 0,01 μg/l μg/l μg/l μg/l 1) 0,01 0,01 0,01 μg/l μg/l μg/l 0,01 μg/l 1)

0,0002 μg/l 0,1 0,1 0,005 0,02 2 μg/l 0,1 0,1 μg/l 0,1 μg/l μg/l μg/l 1 μg/l 4 μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l 0,4 μg/l 1 μg/l

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53 <<

Fortsetzung Tabelle 4.1.1.8
EG-NR 113 115 116 124 125 – 127 130 131 132 L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II L. II WRRL 1 WRRL 8 WRRL 9 WRRL 13 WRRL 19 Stoff
Triazophos Tributylzinn-Kation (TBT) Trichlorfon Trifluralin Triphenylzinn-Kation Isodrin Atrazin Bentazon Ametryn Bromacil Chlortoluron Etrimphos Hexazinon Metazachlor Methabenzthiazuron Metolachlor Prometryn Propazin Terbuthylazin Alachlor Chlorfenvinphos Chlorpyrifos Diuron Isoproturon 0,05 0,3 μg/l μg/l 0,5 μg/l 70 0,5 0,6 0,4 0,004 0,07 0,4 2 0,2 0,5 μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l 0,03 μg/l 0,03

ZV A
μg/l 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1

ZV T
μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 25

QK

EGQZ
0,03

VO
μg/l

EQS

MAC-EQS

0,0001 μg/l 2 μg/kg

μg/kg 0,002 μg/l 20 0,01 μg/l 0,1 0,5 0,6 0,4 0,004 0,07 0,4 2 0,2 0,5 μg/l 0,5 μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l 1) μg/kg μg/l

0,0002 μg/l

0,0015 μg/l

0,03

μg/l

0,0005 μg/l 10 μg/kg

0,01 0,6

μg/l 1) μg/l 2 μg/l

0,3 0,1 0,03 μg/l μg/l 0,2 0,3

μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l

0,7 0,3 0,1 1,8 1,0

μg/l μg/l μg/l μg/l μg/l

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

Es bedeuten: 1) EGQZ und EQS beziehen sich auf die Summe Drine, Vergleichswert 0,0025 μg/l, 2) EGQZ bezieht sich auf die Summe HCH, Vergleichswert 0,01 μg/l, 3) EQS bezieht sich auf die Summe HCH, Vergleichswert 0,005 μg/l, 4) MAC-EQS bezieht sich auf die Summe HCH, Vergleichswert 0,01 μg/l

= Einhaltung = Überschreitung an bis zu 10 % der Messstellen = Überschreitung an 10 bis 25 % der Messstellen = Überschreitung an mehr als 25 % der Messstellen

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54 <<

4.1.2 Chemische Güte – Seen
Das größte Problem der Seen in Deutschland stellt nach wie vor der übermäßige Nährstoffeintrag und die daraus folgende Überdüngung (Eutrophierung) der Seen dar. Hohe Konzentrationen der Nährstoffe Phosphor und Stickstoff können in stehenden Gewässern verstärktes Algenwachstum bewirken. Mögliche negative Folgewirkungen sind eine hohe Wassertrübung, Sauerstoffdefizite, Fischsterben, Einschränkungen bei der Aufbereitung von Trinkwasser und allergische Reaktionen bei Badenden. Der für die Algenentwicklung limitierende Nährstoff ist meistens der Phosphor. In Seen kann im Hochsommer jedoch auch eine Stickstofflimitation auftreten. Unter diesen Bedingungen können sich Massenentwicklungen von Blaualgen einstellen, die in der Lage sind, Stickstoff aus der Luft aufzunehmen. Algen nehmen C, N und P im atomaren Verhältnis 106:16:1 auf (nach Massen 41:7,2:1). Bei der Biomassenentwicklung wird Phosphor u.a. für die Synthese von Phospholipiden (Bestandteil von Membranen), Adenosintriphosphat (ATP) und Desoxyribonucleinsäure (DNS) benötigt. Bei der Gewässerüberwachung werden die Komponenten Orthophosphat-P und Gesamtphosphor bestimmt. Orthophosphat umfasst nur den kleineren, gelösten, unmittelbar pflanzenverfügbaren Phosphoranteil, während Gesamtphosphor die Summe aller Phosphorverbindungen darstellt. Die Kosten der Phosphatfällung in Kläranlagen sind vergleichsweise niedrig. Sie erfolgt durch chemische Fällung oder gezielte Wechsel von sauerstoffhaltigen und -freien Zuständen, die Bakterien dazu veranlassen, hohe Phosphatmengen zu speichern. Ammonium (NH4 ) als Stickstoffverbindung wird bei Abbauvorgängen sowohl in der Natur, als auch in Kläranlagen gebildet. Es kann in höheren Konzentrationen erheblich zur Belastung des Sauerstoffhaushaltes eines Gewässers beitragen, da bei der mikrobiellen Oxidation (Nitrifikation) von 1 mg Ammonium-Stickstoff zu Nitrat rund 4,5 mg Sauerstoff verbraucht werden. Dieser Prozess ist allerdings stark temperaturabhängig, so dass erhebliche Umsätze nur in der warmen Jahreszeit erfolgen. Bisweilen ist die Sauerstoffzehrung durch Nitrifikationsvorgänge größer als die durch den Abbau von Kohlenstoffverbindungen. Nitrat (NO3 ) als weitere wichtige Stickstoffverbindung wird diffus aus den Nährstoffüberschüssen der landwirtschaftlichen Nutzflächen vor allem über das Grundwasser und punktförmig aus Kläranlagen eingetragen. Es entsteht in den Gewässern aber auch selbst durch mikrobielle Oxidation von Ammonium über Nitrit. In sauerstofffreien (=anaeroben) Grundwasserleitern, Feuchtgebieten, Sedimenten, Schwebstoffflocken und Kläranlagen wird Nitrat zu molekularem Stickstoff und Lachgas abgebaut,

in dem es von Bakterien beim Abbau energiereicher, organischer Substanzen als Sauerstoffquelle genutzt wird. In Kläranlagen ist hierfür eine Aufenthaltszeit des Abwassers von mindestens einem Tag erforderlich. Zusätzlich zur Eutrophierung müssen bei hohen Konzentrationen von Ammoniak und Nitrit toxische Wirkungen auf Wasserorganismen befürchtet werden: • Bei hohen Ammoniumkonzentrationen, hoher Temperatur und hohem pH-Wert kann das fischtoxisch wirkende Ammoniak freigesetzt werden und zu Fischsterben führen. Hierbei besteht eine enge Verbindung zum Eutrophierungsgeschehen, da hohe pH-Werte insbesondere bei Algenmassenentwicklungen auftreten. • Nitrit wirkt in niedrigen Konzentrationen auf Fische giftig (ab 70 μg/ l); Auswirkungen auf Algen, Bakterien, Ciliaten und wirbellose Tiere stellen sich hingegen erst bei sehr hohen Konzentrationen ein (ab mehreren mg/l). Chlorid als Antagonist der Nitritaufnahme verringert die Nitrittoxizität. Zur Vermeidung unerwünschter Eutrophierungsfolgen müssen Konzentrationen von 40 – 60 μg/ l Phosphor in Flachseen und von 10 – 20 μg/l Phosphor in tiefen Seen eingehalten werden. Da in stehenden Gewässern im Gegensatz zu Fließgewässern Nährstoffe, speziell Phosphat, im Sediment gespeichert und unter bestimmten Bedingungen wieder freigesetzt werden, reagieren Seen auf eine Reduzierung der Nährstoffeinträge nur sehr langsam mit der angestrebten Verringerung der Algenbildung. In der Regel müssen erst bestimmte Schwellenwerte unterschritten werden. Durch verbesserte Klärtechnik und die Einführung phosphatfreier Waschmittel hat der Einfluss von Abwasser als Belastungsursache in den letzten Jahrzehnten erheblich abgenommen. Beispiele für eine Verringerung der Phosphorkonzentrationen durch verbesserte Klärtechnik sind die Voralpenseen: Im Bodensee stieg der Gehalt an Gesamtphosphor von 1960 bis 1980 auf nahezu die fünffache Konzentration an (Abbildung 4.1.2.1), die Biomasse der Planktonalgen ver vierfachte sich im gleichen Zeitraum. Durch abwassertechnische Maßnahmen und durch die Einführung von phosphatfreien Waschmitteln sind die Phosphorkonzentrationen seitdem deut lich gesunken. Dank der relativ geringen Austauschzeit des Sees verminderten sich die Phosphorkonzentrationen recht schnell und kontinuierlich. Die Phosphorkonzentrationen sind jedoch noch immer so hoch, dass bei ungünstigen Bedingungen erhebliche Algenbiomassen gebildet werden können. Da

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55 <<

Abbildung 4.1.2.1:

Gesamtphosphor und Nitrat-Stickstoff im Bodensee (Jahresmittelwerte)

Bodensee
1,5

Gesamt-Phosphor zur Frühjahrszirkulation

Nitratstickstoff 100 90

1,25

80 70 Gesamt-P zur Frühjahrszirkulation (μg/l)

1 Nitratstickstoff (mg/l) 60 0,75 50 40 0,5 30 20 0,25 10 0 0

19 96

99 19

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Institutes für Seenforschung Langenargen

Abwässer als Nährstoffquelle inzwischen weitestgehend ausgeschaltet sind, konzentrieren sich weitere Bemühungen jetzt auf die Reduzierung der diffusen Quellen. Der anorganische Stickstoff, der überwiegend aus der Landwirtschaft stammt, zeigt noch keinen rückläufigen Trend. Der bis ca. 1950 nährstoffarme Starnberger See zeigte Mitte bis Ende der 60er Jahre durch Abwassereinleitung eine zunehmende Nährstoffbelastung. Die in den 70er Jahren in zwei Stufen errichtete Ringkanalisation brachte eine Nährstoffentlastung. Weitere Bemühungen richten sich auf die Verminderung des Eintrags aus der Landwirtschaft durch Extensivierung. Eine Verringerung der seeinternen Phosphorkonzentrationen wurde wegen der langen Aufenthaltszeit erst etwa Mitte der 80er Jahre deutlich, bis Ende der 90er Jahre verringerte sich der Gesamtphosphorgehalt auf unter 10 μg/ l (Abbildung 4.1.2.2). Ammersee und Chiemsee zeigen eine ähnliche Entwicklung (Abbildung 4.1.2.2). Im Gegensatz zu den Phosphorkonzentrationen ist bei den Nitratkonzentrationen keine Abnahme zu beobachten (Einfluss der Landwirtschaft). Der Stoffumsatz des Steinhuder Meeres war aufgrund seiner extremen Flach heit vermutlich schon seit mehreren Tausend Jahren durch „Treibmudden“ geprägt. Diese stark wasserhaltigen, ständig windbewegten und größtenteils organischen Schlämme erfuhren früher durch eine reichhaltige Unterwasservegetation eine gewisse

Stabilisierung. Mit zunehmender Nährstoffbelastung in den 60er und 70er Jahren und daraus folgender Verringerung der Sicht tiefe verschwand die Unter wasservegetation bis Anfang der 60er Jahre völlig. Durch die 1972 gebaute zentrale Kläranlage wurden die Nährstofffrachten zwar entscheidend verringert, die Rückführung des Sees in einen weniger produktiven Zustand erwies sich aber als schwierig, da sedimentgebundene Nährstoffe durch die fehlende Stabilisierung des Untergrundes immer wieder aufgewirbelt und damit remobilisiert werden. Seit 1999 vollzieht sich jedoch mit der weiteren Abnahme der Phosphorkonzentrationen eine grundlegende strukturelle Veränderung des Gewässerökosystems. Der Große Plöner See unterliegt einem starken Nutzungsdruck durch die dichte Besiedlung und die starke Freizeitnutzung. Abwassereinleitungen führten vermutlich bereits in den 60er Jahren zu einer Eutrophierung, die in den 70er Jahren ihren Höhepunkt erreichte. Die Abwassereinleitungen sind heute weitgehend saniert. Für eine weitere Reduzierung der Nährstoffkonzentrationen sind Maßnahmen zur Verringerung der Einträge aus der Landwirtschaft, die jetzt den Hauptanteil an den Nährstofffrachten haben, notwendig. Müritz, Schweriner See, Plauer See und Kummerower See wurden durch Nährstoffeinträge infolge unzureichender Abwassertechnik sowie durch diffuse Einträge aus der Landwirtschaft in der Vergangenheit stark belastet.

20 02

19 87

90 19

19 60

19 54

19 84

19 69

19 63

19 66

19 93

19 75

19 78

19 72

19 57

19 81

19 81

19 51

19 71

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56 <<

Abbildung 4.1.2.2:

Gesamtphosphor und Nitrat-Stickstoff im Starnberger See, Chiemsee und Ammersee (Jahresmittelwerte)

Starnberger See
1,5

Gesamt-Phosphor

Nitratstickstoff 35

30 1,25 25 1 Nitratstickstoff (mg/l) 20 0,75 15 0,5 Gesamt-P (μg/l) Gesamt-P (μg/l) Gesamt-P (μg/l)

10

0,25

5

0

0

19 83 19 84 19 85 19 86

19 87 19 88 19 89 19 90

19 91 19 92

19 93

94 19 95 19 96

Chiemsee
1,5

19 97 19 98 19 99 20 00 20 01 20 02 20 03 20 04
Gesamt-Phosphor Nitratstickstoff 35

19

1,25

30

25 1 Nitratstickstoff (mg/l) 20 0,75 15 0,5 10 0,25

5

0

0

19 81 19 82 19 83 19 84 19 85 19 86 19 87 19 88 19 89 19 90 19 91 19 92 19 93 19 94 19 95 19 96 19 97 19 98 19 99 20 00 20 01 20 02 20 03 20 04

Ammersee
1,5

Gesamt-Phosphor

Nitratstickstoff 35

1,25

30

25 1 Nitratstickstoff (mg/l) 20 0,75 15 0,5 10 0,25

5

0

0

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Bayerischen Landesamtes für Wasserwirt schaft

20 0

1 20 02 20 03 20 04

19 87

19 88

19 90

19 84

19 86

19 95

19 98

19 85

19 99

19 96

19 89

19 92

19 93

19 94

19 97

19 91

0

20 0

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57 <<

Abbildung 4.1.2.3:

Gesamtphosphor und Nitrat-Stickstoff im Steinhuder Meer (Jahresmittelwerte)

Steinhuder Meer
1,5

Gesamt-Phosphor

Nitratstickstoff 160 140

1,25 120 1 Nitratstickstoff (mg/l) 100 80 60 0,5 40 0,25 20 0 Gesamt-P (μg/l) Gesamt-P (μg/l)

0,75

0

19 87

19 88

19 90

19 92

94

19 96

19 98

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Niedersächsischen Landesbetriebes für Wasserwirtschaft, Küsten- und Naturschutz

Abbildung 4.1.2.4:

Gesamtphosphor und Nitrat-Stickstoff im Großen Plöner See (Jahresmittelwerte)

Großer Plöner See
1,5

Gesamt-Phosphor

20 0

0 20 01 20 02 20 03 20 04
Nitratstickstoff 100 90

19 85

19 89

19 93

19 86

19 97

19 91

19 84

1,25

19 95

19 99

19

80 70

1 Nitratstickstoff (mg/l) 60 0,75 50 40 0,5 30 20 0,25 10 0 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 0

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Landesamtes für Natur und Umwelt des Landes Schleswig-Holstein

Die Müritz ist in weiten Teilen ein Flachsee, in den bereits seit über hundert Jahren Abwässer eingeleitet wurden. Die Belastung aus der Landwirtschaft, aus Fischmast und durch ungünstige fischereiliche Bewirtschaftung führten auf dem Höhepunkt der Nährstoffbelastung Ende der 60er Jahre zu Blaualgenblüten, Schwefelwasserstoffbildung im Tiefenbereich des Sees, einer Verarmung

der Benthoszönose und der Verdrängung der Characeen in weiten Bereichen des Seebodens. Die Abwassersanierung begann 1970, Verbesserungen waren zunächst jedoch nicht sichtbar. Seit Mitte der 90er Jahre ist jedoch eine Verringerung der Gesamtphosphorkonzentrationen zu beobachten. Zudem gibt es Hinweise auf eine verminderte Phosphor-Rücklösung aus dem Sediment.

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Auch im Schweriner See wurde seit 1994 durch die Ableitung der Abwässer der Stadt Schwerin aus dem Einzugsgebiet des Sees sowie durch eine verbesserte Abwasserbehandlung einiger Anliegergemeinden eine Reduzierung der Phosphorbelastung erreicht. Die Eutrophierungserscheinungen des Sees, der in Hochphasen Phosphorkonzentrationen im Milligrammbereich aufwies, umfassten neben akuten Sauerstoffproblemen mit Schwefelwasserstoffbildung im Tiefenwasser das regelmäßige Auftreten von Blaualgenblüten, das Aussterben sauerstoffliebender Fische, teilweise akutes Fischsterben und das Auftreten von fädigen Grünalgen im Uferbereich. Insgesamt ist der Zustand des Schweriner Sees heute noch sehr instabil. Der Plauer See unterlag seit den 70er Jahren – bedingt durch die intensive landwirtschaftliche Nut zung im Einzugsgebiet, frühere Direkteinleitungen landwirtschaftlicher Abwässer und intensive Forellenzucht im See – einer fortschreitenden Eutrophierung. Die aktuellen Untersuchungen zeigen eine deutliche Reduzierung der Phosphorbelastung.

Ursachen für die Überdüngung des Kummerower Sees sind die jahrzehntelangen Einleitungen der nur mechanisch gereinigten Abwässer der Stadt und der Industrie Malchins (inzwischen eingestellt) sowie die Belastung aus dem großen, landwirtschaftlich genutzten Einzugsgebiet. Der See weist gegenwärtig immer noch sehr hohe Gesamtphosphorkonzentrationen auf, die durch kurze sommerliche Stagnationsphasen mit anschließender Durchmischung und Aufwirbelung von rückgelöstem Phosphor begünstigt werden. Die Entwicklung der Nährstoffbelastung der zehn größten Seen widerspiegelt generelle Trends in der Seenentwicklung in Deutschland: In den alten Bundesländern zeigte sich in den 50er bis 70er Jahren eine zunehmende Eutrophierung durch Landwirtschaft und Abwassereinleitung. Seit etwa Ende der 60er bis Mitte der 70er Jahre ist durch Abwasserfernhaltung ein Rückgang der Nährstoffzufuhr zu verzeichnen, wodurch der anteilmäßige Einfluss der Landwirtschaft an der Eutrophierung an Gewicht gewann. In den neuen Bundesländern wurden Anfang der 90er Jahre durch abwassertechnische

Abbildung 4.1.2.5:

Gesamtphosphor und Nitrat-Stickstoff in der Müritz, im Schweriner See, Plauer See und Kummerower See (Jahresmittelwerte)

Binnenmüritz
1,5 1,25 1

Gesamt-Phosphor

Nitratstickstoff 100

80

Nitratstickstoff (mg/l)

60 0,75 40 0,5 20 Gesamt-P (μg/l) Gesamt-P (μg/l)

0,25 0

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

0

Plauer See
1,5 1,25 1

Gesamt-Phosphor

Nitratstickstoff 100 90 80 70 60

Nitratstickstoff (mg/l)

0,75 0,5

50 40 30 20 10

0,25 0

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

0

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Umweltministeriums Mecklenburg-Vorpommern

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59 <<

Sanierungen die Nährstoffeinträge verringert. Die relativ flachen Seen des norddeutschen Tieflandes besitzen jedoch große, meist durch landwirt schaftliche Nutzung geprägte Einzugsgebiete, so dass eine Verringerung der Nährstoffeinträge allein aus punktförmigen Einleitungen nicht ausreichend ist. Zudem stagnieren die Nitratbelastungen auf hohem Niveau. Zukünftige Maßnahmen zur Verringerung der Seeneutrophierung müssen vor allem die Reduzierung des diffusen Nährstoffeintrags aus der Landwirtschaft betreffen. Bei einigen Seetypen wird dabei aber nur durch zusätzliche seeinterne Restaurierungsmaßnahmen eine Verringerung des Trophieniveaus möglich sein. Solche seeinternen Maßnahmen (Tiefenwasserbelüftung, Sedimentbehandlung, Calcitfällung u.a.) sind jedoch nur sinnvoll, wenn die Nährstoffeinträge aus dem Einzugsgebiet drastisch reduziert werden. Tagebaurestseen haben aufgrund ihrer Seebeckenmorphologie (große Tiefe, steile Ufer, großes Verhältnis Hypolimnion/Epilimnion) im Allgemeinen güns-

tige 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 Böschungsbereich der Restseen. Das Wasserdefizit der gesamten Braunkohlefolgelandschaften, insbesondere das des Grundwasserhaushalts, soll durch Flutung der Restlöcher mit Oberflächenwasser schneller ausgeglichen werden. Durch Qualitätsanforderungen an das Flutungswasser ist vor allem eine übermäßige Eutrophierung des Restsees zu vermeiden. Von der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) sind in Zusammenarbeit mit dem Umweltbundesamt Empfehlungen für Qualitätsanforderungen für den Restsee sowie seinen Zu- und Abfluss erarbeitet worden.

Fortsetzung Abbildung 4.1.2.5:

Schweriner See (Innensee)
1,5 1,25 1

Gesamt-Phosphor

Nitratstickstoff

700 600

Nitratstickstoff (mg/l)

500 400 300 200 100 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 0 Gesamt-P (μg/l) Gesamt-P (μg/l)

0,75 0,5

0,25 0

Kummerower See
1,5 1,25

Gesamt-Phosphor

Nitratstickstoff 160 140 120

Nitratstickstoff (mg/l)

1

100 80 60

0,75 0,5

40 20 0

0,25 0

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Umweltministeriums Mecklenburg-Vorpommern

>>

60 <<

4.1.3 Chemische Güte – Küsten- und Meeresgewässer
Meeresökosysteme sind Senken für Stoffe, die über die Atmosphäre und Flüsse herantransportiert oder direkt eingetragen werden. Dazu gehören zahlreiche gefährliche Stoffe (z. B. Schwermetalle, organische Schadstoffe) sowie die Nährstoffe Stickstoff und Phosphor. Organische Schadstoffe werden auf ihrem Transport nur sehr langsam abgebaut und sind heute in teilweise beträchtlichen Mengen in der Meeresumwelt nachweisbar, vor allem, wenn sie sich in Organismen und in Sedimenten anreichern. Gefährliche Stoffe sind Stoffe oder Stoffgruppen, die langlebig (persistent) sind, sich biologisch anreichern (bioakkumulieren) und toxisch sind (PBT-Stoffe) oder ein vergleichbares Gefährdungspotential aufweisen (z. B. endokrin wirksame Stoffe). Die Nährsalze können zu einer Überdüngung (Eutrophierung) führen, die unerwünschte Effekte wie außergewöhnliche und giftige Algenblüten, Massenentwicklungen von Großalgen bis hin zu Sauerstoffmangel wegen mikrobieller sauerstoffzehrender Abbauprozesse und Fischsterben zur Folge haben kann (siehe Kap. 4.2.3). Die Überwachung der Konzentrationen von gefährlichen Stoffen und Nährsalzen in den Meeren erfolgt in Deutschland durch das Bund/Länder-Messprogramm für die Meeresumwelt von Nord- und Ostsee (BLMP) durch Institutionen des Bundes und der Küstenländer. Mit dem BLMP werden die Berichtspflichten erfüllt, die sich aus den Übereinkommen zum Schutz der Meeresumwelt

des Ostseegebietes und des Nordostatlantiks sowie aus einschlägigen Richtlinien der Europäischen Union ergeben.

Nordsee: Schadstoffbelastung des Meerwassers
Im Bund/Länder-Messprogramm Nordsee werden eine Reihe gefährlicher Stoffe für das Joint Assessment and Monitoring Programm (JAMP) von OSPAR regelmäßig überwacht: Cadmium (Cd), Blei (Pb), Quecksilber (Hg), Hexachlorbenzol (HCB), α-, β-, γ-, δ-Hexachlorcyclohexan (HCH), polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK) und polychlorierte Biphenyle (PCB). Das Programm wird derzeit auf die 33 prioritären Stoffe der Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) ausgeweitet. Die Stationskarte für Nord- und Ostsee zeigt Abbildung 4.1.3.1. Nachfolgend werden die im Küstenwasser (innerhalb der 12 sm-Zone ohne Helgoland) gemessenen Stoffe bewertet, u.a. wird der jährliche Mittelwert mit den von der Europäischen Kommission vorgeschlagenen Umweltqualitätsnormen (Jahresmittel der Umweltqualitätsnorm (EQS) sowie maximal erlaubten Konzentrationen (MAC-EQS)) verglichen. Das Wasser der Flussmündungsbereiche von Ems, Weser und Elbe ist deutlich höher mit Cadmium (Cd), Blei (Pb), Quecksilber (Hg), Kupfer (Cu) und Zink (Zn) belastet als das Wasser der Deutschen Bucht (siehe Abb. 4.1.3.2).

Abbildung 4.1.3.1:

Stationskarte - Wassermessungen
Positionen der für die Auswertung verwendeten Stationen (Proben aus dem Wasser)

6° 55°

7°

8°
15 25 19 14 21 30 28 33 38 1824 27 31 29 35 39 16 20 10 11 40 34 13 12 22 26 37 23 9 36 41

9°

10°

11°

12°

13°

14°

15° 55°

1

2 4 7 3 6 13 9 8 11 12 14 15 24 2325 10 16 18 19 17 21

20

22

54°
5 1 3 2 4 6 8 7

42 43 44

54°

Grenze der 12 sm-Zone 53°
(c) Karte/Rand BSH. Z5/N11

53° 6° 7° 8° 9° 10° 11° 12° 13° 14°

15°

MUDAB (Meeresumwelt-Datenbank) UBA-UMPLIS/BSH Stand: Nov. 2004

Quelle: MUDAB (Umweltbundesamt, Bundesamt für Seeschifffahrt und Hydrographie)

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61 <<

Abbildung 4.1.3.2:
6°

Quecksilberkonzentrationen im Wasser der Nordsee 1998 – 2003
7° 8° 9° 10°

55°

55°

54°

54°

ng/l Hg 80

53°
40

53°

Jahresmittelwerte 0 - 10 m Unfiltriertes Wasser

0

Wert größer als Maximum der Skala

2003 2002 2001 2000 1999 1998

6°
Quelle: Bund-Länder-Messprogramm für die Nord- und Ostsee

7°

8°

9°

10°
MUDAB (Meeresumwelt-Datenbank) UBA-UMPLIS/BSH Stand: Nov. 2004

53°

Quelle: MUDAB (Umweltbundesamt, Bundesamt für Seeschifffahrt und Hydrographie)

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62 <<

Abbildung 4.1.3.3:

Jahresmittelwerte (ng/l) von Schwermetallen in unfiltriertem Wasser (0-10 m) der Nordsee (innerhalb der 12 sm-Zone ohne Helgoland)
EQS = Umweltqualitätsnorm für den chemischen Zustand WRRL, Entwurf Juli 2005

10.000 9.000 8.000 7.000 6.000

900

Blei in ng/l

Mittelwert EQS

800 700 600 500

Cadmium in ng/l

Mittelwert EQS

5.000 400 4.000 3.000 2.000 1.000 1980 1981 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 0 300 200 100 0

400 350 300 250

9.000

Quecksilber in ng/l

Mittelwert EQS

8.000 7.000 6.000 5.000

200 4.000 150 3.000 100 50 0 2.000 1.000 0

1980 1981 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003

Quelle: Umweltbundesamt, Daten MUDAB (Umweltbundesamt, Bundesamt für Seeschifffahrt und Hydrographie)

Schwermetalle sind in hohem Maße an Schwebstoffe gebunden. Elemente wie Cd, Pb, Zn und Cu werden vom Phytoplankton aufgenommen und bei Sedimentation des Planktons aus der Wassersäule entfernt. Für Quecksilber, Cadmium, Blei und Nickel ist eine leichte Abnahme der mittleren Konzentrationen festzustellen, wobei Blei, Nickel und Cadmium über bzw. im Bereich der vorgeschlagenen Umweltqualitätsnormen (EQS) liegen und Quecksilber darunter (siehe Abb. 4.1.3.3). Folgende organische Stoffe werden im Küstenwasser der Nordsee in Konzentrationen kleiner als die vorgeschlagenen Umweltqualitätsnormen der prioritären Stoffe der WRRL gemessen: Atrazin, Anthracen, Hexachlorbutadien, Naphthalin, Indeno[1,2,4-cd]pyren, Fluoranthen, Benzo[k]fluoranthen, Benzo[g,h,i]perylen, Benzo[b]fluoranthen, Benzo[a]pyren, Pentachlorbenzol. Weitere Stoffe werden im Bereich der Nachweisgrenze

gemessen, sie liegen ebenfalls unter den vorgeschlagenen Umweltqualitätsnormen: Chloroform, Pentachlorphenol, Trichlorbenzole, 1,2-Dichlorethan und Benzol. Für vier Stoffe werden jedoch mittlere Konzentrationen ermittelt, die zeitweise im Bereich der vorgeschlagenen Umweltqualitätsnormen lagen: Hexachlorbenzol, Lindan, β-HCH und α-HCH. Die mittleren Konzentrationen dieser Stoffe sind in den letzten Jahren rückläufig (siehe Abb. 4.1.3.4). Trotz Einsatzverbot als Pflanzenschutzmittel in der EU seit 2002 wird Lindan (γ-HCH) immer noch weiträumig in z.T. hohen Konzentrationen nachgewiesen, die Abbauprodukte α-HCH und β-HCH werden in wesentlich niedrigeren Konzentrationen gefunden. Maximale Konzentrationen traten in den 80er Jahren auf. Die Konzentrationen sind seitdem rückläufig. Ein Belastungsschwerpunkt für alle HCH-Verbindungen liegt vor den Mündungen von Elbe und Weser.

1980 1981 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003

1980 1981 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003

Nickel in ng/l

Mittelwert EQS

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63 <<

Abbildung 4.1.3.4:

Jahresmittelwerte (ng/l) von organischen Schadstoffen in unfiltriertem Wasser (0-10 m) der Nordsee (innerhalb der 12 sm-Zone ohne Helgoland)
EQS = Umweltqualitätsnorm für den chemischen Zustand WRRL, Entwurf Juli 2005

3,5

0,8

Hexachlorbutadien in ng/l
3,0 Mittelwert EQS 2,0

0,7 0,6 0,5 0,4

Pentachlorbenzol in ng/l

2,5

Mittelwert EQS

1,5 0,3 1,0 0,2 0,1 0,0

0,5

1996

1998

2001

1996

1998

2002

2003

2001

2002 EQS 2001 EQS 2001 2002 2002

2000

1,6 1,4 1,2 1,0 0,8

9,0

Hexachlorbenzol in ng/l

8,0 7,0 Mittelwert EQS 6,0 5,0 4,0

Lindan in ng/l

2000

Mittelwert

0,6 3,0 0,4 0,2 0,0 2,0 1,0 0

1988

2003

1988

2000

2002

2,5

2,5

alpha-HCH in ng/l
2,0 Mittelwert EQS 1,5 1,5 2,0

beta-HCH in ng/l

2000

Mittelwert

1,0

1,0

0,5

0,5

1984

1986

1991

1993

1994

1996

2000

2001

2002

2003

1984

1986

1991

1993

1994

1996

2000

Quelle: Umweltbundesamt, Daten MUDAB (Umweltbundesamt, Bundesamt für Seeschifffahrt und Hydrographie)

Die Hexachlorbenzol (HCB)-Konzentrationen liegen in der Regel unterhalb der Nachweisgrenze von 1,0 ng/l. Die vorgeschlagene Umweltqualitätsnorm in Höhe von

0,4 ng/l erfordert daher in Zukunft eine Optimierung der Messtechnik. Ein Belastungsschwerpunkt liegt ebenfalls vor der Elbe/Wesermündung.

2003

1988

1992

1997

1998

1988

1992

1997

1990

1990

1998

1985

1989

1999

1985

1989

1995

1995

1999

1987

1987

0,0

0,0

2003

1984

1986

1991

1993

1994

1996

1997

1998

2001

1984

1986

1991

1993

1994

1996

1997

1990

1990

1998

1992

1985

1989

1999

1985

1989

1992

1987

1987

1995

1995

1999

2003

1991

1994

1997

1991

1994

1992

1993

1992

1989

1990

1999

1989

1990

1993

1997

1995

1995

1999

0,0

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64 <<

Abbildung 4.1.3.5:

Verteilung von Triazinen (ng/l) im Oberflächenwasser der Nordsee (5 m), Reise der Gauss (Ga 405) Juli-August 2003

6 ng/L

4 10,0

2

0

2

4

6

8

10

Ga 405 (Jul-Aug 2003)
64 Atrazin Irgarol Prometryn Propazin Simazin Terbuthylazin Terbutryn

64

8,0

6,0 63 4,0 62 2,0

63

62

61

0,0

61

60 53

52

60 51

59 46 48 50

59

58 45 44 43 40

58

57

57

56

33

56 29 26

55 20 54 17 53 11 52 14 13 51 12 8 T30 Stade T4 T9 T30

55

54

53

52

29 6 104 32
6 4 2 0 2 4 6 8 10

51

Quelle: Theobald, N. und Gerwinski, W., Bundesamt für Seeschifffahrt und Hydrographie 2004

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65 <<

Die räumliche Verteilung der wichtigsten Triazin- und Phenylharnstoffpestizide zeigt für alle Verbindungen einen deutlichen von der Küste in die offene See abnehmenden Gradienten. Neben der Elbe sind die Schelde und der Rhein signifikante Quellen. Die erhöhten Triazin- und Phenylharnstoffkonzentrationen an der norwegischen Küste sind zum großen Teil auf den Wasserausstrom aus der Ostsee zurückzuführen (siehe Abb. 4.1.3.5).

Nordsee: Schadstoffbelastung im Sediment
Die Schwermetallgehalte (Cd, Hg, Pb) in den Sedimenten der südöstlichen Nordsee einschließlich der Deutschen Bucht zeigen ein ausgeprägtes räumliches Verteilungsmuster. Die Deutsche Bucht ist nach wie vor eindeutiger Belastungsschwerpunkt für Quecksilber. Hohe Blei-Gehalte finden sich in der gesamten Nordsee, während Cd- und Hg-Gehalte küstenfern nur leicht erhöht auftreten und teilweise den natürlichen Hintergrundwerten (Hg: 0,2 mg/ kg, Cd: 0,3 mg/ kg, Pb: 25 mg/ kg in der 20 μm-Sedimentfraktion) entsprechen. Für die Belastung der Deutschen Bucht mit Quecksilber, die vorwiegend auf Einträge aus der Elbe zurückzuführen ist, zeichnet sich eine leichte Besserung ab, da sich die Quecksilberfracht der Elbe seit der Wiedervereinigung durch Schließung von Betrieben und verbesserte Umweltschutzmaßnahmen stark verringert hat. Die weiträumige Belastung der Nordseesedimente mit Blei ist vermutlich auf einen vergleichsweise hohen atmosphärischen Eintrag vor der Einführung des bleifreien Benzins zurückzuführen.

für Cd 0,07 – 0,11 μg/ g, für Pb 0,01 – 0,19 μg/ g und für Hg 5 – 10 ng/ g, jeweils bezogen auf das Frischgewicht (FG). Im Falle von Cadmium zeigen die in Muscheln nachgewiesenen Konzentrationen eine abnehmende Tendenz, sie liegen jedoch in Tieren aus Eckwarderhörne noch oberhalb des Hintergrundbereichs. Vergleichbares gilt für Blei. Die Quecksilbergehalte in Miesmuscheln der beiden Nordseeprobenahmestellen haben sich zwar seit Ende der 80er Jahre vermindert, liegen aber immer noch deutlich oberhalb der Hintergrundkonzentrationen. Für Plattfische wie die Flunder gibt OSPAR nur einen Hintergrundwert für Hg im Fischfleisch von 0,03 – 0,07 mg/ kg Frischgewicht an. Die gemessenen Konzentrationen in Flundern sind gegenüber diesem Hintergrundwert ebenfalls erhöht. Für die Bewertung der Schadstoffkonzentrationen im Hinblick auf das Schutzgut „menschliche Gesundheit“ sind die von der Kommission der Europäischen Gemeinschaft festgelegten Höchstgehalte in Lebensmitteln für Hg (0,5 μg/ g FG Muscheln und Fischfleisch), Pb (1,5 μg/ g FG Muscheln und 0,2 μg/ g FG Fischfleisch) und Cd (1,0 μg/ g FG Muscheln und 0,05 μg/ g FG Fischfleisch) maßgeblich. Die im Bereich der deutschen Nordseeküste nachgewiesenen Konzentrationen an Pb, Cd und Hg in Miesmuscheln und Hg in Flundern lagen deut lich unterhalb dieser Höchstgehalte. Die Quecksilberbelastung von Seevogeleiern spiegelt in der Regel die lokale Schadstoff kontamination wider, da das 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 (Schleswig-Holsteinisches Wattenmeer) um den Faktor 2 bis 3 höheren Quecksilbergehalte im Vergleich zu Eiern von der Insel Mellum (niedersächsisches Wattenmeer) zeigen den hohen Eintrag durch die Elbe im Vergleich zum Eintrag durch Jade und Weser auf. Anhand der Zeitreihen für HgKonzentrationen in Silbermöweneiern kann zwischen 1988 und 1995 ein deutlicher Rückgang der Belastung festgestellt werden. Im Unterschied zu den meisten anorganischen Verbindungen werden chlorierte Kohlenwasserstoffe im Fettgewebe von Organismen akkumuliert. Regelmäßig gemessen werden Lindan und PCB 138 in Miesmuscheln sowie Lindan, PCB 138, HCB in Flundern. Während PCB 138 relativ gleichmäßig in den Flundern der deutschen Nordseeküste verteilt ist, zeigt sich bei den Miesmuscheln in der Wesermündung ein Belastungsschwerpunkt. Die Lindangehalte sind sowohl bei den Flundern als auch bei den Miesmuscheln vor der niedersächsischen Küste erhöht. Die HCB-Gehalte in Flundern schwanken regional stark. Sowohl im Nordsee- als auch im Ostseeküstenbereich sind polychlorierte Biphenyle (PCB) die Haupt-

Nordsee: Schadstoffbelastung der Organismen
Im räumlichen Vergleich der Miesmuschel-Untersuchungsgebiete im deutschen Nordseegebiet zeigt sich in 2001 eine etwa gleichförmige Schwermetallbelastung von Miesmuscheln im niedersächsischen und schleswigholsteinischen Küstengebiet. Im zeitlichen Vergleich erwiesen sich die aus dem Jadebusen (bei Eckwarderhörne) entnommenen Miesmuscheln für den Zeitraum 1985 bis 1993 als deutlich stärker mit Pb, Cd und Hg belastet als die Muscheln aus dem Sylt-Römö-Watt (List/Königshafen). In den nachfolgenden Jahren (1994 bis 2003) verminderten sich diese Unterschiede, wobei die Belastung der Muscheln aus dem Jadebusen tendenziell abnahm, während die Belastung der Muscheln aus dem Sylt-RömöWatt in etwa gleich blieb oder leicht anstieg. Zur Bewertung werden die von OSPAR für den gesamten Nordost-Atlantik (einschließlich der Nordsee) ermittelten Konzentrationsbereiche für den natürlichen Hintergrund für Metalle in Miesmuscheln herangezogen. Sie betragen

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kontaminanten mariner Organismen. Ein Vergleich der Kongenerenmuster von Miesmuschel-, Aalmut termuskulatur- und Silbermöweneiproben zeigt, dass besonders die hexa- und heptachlorierten Biphenyle (B 138 und B 153) in der Nahrungskette bioakkumulieren, während tetra- und pentachlorierte Biphenyle (B 52 und B 101) einen immer geringeren Anteil am nachzuweisenden Kongenerenspektrum ausmachen. OSPAR verwendet als Bewertungskriterium für die Summe der sieben PCB-Leitkongenere (Σ PCB7; IUPAC Nr. 28, 52, 101, 118, 138, 153, 180) ökotoxikologische (tolerable) Schwellenbereiche in Höhe von 1 bis 10 ng/ g Frischgewicht für Fisch und 5 bis 50 ng/ g Trockengewicht für Miesmuscheln. Die 2003 nachgewiesenen PCB-Gehalte (Σ PCB7) in Aalmuttermuskulatur aus dem Bereich des Jadebusen lagen mit 12,8 ng/ g Frischgewicht oberhalb dieses ökotoxikologischen Schwellenbereiches. Aalmuttermuskulatur aus dem Bereich der Meldorfer Bucht wies 2003 mit 7,5 ng/ g Frischgewicht PCB-Gehalte im oberen Schwellenbereich auf. Über den Beobachtungszeitraum 1994 bis 2003 zeigen sich stark schwankende PCB-Gehalte. Schon Anfang der 80er 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. Während zwischen 1985 und 1999 die Belastung der marinen Organismen mit Triphenylzinnverbindungen stark abnahm, blieben die Gewebekonzentrationen von Tributylzinn (TBT) auf hohem Niveau konstant (s. Abb. 4.1.3.6). Die gleich bleibende Belastung mit TBT dürfte ihre Ursache in der anhaltenden und unverminderten Verwendung von TBT-haltigen Antifouling-Anstrichen in der Handelsschifffahrt haben. Die Ergebnisse deuten darauf hin, dass sich das Verwendungsverbot für Sportboote in Yachthäfen positiv ausgewirkt hat. Eine über den lokalen Bereich hinausgehende deutliche Verringerung der Belastung mariner Ökosysteme ist von dieser Maßnahme jedoch nicht zu erwarten, da der Marktanteil der Freizeitboote am Absatz von Antifouling-Farben nur ca. 10 % beträgt. Die Mitte der 80er Jahre extrem hohe und danach kontinuierlich sinkende Kontamination mariner Lebewesen mit Triphenylzinn (TPT) beruht darauf, dass Triphenylzinnverbindungen bis 1985 als zusätzlicher Wirkstoff in Antifoulings eingesetzt wurden. Als Bewertungskriterium verwendet OSPAR für TBT in Miesmuscheln einen ökotoxikologisch tolerierbarer Bereich in Höhe von 1 bis 10 ng/ g TG. Die TBT-Konzentrationen in Miesmuscheln von List/Königshafen übersteigen

Abbildung 4.1.3.6:

Tributylzinn in Miesmuscheln

250

ng/g TG

200

150

100

50
ökotoxikologisch tolerierbarer Bereich 1 - 10 ng/g TG

0 1985 1986 1988 1990 1992 1993 Königshafen 1994 1995 1996 1997 1998 1999

südl. Lister Hafen

Eckwarderhörne

Quelle: Umweltbundesamt (2004)

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67 <<

im Beobachtungszeitraum (1986 bis 1999) diesen Indikatorwert um das 5- bis 11fache und in Miesmuscheln von Eckwarderhörne um das 10- bis 20fache. Die Konzentrationen organischer Zinnverbindungen in Miesmuschel, Aalmuttermuskulatur und Silbermöwenei ergeben keine Hinweise auf eine Biomagnifikation.

weltqualitätsnorm (EQS) sowie maximal erlaubte Konzentration (MAC-EQS)) verglichen. Im Bereich der westlichen Ostsee sind die regionalen Unterschiede der Schwermetallkonzentrationen im Wasser deutlich geringer ausgeprägt als in der Nordsee. Die mittleren Cadmium- und Kupferkonzentrationen in den Küstengewässern sind kaum höher als in der zentralen Ostsee. Die Quecksilber-, Blei- und Zink-Konzentrationen weisen in den Küstengewässern ähnlich wie in der Nordsee oft höhere Konzentrationen auf. Erhöhte Konzentrationen finden sich bei Wismar, der Warnowmündung und im Oderhaff. Insgesamt sind die Konzentrationen in der Ostsee jedoch niedriger als in der Nordsee. Zeitliche Veränderungen der Schwermetallkonzentrationen im Wasser sind wegen der hohen Variabilität, die auch durch wechselnde Salz- und Schwebstoffgehalte bedingt ist, schwer nachzuweisen (siehe Abb. 4.1.3.7).

Ostsee: Schadstoffbelastung des Meerwassers
Im Bund/Länder-Messprogramm Ostsee werden eine Reihe gefährlicher Stoffe des Baltic Monitoring Programms von HELCOM regelmäßig auf der Hohen See überwacht. Das Programm wird derzeit auf die 33 prioritären Stoffe WRRL ausgeweitet. Nachfolgend werden die im Küstenwasser (innerhalb der 12 sm- Zone) gemessenen Stoffe bewertet, u.a. wird der jährliche Mittelwert mit den von der Europäischen Kommission vorgeschlagenen Umweltqualitätsnormen (Jahresmittel der Um-

Abbildung 4.1.3.7:
10°

Quecksilberkonzentrationen im Wasser der Ostsee
11° 12° 13° 14° 15°

55°

55°

54°

54°

ng/l Hg 50 40 30 20 10 0 2003 2002 2001 2000 1999 1998 Wert größer als Maximum der Skala

1998 - 2003 Unfiltriertes Oberflächenwasser 1 -10 m

53° 10°
Quelle: BSH, IOW, LANU, LUNG

53° 11° 12° 13° 14° 15°
MUDAB (Meeresumwelt-Datenbank) UBA-UMPLIS/BSH Stand: Nov. 2004

Quelle: MUDAB (Umweltbundesamt, Bundesamt für Seeschifffahrt und Hydrographie) 2004

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Die ermittelten mittleren Cadmium- und Nickelkonzentrationen liegen unter der vorgeschlagenen Umweltqualitätsnorm (EQS). Die Umweltqualitätsnorm für Blei wird dagegen überschritten. Für Quecksilber liegen die Konzentrationen unterhalb der maximal zulässigen Umweltqualitätsnorm. Folgende organische Stoffe werden im Küstenwasser der Ostsee in Konzentrationen kleiner als die vorgeschlagenen Umweltqualitätsnormen der prioritären Stoffe der Wasserrahmenrichtlinie gemessen: Anthracen, Benzo[a]pyren, Benzo[b]fluoranthen, Benzo[g,h,i]perylen, Benzo[k] fluoranthen, α-HCH, β-HCH und Indeno[1,2,4-cd]pyren. Die räumliche Verteilung von Lindan, Hexachlorbenzol, Fluoranthen, Anthracen und Naphthalin im deutschen Bereich der Ostsee lässt keine Belastungsschwerpunkte erkennen. Die Daten zeigen eine deutliche Abnahme der α-HCH-Konzentrationen auf ein Fünftel der Konzentrationen von 1975, was auf ein Verbot von tech-

nischem HCH Mitte der 70er Jahre zurückgeführt werden kann. Auch für Lindan lässt sich ein signifi kanter Rückgang ab 1983 feststellen. Die Verteilung von Diuron und Isoproturon in der westlichen Ostsee ist in der offenen See relativ gleichmäßig, deutliche Unterschiede zeigen sich jedoch in den Küstengebieten. Die hohen Konzentrationen von Diuron an den westlichen Stationen (vgl. Abb. 4.1.3.8) sind wahrscheinlich auf den verstärkten Schiffsverkehr zurückzuführen und werden von hohen Irgarolkonzentrationen begleitet. Beide Verbindungen sind Bestandteil von Antifoulingfarben. Die Verteilungen von Isoproturon, 2,4-D, Terbutylazin und Atrazin zeigen, dass die Oder ein bedeutender Eintragspfad für diese Herbizide ist.

Ostsee: Schadstoffbelastung im Sediment
Die Gehalte an Cadmium, Quecksilber und Blei in Sedimenten der Ostsee liegen im Küstenbereich deutlich

Abbildung 4.1.3.8:
57 9 10

Verteilung von Diuron (ng/l) im Oberflächenwasser der westlichen Ostsee (5 m)
11 12 13 14 15 16 17 57

12.7

Diuron in der Ostsee 2001 - 2002

56
5.8

56

0.5

0.7

55
1.3

0.6

55

1.2 0.9 2.0

54
ng/l
5 2 1 0

54

53 9 10 11 12 13 14 15 16 17

53

Quelle: Theobald, N. und Gerwinski, W., Bundesamt für Seeschifffahrt und Hydrographie 2004

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höher als in der zentralen Ostsee. Während für Cadmium und Quecksilber die Gehalte in der zentralen Ostsee nahe den Hintergrundkonzentrationen liegen (Hg: 0,05 mg/ kg, Cd: 0,25 mg/ kg, Pb: 15 mg/ kg in der 20 μm-Sedimentfraktion), sind sie für Blei erhöht. Belastungsschwerpunkte sind die Kieler und Lübecker Bucht sowie das Oderhaff. Die mit Abstand höchsten Cadmiumgehalte von bis zu 7,8 μg/ kg Trockensubstanz (TS) wurden in den Haffsedimenten gemessen; die mittleren Gehalte waren dort etwa dreimal so hoch wie im Greifswalder Bodden. Daten für Belastungen mit organischen Schadstoffen im Sediment liegen für die Küstengewässer MecklenburgVorpommerns vor. Für die PAK liegen die Belastungsschwerpunkte im Bereich der Hafenstädte Rostock und Stralsund sowie im Einflussbereich der Oder. Deutlich erhöht sind die PAK-Gehalte auch in den Sedimenten der Mecklenburger Bucht, sie liegen dort im Mittel um mehr als das Doppelte über denen aus den Darß-Zingster und Rügenschen Bodden. Die höchsten Gehalte an polyzyklischen chlorierten Kohlenwasserstoffen wurden in der Unterwarnow gemessen. Im Mittel liegen die Gehalte in den Sedimenten aus der Unterwarnow um das 10- bis 50-fache über den Gehalten der Sedimente aus den anderen Regionen. Sehr niedrige PCB-Gehalte wurden in den Sedimenten aus den DarßZingster und Rügenschen Bodden bestimmt. DDT und seine Metabolite treten in Konzentrationen auf, die um eine Größenordnung über den Summenkonzentrationen der HCHs liegen. Für beide Substanzklassen werden die höchsten Gehalte in der Unterwarnow gemessen. Erhöht sind auch die Befunde aus dem Kleinen Haff, relativ niedrige Konzentrationen liegen in den Sedimenten der Darß-Zingster und der Rügenschen Bodden vor. Für HCB ergibt sich ein fast identisches Verteilungsmuster, mit der Ausnahme, dass die höchsten Gehalte in den Sedimenten des Haffs bestimmt wurden. Die höchsten TBT-Belastungen an der Küste MecklenburgVorpommerns wurden ebenfalls in der Unterwarnow gemessen, dem Gewässer mit der höchsten Schifffahrtsdichte. Generell sind hohe TBT-Befunde meist in Hafenschlicken oder aber in der Nähe von Häfen zu finden.

(FG) in etwa um den Faktor 7 niedrigere Quecksilberkonzentrationen auf. Die Kontamination der Muscheln von Darßer Ort mit Blei (0,1 μg/ g FG) und mit Cadmium (0,07 μg/ g FG) ist nahezu identisch mit der der Muscheln von Königshafen an der Nordseeküste. Für die drei Schwermetalle zeichnet sich in den letzten Jahren ein Trend zur Abnahme der Konzentrationen in Miesmuscheln ab. 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. Die räumliche Verteilung der untersuchten Schadstoffe zeigt für Lindan eine gleichförmig geringe Belastung, wohingegen für PCB 138 ein Belastungsschwerpunkt in der Warnow mündung liegt. Miesmuscheln und Aalmuttern aus dem Probenahmegebiet bei Darßer Ort sind einerseits deutlich geringer mit PCB, andererseits höher mit DDT und Metaboliten kontaminiert als die Organismen aus der Nordsee. Besonders auffällig ist, dass neben den Abbauprodukten DDD und DDE auch noch hohe Anteile der Ausgangsverbindung DDT nachgewiesen werden können. Die Tributylzinn-Konzentrationen in Miesmuscheln von Darßer Ort liegen im gesamten Beobachtungszeitraum (1986 bis 1999) oberhalb der in Muscheln von der Nordseeküste nachgewiesenen Werte. Über den Beobachtungszeitraum 1994 bis 2003 nahmen die HCH-Konzentrationen in Aalmuttermuskulatur deutlich ab, wobei die stärksten Abnahmen für γ-HCH (ca. 90 %) und α-HCH (ca. 80 %) zu verzeichnen sind, die β-HCH-Gehalte verminderten sich hingegen nur um ca. 40 %. Diese Ergebnisse zeigen die frühere Bedeutung der Agrarchemikalien DDT und Lindan in den untersuchten Ostseeeinzugsgebieten.

4.1.4 Chemische Güte – Grundwasser
In den letzten Jahrzehnten sind Grundwasservorkommen vielerorts Gefährdungen ausgesetzt, da sich die stofflichen Einträge vermehrt haben und die Puffer- und Filterwirkungen darüber liegender Bodenschichten erschöpft sind. Belastungen sind häufig Langzeitschäden, die zunächst nicht unmittelbar erkennbar sind. Eine Sanierung ist - wenn überhaupt - nur mit großem finanziellen und technischen Aufwand und über lange Zeiträume möglich. Deshalb ist ein vorsorgender, flächendeckender Grundwasserschutz von besonderer Bedeutung. Dazu gehört auch eine systematische, regelmäßige Überwachung der Grundwasserbeschaffenheit. Eine Reihe von Stoffen werden entsprechend ihres Gefährdungspotentials und

Ostsee: Schadstoffbelastung der Organismen
Die Belastung von Miesmuscheln im deutschen Ostseeküstenbereich mit Quecksilber, Blei und Cadmium wird als gering bis mäßig eingestuft. Deutliche Belastungsschwerpunkte sind nicht zu erkennen. Im Vergleich zu den Organismen aus der Nordsee weisen Miesmuscheln des Probenahmejahres 2003 mit 3,1 ng/ g Frischgewicht

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ihrer Eintragswahrscheinlichkeit in unterschiedlichen Zeitabständen untersucht und ausgewertet. Dafür haben die Länder Messnetze aufgebaut, die die spezifische regionale Situation widerspiegeln. Für ein bundesweites Messnetz (im folgenden Grundwassermessnetz) wurden gemeinsam von den Bundesländern und dem Umweltbundesamt ca. 800 Messstellen ausgewählt. Diese Messstellen liegen gleichmäßig verteilt über das gesamt Bundesgebiet und geben einen repräsentativen Überblick über die Grundwasserbeschaffenheit in ganz Deutschland. Zukünftig werden auf der Grundlage der EG-Grundwasser-Tochterrichtlinie zur EG-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) Qualitätsanforderungen (sog. Qualitätsstandards 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 auf eine Konzentration unterhalb der Grenz- bzw. Schwellenwerte zu reduzieren. Die Tochterrichtlinie ist derzeit noch nicht verabschiedet, nach dem gegenwärtigen Verhandlungsstand (politische Einigung im Rat) ist jedoch zu erwarten, dass für folgende Stoffe, Stoffgruppen und weitere Parameter Qualitätsanforderungen gestellt werden: Europaeinheitliche, verbindliche Qualitätsstandards für • Nitrat – Grenzwert 50 mg/l • Pestizide (= Pflanzenschutzmittel (PSM) und Biozide) – Einzelgrenzwert 0,1 μg/ l, Summengrenzwert 0,5 μg/ l National festzulegende Schwellenwerte für • Arsen, • Cadmium, • Blei, • Quecksilber, • Ammonium, • Chlorid, • Sulfat, • Trichlorethylen, • Tetrachlorethen. Im Folgenden soll mit den Messergebnissen aus dem Grundwassermessnetz für Nitrat, Pflanzenschutzmittel

und einige ausgewählte Schwellenwert - Parameter (Arsen, Blei und Sulfat) die Konzentrationsverteilung im Grundwasser dargestellt werden.

Nitrat
Es ergibt sich folgendes Bild über die Belastung des Grundwassers durch Nitrat in Deutschland (siehe Abbildung 4.1.4.1): Für 730 der insgesamt ca. 800 Messstellen des Messnetzes liegen für das Jahr 2002 Untersuchungsergebnisse zum Nitratgehalt des Grundwassers vor. 49,6 % aller Messstellen zeigen Nitratkonzentrationen zwischen 0 und 10 mg/ l und sind damit nicht oder nur geringfügig belastet. Bei 36 % der Messstellen liegt der Nitratgehalt zwischen 10 und 50 mg/ l. Diese Messstellen sind deutlich bis stark durch Nitrat belastet. Die übrigen 14,4 % 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 ins Grundwasser ergeben sich durch einen Vergleich zwischen den bevorzugten Landnutzungen im Umfeld einer Messstelle und den Nitratgehalten im Grundwasser. In der Gruppe der Messstellen, in deren Umfeld Wald dominiert, finden sich die geringsten Belastungen. Bei weniger als 4 % der Messstellen aus dieser Gruppe liegt der Nitratgehalt 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 ca. 7 %. Dominieren im Umfeld der Messstellen Acker- und Siedlungsflächen, so steigt der Anteil der Messstellen mit Nitratgehalten von mehr als 50 mg/ l auf 24 % bzw. 16 % (Abbildung 4.1.4.2). 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/EWG) zum Schutz der Gewässer vor Verunreinigungen durch Nitrat aus landwirtschaftlichen Quellen“ erlassen. Die Nitratrichtlinie verlangt die Einhaltung der „guten fachlichen Praxis“ in der Landwirtschaft und die Durchführung weitergehender Reduktionsmaßnahmen im Rahmen von Aktionsprogrammen. Die Wirksam keit der Maßnahmenprogramme ist von den Mitgliedstaaten durch gezielte Grundwassermessungen nachzuweisen und in regelmäßigen Berichten an die Kommission zu dokumentieren. Die Datenbasis für die deutschen Berichte liefert das EUNitratmessnetz. Im Vergleich zum Grundwassermessnetz

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Abbildung 4.1.4.1:

Überblick über die Nitratgehalte im Grundwasser der Bundesrepublik Deutschland für das Jahr 2002

Klassengrenzen in mg/l Nitrat
40,0 35,0 N = 730 Arithmetische Mittelwerte 30,0 26,7
Anteil in %

25,0 22,9 20,0 15,0 10,0 5,0 0,0 <1 > 1 - 10 > 10 - 25 > 25 - 50 > 50 - 90 > 90 9,0 4,8 20,0 16,0

Quelle: Umweltbundesamt, Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

Abbildung 4.1.4.2:

Verteilung der Nitratgehalte im Grundwasser gegliedert nach der dominierenden Landnutzung im Umfeld von Grundwassermessstellen (2002)

100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0%

9,3 14,4 19,7 23,7

10,0 6,0 18,0

8,1 15,9

20,1

36,8

29,9

36,0

16,6 13,6

12,0 30,6 Wald (193) 24,7 Grünland (97) < 1 - 10 < 10 - 25 18,0 Siedlung (50) < 25 - 50 < 50 - 90 25,6 Acker (308) > 90

Klassen in NO3 (mg/l)

<1

Quelle: Umweltbundesamt mit Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

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Abbildung 4.1.4.3:

Entwicklung der Nitratgehalte an den Messstellen des EU-Nitratmessnetzes im Zeitraum von 1995 bis 2002

EU-Nitratmessnetz
100% 90% 80% 70% 60%

29,4

28,9

26,5

28,7

25,0

24,6

24,1

24,0

29,4

31,2

29,4

28,2

32,0

31,4

30,6

33,3

in Prozent %

50% 40% 30% 20% 10% 0%

33,5

32,4

37,1

35,6

35,5

36,0

36,5

29,8

7,1 1995

6,4 1996

5,9 1997

6,3 1998

7,0 1999

7,4 2000

8,2 2001

12,3 2002

Nitratklassen in mg/l NO3

<1

< 1 - 10

< 10 - 25

< 25 - 50

< 50 - 90

> 90

Quelle: Umweltbundesamt mit Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

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 Grundwassers in Deutschland insgesamt. In Deutschland werden seit mehr als 10 Jahren von den Länder, dem Bund und von Wasserversorgern Programme zur Verminderung der Nitratbelastung durchgeführt. Im Rahmen der Berichterstattung zur Umsetzung der Nitratrichtlinie wurde deshalb genauer untersucht, wie sich die Nitratgehalte an den hoch belasteten Messstellen des EU-Nitrat messnetzes über die Zeit verändert haben (Abbildung 4.1.4.3). Es ergibt sich folgender Trend: Maßnahmen, die in den verschiedenen Aktionsprogrammen durchgeführt wurden, haben vielfach zu einer Verminderung der Stickstoffeinträge in den Boden, das Sickerwasser und damit in das Grundwasser geführt. Auswirkungen auf die Nitratgehalte 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 an etwa einem Drittel der Messstellen (32,6 %) noch immer leicht bzw. stark steigende Nitratgehalte zu beobachten sind. In der Abbildung 4.1.4.4 ist zum Vergleich die Entwicklung der mittleren Nitratgehalte im Grundwassermessnetz über den Zeitraum von 1995 bis 2002 dargestellt. Obwohl in diesem Zeitraum die Nitratbelastung an den hoch belasteten Messstellen abnimmt (siehe Abbildung 4.1.4.3), lässt sich dieser Trend an den Messergebnissen des repräsentativen Grundwassermessnetzes nicht erkennen. Die mittlere Nitratbelastung des Grundwassers in Deutschland hat sich demnach von 1995 bis 2002 nicht signifikant verändert. Ursache dafür könnte sein, dass besondere Maßnahmenprogramme vorwiegend in Regionen mit sehr hohen Belastungen und seltener in gering oder nur mäßig belasteten Gebieten durchgeführt werden. Es werden also vorrangig die Spitzenbelastungen abgebaut, dies hat aber praktisch keinen Einfluss auf die mittlere Belastung des Grundwassers insgesamt.

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Abbildung 4.1.4.4:

Entwicklung der Nitratgehalte an den Messstellen des Grundwasermessnetzes im Zeitraum von 1995 bis 2002

EUA Grundwassermessnetz
100% 90% 80%

4,7 11,2 18,7

4,6 10,4 17,7

5,0 10,2 18,7

5,1 10,3 16,7

4,8 10,0 17,6

4,7 10,6 17,5

4,6 9,5 17,9

4,8 9,6 16,0

70% 60%

in Prozent %

22,7
50% 40% 30% 20% 10% 0%

19,4

18,4

19,9

18,9

19,8

19,1

20,0

22,0

23,0

24,2

23,3

23,8

24,0

23,5

22,9

22,6

24,9

23,6

24,7

24,9

23,4

25,3

26,7

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

Nitratklassen in mg/l NO3

<1

< 1 - 10

< 10 - 25

< 25 - 50

< 50 - 90

> 90

Quelle: Umweltbundesamt mit Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

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Pflanzenschutzmittel (PSM)
Von Zeit zu Zeit erarbeitet die Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) gemeinsam mit dem Umweltbundesamt einen zusammenfassenden Bericht über die Belastung des Grundwassers durch Pflanzenschutzmittel. Der aktuelle Bericht stammt aus dem Jahr 2004 und gibt einen Überblick über die Belastung des Grundwassers im Zeitraum von 1996 bis 2000. Im Vergleich zum vorherigen Bericht 1990 bis 1998 hat sich die Grundwasserbelastung nicht wesentlich vermindert (s. Abbildung 4.1.4.5). Zwischen 1996 und 2000 überschritten immer noch 8,6 % der 13.259 untersuchten Messstellen im oberflächennahen Grundwasser den Grenzwert von 0,1 μg/ l. Neben der Beschreibung der aktuellen Belastungssituation ist vor allem die Ermitt lung der zeitlichen Entwicklung der PSM-Belastung von Interesse. Im LAWA-PSM-

Bericht (2004) wurde daher untersucht, wie sich die Fundhäufigkeit für die am häufigsten im Grundwasser nachgewiesenen Einzelstoffe Atrazin, Desethylatrazin, Diuron und Bentazon entwickelt hat. Es ist festzustellen, dass die Zahl der Messstellen, die mittlere bis sehr hohe Atrazingehalte aufweisen, abnimmt. Eine vergleichbare Entwicklung ist auch für Desethylatrazin zu beobachten. Anders stellt sich die Situation für Diuron und Bentazon dar. Die Gesamtanzahl der Messstellen, die Diurongehalte oberhalb bzw. nahe der Bestimmungsgrenze (≥ BG) aufweisen, bleibt nahezu gleich. Bei Bentazon ist sogar von einer gewissen Zunahme der Grundwasserbelastung auszugehen. Insgesamt ist festzustellen, dass die Verminderung der PSM-Belastung des Grundwassers im Wesentlichen auf eine Abnahme der Atrazin- bzw. Desethylatrazinfunde zurückzuführen ist.

Abbildung 4.1.4.5:

Häufigkeitsverteilungen der PSM-Befunde in oberflächennah verfilterten Messstellen im Grundwasser Deutschlands in den Zeiträumen 1990 bis 1995 und 1996 bis 2000.

80

70

71,7 72,4

60 Erfasste Messstellen 1990 bis 1995: 12.886 Mst. 1996 bis 2000: 13.259 Mst.

Mittelwert in Prozent %

50

40

30

18,6
20

19,0
10

8,6 1,1 7,9 0,7
1990 bis 1995 1996 bis 2000 nachgewiesen > 0,1 μg/l bis 1,0 μg/l nachgewiesen > 1,0 μg/l

0 nicht nachgewiesen nachgewiesen < 0,1 μg/l

Quelle: „2. Bericht zur Grundwasserbeschaffenheit - Pflanzenschutzmittel“ (LAWA, 2004)

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Arsen
Arsen ist ein Element, das natürlicherweise (geogen) im Untergrund vorhanden ist. Die natürlichen Hintergrundkonzentrationen 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 Sandsteinen und silikatischen Wechselfolgen. Für alle wesentlichen hydrogeologischen Einheiten gemeinsam errechnet sich ein „Einheiten übergreifender Hintergrundwert“ von ca. 2,6 μg/ l As. Lokal kann es darüber hinaus auch natürliche Arsengehalte von mehr als 10 μg/ l geben. Diese Konzentration entspricht dem Grenzwert für Trinkwasser (vgl. Abb. 4.1.4.6). Von einigen Ländern wird Arsen nicht an allen Messstellen jährlich untersucht, weil Arsen im Grundwasser als nicht besonders mobil gilt und sich die Arsenkonzentrationen im Allgemeinen nur sehr langsam verändern. Um

einen möglichst umfassenden Überblick über die aktuelle Verteilung von Arsen im Grundwasser geben zu können, wurden deshalb die Untersuchungsergebnisse für den Zeitraum 1999 bis 2003 zusammenfassend ausgewertet. Bei insgesamt 481 von 675 Messstellen war mindestens ein Messwert der jeweiligen Zeitreihe kleiner als die Bestimmungsgrenze (BG). Insgesamt ergibt sich für die Verteilung der Arsenkonzentration im Grundwasser, dass an 77 % der Messstellen die mittlere Arsenkonzentration im Zeitraum von 1999 bis 2003 unter 1 μg/ l und damit sehr häufig unterhalb der Bestimmungsgrenze liegt. An 20,6 % liegt die mittlere Arsenkonzentration zwischen 1 und 10 μg/ l und damit unterhalb des Trinkwassergrenzwertes von 10 μg/ l. An 2,4 %, das heißt an 16 Einzelmessstellen, überschreiten die mittleren Arsengehalte einen Wert von 10 μg/ l. Ob es sich hierbei um natürliche (geogene) Ursachen oder anthropogene Verunreinigungen handelt, muss für jede Messstelle separat geklärt werden.

Abbildung 4.1.4.6:

Geogen bedingte Hintergrundwerte von Arsen für die wichtigsten hydrogeologischen Einheiten Deutschlands
Zum Vergleich: Geringfügigkeitsschwellen (GfS-Werte), Trinkwassergrenzwert (TrinkwV), Zielvorgaben für Ober flächengewässer (ZV-OW)

Hintergrundwerte für Arsen (μg/l) im Grundwasser (90-Perzentil)
12

10

8

6

4

2

Kie se No rd d. Kie 0se 10 Sa No m nd rd e+ d. Kie 10 -2 se 5m Sc No ho rd tte d. 25 r+ -5 Kie 0m Sc se ho Ni Sc tte ed ho er r+ rh tte Kie ein r+ se Mo Ob rä er ne rh nA ein lpe nv Te or rti lan Ka är d eS lks te ed Ka ine im lks en de te te sO inf Ka be olg lks re en te nJ de inf ur sM olg a us en ch de elk sa alk lpi ne Pa nR läo au zio Ka Sa me sc nd rb s he on ste at Ka ine isc lks un he te ds ine We ilik ch at se isc lfo he lge Sa We nd n ste ch se in lfo Pa de läo lge sB zio n un sc tsa he nd Se ste dim in en tg es Ma te ine gm at ite Vu lka un dM nit e et am or ph ite GF S-W er te

kw V Tri n

Sa nd e+

Sa nd e+

Quelle: Umweltbundesamt mit Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Kunkel et. al 2004

ZV -O W

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Abbildung 4.1.4.7:

Verteilung der Arsengehalte an den Messstellen des Grundwassermessnetzes (1999 bis 2003)

Verteilung der Arsengehalte im Grundwasser 1999 - 2003 (Mittelwerte)
90,0 80,0 77,0 70,0 60,0
Anteil in %

N = 675 davon 481 (71,3%) teilw. < BG

50,0 40,0 30,0 20,0 10,0 0,0 bis 1 >1-2 >2-5 Arsen in μg/l
Quelle: Umweltbundesamt mit Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

9,5

8,7 2,4 > 5 - 10 2,1 > 10 - 100 0,3 > 100

Abbildung 4.1.4.9:

Verteilung der Bleiwerte an den Messstellen des Grundwassermessnetzes (1999 bis 2003)

Verteilung der Bleigehalte im Grundwasser 1999 - 2003 (Mittelwerte)
80,0 69,4 N = 700 davon 567 (81,0%) < BG 60,0 50,0 40,0 30,0 20,0 11,4 10,0 1,4 0,0 bis 1 >1-2 >2-5 Blei in μg/l > 5 - 10 > 10 - 100 0,9 0,0 > 100

70,0

Anteil in %

16,9

Quelle: Umweltbundesamt mit Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

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Abbildung 4.1.4.8:

Verteilung der natürlichen Hintergrundgehalte von Blei in wichtigen Hydrogeologischen Einheiten Deutschlands
Zum Vergleich: Geringfügigkeitsschwellen (GfS-Werte), Trinkwassergrenzwert (TrinkwV), Zielvorgaben für Ober flächengewässer (ZV-OW)

Hintergrundwerte für Blei (μg/l) im Grundwasser (90-Perzentil)
12

10

8

6

4

2

0
Kie se No rd d. Kie 0se 10 Sa No m nd rd e+ d. Kie 10 -2 se 5m Sc No ho rd tte d. 25 r+ -5 Kie 0m Sc se ho Ni Sc tte ed ho er r+ rh tte Kie ein r+ se Mo Ob rä er ne rh nA ein lpe nv Te or rti lan Ka är d eS lks te ed Ka ine im lks en de te te sO inf Ka be olg lks re en te nJ de inf ur sM olg a us en ch de elk sa alk lpi ne Pa nR läo au zio Ka Sa me sc nd rb s he on ste at Ka ine isc lks un he te ds ine We ilik ch at se isc lfo he lge Sa We nd n ste ch se in lfo Pa de läo lge sB zio n un sc tsa he nd Se ste dim in en tg es te Ma ine gm at ite Vu lka un nit dM e et am or ph ite GF S-W er te kw V Tri n ZV -O W

Sa nd e+

Sa nd e+

Quelle: Umweltbundesamt mit Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Kunkel et. al 2004

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 Hintergrundkonzentrationen von Blei im 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 wesentlichen hydrogeologischen Einheiten gemeinsam errechnet sich ein „einheitenübergreifender Hintergrundwert“ von ca. 3,9 μg/ l Pb. Lokal können vereinzelt aber auch deutlich höhere natürliche Bleikonzentrationen auftreten. Bei Blei liegen mehr Messwerte unter der Bestimmungsgrenze als bei Arsen, so dass die nachfolgenden Anga-

ben über die Mittelwerte durch die angegebenen Bestimmungsgrenzen mit beeinflusst werden (s. Abbildung 4.1.4.9, insbesondere der Balken in der Klasse > 2 – 5 μg/ l). Insgesamt liegen von 700 der ca. 800 Messstellen des Grundwassermessnetzes Untersuchungsergebnisse für den Zeitraum 1999 bis 2003 vor. Für 567 Messstellen (81,0 %) liegt bei der Berechnung des mittleren Bleigehaltes mindestens ein Wert der gesamten Messreihe unterhalb der Bestimmungsgrenze. An lediglich 0,9 % aller untersuchter Messstellen (6 Messstellen) überstiegen die Bleigehalte den Grenzwert der Trinkwasserverordnung von 10 μg/l (vgl. Abbildung 4.1.4.9). Auch hier ist durch eine Einzelfallbetrachtung dieser Messstellen zu klären, ob es sich um eine anthropogen verursachte Grundwasserverunreinigung oder um natürlich erhöhte Bleigehalte im Grundwasser handelt.

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78 <<

Sulfat
Auch Sulfat ist – wie die Elemente Arsen und Blei – natürlicherweise im Grundwasser vorhanden. Es ist 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 Grundwasservorkommen gelangen können. Anthropogene Quellen sind unter anderem Schwefelemissionen aus Kohlekraftwerken, anderen Verbrennungsanlagen, aus Düngemitteln, aus Bauschutt und aus Bauwerken selbst. Sulfat eignet sich insbesondere als Leitsubstanz für die Grundwasserbeeinflussung durch Bauschuttverfüllungen. Die Verteilung der natürlichen Sulfatgehalte wichtiger hydrogeologischer Einheiten ist in der Abbildung 4.1.4.10 zusammengestellt. Die natürlichen Gehalte schwanken dabei zwischen 13 mg/ l in den Paläozoischen Kalkstei-

nen und 249 mg/ l in den Schottern und Kiesen des Oberrheins. Der Sulfatgrenzwert der Trinkwasserverordnung liegt bei 240 mg/ l und damit nahe an den natürlichen Hintergrundgehalten einiger Grundwassereinheiten. Insgesamt weisen 76,5 % aller Messstellen Sulfatgehalte zwischen 0 und 110 mg/l, also weniger als der Hälfte des Trinkwassergrenzwertes auf. Bei weiteren 15,6 % liegt der mittlere Sulfatgehalt unterhalb von 250 mg/ l und bei lediglich 7,9 % überschreitet er den Grenzwert der Trinkwasserverordnung von 240 mg/ l. Ursachen sind z. B. salzhaltige Wässer im Umfeld von Salzlagerstätten oder Grundwasser aus sehr tief liegenden Grundwasserleitern, die häufig sehr hohe Salz- und speziell Sulfatgehalte aufweisen. Auch in diesen Fällen muss über Einzeluntersuchungen geklärt werden, ob die erhöhten Sulfatgehalte natürliche Ursachen haben oder auf anthropogene Einträge zurückzuführen sind.

Abbildung 4.1.4.10:

Verteilung der natürlichen Hintergrundgehalte von Sulfat in wichtigen Hydrogeologischen Einheiten Deutschlands
Zum Vergleich: Geringfügigkeitsschwellen (GfS-Werte), Trinkwassergrenzwert (TrinkwV), Zielvorgaben für Ober flächengewässer (ZV-OW)

Hintergrundwerte für Sulfat (mg/l) im Grundwasser (90-Perzentil)
300

250

200

150

100

50

0
Kie se No rd d. Kie 0se 10 Sa No m nd rd e+ d. Kie 10 -2 se 5m Sc No ho rd tte d. 25 r+ -5 Kie 0m Sc se ho Ni Sc tte ed ho er r+ rh tte Kie ein r+ se Mo Ob rä er ne rh nA ein lpe nv Te or rti lan Ka är d eS lks te ed Ka ine im lks en de te te sO inf Ka be olg lks re en te nJ de inf ur sM olg a us en ch de elk sa alk lpi ne Pa nR läo au zio Ka Sa me sc nd rb s he on ste at Ka ine isc lks un he te ds ine We ilik ch at se isc lfo he lge Sa We nd n ste ch se in lfo Pa de läo lge sB zio n un sc tsa he nd Se ste dim in en tg es Ma te ine gm at ite Vu un lka dM nit e et am or ph ite GF S-W er te Tri nk wV Sa nd e+ ZV -O W

Sa nd e+

Quelle: Umweltbundesamt mit Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Kunkel et. al 2004

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79 <<

Abbildung 4.1.4.11:

Verteilung der Sulfatwerte an den Messstellen des Grundwassermessnetzes (1999 bis 2003)

Verteilung der Sulfatgehalte im Grundwasser 1999 - 2003 (Mittelwerte)
35,0

30,0 25,2 25,0
Anteil in %

27,5

N = 815 davon 53 (6,5%) < BG

20,0

15,0

14,5

10,0

9,3

8,5 4,9 2,2 2,8 2,6 2,5

5,0

0,0 bis 20 > 20 - 50 > 50 - 80 > 80 - 110 > 110 - 150 > 150 - 200 > 200 - 250 > 250 - 350 > 350 - 500 > 500 Sulfat in μg/l

Quelle: Umweltbundesamt mit Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

>>

80 <<

4.2

Biologische Güte

Die Gewässergüteklassifikation in Deutschland erfolgte bisher für die Biologie unter Anwendung eines 7-stufigen Systems. Der biologische Zustand der Fließgewässer wurde über die Ermittlung des saprobiellen Zustandes der Gewässer beurteilt, der biologische Zustand der Seen über die Ermittlung der Trophie. Die Anforderungen der EG-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) an die biologische Zustandsklassifikation gehen weit über die bisherige Praxis hinaus. Die Richtlinie erfordert erstmals eine umfassende biologische Bewertung der Oberflächengewässer. Diese orientiert sich an den naturraumtypischen Lebensgemeinschaften als Leitbild. Dabei wird der natürliche Charakter der jeweiligen Gewässer berück-

sichtigt, d. h. die Bewertung wird gewässertypspezifisch vorgenommen. Auf der Grundlage der systematischen Erfassung des Phytoplanktons, der Gewässerflora, der benthischen wirbellosen Fauna und der Fischfauna erfolgt eine fünfstufige ökologische Klassifizierung der Fließgewässer, Seen, Übergangs- und Küstengewässer im Hinblick auf alle bestehenden anthropogenen Einflüsse (Chemie, Hydromorphologie). Die Klasse I entspricht dabei dem anthropogen weitgehend unbeeinflussten Zustand (hohe Gewässerqualität), die Klasse II dem Qualitätsziel der WRRL (gute Gewässerqualität). Die Kernvariablen sind die Artenzusammensetzung und die Artenhäufigkeit, bei Fischen auch die Altersstruktur. Entsprechende Bewertungsverfahren sind in Deutschland derzeit in der Entwicklung bzw. teilweise bereits in der Erprobung.

Tabelle 4.2.1.1:
Gewässergüteklasse

Die Klassen des Saprobiensystems (Biologische Gewässergütekarte)
Farbe Grad der Belastung Kurze Definition der Gewässergüteklassen

I

dunkel-blau

unbelastet bis sehr gering belastet

Gewässerabschnitte mit reinem, stets annähernd sauerstoffgesättigtem und nährstoffarmen Wasser; geringer Bakteriengehalt; mäßig dicht besiedelt, vorwiegend Algen, Moosen, Stru delwürmer und Insektenlarven; sofern sommerkühl, Laichgewässer für Salmoniden.

I-II

hellblau

gering belastet

Gewässerabschnitte mit geringer anorganischer und organischer Nährstoffzufuhr ohne nennenswerte Sauerstoffzehrung; dicht und meist in großer Artenvielfalt besiedelt; sofern sommerkühl, Salmonidengewässer.

II

dunkel-grün

mäßig belastet

Gewässerabschnitte mit mäßiger Verunreinigung und guter Sau erstoffversorgung; sehr große Artenvielfalt und Individuen dichte von Algen, Schnecken, Kleinkrebsen, Insektenlarven; Wasserpflanzenbestände decken größere Flächen; ertragreiche Fischgewässer.

II-III

gelbgrün

kritisch belastet

Gewässerabschnitte, deren Belastung mit organischen sauer stoffzehrenden Stoffen einen kritischen Zustand bewirkt; Fischsterben infolge Sauerstoffmangels möglich; Rückgang der Ar tenzahl bei Makroorganismen; gewisse Arten neigen zu Massenentwicklung; Algen bilden häufi g größere flächendeckende Bestände. Meist noch ertragreiche Fischgewässer. Gewässerabschnitte mit starker organischer, sauerstoffzehren der Verschmutzung und meist niedrigem Sauerstoffgehalt; örtlich Faulschlammablagerungen; flächendeckende Kolonien von fadenförmigen Abwasserbakterien und festsitzenden Wimperntieren übertreffen das Vorkommen von Algen und höheren Pflanzen, nur wenige gegen Sauerstoffmangel unempfindliche tierische Makroorganismen wie Schwämme, Egel, Wasserasseln kommen bisweilen massenhaft vor; geringe Fischerträge; mit periodischen Fischsterben ist zu rechnen. Gewässerabschnitte mit weitgehend eingeschränkten Lebensbedingungen durch sehr starke Verschmutzung mit organischen sauerstoffzehrenden Stoffen, oft durch toxische Einfl üsse verstärkt; zeitweilig totaler Sauerstoffschwund; Trübung durch Abwasserschwebstoffe; ausgedehnte Faulschlammablagerungen, durch rote Zuckmückenlarven oder Schlammröhrenwürmer dicht besiedelt; Rückgang fadenförmiger Abwasserbakterien; Fische nicht auf Dauer und dann nur örtlich begrenzt anzutref fen. Gewässerabschnitte mit übermäßiger Verschmutzung durch organische sauerstoffzehrende Abwässer; Fäulnisprozesse herrschen vor; Sauerstoff über lange Zeit in sehr niedrigen Konzentrationen vorhanden oder gänzlich fehlend; Besiedlung vorwiegend durch Bakterien, Geißeltierchen und freilebende Wimperntierchen; Fische fehlen; bei starker toxischer Belastung biologische Verödung.

III

gelb

stark verschmutzt

III-IV

orange

sehr stark verschmutzt

IV

rot

übermäßig verschmutzt

Quelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

>>

81 <<

4.2.1 Biologische Güte – Fließgewässer
Die biologische Gewässergüte der Fließgewässer der Bundesrepublik Deutschland wird bisher über ein mehrstufiges Beurteilungsraster klassifiziert, welches in erster Linie die Belastung mit organischen, unter Sauerstoffzehrung biologisch abbaubaren Wasserinhaltsstoffen berücksichtigt. Erste Grundlagen für dieses Verfahren wurden von KOLKWITZ und MARSSON 1902 gelegt. Die Einteilung und Darstellung der Gewässergüte beruht beim Saprobiensystem auf der Erfassung von für den Grad der Belastung besonders charakteristischen Organismen bzw. Organismenkombinationen, deren

Auftreten und Häufigkeit in die Berechnung des Saprobienindexes als Bewertungsgrundlage einfließen (hauptsächlich Makrozoobenthos = wirbellose Tiere, die den Gewässerboden besiedeln). Die biologische Gewässergütekarte, die die Ergebnisse der saprobiellen Gewässergüteklassifizierung darstellt, wird seit 1975 alle 5 Jahre von der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) publiziert. In der Gütekarte 1995 wurden dabei erstmals Sondersignaturen eingesetzt, um Gewässerabschnitte zu kennzeichnen, bei denen eine Bewertung über die Saprobieneinstufung durch weitere Beeinträchtigungen behindert oder unmöglich ist (z.B. Salzbelastung, Versauerung, Algenmassenentwicklungen).

Tabelle 4.2.1.2:
Güteklasse I I-II II II-III III III-IV IV

Biologische Güteklassifizierung (Anteil Flusskilometer am Gewässernetz von ca. 30.000 km)
Grad der Belastung
unbelastet bis sehr gering belastet gering belastet mäßig belastet kritisch belastet stark verschmutzt sehr stark verschmutzt übermäßig verschmutzt

1995
0,7 % 3,8 % 42,7 % 43,6 % 7,4 % 1,1 % 0,7 %

2000
0,8 % 6,5 % 57,8 % 31,4 % 2,8 % 0,3 % 0,4 %

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

Abbildung 4.2.1.1:

Biologische Güteklassifikation 1995 und 2000 (Anteil Flusskilometer am Gewässernetz von ca. 30.000 km)

60 50 40 30 20 10 0

I I-II II II-III III III-IV IV

Angabe in % Flusskilometer

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

>>

82 <<

Wie der Vergleich der biologischen Gütekarten seit 1975 zeigt, haben die seit den 70er Jahren verbesserten und intensivierten Abwasserreinigungsmaßnahmen ihren Niederschlag in einer deutlichen Verbesserung der biologischen Gewässergüte gefunden. Der Anteil der Gewässerstrecken, der die angestrebte Güteklasse II und besser aufweist, hat sich von 47 % im Jahr 1995 auf 65 % im Jahr 2000 erhöht. Die Donau weist inzwischen weitgehend die biologische Güteklasse II auf. Eine Verschlechterung im Vergleich zu 1995 von II auf II-III ist zwischen Schmiecha- und Ostrachmündung und im Bereich der Staustufe Straubing zu verzeichnen. Ähnlich wie im Bereich der Staustufe Geisling, trat auch in der Staustufe Straubing nach Erreichen des Vollstaus eine Veränderung der Lebensbedingungen für die Gewässerorganismen und dadurch eine Abnahme der biologischen Güte ein. Nachdem der Rhein in den 70er Jahren streckenweise die biologische Güteklasse IV aufwies, hat er sich bis heute deut lich erholt. So weist der Hochrhein die Güteklasse I - II, ab der Mündung der Wutach die Güteklasse II auf. Bis auf den spürbaren Einfluss eines industriellen Großeinleiters unterhalb von Ludwigshafen (II-III) behält der Rhein bis zur niederländischen Grenze die Güteklasse II bei. Die Ems ist neben Bereichen mit der Güteklasse II auf längeren Abschnitten der Güteklasse II-III, teilweise III, zuzuordnen. Im Unterlauf verschlechtert sich die Gewässergüte auf III-IV, was auf die umfangreichen Baumaßnahmen zur Vertiefung der Ems zurückzuführen ist. Die Weser wird vom Zusammenfluss von Fulda und Werra bis zur Nordsee mit Ausnahme einer Strecke von Höxter bis Holzminden (Güteklasse III) mit Güteklasse II - III bewertet. Trotz der erheblichen Reduzierung der Salzbelastung in den letzten Jahren erschweren die noch erhöhten Chloridkonzentrationen eine Bewertung nach dem Saprobiensystem. Eine zusätzliche deutliche Beeinträchtigung liegt durch Algenmassenentwicklungen in den Stauhaltungen vor. Bei der ersten gesamtdeutschen Gewässergütekarte 1990 musste zur Beschreibung der Elbewasserqualität eine zusätzliche 8. Stufe eingeführt werden, um der teilweise besorgniserregend schlechten Gewässerqualität im Elbeeinzugsgebiet gerecht zu werden. Durch Veränderung von Produktionsprofilen, die Stilllegungen bedeutender Industriebetriebe und den Neubau von Kläranlagen verbesserte sich die Wasserqualität. Die Elbe weist nun von der deutsch/tschechischen Grenze bis zur Mündung der Havel außer einer kurzen Strecke unterhalb von Riesa (IIIII) die Güteklasse II auf. Unterhalb der Havelmündung

bis zur Nordsee wird sie mit Gewässergüteklasse II-III bewertet. Die Oder ist auf dem gesamten deutschen Abschnitt in die biologische Güteklasse II-III eingestuft. Obwohl eine Vielzahl von Fließgewässern heute in weiten Abschnitten die angestrebte Gewässergüteklasse II aufweist, gibt es jedoch erst wenige Flussstrecken, die als unbelastet (Güteklasse I) oder gering belastet (Güteklasse I-II) bezeichnet werden können (s. Tabelle 4.2.1.2). Das Saprobiensystem und damit die bislang praktizierte biologische Gewässergüteklassifikation erfasst Auswirkungen von Stoffen, die den Sauerstoffhaushalt beeinflussen. Die Wirkung von Schadstoffen wie Schwermetalle oder Pestizide sowie die Einflüsse von Eingriffen in die Gewässerstruktur (z.B. Eindeichung von Gewässern, Aufstau, Verbau der Ufer) erfasst das Saprobiensystem hingegen nicht oder nur zum Teil. Mit der WRRL wird sich die ökologische Gewässerbewertung zukünftig auf ein breiteres Spektrum von biologischen Indikatoren stützen und damit eine umfassendere Aussage ermöglichen. Um über mögliche gesundheitliche Risiken durch Krankheitserreger zu informieren, werden die Gewässer regelmäßig auch hinsichtlich des Vorkommens von Bakterien überprüft. Zwingend vorgeschrieben sind solche Untersuchungen für Badegewässer. Hierbei wird auf bestimmte Keime (so genannte Indikatorkeime) untersucht. Es handelt sich dabei um E.coli (Escherichia coli). Dies sind Bakterien, die im Darm von allen Menschen und Säugetieren vorkommen und hier in der Regel harmlos sind. Außerhalb des menschlichen Körpers vermehren sich diese Keime kaum. Deshalb ist ihr Vorkommen in Gewässern ein gut geeigneter Anzeiger für fäkale Verunreinigungen. Dies bedeutet, dass ab Überschreiten des Grenz wertes für E.coli zu vermuten ist, dass auch andere Darmkeime, zum Beispiel bestimmte Krank heitserreger, im Wasser vorhanden sind. Alternativ oder ergänzend werden häufig auch die Gesamtcoliformen Bakterien bestimmt. Aus gegebenem Anlass, z.B. bei einer vermuteten oder bekannten Abwassereinleitung, können weitere mikrobiologische Untersuchungen, z.B. auf Salmonellen (Durchfallerreger), sinnvoll sein. Die Abbildungen 4.2.2.2 zeigen an ausgewählten Messstellen einen typischen Jahresverlauf der Belastung mit E. coli. Zur orientierenden Einschätzung der bakteriellen Belastung sind in den Abbildungen ebenfalls die Werte aus der EG-Badegewässerrichtlinie angegeben, auch wenn es sich bei den dargestellten Messstellen an Elbe, Rhein und Weser nicht um ausgewiesene Badestellen handelt.

/100 ml
10.000 10.000 1.000 1.000
26 .0

/100 ml
100 100 10 10 1 1

/100 ml

10.000

06

1.000

.01

100

10

1

.20

04

Abbildung 4.2.2.2:

06

.02 .20 0

4

Coli faec.

Coli faec.

Coli faec.

06

.03 .20

04

06

.04 .20

04

06

.05 .20

04

06 .06 .20 04

>>

83 <<

06

.07 .20

04

06

ausgezeichnete Qualität

ausgezeichnete Qualität

ausgezeichnete Qualität

.08

Coli faec. 2004 Weser-Hemelingen

Coli faec. 2004 Elbe-Zollenspieker

Coli faec. 2004 Rhein-Karlsruhe

.20

04

06

.09 .20

04

06

.10 .20

04

06

.11 .

20 0

4

gute Qualität

gute Qualität

gute Qualität

06

.12

Bakterielle Belastung ausgewählter Messstellen großer Fließgewässer im Jahresverlauf 2004 (Vergleich mit den Werten der EG-Badegewässerrichtlinie (Entwurf Dezember 2005) für Escherichia coli).

Quelle: Zusammenstellung Umweltbundesamt nach Angaben der Bundesländer

.20

04

4.2 00 4 03 .05 .20 04 10 .05 .20 04 17. 05 .20 04 24 .05 .20 04 31 .05 .20 04 07 .06 .20 04 14 .06 .20 04 21 .06 .20 04 28 .06 .20 04 05 .07 .20 04 12 .07 .20 04 19. 07 .20 04 26 .07 .20 04 02 .08 .20 04 09 .08 .20 04 16 .08 .20 04 23 .08 .20 04 30 .08 .20 04 06 .09 .20 04 13 .09 .20 04

07 .01 .20 0 21 .01 4 .20 04 04 .02 .2 18 004 .02 .20 04 03 .03 .20 0 17. 03 4 .20 04 31 .03 .20 0 14 .04 4 20 28 04 .04 .20 0 12 .05 4 .20 04 26 .05 .20 0 09 .06 4 .20 0 23 .06 4 .20 0 07 .07 4 20 21 04 .07 .20 04 04 .08 .2 18 004 .08 .20 0 01 .09 4 .20 0 15 .09 4 .20 29 04 .09 .20 0 13 .10 4 .20 27 04 .10 .20 04 10 .11 .20 04 24 .11 .20 08 04 .12 .20 04

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84 <<

4.2.2 Biologische Güte – Seen
Die biologische Gewässergüte der Seen der Bundesrepublik Deutschland wird bisher über ein Beurteilungsraster klassifiziert, welches in erster Linie die Belastung mit Nährstoffen berücksichtigt. Erhöhte Nährstofffrachten und -konzentrationen führen zu einer Steigerung der pflanzlichen Biomasseproduktion, insbesondere des

(TP)-Konzentration, Chlorophyll a und Sichttiefe (s. Tab. 4.2.2.1). Die Umsetzung der vorhandenen Nährstoffe in pflanzliche Biomasse hängt aber außer von der Konzentration der Nährstoffe auch von der Seebeckengestalt und -lage und von der Hydrologie des Gewässers ab. So sind tiefe Seen mit stabiler sommerlicher Temperaturschichtung, kleinem Einzugsgebiet und geringem Wasseraustausch natürlicherweise gering produktiv (Refe-

Abbildung 4.2.2.1:

Wahrscheinlichkeitsverteilung der Trophieklassen eines Sees in Abhängigkeit vom Gesamtphosphorgehalt (Jahresmittelwerte) nach Vollenweider

1,0

Wahrscheinlichkeit

ultraoligotroph

oligotroph

mesotroph

eutroph

polytroph und hypertroph

0,5

0,0 10

Gesamtphosphor, μg/l

100

1000
Quelle: Vollenweider 1979

Phytoplanktons. Phosphor spielt dabei 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. 4.2.2.1). Dieses Klassifikationssystem bildet die Grundlage für das Bewertungssystem der Seen in Deutschland, das 1999 von der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) veröffentlicht wurde. Die Trophieeinstufung erfolgt hauptsächlich anhand der Parameter Gesamtphosphor

renzzustand ist oligotroph (= nährstoffarm), während flache, ständig durchmischte Seen zu einer effektiveren Umsetzung von Nährstoffen (höhere Algenproduktion) neigen (Referenzzustand ist eutroph (= nährstoffreich). Das Bewertungssystem der LAWA berücksichtigt dies, indem die Zuweisung einer Güteklasse anhand der Abweichung des tatsächlichen Trophiezustandes vom potenziell natürlichen Trophiezustand – dem Zustand, der sich ohne (weitere) anthropogene Einwirkung einstellen würde – erfolgt. Die Bewertungszahlen spiegeln ein 7- stufiges Bewertungssystem von Stufe 1 (keine Nährstoffbelastung) bis Stufe 7 (übermäßig hohe Nährstoffbelastung) wider (s. Tab. 4.2.2.2).

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Tabelle 4.2.2.1:

Gesamtphosphor- und Chlorophyll a – Konzentration, Sichttiefe und Trophiegrade Beispiel geschichtete Seen
Gesamtphosphorkonzentration Sommer [μg P/l]
≤8 > 8 – 45 > 45 – 107 > 107 – 250 > 250 > 500

Gesamtphosphorkonzentration Frühjahr [μg P/l]
≤ 11 > 11 – 58 > 58 – 132 > 132 – 295 > 295 > 500

Chlorophyll a [μg/l] im Epilimnion
≤ 3,0 > 3,0 – 9,7 > 9,7 – 17 > 17 – 31 > 31 – 56 > 56 – 100 > 100

Sichttiefe [m]

Trophiegrad

≥ 5,88 < 5,88 – 2,40 < 2,40 – 1,53 < 1,53 – 0,98 < 0,98 – 0,63 < 0,63 – 0,40 < 0,40

oligotroph mesotroph schwach eutroph hoch eutroph schwach polytroph hoch polytroph hypertroph

Quelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), 1999

Die Beurteilung zeigt, dass bei fast allen Seen der Ist-Zustand mindestens eine Trophiestufe höher liegt als der Referenzzustand (s. Tab. 4.2.2.3). Die Zusammenstellung zeigt aber auch, dass die Trophiebewertung 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 Seen eigentlich noch in einem instabilen Übergangszustand in ein nährstoffärmeres Stadium befinden. Die von der WRRL geforderte Erfassung eines breiteren Spektrums von biologischen Indikatoren wird zukünftig eine differenziertere und umfassendere Bewertung der Seen ermöglichen.

Tabelle 4.2.2.2:

Bewertung der Trophie von natürlichen Seen – Zuweisung der Güteklassen 1 bis 7
Ist-Zustand
oligotroph 1 mesotroph 2 1 schwach eutroph 3 2 1 hoch eutroph 4 3 2 1 schwach polytroph 5 4 3 3 1 hoch polytroph 6 6 5 5 4 hypertroph 7 7 7 7 7

ReferenzZustand*

oligotroph mesotroph schwach eutroph hoch eutroph schwach polytroph

Quelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), 1999 * hoch polytrophe und hypertrophe Zustände entstehen erst durch menschlichen Einfluss und kommen daher als Referenzzustand nicht vor

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86 <<

Tabelle 4.2.2.3:

Trophiebewertung der zehn größten Seen Deutschlands und einiger weiterer wichtiger Seen 1990 – 2004
Trophie* Referenz 1990 1995
m

See

Ist-Zustand 1996
m e1 m e2 e2*** p1 e1 e1 e1 e2 e1 e1 e1 e1 e1 e1 m m e1 e1 e2 e1 e2 e1 e2 e1 e1 e1 m e1 e2 e1 e1 m m m o p2 p2 p2 m o p2 e1 m o p2 e1 m m m m

1997
m e1 m m

1998
m e1 m m

1999
m e1 m m p1 e2 e1 e2 e1 m m m e1 e1 e1 e1 m o e2 e1

2000
m e1 m m e2 e1 m e2 e1 m m m e2 m p1 e1 m o e2 e1

2001
m e1 m m e2 e2 e1 e1 e1 m m m e1 e1 e1 e1 m o e1 e1

2002
m e2 m m p1 e1 e1 p1 e1 m m m e1 e2 e2 e2 m o e1 e1

2003
m e2 m m e2 e2 m e2 e1 m m m e2 m e2 e2 m o p2 e1

2004
m e2 m m e2 e1 m e2 e1 m m m

Ammersee Arendsee Bodensee Chiemsee Dobersdorfer See Großer Müggelsee Großer Plöner See Kummerower See Laacher See Müritz (Außenmüritz) Müritz (Binnenmüritz) Plauer See Sacrower See Scharmützelsee Schweriner See (Aussensee) Schweriner See (Innensee) Starnberger See Stechlinsee Steinhuder Meer Unterbacher See**

oligotroph mesotroph oligotroph oligotroph mesotroph mesotroph oligotroph mesotroph oligotroph mesotroph mesotroph mesotroph mesotroph mesotroph mesotroph mesotroph oligotroph oligotroph schwach eutroph mesotroph

m

m e2 e2 m

p1 e1

Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der Bundesländer

Es bedeuten: * ** *** nach LAWA 1999; Baggersee, Bewertung nach LAWA 1999 nur bedingt anwendbar; 1991

o: m: e1: e2:

oligotroph, mesotroph, schwach eutroph, hoch eutroph,

p1: p2: h:

schwach polytroph, hoch polytroph, hypertroph

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87 <<

4.2.3 Biologische Güte – Küsten- und Meeresgewässer
Die Bewertung des biologischen Zustands von Übergangsund Küstengewässern ist lange Zeit vernachlässigt worden. Sie beschränkte sich meist auf lokale Eingriffe wie Verklappung von Klärschlamm, Baggergut, Dünnsäure, Bohrgut von Ölplattformen und andere Abfälle. Dabei liegt das Augenmerk auf einem Nachweis möglicher Auswirkungen auf die Meeresumwelt mit dem Ziel, dann derartige Aktivitäten zu beschränken oder zu verbieten. Zwei Aktivitäten werden zukünftig eine wesentlich fundiertere Bewertung des ökologischen Zustands der Meeresumwelt ermöglichen: Im Rahmen der Umsetzung der WRRL ist der ökologische Zustand anhand von biologischen Qualitätskomponenten (Phytoplankton, Makrophyten, Angiospermen, Makrozoobenthos und Fisch (letzteres nicht für Küstengewässer)) ab 2007 zu bewerten. Einzelne Verfahren befinden sich bereits in einer Erprobung. Die regionalen Übereinkommen zum Schutz der Meeresumwelt des Nordostatlantiks (OSPAR-Übereinkommen) und des Ostseegebietes (Helsinki-Übereinkommen) beschäftigen sich seit geraumer Zeit mit der Bewertung des Eutrophierungszustandes dieser Meere. Die entsprechenden Arbeiten bei OSPAR haben zu einem harmonisierten Verfahren geführt. Bei der Helsinki-Kommission (HELCOM) sind parallele Aktivitäten angelaufen. Da die Eutrophierungsbewertung am weitesten entwickelt ist, konzentrieren sich die folgenden Ausführungen auf diesen Aspekt. Eutrophierung ist eine durch menschliche Aktivitäten verursachte Anreicherung des Wassers mit Nährstoffen. Diese bewirkt ein beschleunigtes Wachstum von Algen und höheren Formen pflanzlichen Lebens und führt zu einer unerwünschten Störung der im Wasser befindlichen Lebensgemeinschaften 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. Die Nährsalzeinträge über Flüsse sowie die Atmosphäre sind im vergangenen Jahrhundert erheblich angestiegen. Dadurch erhöhten sich die Nährstoffkonzentrationen in unseren Küstengewässern. Seit den 80er Jahren konnten vermehrt direkte und indirekte Effekte beobachtet werden. Dazu zählen starke Blüten einzelliger Phytoplanktonarten, Grünalgenmatten im Wattenmeer und Sauerstoffmangel in der Deutschen Bucht sowie der Ostsee.

Eutrophierungszustand der Deutschen Bucht und des Wattenmeeres
Innerhalb von 20 Jahren seit Mitte der 70er Jahre hat sich die Biomasseproduktion des Phytoplanktons im niederländischen Wattenmeer verdoppelt bis verdreifacht. Eine ähnliche Entwicklung ist im nordfriesischen Wattenmeer zu beobachten. Die Reduktion vor allem der Phosphateinträge hat noch nicht zu einer erkennbaren Abnahme bei der Algenbiomasse geführt. Aufgrund der größeren Reduktionserfolge bei den Phosphateinträgen hat sich dagegen insgesamt der Stickstoffüberschuss stark erhöht, was zu unerwünschten Verschiebungen in der Zusammensetzung des Phytoplantons führen kann. Die Eutrophierungsbekämpfung im Süßwasser fokussiert meist auf die effiziente Reduktion der Phosphoreinträge als limitierendes Element. Im Hinblick auf Ästuare, Küsten- und Meeresgewässer ist die Vorgehensweise komplizierter (zeitweise P-, zeitweise N-Limitierung, großer N-Überschuss). Eine weitere Reduktion der Phosphateinträge, vor allem aber der Stickstoffeinträge ist unbedingt erforderlich, um die Eutrophierungseffekte deutlich zu verringern und ein natürliches N : P-Verhältnis zu erreichen. Eutrophierung spielt im Meeresschutz eine wichtige 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 Vertragsstaaten harmonisierte Eutrophierungsbewertung, die „Common Procedure for the Identification of the Eutrophication Status of the Maritime Area“ entwickelt. Sie ist gleichzeitig eines der Hauptelemente der OSPAR-Strategie zur Bekämpfung der Eutrophierung, welche das Ziel hat, bis spätestens 2010 eine gesunde Meeresumwelt zu gewährleisten, in der Eutrophierung nicht länger auftritt. Das Ausweisungsverfahren besteht aus einem Satz von Bewertungskriterien, die eine harmonisierte Eutrophierungsbewertung von Meeresgebieten erlauben. Mit Hilfe des Verfahrens wird das OSPAR Konventionsgebiet, also auch Nordsee einschließlich Wattenmeer, in drei Klassen unterteilt: Problemgebiet (PG); Potenzielles Problemgebiet (PPG); Nicht-Problemgebiet (NPG). Die Bewertungskriterien umfassen physiko-chemische und biologische Parameter (siehe Tabelle 4.2.3.1). Im Juni 2003 wurde ein erster zusammenfassender Bericht zum Eutrophierungszustand des OSPAR Konventionsgebietes publiziert. Der Bericht zeigt, dass weite Bereiche der südlichen Nordsee bis zur Südküste Norwegens und Schwedens, aber auch Ästuare und Küstenab-

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schnitte Großbritanniens Eutrophierungsproblemgebiete darstellen (siehe Abb. 4.2.3.1). Für diese Gebiete sind nun Minderungsmaßnahmen zu ergreifen, um sie bis 2010 in Nicht-Problemgebiete zu überführen. Im deutschen Nordseebereich ist vor allem das Küstenmeer eutrophiert. Hauptgrund sind Nährsalzeinträge 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 Nord-

see und atmosphärische Stickstoffeinträge. Mit zunehmender Verdünnung zur Hohen See hin nehmen die Eutrophierungsprobleme ab; die äußere Deutsche Bucht wurde folglich als Nicht-Problemgebiet eingestuft (vgl. Abb. 4.2.3.2). Das Wattenmeer wurde von den Anrainerstaaten Dänemark, Deutschland und Niederlande im Jahre 2003 gleichfalls als eutrophiert eingestuft. Es wurden zwar einige Verbesserungen im Vergleich zu früheren Untersuchungen festgestellt; das übergeordnete Qualitätsziel für das Wattenmeer, dass keine Eutrophierung mehr auftritt, ist jedoch noch nicht erreicht.

Tabelle 4.2.3.1:
Kategorie I

Kriterien zur Bewertung physiko-chemischer und biologischer Parameter
Bewertungsparameter Grad der Nährstoffanreicherung
1 Flusseinträge und direkte Einträge Erhöhte Einträge und/oder steigende Trends (im Vergleich zu früheren Jahren) Winter DIN- und/oder DIP Konzentrationen Erhöhte Gehalte (definiert als Konzentration > 50 % über salzgehaltsnormierter und/oder regionalspezifischer Hintergrundkonzentration) Erhöhtes Winter N/P Verhältnis (Redfield N/P = 16) Erhöht im Vergleich zum natürlichen Redfield Verhältnis (> 50 % Abweichung: > 25)

2

3

II

Direkte Effekte der Nährstoffanreicherung (in der Wachstumsperiode)
1 Maximale und mittlere Chlorophyll a Konzentration Erhöhte Gehalte (definiert als Konzentration > 50 % über regionalen (z.B. offene See) oder historischen Hintergrundkonzentrationen) Regional-/Gebietsspezifische Phytoplankton-Indikatorarten Erhöhte Dichten (und erhöhte Blütendauer) Makrophyten einschließlich Makroalgen (regional spezifisch) Verschiebungen von langlebigen zu kurzlebigen (störenden) Arten (z.B. Ulva)

2

3

III

Indirekte Effekte der Nährstoffanreicherung (in der Wachstumsperiode)
1 Grad der Sauerstoffverarmung Herabgesetzte Gehalte (< 2mg/l: akut toxisch, 2 - 6 mg/l: Sauerstoffarmut) Veränderungen/Absterben bei Zoobenthos und Fischen Absterben (verursacht durch Sauerstoffmangel und/oder giftige Algen) Langzeitveränderungen in Zoobenthos (Biomasse und/oder Artenzusammensetzung) Organischer Kohlenstoff/organische Substanz Erhöhte Gehalte (in Relation zu Sauerstoffmangel, relevant in Sedimentationsgebieten)

2

3

IV

Andere mögliche Effekte der Nährstoffanreicherung (in der Wachstumsperiode)
1 Algentoxine (DSP/PSP-Auftreten in Muscheln) Vorkommen (Phytoplankton Indikatorarten)

Quelle: Umweltbundesamt 2005
DIN = Dissolved inorganic nitrogen (gelöster anorganischer Stickstoff) DIP = Dissolved inorganic phosphat (gelöste anorganische Phosphorverbindungen) DSP = Diarrhetic Shellfi sh Poisoning (diarrhöische Muschelvergiftung beim Menschen) PSP = Paralytic Shellfi sh Poisoning (paralytische Muschelvergiftung beim Menschen)

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Abbildung 4.2.3.1:

Eutrophierungszustand der südlichen Nordsee und Englischer Kanal

Dänemark

England Niederlande Deutschland Belgien

Frankreich

Problemgebiet Potenzielles Problemgebiet

Quelle: OSPAR 03/5/2-Add.1, 2003; Stand 2003

Abbildung 4.2.3.2:

Eutrophierungszustand der Deutschen Bucht
PG = Problemgebiet durch Eutrophierung NPG = Nicht-Problemgebiet Als Grenze des Küstenwassers wurde von OSPAR ein Salzgehalt von 34,5 definiert.
56,0° N

NPG
55,5° N
> 34,5

55,0° N

Wattenmeer

PG
54,5° N
< 34,5 Küstenwasser

54,0° N

34,5 Winter 34,5 Sommer Ems

Elbe Weser

53,5° N

53,0° N 3° E 4° E 5° E 6° E 7° E 8° E 9° E

Quelle: Umweltbundesamt nach van Beusekom et al. 2001 und Brockmann et al. 2002; Stand 2003

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Trotz der teilweise erheblich verringerten Nährsalzeinträge in die Deutsche Bucht (besonders bei Phosphat) kann hinsichtlich ihrer ökologischen Auswirkungen noch keine Entwarnung gegeben werden. Die weitere Reduktion der Nährstoffeinträge ist vorrangiges Ziel und vor allem im Hinblick auf Stickstoff zu verstärken. Langzeituntersuchungen von Nährstoffen und Plankton in der Deutschen Bucht (Station Helgoland Reede) werden von der Biologischen Anstalt Helgoland (BAH, jetzt zum Alfred-Wegener-Institut gehörend) seit 1962 durchgeführt. Die Untersuchungsergebnisse zeigen, dass die Phosphat-Eutrophierung in der Deutschen Bucht schon in den 60er Jahren begann (siehe Abb. 4.2.3.3), u. a. nachdem phosphathaltige Waschmittel in größerem Maße eingesetzt wurden. Bis Mitte der 70er Jahre hatten sich die winterlichen Phosphat-Konzentrationen bei Helgoland im Jahresmittel stark erhöht. Sie blieben für etwa ein Jahrzehnt auf diesem Niveau und sanken danach wieder ab, eine Folge der Maßnahmen zur Phosphat-Reduzierung wie der Einführung phosphatfreier Waschmittel

Von 1989 bis 1991 sanken sie wieder (siehe Abb. 4.2.3.3). In den beiden anschließenden Jahren erfolgte ein Anstieg, der 1994 den höchsten Wert für den gesamten Beobachtungszeitraum aufwies. Danach fielen die winterlichen Monatsmittel für Nitrat bis 1996 stark ab und pendeln seither zwischen etwa 20 und 35 μmol/ l. Die Sommerwerte für Nitrat zeigen einen vergleichbaren Verlauf auf niedrigerem Niveau. Im Gegensatz zum zeitlichen Verlauf der Phosphatkonzentrationen seit 1962 wird deutlich, dass die Maßnahmen zur Reduzierung der Stickstoffeinträge in die Gewässer, vor allem aus der Landwirtschaft bislang nicht ausreichend waren. Zu berücksichtigen ist, dass es mehrere Jahre dauert, bis Eintragsminderungen an der Quelle sich im Meer auswirken. Im ersten Qualitätszustandsbericht für die Nordsee wurde festgestellt, dass sich für die Nordsee insgesamt kein eindeutiger allgemeiner zeitlicher Trend hinsichtlich der Entwicklung der Nährsalz-Konzentrationen nachweisen lässt, wohl aber auf regionaler Ebene. So

Abbildung 4.2.3.3:

Nährstoffkonzentrationen Winter- und Sommermonate Helgoland Reede

Helgoland Reede Wintermonate Januar - März Nährstoffkonzentration
2.0

Helgoland Reede Sommermonate Juni - August Nährstoffkonzentration
2.0

μmol/l
60 1.5

μmol/l

μmol/l
60 1.5

μmol/l

40
NO3 PO3

40 1.0
NO3

1.0

20 0.5

20 0.5

0 1965 1970 1975 1980 1985 1990 1995 2000

0.0

0 1965 1970 1975 1980 1985 1990 1995 2000

0.0

Mittelwert Nitrat Mittelwert Phosphat 95% Konfidenzintervall der Mittelwerte

Datenquelle: BAH/AWI MUDAB (Meeresumwelt-Datenbank) UBA-UMPLIS/BSH erstellt am 30.07.2004 16:10

Mittelwert Nitrat Mittelwert Phosphat 95% Konfidenzintervall der Mittelwerte

Datenquelle: BAH/AWI MUDAB (Meeresumwelt-Datenbank) UBA-UMPLIS/BSH erstellt am 30.07.2004 16:10

Quelle: Biologische Anstalt Helgoland

und dem Einbau von Phosphateliminationsanlagen in industriellen und kommunalen Kläranlagen. Die Sommerwerte für Phosphat zeigen einen vergleichbaren Verlauf auf niedrigerem Niveau, da in der Wachstumsperiode der Algen Nährsalze in die Zellen aufgenommen werden und somit in der Wassersäule in geringen Konzentrationen vorliegen. Die Nitrat-Eutrophierung verlief davon abweichend: Ein deutlicher Anstieg der winterlichen Nitrat-Konzentrationen war erst in den 80er Jahren zu beobachten. Sie verdoppelten sich im Jahresmittel innerhalb von 10 Jahren.

zeigte sich, dass für dänische Gewässer und die Deutsche Bucht einschließlich des Wattenmeeres eine signifikante Abnahme der Nährsalzeinträge und Konzentrationen (vor allem für Phosphat) feststellbar ist. Die ungleiche Entwicklung der Stickstoff- und Phosphor-Eutrophierung führt zu Verschiebungen im N : PVerhältnis, welches unter Umständen wichtiger für das Phytoplankton sein kann als die absoluten Nährstoffkonzentrationen. Seit 1980 ist der Stickstoffüberschuss stark angestiegen und liegt erheblich über dem in ozeanischen Phytoplanktonzellen natürlicherseits vorhandenen Ver-

PO4

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Abbildung 4.2.3.4:

Nährstoffverhältnisse Helgoland Reede

Helgoland Reede
1.000

Nährstoffverhältnis Nitrat/Phosphat

(gebildet aus μmol/l)

1.000

800

800

600

600

400

400

200

200

0.0 1965 1970 1975 1980 1985 1990 1995 2000 Monatsmittelwerte (NO3/PO4)
Datenquelle: BAH/AWI MUDAB (Meeresumwelt-Datenbank) UBA-UMPLIS/BSH, erstellt am 30.07.2004 16:10

0.0

Quelle: Biologische Anstalt Helgoland

hältnis von 16:1 (Redfield-Ratio). Seit 1988 wird beobachtet, dass der Stickstoffüberschuss auch im Sommer andauert. In früheren Jahren sank das N : P-Verhältnis im Sommer durch die schnellere Remineralisation des Phosphors stets unter 16 (Phosphor überschuss). Heute ist nicht nur im Winter ein größerer Stickstoffüberschuss (N : P < 100) die Regel, sondern zusätzlich noch im Sommer registrierbar (siehe Abb. 4.2.3.4). Im kontinentalen Küstenstreifen der Nordsee lässt sich folglich im Sommer ein großer Stick stoffüberschuss ermitteln. Berechnungen für den Qualitätszustandsbericht für die Nordsee ergaben einen Überschuss in der Größenordnung von 300 000 t. Dieser Überschuss hat Auswirkungen auf das Artenspektrum des Phytoplanktons, weil einige Algenarten (z.B. Phaeocystis globosa) in der Lage sind, bei Stickstoffüberschuss und Phosphatmangel organisch gebundenen Phosphor zu nutzen und damit gegenüber anderen Arten einen Vorteil erlangen. Die Zusammensetzung des Phytoplanktons ist sehr variabel. Die Phytoplankton-Bestände (Biomasse gemessen als organischer Kohlenstoff) sind an der Station Helgo-

land-Reede in der jeweiligen Vegetationsperiode (März bis September) seit 1962 um etwa das Dreifache angestiegen. Eine Zunahme der Diatomeen-Bestände erfolgte jedoch nicht. Seit den 70er Jahren nahmen die Flagellaten (definiert als Phytoplankton außer Kieselalgen) stark zu. Neben den Dinoflagellaten-Blüten traten besonders die kleinen, nackten Flagellaten häufiger auf. Die Frühjahrsblüten werden durch kälteliebende Kieselalgen bestimmt. Nach warmen Wintern, wie im Jahre 2000, ist Coscinodiscus wailesii dominante Art im frühen Frühjahr. Diese Alge kann dann die Biomasse in der gesamten Deutschen Bucht prägen. Nach den Kieselalgenblüten im Frühjahr nehmen Flagellaten eine zunehmend wichtige Rolle in der weiteren Sukzession der Algenblüten ein. Auch der eingeschleppte potenziell toxische Flagellat Chattonella sp. kann sehr hohe Zellzahlen erreichen. Ein Vertreter dieser Gattung (Chattonella cf. verruculosa) führte Ende der 90er Jahre in der nördlichen Nordsee zu Fischsterben. Auch bei Sylt und Helgoland konnte diese Art im Mai 2000 nachgewiesen werden; Auswirkungen auf den Fischbestand wurden nicht beobachtet.

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Bei Norderney sind Blüten der Schleimkugel- oder „Schaumalge“ Phaeocystis globosa besonders auffällig (siehe Abb. 4.2.3.5). Fast alljährlich wurde eine intensive Frühjahrsblüte dieser Alge beobachtet. Phaeocystis globosa konnte über 99 % der Anzahl aller im Wasser vorhandenen Phy toplanktonalgen stellen. Von 1982 bis 1993 wurden immer höhere Zelldichten bei der Frühjahrsblüte registriert. 1996 und 1997 blieben die für April/Mai zu erwartenden Frühjahrsblüten dieser Alge bei Norderney aus. Im Jahr 2004 konnte wieder ein ausgeprägtes Frühjahrsmaximum beobachtet werden. Im Zeitraum 1999 – 2003 traten im niedersächsischen Wattenmeer wiederholt höhere Zelldichten potenziell toxischer Dinophysis-Arten auf. Sie bilden das Gift DSP, welches beim Menschen Durchfall und Erbrechen verursachen kann. Die Aufnahme erfolgt durch mensch lichen Genuss von Miesmuscheln, die dieses Toxin nach Fraß von Dinophysis anreichern können. Bei Überschreitung der DSP-Grenzwerte in Muschelweichkörpern wird die Vermarktung von Miesmuscheln in Deutschland eingestellt. Das erfolgte im Untersuchungszeit raum einige Male. Makroskopisch sichtbare grüne Großalgen waren im Wattenmeer quantitativ unbedeutend bis sie vor rund zwanzig Jahren erstmalig großflächig auftraten. Zehn Jahre später erfolgte eine bis dahin nicht beobachtete Massenentwicklung mit hohen Bedeckungsgraden der Wattflächen. Dieses Phänomen wiederholte sich in den nächsten drei Sommern und das Grünalgenaufkommen blieb auch in den Folgejahren vergleichsweise hoch. Den

Wattboden bedeckende Grünalgenteppiche (siehe Abb. 4.2.3.6) sind als Ausdruck fortschreitender Eutrophierung zu werten. Sie beeinträchtigen die Wattbodenfauna und Seegraswiesen des Gezeitenbereiches. Die überlagerten Bodenbewohner sterben durch Sauerstoffmangel oder dadurch eventuell bedingte Sulfidvergiftung. Das Auftreten von Grünalgenmatten hat die sommerliche Wattlandschaft augenfällig verändert. Als eine Ursache werden erhöhte Nährstoffeinträge und Nährsalzdepots in den Wattsedimenten gesehen. Im schleswig-holsteinischen Wattenmeer ist die Entwicklung der Grünalgen nach einer maximalen Ausdehnung von 1990 bis 1992 mit Bewuchs auf bis zu 20 % der Wattflächen momentan rückläufig. Seit 1994 ist ein Abklingen der Massenvermehrung deutlich. Insgesamt ist der Bewuchs 2003 auf unter 20 km2 (etwa 1,7 % der Wattflächen) zurückgegangen. Für das Jahr 2004 wurden noch niedrigere Vorkommen registriert. Im niedersächsischen Wattenmeer wurde Ende der 1980er Jahre ein Massenvorkommen von Makroalgen auf den trockenfallenden Wattflächen beobachtet. Die Ausdehnung der Grünalgen erreichte 1991 ihr bisheriges Maximum mit einer Flächenbedeckung von 187 km2. Dies entspricht ungefähr 15 % der gesamten Wattflächen Niedersachsens. Von 1991 bis 1995 nahm die Flächenbedeckung kontinuierlich auf 30 km2 ab und verblieb bis 1998 unter 50 km2. Das entspricht einer prozentualen Bedeckung von unter 5 %. Ab 1999 ist wieder eine Zunahme zu beobachten, die sich in den 2000er Jahren um 100 km2 (etwa 8 % Bedeckung) bewegt.

Abbildung 4.2.3.5:

„Schaumalgen“ am Spiekerooger Strand

Quelle: Umweltbundesamt

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Abbildung 4.2.3.6:

Grünalgen im Gezeitenbereich

Quelle: Umweltbundesamt

Abbildung 4.2.3.7:

Grüner Sand im Cuxhavener Watt

Quelle: Umweltbundesamt

Bei der seit 1988 durchgeführten Luftüberwachung des niedersächsischen Wattenmeeres fielen erstmals 1999 deutlich grün gefärbte Wattflächen auf. Die Grünfärbung war vom Spätfrühling (Mai) bis Herbst (November) zu beobachten und veränderte die sommerliche Strandund Wattlandschaft in diesen Monaten auffällig. Beprobungen ergaben, dass die Grünfärbung durch einzellige Flagellaten wie Euglena viridis var. maritima hervorgerufen wird. Im niedersächsischen Wattenmeer ist die Entwicklung der „grünen Sände“ (siehe Abb. 4.2.3.7) von einer anfäng-

lichen Bedeckung von 11 km2 im Jahr 2000 auf knapp 60 km2 (ca. 4 % der trockenfallenden Wattflächen) im Jahr 2002 angestiegen. Die Luftüberwachung 2003 ergab eine leicht rück läufige Bedeckung von 41 km2 (ca. 3 % der Wattflächen). Das größte Vorkommen trat in jedem Jahr im Bereich Weser/Jade und Scharhörn/Neuwerk auf, während es in westlicher Richtung abnahm. Hierbei kamen die Einzeller häufig in sandigen Gebieten und/oder entlang von Prielrändern vor.

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Abbildung 4.2.3.8:
56,0° N

Sauerstoffmangelgebiete in der Deutschen Bucht

NPG
55,5° N

Klassifizierung der deutschen Hoheitsgewässer und der ausschließlichen Wirtschaftszone in: PG = Problemgebiete durch Eutrophierung NPG = Nicht-Problemgebiete

55,0° N
seit 1981 gelegentlich beobachteter Sauerstoffmangel im bodennahen Wasser

54,5° N

PG
= 1981 – 1983: < 2,0 mg/l = 1989, 1994: <4,0 mg/l

54,0° N

53,5° N

= 2000, 2001, 2003: <6,0 mg/l

53,0° N 3° E 4° E 5° E 6° E 7° E 8° E 9° E

Quelle: Umweltbundesamt 2006

Sauerstoffmangel in der Deutschen Bucht
Auftreten von Sauerstoffmangel im Meer kann natürliche oder anthropogene Ursachen haben. Es wird als sekundärer Effekt von Eutrophierung interpretiert. Sauerstoff wird durch mikrobielle Abbauprozesse organischer Substanz verbraucht. Diese Sauerstoffzehrung kann bis zum vollständigen Verschwinden des Sauerstoffs aus dem Wasserkörper und dem Auftreten des Zellgiftes Schwefelwasserstoff führen. Seit Beginn der 80er Jahre wurde im Sommer in der Deutschen Bucht wiederholt Sauerstoffmangel in den bodennahen Wasserschichten beobachtet (siehe Abb. 4.2.3.8). Das Auftreten dieses großflächigen Phänomens folgte ungewöhnlichen Blüten des Phytoplanktons im Frühjahr. Aus deren mikrobiellem Abbau im weiteren Jahresverlauf resultieren hohe organische Frachten, die unter bestimmten hydrografischen wie meteorologischen Bedingungen (geschichteter Wasserkörper) in Bodennähe zur steten Zehrung des Sauerstoffs führen können. Je nach Ausmaß des Sauerstoffmangels werden die Bodenbewohner mehr oder weniger geschädigt. Angepasste, robuste opportunistische Arten überstehen diese Situation besser 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.

Eutrophierung der Ostsee
In den Küstengewässern Mecklenburg-Vorpommerns ist die räumliche Verteilung der Nährsalze oftmals durch ausgeprägte horizontale Gradienten geprägt. Vor allem in den inneren Küstengewässern, die durch Flusswasser mit hohen Nährsalzgehalten gespeist sind, sind die Konzentrationen um ein Vielfaches höher als in den vorgelagerten äußeren Küstengewässern. Diese Unterschiede sind umso größer, je höher der jeweilige Zustrom von Flusswasser, verbunden mit dem Nährsalzeintrag, in die Küstengewässer ist. Im Jahreszyklus treten ausgeprägte Schwankungen in den Nährsalzkonzentrationen auf. In den höher belasteten inneren Küstengewässern treten durch den direkten Zustrom aus den Flüssen und von landwirtschaftlichen Flächen sowie durch Resuspensionsprozesse aus den Sedimenten saisonal mehrere Nährstoffmaxima auf. In den äußeren Küstengewässern werden die höchsten Gehalte in den Wintermonaten, also zur Zeit des geringsten Phytoplankton-Aufkommens, gemessen. Generell ist in den Frühjahrs- und Sommermonaten bis zum Herbst ein nahezu vollständiger Verbrauch der angebotenen gelösten Nährsalze durch das Phytoplankton zu verzeichnen. Ein bekannter Effekt der Eutrophierung ist erhöhtes Algenwachstum verbunden mit den bereits geschilderten

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möglichen negativen Auswirkungen auf das Ökosystem. Trenduntersuchungen seit 1979 zeigen für die Ostsee eine deutliche Zunahme von Dinoflagellaten und eine Abnahme der Diatomeen (Kieselalgen). In den Küstengewässern Schleswig-Holsteins und Mecklenburg-Vorpommerns kommt es wie vor der dänischen Küste in jedem Jahr zu Sauerstoffdefiziten in Sommer und Herbst. Die Witterungs- und Strömungsbedingungen führen zu einer äußerst stabilen thermohalinen Schichtung, die über längere Zeiträume Bestand haben kann. Mikrobieller Abbau organischen Materials (z.B. Phytoplankton) führt am Meeresboden zu fortschreitender Sauerstoff verarmung. Sommer und Herbst 2002 stellten hinsichtlich dieser Prozesse eine Extremsituation dar. Starker Sonnenschein und schwache Winde führten zu einer ausgeprägten Schichtung des Wasserkörpers bis in den September. Angetrieben durch verstärkte Nährstoffeinträge in Folge hoher Niederschlagsmengen im Winter und Frühjahr kam es im September in weiten Teilen der westlichen Ostsee vor der dänischen und schleswig-holsteinischen Küste zu extremem Sauerstoffmangel in Bodennähe, verbreitet sogar zum Auftreten von Schwefelwasserstoff. Die westliche Küste MecklenburgVorpommerns war auch betroffen. Die inneren Gewässer Schleswig-Holsteins waren im bodennahen Bereich unterhalb von 15 Metern Wassertiefe praktisch sauerstofffrei. Schwefelwasserstoff war dort noch im Oktober 2002 anzutreffen. Selbst im November waren die Sauerstoffgehalte im Tiefenwasser der Flensburger Förde mit 0,2 – 1,5 mg/ l extrem niedrig für diese Jahreszeit. In der Wismarer Bucht traten im Zeitraum 2000 – 2002 Sauerstoffdefizite zwischen 5 mg/l (relativ moderat) und 2 – 3 mg/l auf. Vergleichbare Verhältnisse waren auch in der Vergangen heit zu beobachten. Zunehmende Sauerstoffverarmung mit Sauerstoffgehalten unter 4 mg/ l ist für Fische kritisch zu bewerten und führt zu Fluchtreaktionen. Für die Bodenbewohner sind Werte kleiner als 2 mg/ l nicht mehr tolerabel. Bei vollständigem Verbrauch des Sauerstoffs produzieren Schwefelbakterien das Zellgift Schwefelwasserstoff, und dies kann zu großflächigem Absterben des Makrozoobenthos führen. Von Juli bis November wurden in diesen drei Jahren kritische Sauerstoffgehalte unter 4 oder sogar 2 mg/ l beobachtet. Das Makrozoobenthos der deutschen Ostseeküste wird dominiert durch Meeresborstenwürmer, Muscheln und Schnecken. Muscheln dominieren die Biomasse der Benthosbewohner. Die ausgeprägte Sauerstoffmangelsituation im Jahr 2002 führte in der Mecklenburger Bucht zu großflächigem Absterben der Bodenbewohner. In Wassertiefen größer als 20 m überlebten nur wenige sehr robuste Arten. Seit 1999 ist eine Verschlechterung

der Lebensbedingungen für die Bodenlebensgemeinschaften in der westlichen Ostsee festzustellen, die sich u.a. in einem Rückgang der Anzahl der in den Bodenproben aufgefundenen Arten zeigt. Im Rahmen des Helsinki-Übereinkommens über den Schutz des Ostseegebietes wurde seit Herbst 2004 ein internationales Projekt zur Eutrophierung vom dänischen Institut DHI (Dansk Hydraulisk Institut) durchgeführt und mittlerweile abgeschlossen. Ziel war die Anpassung einer Pan-Europäischen Methode zur Eutrophierungsbewertung, die im Rahmen der Umsetzung der WRRL entwickelt wurde, an die Gegebenheiten der Ost see. Die Vertragsstaaten haben 42 Pilotgebiete mit Hilfe der Methode bewertet. 40 Pilotgebiete (Küstengebiete und offene Ostseebeckenareale) wurden als eutrophiert eingestuft, 2 Gebiete sind als „potenzielle Problemgebiete“ anzusprechen (Bottnischer Meerbusen und Bottnische See).

4.3

Hydromorphologische Güte

4.3.1 Hydromorphologische Güte – Fließgewässer
Vom Menschen unbeeinflusste Fließgewässer 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 entwickeln 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 entspricht der hydromorphologischen Güte eines Gewässers, welche durch • das Abflussgeschehen, • den Feststoffhaushalt und • die Gewässermorphologie bzw. -struktur charakterisiert wird. Diese hydromorphologischen Komponenten und ihr Wirkungsgefüge sind heute größtenteils gestört. Die Folge ist, dass sich der Lebensraum für die aquatischen Lebensgemeinschaften verändert hat, was sich auf die biologische Güte der betroffenen Gewässer auswirkt. Das natürliche Abflussgeschehen in unseren Fließgewässern wird auf vielfältige Weise durch Wasserentnahmen und -ausleitungen, Wasserspeicherung, Regenentwäs-

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serung und Gewässerausbauten, wie Begradigung und Eindeichung beeinflusst. Die sich hieraus ergebenden Änderungen der Abflusshöhe und -dynamik führen ihrerseits zu nachfolgenden 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 Niedrig wasserabflusses in Trockenperioden oder durch die Wasserausleitung und -entnahme in bestimmten Flussabschnitten. Anderseits führt die rasche Niederschlagsableitung aus der Fläche über Entwässerungsgräben und Drainagen und durch die Flächenversiegelung in Kombination mit Eindeichung, Begradigung und dem Entzug von Retentionsraum zu einer Beschleunigung von Hochwasserwellen und zur Erhöhung der Abflussscheitel. Das Abflussgeschehen bestimmt im Wesentlichen die Dynamik des Feststofftransportes, der die Ausprägung von fließgewässertypischen Strukturen und Habitaten bedingt, wie beispielsweise Sand- und Kiesbänke oder Steilufer. Der Feststoffhaushalt eines Fließgewässers wird durch die Art und die Menge des mitgeführten Materials und durch das Wechselspiel von Erosion, Transport und Sedimentation charakterisiert. Er steht in engem Zusammenhang mit den naturräumlichen Bedingungen im Einzugsgebiet eines Fließgewässers. Hydrologische Veränderungen, Unterbrechungen des Fließgewässerkontinuums oder Eingriffe in die Gewässerstruktur haben den Feststoffhaushalt im Hinblick auf eine ausgewogene Balance zwischen Geschiebeaufnahme, -umlagerung und -ablagerung gestört und die Dynamik des Feststofftransportprozesses beeinflusst. Dies äußert sich darin, dass die landschaftsprägende Umlagerung von Sand, Kies und Geröll in Stauhaltungen und Wasserentnahmestrecken teilweise zum Erliegen kommt und typische Gewässerbettstrukturen verschwinden. Auf der anderen Seite bedingen der Feststoffrückhalt in Stauräumen und die Unterbindung der Seitenerosion durch die wasserbauliche Festlegung der Flussläufe ein Defizit an gröberem Material. Der Fluss kann dieses Defizit an Feststoffen nur durch eine Materialaufnahme aus der Sohle ausgleichen, wodurch er sich streckenweise verstärkt in die Tiefe eingräbt. In Folge derartiger Eingriffe fand beispielsweise an Rhein, Isar und Elbe eine zumindest partielle Tiefenerosion um 7 m, 8 m bzw. 1,7 m statt, wobei der Trend zur weiteren Eintiefung anhält. In der Folge ufert der Fluss seltener aus und der Grundwasserspiegel in den begleitenden Auen sinkt, womit eine weitgehende Entkopplung der ökosystemaren Zusammenhänge zwischen Fluss und Aue einhergeht. Die Beeinflussung des Abflussgeschehens und des Feststoffhaushalts der Fließgewässer hat neben den direkten baulichen Eingriffen einen entscheidenden Einfluss auf

die Ausprägung der Gewässermorphologie bzw. -struktur. 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 Ausprägung der Gewässermorphologie oder -struktur wird maßgeblich durch das Abflussgeschehen und den Feststoffhaushalt bestimmt. Die Gestalt des Gewässerbetts und seines Umfelds wird zudem direkt durch verschiedene wasserbauliche Eingriffe wie Eindeichung, Begradigung, Aufstau oder Uferverbau verändert. Die Ermittlung des Zustandes der Gewässerstruktur ist ein Bewertungsvorgang, der im Ergebnis den Grad der Abweichung der gegenwärtigen Ausprägung der Gewässerstruktur von einem potenziell natürlichen Zustand klassifiziert. Der potenziell natürliche Zustand entspricht dem Zustand, der sich unter Beibehaltung irreversibler Veränderungen (z. B. Verlandung von Seen, Auelehmbildung aufgrund von Abholzungen im Einzugsgebiet) einstellen würde, wenn künstliche Einbauten entnommen, Gewässerunterhaltung und Nutzung aufgelassen würden und der Fluss sich wieder eigendynamisch entwickeln könnte. Dieser potenziell natürliche Zustand entspricht den hydromorphologischen Referenzbedingungen für die Einstufung in den ökologischen Zustand nach EG-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL). Die Gewässerstrukturgüte ist das Maß für die Abweichung vom potenziell natürlichen Zustand, wie sie in Deutschland vor Inkrafttreten der WRRL entwickelt wurde. Die Einstufung in Strukturgüteklassen erfolgt analog der biologischen Güteeinteilung mit einer 7stufigen Skala (s. Tab. 4.3.1.1). 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. Die hydromorphologische Degradation der Gewässer wird bei der Einstufung in den ökologischen Zustand nach WRRL demgegenüber nicht direkt über Strukturmerkmale, sondern indirekt über den biologischen Zustand erfasst und bewertet. Die Bewertung der Gewässerstruktur erfolgt an kleinen bis mittelgroßen Fließgewässern mit Hilfe des Übersichtsverfahrens oder des Vor-Ort-Verfahrens. Letzteres ist für die Einstufung mittelgroßer bis großer Fließgewässer weiterentwickelt worden. 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 (s. Tab. 4.3.1.2). Diese Parameter stellen besonders bewertungsrelevante Strukturelemente eines Fließge-

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Tabelle 4.3.1.1:
Klasse

Gewässerstrukturklassen
Grad der Veränderung Kurze Beschreibung

1

unverändert

Die Gewässerstruktur entspricht dem potentiell natürlichen Zustand.

2

gering verändert

Die Gewässerstruktur ist durch einzelne, kleinräumige Eingriffe nur gering beeinflusst.

3

mäßig verändert

Die Gewässerstruktur ist durch mehrere kleinräumige Eingriffe nur mäßig beeinflusst.

4

deutlich verändert

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 verschiedene Eingriffe z. B. in die Linienführung, durch Uferverbau, Querbauwerke, Stauregulierung, Anlagen zum Hochwasserschutz und/ oder durch die Nutzung in der Aue beeinträchtigt. Die Gewässerstruktur ist durch verschiedene Eingriffe z. B. in die Linienführung, durch Uferverbau, Querbauwerke, Stauregulierung, Anlagen zum Hochwasserschutz und/ oder durch die Nutzung in der Aue stark beeinträchtigt. Die Gewässerstruktur ist durch verschiedene Eingriffe in die Linienführung, durch Uferverbau, Querbauwerke, Stauregulierung, Anlagen zum Hochwasserschutz und/ oder durch die Nutzung in der Aue vollständig verändert.

5

stark verändert

6

sehr stark verändert

7

vollständig verändert

Quelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

wässers 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 Laufent-

wicklung über den Parameter der „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.

Tabelle 4.3.1.2:

Einzelparameter und Aggregationsebenen nach dem Vor-Ort-Verfahren für kleine und mittelgroße Fließgewässer
Hauptparameter funktionale Einheit Krümmung Laufentwicklung Beweglichkeit natürliche Längsprofilelemente Krümmungserosion, Profiltiefe, Uferverbau Querbänke, Strömungsdiversität, Tiefenvarianz Querbauwerke, Verrohrungen, Durchlässe, Rückstau Substrattyp, Substratdiversität, besondere Sohlstrukturen Sohlverbau Profiltiefe Breitenerosion, Breitenvarianz Profilform besondere Uferstrukturen Uferbewuchs Uferverbau Gewässerrandstreifen Flächennutzung, sonstige Umfeldstrukturen Einzelparameter Laufkrümmung, Längsbänke, besondere Laufstrukturen

Bereich

Sohle

Längsprofil antrophogene Wanderbarrieren Art und Verteilung der Substrate Sohlensttruktur Sohlverbau Profiltiefe Querprofil Breitenentwicklung Profilform

GESAMTBERWERTUNG

Ufer naturraumtypische Ausprägung Uferstruktur naturraumtypischer Bewuchs Uferverbau Gewässerrandstreifen Land Gewässerumfeld Vorland

Quelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

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Die im Dezember 2002 erstmalig herausgegebene Gewässerstrukturkarte gibt einen Überblick über den morphologischen Zustand der Gewässer in Deutschland (s. Abb. 4.3.1.2). Von den kartierten Gewässerstrecken (ca. 33.000 km) sind demnach nur noch 21 % als „mäßig verändert“ bis „unverändert“ einzustufen (Güteklasse 3 und besser). Demgegenüber müssen 33 % aller aufgenommenen Gewässerabschnitte als „sehr stark“ oder „vollständig verändert“ bezeichnet werden (Güteklasse 6 und 7). In Abhängigkeit von der Gewässergröße, dem Nutzungsdruck und den naturräumlichen Verhältnissen lassen sich allgemeine Aussagen zu dem gewässermorphologischen Zustand der Fließgewässer treffen. 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 (s. Abb. 4.3.1.1). Ems, Donau, Oder und Weser werden auf 50 % ihrer Lauflänge den Strukturklassen 6 und 7 zugeordnet. Die intensive Nutzung des Rheins und seines Umlandes führen dazu, dass bereits 80 % sei-

ner Lauflänge vom Bodensee bis zu den Niederlanden ebenfalls in diese Strukturklassen gestellt werden müssen. Demgegenüber weist die Elbe nach ihrem Austritt aus dem Mittelgebirge bis zum Wehr Geesthacht noch deutlich strukturreichere Abschnitte auf (Güteklasse 3 und 4). Lediglich die Tideelbe und die dichter besiedelten Strecken entlang der Oberen Elbe sind strukturarm und damit in Klasse 6 und 7 (stark bis vollständig verändert) einzustufen. Dies unterstreicht die besondere Bedeutung naturnaher Gewässerabschnitte an den großen Flüssen, wie z.B. auch in der freifließenden Donau unterhalb der Isarmündung. 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 deutlich veränderte (4) bis vollständig veränderte (7) Zustände. Unveränderte bis mäßig veränderte Bach- und Flussabschnitte finden sich noch im Alpen- und Voralpengebiet,

Abbildung 4.3.1.1:

prozentuale Verteilung der Strukturklassen an den großen Flüssen in Deutschland

Weser

52

36

10

Rhein

111 3

13

47

33

Oder

1

8

43

32

17

Ems

1

8

44

43

3

Donau

5

5

15

26

30

19

Elbe

4

42

38

13

4

0%

20%
Klasse 1 – unverändert Klasse 4 – deutlich verändert Klasse 7 – vollständig verändert

40%

60%

80%
Klasse 3 – mäßig verändert

100%

Klasse 2 – gering verändert Klasse 5 – stark verändert

Klasse 6 – sehr stark verändert

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

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Abbildung 4.3.1.2:

Beispielhafter Ausschnitt aus der Strukturkarte

Ausgabe 2001
Kilometer

Hinweis: An bestimmten Gewässerabschnitten kann eine Verbesserung der Gewässerstruktur aufgrund besonderer Nutzungen wie Schifffahrt, Siedlungen, Wasserkraft sowie aus Gründen des Hochwasserschutzes nur eingeschränkt möglich sein.

0

10

20

30

40

50

Abflussmaßstab für MNO

10

100

mf

Strukturklassen der Fließgewässer
Strukturklasse 1:
unverändert

Strukturklasse 2:
gering verändert

Strukturklasse 3:
mäßig verändert

Strukturklasse 4:
deutlich verändert

München

Strukturklasse 5:
stark verändert

Strukturklasse 6:
sehr stark verändert

Strukturklasse 7:
vollständig verändert Kanäle nicht kartiert

Quelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

in den Granit- und Gneislandschaften des Bayerischen Waldes, in den Oberlaufabschnitten der Mittelgebirge, in den Heidelandschaften der norddeutschen Tiefebene und den eiszeitgeprägten Landschaften in MecklenburgVorpommern. In diesen Landschaftsräumen sind der Gewässerausbau und die Melioration der gewässerbegleitenden Flächen weitgehend unterblieben. Die Ergebnisse der Strukturgütekartierung und die Beeinflussung des Abflussgeschehens in den Fließgewässern schlagen sich auch in den Ergebnissen der Bestandsaufnahme der Belastungen nach Artikel 5 WRRL nieder. Gegenstand der Bewertung waren alle Gewässer, die ein Einzugsgebiet von mindestens 10 km2 Größe aufweisen, was einer untersuchten Gewässerlänge von etwa 130.000 Flusskilometern in Deutschland entspricht.

Demzufolge sind hydromorphologische Beeinträchtigungen der Flüsse die häufigste Ursache dafür, dass für 62 % der Wasserkörper ohne Verbesserungsmaßnahmen die Zielerreichung der Richtlinie als unwahrscheinlich und für weitere 26 % als unsicher eingeschätzt wird. Ein weiteres Indiz für den Zustand der hydromorphologischen Güte der Fließgewässer liefert die vorläufige Ausweisung von Wasserkörpern als „erheblich verändert“. Diese Ausweisung beschränkt sich auf solche Gewässer, die für bestimmte Nutzungen aufgestaut oder verbaut wurden und bei denen zum Erreichen des guten Zustands Verbesserungsmaßnahmen nötig wären, die erhebliche Einschnitte für die Nutzungen bedeuten würden. Auch muss geprüft werden, ob es nicht andere bessere Umweltoptionen gibt, um die Nutzungen zu gewährleisten. In Deutschland bildeten die Ergebnisse der Gewässerstrukturgütekartierung und Daten über

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heutige Nutzungen der Gewässer die Grundlagen für eine vorläufige Einschätzung. Insgesamt wurden 23 % der Wasserkörper vorläufig als „erheblich verändert“ und 14 % der Wasserkörper als „künstlich“ ausgewiesen. In Flusslängen ausgedrückt: In Deutschland sind etwa 30.000 Kilometer Fließgewässer vorläufig erheblich verändert, weitere 10.000 Kilometer künstlich. Trotz länderspezifischer Unterschiede bei der Beurteilung lässt sich somit für die gesamte Bundesrepublik feststellen: Ein großer Teil der Flüsse und Bäche wird die Umweltziele der WRRL, insbesondere den guten ökologischen Zustand, ohne konsequente Umsetzung von Maßnahmen zur Verbesserung des Gewässerzustands voraussichtlich verfehlen – in manchen Fällen auch wegen irreversibler menschlicher Eingriffe. In allen Bundesländern bzw. Flussgebieten sind die veränderte Morphologie und eine fehlende Gewässerdurchgängigkeit ökologisch besonders gravierende Probleme. Gewässerrückbau zugunsten einer naturnäheren Qualität ist bei den großen Flüssen unter Rücksichtnahme auf die vorherrschenden Nutzungen in gewissem Umfang durchaus möglich, z.B. durch Wiederherstellung der Durchwanderbarkeit von Staustufen mittels funktionsfähiger Fischaufstiegshilfen – wie bei Iffezheim am Rhein (2000) und am Elbewehr Geest hacht (1998) bereits geschehen – oder durch landseitige Deichrückverlegung bei gleichzeitiger Reaktivierung von Auenstandorten, wie am Niederrhein und an der Mittelelbe begonnen und weiter vorgesehen. Bei kleinen Fließgewässern werden im Rahmen von Länderprogrammen zahlreiche Renaturierungsmaßnahmen durchgeführt, die eine vergleichsweise größere Naturnähe ermöglichen. Sowohl in den Bundesländern als auch in den nationalen und internationalen Flussgebietskommissionen laufen Maßnahmeprogramme zur Verbesser ung der Gewässerstruktur wie Gewässerrenaturierung, Reaktivierung von Überschwemmungsgebieten, Extensivierung der Landwirtschaft auf sensiblen Flächen einschließlich Aufforstung oder Maßnahmen zur Verminderung der Erosion im Einzugsgebiet.

sind hingegen die Auswirkungen der hydrologischen Veränderungen und der morphologischen Eingriffe in die Seeuferzone auf die Lebensräume von Makrozoobenthos und Wasserpflanzen, die Laichplätze von Fischen und die Brutplätze von Wasservögeln. Auch existieren in Deutschland bisher keine Bewertungsverfahren zur Ermittlung der hydromorphologischen Degradation von Seebecken und Seeufer. Die Entwicklung eines nationalen Bewertungsverfahrens für die Hydromorphologie von Seen wäre wünschenswert. Erste Ansätze für eine solche Bewertung gibt es in Österreich und Großbritannien. In Österreich werden u. a. Merkmale wie die Uferausbildung, Stabilität der Uferabschnitte, Existenz baulicher Eingriffe im vorderen und hinteren Uferbereich, Durchgängigkeit vom See in Zu- und Abflüsse, Erreichbarkeit der Überschwemmungszone für Gewässerorganismen und Wasserstandsdynamik aufgenommen. In Großbritannien ist ein Bewertungssystem auf der Grundlage der Kriterien Art und Zusammensetzung der Sedimente des Gewässerbodens, Vegetation in der Uferzone, Ufersubstrat, Ufererosion, Landnutzung im Umland, Existenz baulicher Eingriffe im Uferbereich, ökologische Durchgängigkeit vom See in Zu- und Abflüsse und Wasserstandsdynamik in der Ent wicklung. Von der Internationalen Gewässerschutzkommission für den Bodensee (IGKB) wurde ein Ansatz zur Bewertung der Ufer- und Flachwasserzone des Bodensees entwickelt. Der Zustand eines Ufers wird hierbei anhand ökomorphologischer, vegetationsbeschreibender und funktioneller Kriterien bewertet (s. Tabelle 4.3.2.1). Für jedes Kriterium wurde ein Referenzzustand definiert, die Bewertung erfolgt anhand der Abweichung des aktuellen Zustandes von der Referenz mittels einer fünfstufigen Skala. Die Zusammenführung der Einzelbewertungen zu einer Gesamtbewertung für einen Uferabschnitt wird gegenwärtig noch diskutiert. Eine erste Erfassung der hydromorphologischen Belastungen der Seen in Deutschland erfolgte im Rahmen der Bestandsaufnahme der Belastungen nach Art. 5 der EGWasserrahmenrichtlinie (WRRL) in 2004. 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

4.3.2 Hydromorphologische Güte – Seen
Zu den für Seen relevanten Belastungen gehören neben Nährstoffeinträgen auch Veränderungen des Wasserregimes durch Regulierung und/oder Wasserentnahmen und Eingriffe in die Uferstruktur. Bei der Eutrophierung von Seen ist der Zusammenhang zwischen Siedlungsdichte und landwirtschaftlicher Nutzungsintensität im Einzugsgebiet und den Folgen dieses Nährstoffeintrages auf die verschiedenen Organismen des Seeökosystems relativ gut bekannt. Weniger bekannt

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Tabelle 4.3.2.1:

Kriterien zur Bewertung der Ufer- und Flachwasserzone des Bodensees
• Uferlinie (anthropogene Begradigungen) Deltabildung (Ablagerungsdynamik, nur für Flussmündungen) Ufersubstrat (Körnigkeit, Verschlammung, organische Ablagerungen)

Ökomorphologie
• •

• Standorttypische Strukturen (Totholz) • Standortfremde Strukturen (Hindernisse, Bojenfelder, Bootshäfen) • Uferverbauung (Massivität, Durchlässigkeit, Wasserkontaktzeit) • Ufergehölze (Dichte, Standortgerechtigkeit

Vegetation
• Röhricht (Dichte, Standortgerechtigkeit) • Makrophyten (Dichte, Vielfalt, Standortgerechtigkeit) • Veralgung (Dichte) • Refugium für bedrohte Arten (v. a. Vögel)

Funktionen
• Aufwuchsgebiet, Kinderstube (v. a. für Fische) • Hinterland/Vernetzung Quelle: GÜDE 2004

Bei einem hohen Verbauungsgrad der Ufer kann es möglicherweise auch bei sehr guter Wasserqualität zu ökologischen Defiziten kommen. Ein Beispiel dafür ist der Bodensee. Hier wurden 59 % der Uferlänge am Obersee und 43 % der Uferlänge am Untersee als nicht naturnah eingestuft. Genauere biologische Untersuchungen müssen nun zeigen, ob sich der See trotzdem in einem „ökologisch guten Zustand“ entsprechend den Vorgaben der WRRL befindet.

Qualitätskomponenten wirken bei der Einstufung des ökologischen Zustands unterstützend, indem sie die Referenzbedingungen (sehr guter Zustand) mit festlegen.

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 einwirkenden hydrodynamischen Kräften wachsen Vorlandflächen an oder werden erodiert. Priele verlagern ihre Position und das Höhenniveau der Wattflächen ändert sich. Generell herrscht ein natürliches Gleichgewicht zwischen den einwirkenden hydrodynamischen Prozessen und der Morphologie. Die Morphologie von Übergangs- und Küstengewässern wird u.a. durch die folgenden anthropogenen Eingriffe beeinflusst: • Baggerungen in den Ästuaren und im Küstengewässer; • Seebauwerke, Werften und Häfen; • Landgewinnungen und Einpolderungen; • Sandauffüllungen und • Dämme und Leitwerke.

4.3.3 Hydromorphologische Güte – Küstenund Meeresgewässer
Das Küstengebiet wird durch ein Gleichgewicht von Hydrodynamik und Morphologie geprägt. Die treibenden Kräfte sind zum einen astronomische und meteorologische Wirkungen, welche Tide und Seegang steuern; zum anderen – mit 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 Morphologie ergeben, die ihrerseits wieder Änderungen der Hydrodynamik mit wechselseitigem Einfluss auf die Morphologie hervorrufen. In Annex V der EG-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) werden als hydromorphologische Qualitätskomponenten für die Einstufung des ökologischen Zustands der Übergangs- und der Küstengewässer die „morphologischen Bedingungen“ und das „Tidenregime“ aufgeführt. Diese

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So haben sich seit Beginn des Deichbaus im 11. Jahrhundert auch die Übergangs- und Küstengewässer – wie nahezu jeder andere Lebensraum in Mitteleuropa – durch menschliche Eingriffe von ihrem Naturzustand entfernt. Seewärts der Deiche erfolgen die morphologischen Veränderungen in großen Bereichen noch relativ naturnah und oftmals weitgehend unbeeinflusst vom Menschen. In einigen Gebieten hat der Mensch jedoch im Laufe der letzten Jahrhunderte deutlichen Einfluss auf die Entwicklung der Morphologie genommen. So erfolgte die Sicherung von Inseln in der Nordsee durch die Errichtung 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 fi xiert und damit die natürliche Dynamik unterbunden. Die Bauwerke vermochten jedoch nicht, die einwirkenden hydrodynamischen Kräfte zu unterbinden. So sind diese Bereiche heute meist von Erosion betroffen, der durch eine weitere Verstärkung der Bauwerke und seit etwa den 50er Jahren durch künst liche Strandauffüllungen entgegen gewirkt wird. Durch diese menschlichen Eingriffe wurde zwar die Dynamik im Übergangsbereich der Watten zur offenen See eingeschränkt, im dahinter liegenden und seitlichen Bereich der Inseln wirken jedoch die natürlichen Prozesse relativ unbeeinflusst weiter. Ein weit gewichtigerer menschlicher Eingriff mit deutlichen Auswirkungen auf die Morphody namik der Küsten- und Übergangsgewässer erfolgte durch die Ausbauten der Fahrwasserrinnen von Ems, Jade, Weser und Elbe seit dem 19. Jahrhundert. Durch Baggerungen und den Bau von Leitdämmen und Buhnen wurde die Lage der Fahrrinnen fi xiert und somit dy namische Verlagerungen, wie sie vorher möglich waren, unterbunden. Beispielsweise erstreckt sich im Emsästuar das GeiseLeitwerk über ca. 12 km im Bereich des Dollarts, während der weitere seewärtige Bereich des Übergangsgewässers nicht durch Strombauwerke beeinflusst ist. Im Fall der Weser erstrecken sich Buhnen und Leitdämme über das gesamte Übergangsgewässer bis in das Küstengewässer hinein und schränken die natürliche morphodynamische Entwicklung ein. Neben solchen größeren Maßnahmen fanden und finden in den Küstengewässern diverse lokale Eingriffe, wie Strandaufspülungen oder Befestigungen kleinerer Hafenanlagen statt.

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 Stunden und 25 Minuten von West nach Ost die Küste entlang und in die Ästuare hinein. Die einschwingende Tidewelle verformt sich dabei in Wechselwirkung mit dem Relief in ihrer zeitlichen Ausprägung und der Amplitude, resultierend in einer Absenkung des Tideniedrigwassers (Tnw) und einer Erhöhung des Tidehochwassers (Thw). So steigt der mittlere Tidehub von Borkum mit etwa 2,2 m die Küste entlang um etwa 6 dm an, in die Ästuare hinein um weitere 8 dm. Durch die Meeresspiegelauslenkung in Folge der durchlaufenden Tidewelle werden horizontale Wasserbewegungen, die Tideströmungen erzeugt. Die Ausprägungen von Flut- und Ebbstrom variieren örtlich durch Wechselwirkungen mit dem Relief. In der offenen See verläuft der Flutstrom in Richtung West/Ost und der Ebbstrom in Richtung Ost/West. In Küstennähe und 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 Stauwirkungen überlagert. Als weitere Parameter für die Qualitätskomponente „Tidenregime“ wird in der WRRL 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 Energieeintrages als Dünung. Der energiereiche Seegang aus der offenen Nordsee unterliegt infolge abnehmender Wassertiefen bei seiner Ausbreitung auf die Küste starken Wechselwirkungen mit der Morphologie. Und auch das durch den Seegang induzierte Strömungsfeld wird verformt, was wiederum auf die Wellenbewegungen an der Oberfläche zurückwirkt. Im Bereich der Küstengewässer erfolgt das Tidegeschehen relativ unbeeinflusst von direkten menschlichen Einwirkungen. Allerdings erfolgt eine kleinräumige Beeinflussung wie im Bereich der durch Buhnen 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 Bremen betrug der Tidehub vor Beginn der Ausbauten der Unterund Außenweser Ende des 19. Jahrhunderts knapp 2 dm.

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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 vorläufig als „erheblich veränderte Wasserkörper“ charakterisiert. Die Seegangsentwicklung in den Küsten- und Übergangsgewässern hat sich großräumig nicht verändert. Allerdings wird der Seegang lokal durch Einbauten von Buhnen, Leitdämmen etc. beeinflusst. Ebenso hat die Festlegung der ostfriesischen Strömungsrinnen dazu geführt, dass die vordem stattgefundenen räumlichen Variationen des Seegangsklimas weitgehend entfallen. Analoge Schlussfolgerungen können für das Umfeld künstlich festgelegter Fahrrinnen in den Ästuaren gezogen werden. Ein Überblick zu menschlichen Eingriffen in das Wattenmeer in den letzten 1.000 Jahren und zu möglichen Verbesserungsmöglichkeiten ergibt folgendes Bild: Morphologie und Lebensräume an der deutschen Nordseeküste haben aufgrund massiver Eingriffe in das Ökosystem des Wattenmeeres in den vergangenen 1.000 Jahren ihre eigentlichen Funktionen in zunehmendem Maße verloren. Diese natürlichen Funktionen bestehen darin, Wellengang und Gezeiten auszugleichen, Einträge von Ablagerungen und Stoffen aufzuhalten sowie ausreichend Raum und Verschiedenartigkeit für den Fortbestand der Biodiversität bereit zu stellen. Marschland und Mündungsgebiete unterlagen dem stärksten Wandel. Weniger stark betroffen sind Gebiete, die den Gezeiten unterliegen. Relativ gering sind die Veränderungen auf den der Küste vorgelagerten Inseln. Die küstennahen Gebiete wurden am wenigsten verändert.

In naher Zukunft werden dort jedoch zahlreiche Windparks gebaut werden. Anthropogene Einflüsse auf Umfang, Vielfalt und Zusammensetzung der Lebensräume beschränkten sich bis ins 12. Jahrhundert auf das Marschland. Danach haben heftige Sturmfluten urbares und unter dem Meeresspiegel liegendes Land überflutet. Die meisten dieser überfluteten Gebiete wurden anschließend wieder urbar gemacht (siehe Tabelle 4.3.3.1). Seit Mitte des 17. Jahrhunderts entstanden feste Dämme. Besonders im vergangenen Jahrhundert wurden weite Gebiete, die den Gezeiten unterlagen, eingedeicht oder mit Dämmen geschützt (siehe Tabelle 4.3.3.2), Brackwassergebiete verschwanden und Flussmündungen wurden zu schiffbaren Kanälen ausgebaut (siehe Tabelle 4.3.3.3). Bewohnte Gebiete der der Küste vorgelagerten Inseln wurden stabilisiert. Befestigungen mittels Hartsubstraten entlang der Küste nahmen zu und die Lebendigkeit der Lebensräume im oberen Küstenbereich verschwand fast gänzlich. In den vergangenen dreißig Jahren hat sich das Küstenmanagement verändert. Der größte Teil des den Gezeiten unterliegenden Gebietes steht unter Naturschutz. Niedrige Sommerdeiche werden geöffnet, um Weideflächen in Salzwiesen umzuwandeln. Die Nutzung von Salzwiesen als Weideland und ihre Trockenlegung wurde eingeschränkt, um die natürliche Vegetation der Salzwiesen wieder aufleben zu lassen. In einigen trockengelegten Poldern (Kögen) wurden künstliche Salzwasserlagunen angelegt, um semimarine Bedingungen zu erhalten. Auf den vorgelagerten Inseln werden abgetragene Strände eher mit Sand aufgeschüttet, der aus küstennahen Gebieten stammt, als dass feste Schutzanlagen gebaut werden.

Tabelle 4.3.3.1:

Geschätzte Flächengröße der a) mittelalterlichen Überflutungen des größtenteils kultivierten Marschund Torflandes zwischen 1000 und 1634 nach der Zeitwende, b) der teilweise wieder eingedeichten Marsch- und Torfflächen, c) der immer noch überfluteten Teile (jetzt zugehörig zur Gezeitenfläche) und d) der Teile der Gezeitenfläche, die eingedeicht wurden, aber niemals zum mittelalterlichen Marschland zählten. Die Werte werden als prozentualer Anteil aller ursprünglichen Marschländer und Sümpfe angegeben (14.650 km2).
km2
6.200 5.180 1.020 1.370

Flächentyp
a) Überflutetes Marsch- und Torfland b) Wieder eingedeichtes Marsch- und Torfland c) Verbleibendes Marsch- und Torfland d) Eingedeichte ursprüngliche Gezeitenfläche

%
42 35 7 Quelle: REISE 2005

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Tabelle 4.3.3.2:

Größere Gebiete, welche im 20. Jahrhundert vom Wattenmeer abgetrennt und zu Land oder Seen umgewandelt wurden
Jahr
1932 1969 1969 – 1979 1973 – 1978 1987

Gebiet
Zuiderzee (Ijsselmeer) Lauwerszee Unterelbe Meldorfer Bucht Nordstrander Bucht

km2
3.600 90 150 48 33 Quelle: REISE 2005

Tabelle 4.3.3.3:

Flächenmäßiger Verlust an Habitaten im Ästuar der Elbe zwischen Hamburg und Cuxhaven im 20. Jahrhundert (Daten von Schirmer 1994)
Habitate (km2) 1896 – 1905 1981 – 1982
72,7 192,9 57,7

Habitate

Verlust [%]
66 11 26 Quelle: REISE 2005

Vorland zwischen Deich und Fluss (Salzwiesen) Wattflächen * Flaches Sublitoral zwischen mittlerem Niedrigwasser und – 2 m

214,3 216,7 78,2

* Bemerkenswert ist, dass der Gezeitenbereich im Gegensatz zum ansteigenden Tidenhub abnimmt. Dies indiziert die zunehmende Steilheit der Hänge zu den Schifffahrtswegen.

Dennoch muss noch viel getan werden, bis eine nachhaltige hydromorphologische Güte für unsere Küsten- und Meeresgewässer erreicht ist. Die Entwicklung von Maßnahmen zur Verbesserung der hydromorphologischen Bedingungen sollte durch interdisziplinäre Forschung unterstützt und mit den betroffenen Interessensgruppen erörtert werden, um adäquate Lösungen zu finden.

5

INTEGRIERTE GEWÄSSERBEWERTUNG

Die EG-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) fordert von den Mitgliedstaaten, den Zustand der Gewässer nicht zu verschlechtern und ihn dort zu verbessern, wo der gute Zustand verfehlt wird. Die Bewertung des Gewässerzustandes erfolgte in Deutschland bisher hauptsächlich über die Beschreibung der chemischen Qualität der Gewässer (s. Kapitel 4.1). Daneben wurde der biologische Zustand der Gewässer über wenige ausgewählte Parameter beurteilt (s. Kapitel 4.2). Relativ neu ist die Bewertung des morphologischen Zustands der Oberflächengewässer (s. Kap. 4.3).

Die Anforderungen der WRRL an die Zustandsklassifikation gehen weit über die bisherige Praxis hinaus. Mittels der Beschreibung des Zustandes der Pflanzen und Tiere in Flüssen, Seen, Übergangsgewässern und Meeren soll der ökologische Zustand eines Oberflächengewässers charakterisiert werden. Der Bezugsmaßstab für die Bewertung sind dabei gewässertypspezifisch definierte Referenzbedingungen. Anhand des Grades der Abweichungen von diesen Referenzbedingungen wird die ökologische Zustandsklasse bestimmt. Der chemische Zustand der Gewässer wird über die Einhaltung von Umweltqualitätsnormen für Schadstoffe mit europaweiter Relevanz ermittelt. Entsprechend wird geprüft, ob der chemische und der mengenmäßige Zustand des Grundwassers gut sind oder nicht. Die WRRL integriert somit über verschiedene Bewertungskategorien (Ökologie, Chemie, Wassermenge).

5.1

Referenzbedingungen und Typologie

Oberflächengewässer unterscheiden sich aufgrund ihrer unterschiedlichen morphologischen, hydrologischen und geochemischen Randbedingungen in ihren Lebensgemeinschaften und in ihrer Empfindlichkeit gegenüber anthropogenen Einflüssen erheblich. Um die unterschied-

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lichen Empfindlichkeiten gegenüber Schadstoffen und anderen Belastungen berücksichtigen zu können, werden die Gewässer grobskalig in Ökoregionen und feinskalig in Gewässerty pen eingeteilt. Da diese Einteilung eine unabdingbare Voraussetzung für die Klassifi kation ist, wird in Artikel 5 und Anhang II der WRRL als einer

der ersten Schritte bei der Umsetzung der WRRL eine Zuordnung aller Wasserkörper zu ihrem natürlichen Typ gefordert. Für jeden Gewässertyp muss eine zoologische und botanische Referenzliste der im natürlichen Zustand spezifischen Arten erstellt werden. Mit diesem Vergleichsmaßstab werden bei der Bewertung die in den

Tabelle 5.1.1:

Biozönotisch bedeutsame Gewässertypen in Deutschland
Fließgewässertypen

Typen der Alpen und des Alpenvorlands
1 Fließgewässer der Alpen (Subtypen: 1.1 Bäche und kleine Flüsse der Kalkalpen, 1.2 große Flüsse der Kalkalpen) 2 Fließgewässer des Alpenvorlands (Subtypen: 2.1 Bäche des Alpenvorlands, 2.2 kleine Flüsse des Alpenvorlands)

Typen des Norddeutschen Tieflandes
14 Sandgeprägte Tieflandbäche 15 Sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse 15_g Große Sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse

3 Fließgewässer der Jungmoräne des Alpenvorlands (Subtypen: 3.1 Bäche der Jungmoräne des Alpenvorlands, 3.2 kleine Flüsse der Jungmoräne des Alpenvorlands) 4 Große Flüsse des Alpenvorlands

16 Kiesgeprägte Tieflandbäche 17 Kiesgeprägte Tieflandflüsse 18 Löss-Lehmgeprägte Tieflandbäche 20 Sandgeprägte Ströme 22 Marschengewässer 23 Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse

Typen des Mittelgebirges
5 Grobmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche (Subtyp: Bäche der Vulkangebiete) 5.1 Feinmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche 6 Feinmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche 7 Grobmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche 9 Silikatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse 9.1 Karbonatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse 9.2 Große Flüsse des Mittelgebirges 10 Kiesgeprägte Ströme

Ökoregion unabhängige Typen
11 Organisch geprägte Bäche 12 Organisch geprägte Flüsse 19 Kleine Niederungsfließgewässer in Fluss- und Stromtälern 21 Seeausflussgeprägte Fließgewässer

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Fortsetzung Tab. 5.1.1

Seetypen
Alpen- und Voralpenregion
1 Voralpenseen: kalkreich, relativ großes Einzugsgebiet, ungeschichtet 2 Voralpenseen: kalkreich, relativ großes Einzugsgebiet, geschichtet 3 Voralpenseen: kalkreich, relativ kleines Einzugsgebiet, geschichtet 4 Alpenseen: kalkreich, geschichtet

Tieflandregion
10 Kalkreich, relativ großes Einzugsgebiet, geschichtet 11 Kalkreich, relativ großes Einzugsgebiet, ungeschichtet, Verweilzeit > 30 d 12 Kalkreich, relativ großes Einzugsgebiet, ungeschichtet, Verweilzeit > 3 – 30 d 13 Kalkreich, relativ kleines Einzugsgebiet, geschichtet 14 Kalkreich, relativ großes Einzugsgebiet, ungeschichtet

Mittelgebirgsregion
5 Kalkreich, relativ großes Einzugsgebiet, geschichtet 6 Kalkreich, relativ großes Einzugsgebiet, ungeschichtet 7 Kalkreich, relativ kleines Einzugsgebiet, geschichtet 8 Kalkarm, relativ großes Einzugsgebiet, geschichtet 9 Kalkarm, relativ kleines Einzugsgebiet, geschichtet

Ökoregion unabhängige Typen
Sondertyp natürlicher Seen z.B. Moorseen, Strandseen (88) Sondertyp künstlicher Seen z.B. Abgrabungsseen (99)

Typen der Küstengewässer
Küstengewässer Nordsee
N1 Euhalines offenes Küstengewässer N2 Euhalines Wattenmeer N3 Polyhalines offenes Küstengewässer N4 Polyhalines Wattenmeer N5 Euhalines felsgeprägtes Küstengewässer um Helgoland

Küstengewässer Ostsee
B1 Oligohalines inneres Küstengewässer B2 Mesohalines inneres Küstengewässer B3 Mesohalines offenes Küstengewässer B4 Meso-polyhalines offenes Küstengewässer, saisonal geschichtet

Übergangsgewässer der Nordsee
T1 Elbe, Weser, Ems T2 Eider

Quelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

Gewässern unter heutigen Belastungsbedingungen vorgefundenen Arten und ihre Häufigkeiten verglichen. Die Gewässer in Deutschland werden z.Zt. in insgesamt 25 Fließgewässertypen, 14 Seenty pen (und 2 Sondertypen), zwei Übergangsgewässertypen (Nordsee) und neun Küstengewässertypen (fünf für die Nordsee, vier für die Ostsee) eingeteilt (siehe Tab. 5.1.1, Abb. 5.1.1 und 5.1.2). Die vorliegende Typologie erfüllt die Anforde-

rungen der Richtlinie und wird als technisches „Werkzeug“ bei ihrer Umsetzung verwendet. Die Anzahl der Typen ist vergleichbar mit den entsprechenden Typologien verschiedener anderer Mitgliedsländer. Die wichtigsten Eigenschaften der Fließgewässertypen wurden in sog. „Steckbriefen“ beschrieben. Kartendarstellungen der Fließgewässer-, Seen-, Übergangs- und Küstengewässertypen vervollständigen das typologische Material.

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Abbildung 5.1.1:
20.000

Verteilung der Fließgewässerlänge (ca. 114.000 km) auf die Fließgewässertypen

Stand: Dezember 2003 18.000 16.000 14.000 Flusskilometer in km 12.000 10.000 8.000 6.000 4.000 2.000 0,0

1

2

3

4

5

5.1

6

7

9

9.1

9.2

10

14

15

16

17

18

20

22

23

11

12

19

21

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

Abbildung 5.1.2:
250

Verteilung der stehenden Gewässer (rund 780) auf die Seetypen

Stand: Juni 2004

88 = Sondertyp natürlicher Seen 99 = Sondertyp natürlicher Seen

200

150 Anzahl Seen 100 50 0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

88

99

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

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Tabelle 5.2.1:

Übersicht über Indikatoren und Kriterien zur Beurteilung der Auswirkungen von Belastungen
(nach LAWA-Arbeitshilfe: Kriterienpapier für Fließgewässer)

Indikator

Kriterien für „Zielerreichung unwahrscheinlich“
Biologische Gewässergüteklasse schlechter als Klasse II auf mehr als 70% der Gewässerstrecke (Wenn 30% - 70 % der Länge eine schlechtere Klasse als II aufweisen, wird die Zielerreichung als unsicher angesehen).

Belastungen des Sauerstoffhaushaltes (Saprobie)

Nährstoffbelastungen (Trophie)

Gewässerstrecken mit einer Trophieklasse schlechter als Klasse II, oder: Jahresmittelkonzentrationen von Orthophosphat-P ≥0,2 mg/l sowie Nitrat-N ≥ 6,0 mg/l Überschreiten von Umweltqualitätsnormen Überschreiten der Obergrenzen für Temperaturen bzw. Temperaturerhöhungen der EG-Fischgewässer-Richtlinie(78/659/EWG) Jahresmittel der Konzentration von Chlorid größer als 200 mg/l

Spezifische Schadstoffe

Aufwärmung

Versalzung Versauerung

Werte der Säurezustands-Klassifikation nach LAWA nicht eingehalten Mehr als ein Drittel des mittleren Niedrigwasserabflusses oder mehr als 10 % des mittleren Abflusses oder mehr als 50 l/s Bauwerke mit folgenden Eigenschaften:

Wasserentnahmen

Abflussregulierung

• glatte Gleiten, hohe und sehr hohe Abstürze größer 30 cm ohne wirksame Durchgängigkeitshilfe für Wanderorganismen • starker Rückstau, bei dem wenigstens 20 % des Wasserkörpers bei Mittelwasser fast keine Strömung mehr haben

Morphologische Veränderungen

Die Gesamtstrukturgüte, Querbauwerke, der Rückstau oder andere wichtige Strukturparameter sind auf mehr als 70% der Gewässerstrecke mit Klasse 6 oder 7 bewertet. Wenn mehr als 30% betroffen sind, wird die Zielerreichung als unsicher angesehen.

Quelle: Umweltbundesamt nach Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

5.2

Bestandsaufnahme der Belastungen

Kriterien und ihre Schwellenwerte sind in Tabelle 5.2.1 beispielhaft für Fließgewässer dargestellt. Die im März 2005 der EU-Kommission übermittelten Ergebnisse der ersten Bestandsaufnahme der Belastungen und ihrer Auswirkungen auf die Gewässer belegen die erreichten Fortschritte bei der Reinhaltung der Gewässer, unterstreichen aber auch den großen Handlungsbedarf, um das erweiterte Ziel des „guten Zustands“ der Gewässer zu erreichen. Ohne weitere Maßnahmen ist der gute Zustand für 62 % der Flusswasserkörper nicht zu erreichen und für weitere 26 % unsicher. Das Ergebnis wird im Wesentlichen durch den derzeitigen ökologischen Zustand bestimmt. Die häufigsten Ursachen sind Veränderungen der Gewässerstruktur und die fehlende Durchgängigkeit für Fische und kleinere Organismen. Weitere Gründe liegen in der hohen Nährstoffbelastung vor allem aus diffusen Quellen und vereinzelt an flussspezifischen

In der Bestandsaufnahme der Belastungen und ihrer Auswirkungen nach Art. 5 WRRL sollten bis Ende 2004 erstmalig diejenigen Wasserkörper ermittelt werden, die voraussichtlich ohne weitere Maßnahmen die Umweltziele der WRRL nicht erreichen werden. Um dies zu beurteilen, muss definiert werden, welcher Zustand als „gut“ bezeichnet wird. Da die Bewertungsverfahren für den ökologischen Zustand noch nicht etabliert und angewandt worden sind, wurde auf Kriterien zurückgegriffen, die auf vorhandenen Informationen und Messungen beruhen. Die Länderarbeitsgemeinschaft Wasser hatte solche Kriterien unter Berücksichtigung einer Vielzahl wasserwirtschaftlich bedeutender Wassernutzungen festgelegt. Für die Beurteilung der Auswirkungen wurden Schwellenwerte abgeleitet, die bei Einhaltung per Definition dem „guten Zustand“ entsprechen sollten. Die

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Schadstoffen. Für die Seen ist das Ergebnis für den ökologischen Zustand besser, für 38 % der Seenwasserkörper ist die Zielerreichung unwahrscheinlich, für 24 % unsicher. Die Ergebnisse für die Übergangs- und Küstengewässer fallen hingegen schlechter aus, für 91 % der Wasserkörper ist die Zielerreichung unwahrscheinlich, für 2 % unsicher. Hier werden die Nährstoffe zum wichtigsten Belastungsfaktor, weil sie in diesen eher stehenden Gewässern zur Eutrophierung führen. Der chemische Zustand der Flüsse, bemessen an der Einhaltung von Umweltqualitätsnormen für die europaweit relevanten prioritären Stoffen, ist hingegen relativ gut: Nur für 9 % der Wasserkörper ist die Zielerreichung unwahrscheinlich und für 28 % unsicher. 53 % der Grundwasserkörper werden den „guten chemischen Zustand“ ohne weitere Maßnahmen voraussichtlich verfehlen, hauptsächlich aufgrund zu hoher Nitratbelastungen. Der mengenmäßige Zustand ist hingegen zumeist nicht gefährdet.

5.3

Ökologischer Zustand

Wie ökologisch gesund ein Oberflächenwasserkörper ist, hängt von biologischen, hydromorphologischen, chemischen und chemisch-physikalischen Qualitätskomponenten ab. Die WRRL bewertet die Oberflächengewässer ökologisch integrativ, d.h. in der Hauptsache nach dem Vorhandensein der naturraumtypischen Lebensgemeinschaften, hydromorphologische und physikalisch-chemische Merkmale wirken dabei unterstützend. Die biologischen Qualitätskomponenten umfassen die aquatische Flora (Makrophyten, Phytobenthos und Phytoplankton), die Wirbellosenfauna und die Fischfauna (siehe Tab. 5.3.1). Es sind immer Artenzusammensetzung und Artenhäufigkeit zu bestimmen. Bei der Fischfauna ist zusätzlich die Altersstruktur (außer bei Übergangsgewässern), beim Phytoplankton zusätzlich die Biomasse (außer in Flüssen) zu erfassen. Tab. 5.3.1 gibt gleichzeitig einen Überblick über den Stand der Entwicklung der erforderlichen Verfahren in Deutschland.

Während die Biologie bisher im flächendeckenden Routinemonitoring der Flüsse und Seen eine eher untergeordnete Rolle spielte – die Anwendung des Saprobiensystems einmal ausgenommen – ist in Zukunft eine umfassende typspezifische biologische Bewertung erforderlich. Die neu entwickelten Bewertungssysteme sind geeignet, die Beeinträchtigung durch unterschiedliche Belastungen selektiv anzuzeigen. Die benthischen Diatomeen und die Wirbellosenfauna (Makrozoobenthos) in Fließgewässern reagieren beispielsweise beide auf eine Säurebelastung. Die Diatomeen sind zudem zur Indikation der Trophiebelastung geeignet, während sich mit dem Makrozoobenthos zusätzlich sowohl Einflüsse der organischen Verschmutzung als auch der hydromorphologischen Degradation erfassen und bewerten lassen. Während das Makrozoobenthos vor allem Beeinträchtigungen der kleinräumigen Strukturen anzeigt, kann auf großräumiger Maßstabsebene die Degradation insbesondere mittels der Fischfauna bewertet werden (z. B. eine fehlende Durchgängigkeit der Flüsse). Die biologischen Qualitätskomponenten sind demnach zur Indikation des Einflusses unterschiedlicher Stressoren geeignet, sie lassen zudem auch Aussagen zu den Einflüssen auf unterschiedlichen räumlichen – und zeitlichen – Ebenen zu und geben Hinweise, in welche Richtung Maßnahmen zur Verbesserung der ökologischen Qualität vorrangig entwickelt werden müssen. Auch wenn heute noch keines der neu entwickelten biologischen Verfahren gänzlich abgeschlossen und auf die vielfältigen Anforderungen der Anwender abgestimmt ist, bedeutet das nicht, dass sie durch physikalisch-chemische oder hydromorphologische Komponenten, wie beispielsweise die Gewässerstrukturgütebewertung, ersetzt werden können. Die biologischen Untersuchungsverfahren werden derzeit für den Routineeinsatz in den ab 2007 laufenden Monitoringprogrammen optimiert, d.h. für den flächendeckenden Einsatz praxistauglich gestaltet. In einigen Teilbereichen müssen darüber hinaus noch Bewertungslücken geschlossen werden. So liegen für die Bewertung der Nordsee-Küstengewässer sowie

Tab. 5.3.1:

Indizierte Belastung durch die biologischen Qualitätskomponenten
Makrophyten Diatomeen und übriges Phytobenthos
X X X X X X X

Makrozoobenthos
X

Fischfauna

Organische Verschmutzung Eutrophierung Versauerung Hydromorphologische Belastung

Quelle: Umweltbundesamt nach Universität Duisburg/Essen

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der Übergangsgewässer noch keine Verfahren für eine Praxiserprobung vor. Auch für die Seenbewertung sind noch weitere Anstrengungen nötig. Den hydromorphologischen Qualitätskomponenten und den allgemeinen physikalisch-chemischen Qualitätskomponenten kommt bei der Bewertung des ökologischen Zustandes „unterstützende Bedeutung“ zu. So sind die Referenzbedingungen über diese Komponenten definiert (Grenze sehr gut/gut). Darüber hinaus kommt ihnen wesentliche Bedeutung zur Plausibilisierung der Ergebnisse der biologischen Komponenten, zur Ursachen-

klärung, zur Maßnahmenplanung und bei der Erfolgskontrolle zu. Die hydromorphologischen Qualitätskomponenten umfassen bei Flüssen eine Betrachtung des Wasserhaushaltes, der Durchgängigkeit und der Morphologie, bei Seen die Erfassung des Wasserhaushaltes und der Morphologie sowie bei Übergangs- und Küstengewässern die Bestimmung der Morphologie und des Tidenregimes. Sie werden bei der Feststellung der Referenzbedingungen (= sehr guter ökologischer Zustand) herangezogen.

Tabelle 5.3.2:

Allgemeine physikalisch-chemische Qualitätskomponenten, sie kennzeichnende Parameter (kursiv) und ihre Verwendung bei der Bewertung der Gewässerkategorien
Flüsse Seen Übergangsgewässer Küstengewässer

Qualitätskomponente (Teilkomponente) Parameter
Sichttiefe

Sichttiefe (m)
Temperaturverhältnisse

x

x

x

Wassertemperatur (°C) rechnerische Temperaturdifferenz (K)
Sauerstoffhaushalt

x x

x

x

x

Sauerstoffsättigung (%) Sauerstoffgehalt (mg/l) Gesamter organischer Kohlenstoff (TOC) (mg/l) Biochemischer Sauerstoffbedarf (BSB5) (mg/l)
Salzgehalt

x x x x

x x

x x

x x

Chlorid (mg/l) Leitfähigkeit bei 25°C (mS/m) Sulfat (mg/l) Salinität (‰)
Versauerungszustand

x x x

x

x x

x x

x

x

pH-Wert Säurekapazität Ks (bei versauerungsgefährdeten Gewässern)
Nährstoffverhältnisse

x x

x x

Gesamt-P (mg/l) o-Phosphat-P (mg/l) Gesamt-N (mg/l) Nitrat-N (mg/l) Nitrit-N (mg/l) Ammonium-N (mg/l) Silikat-Si (mg/l) bei diatomeendominierten Gewässern

x x x x x x x

x x x x x x x

x x x x x x x

x x x x x x

Quelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

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Für Fließgewässer wurde von der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) ein Verfahren zur Bewertung der ökomorphologischen Qualität des Gewässerbettes, des Uferbereiches und des Umlandes in kleinen und mittelgroßen Fließgewässern ent wickelt (vgl. Kap. 4.3.1). Die Klassen 1 und 2 des siebenstufigen Bewertungsverfahrens (vgl. Abb. 4.3.1.1) können zur Beschreibung der Referenzbedingungen der Flüsse genutzt werden. Die hydromorphologische Degradation (Klasse 3-7) wird bei der Einstufung in den ökologischen Zustand demgegenüber nicht direkt über Strukturmerkmale, sondern indirekt über den Zustand der biologischen Qualitätskomponenten erfasst und bewertet. Als allgemeine physikalisch-chemische Qualitätskomponenten werden in Anhang V WRRL Sichttiefe, Temperatur, Sauerstoff, Leitfähigkeit, Versauerung und Nährstoffverhältnisse genannt. Welche Parameter diese Komponenten kennzeichnen, zeigt Tab. 5.3.2. Im „sehr guten Zustand“ sind die typspezifisch festgelegten Referenzwerte 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 („Schwellenwerte“). Für die Einstufung in die schlechteren Güteklassen spielen sie keine Rolle mehr. Die Einstufung in einen „mäßigen“, „unbefriedigenden“ bzw. „schlechten“ Zustand erfolgt ausschließlich auf der Grundlage der biologischen Qualitätskomponenten.

Referenz- und Schwellenwerte lassen sich ableiten aus: • Grenzwerten aus EU-Richtlinien (z. B. Fischgewässer 78/659/EWG), • Zielvorgaben (LAWA, internationale Flussgebietseinheiten), • der LAWA-Güteklassifizierung, • Expertenwissen.

Basierend auf diesen Grundlagen ergeben sich die in Tab. 5.3.3 genannten Werte. Die Bewertung spezifischer Schadstoffe (mit Ausnahme der Schadstoffe, die zur Ermitt lung des chemischen Zustandes erfasst werden, siehe Kap. 5.4) erfolgt im Rahmen der Einstufung in den ökologischen Zustand. Für die spezifischen Schadstoffe, die in signifikanten Mengen eingetragen werden, sind von den Mitgliedstaaten Umweltqualitätsnormen zum Schutz der aquatischen Lebensgemeinschaften auf der Grundlage von längerfristigen ökotoxikologischen Wirkungsdaten abzuleiten (Anhang V, 1.2.6 WRRL). Stoffmengen, die an repräsentativen Messstellen zu Konzentrationen größer als die halbe Umweltqualitätsnorm führen, werden als signifi kant definiert. In Deutschland wurden für eine Vielzahl von Schadstoffen Umweltqualitätsnormen rechtsverbindlich in Länder-Verordnungen festgelegt (vgl. Tab. 4.1.1.1). Die Prüfung auf Einhaltung der Umweltqualitätsnormen erfolgt an Hand von Jahresmittelwerten.

Die Ergebnisse der biologischen, hydromorphologischen und chemischen Untersuchungen bestimmen die Einstufung in den ökologischen Zustand mit seinen fünf Klassen: „sehr gut“, „gut“, „mäßig“, „unbefriedigend“, Nichteinhaltungen der Schwellenwerte sind Hinweise auf mögliche, ökologisch wirksame Defizite, die zu einer „schlecht“. Die Klasseneinstufung wird über die Farben blau, grün, gelb, orange und rot kartografisch dargeAbstufung von gut auf mäßig führen können aber nicht stellt. Die Grundlage der ökologischen Klassifikation müssen. Üblicherweise, d.h. wenn die biologischen Komponenten hinreichend sensitiv sind, alle relevanten Be- sind dabei die Referenzbedingungen. Der ökologische lastungen erfassen und keine Verzögerung in der biolo- Zustand ergibt sich aus der Abweichung von der Referenz. Diese Abweichungen sind in der Richtlinie verbal gischen Reaktion besteht, sollte bei Nichteinhaltung der Schwellenwerte gleichzeitig auch bei einer oder mehre- beschrieben. So zeigt der sehr gute Zustand „keine oder ren biologischen Qualitätskomponenten ein „mäßiger“ nur sehr geringfügige anthropogene Änderungen der Werte“ des Referenzzustandes. Daher sollen im sehr guoder schlechterer Zustand angezeigt werden. ten ökologischen Zustand sowohl die biologischen Qualitätskomponenten als auch die physikalisch-chemischen Bei der Festlegung der Schwellenwerte sind gewässerund chemischen sowie die hydromorphologischen Komtypspezifische Differenzierungen zu berücksichtigen. Zu ponenten nahezu ungestörte Bedingungen repräsentieunterscheiden sind: ren. • Cypriniden- (sommerwarm) / Salmoniden- (sommerkalt) Gewässer, Für den guten ökologischen Zustand müssen alle bio• karbonatische / silikatische / organische Gewässer, • huminstoffreiche / -arme Gewässer. Bei gestauten Flüssen und Seen ist die Aufenthaltszeit zu berücksichtigen. logischen Qualitätskomponenten zumindest in einem „guten Zustand“ und die Umweltqualitätsnormen für die flussgebietspezifischen Schadstoffe eingehalten sein. Ferner müssen die Werte für die allgemeinen physikalisch-chemischen Parameter in einem Bereich liegen, der die Funktionsfähigkeit des Ökosystems gewährleistet.

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Tabelle 5.3.3: a) Fließgewässer
Parameter:
Sichttiefe (m) Temperatur in oC

Referenzwerte („sehr guter Zustand“) sowie Schwellenwerte des „guten Zustandes“ für Fließgewässer, Seen, Übergangs- und Küstengewässer

Sehr guter Zustand

Guter Zustand

Überwachungswert

• Cyprinidengewässer • Salmonidengewässer Aufwärmung/Abkühlung in K • Cyprinidengewässer • Salmonidengewässer Sauerstoffgehalt Sauerstoffsättigung in % • Cyprinidengewässer • Salmonidengewässer TOC in mg/l

< 25 < 20

< 28 < 21,5

Max der Tagesmittelwerte Max der Tagesmittelwerte

0 0 Ohne Begrenzung

<3 < 1,5 Min, Max; zur Überwachung des Verschlechterungsverbotes

80 – 120 90 – 110 <2

70 – 130 80 – 120 <5

Min + Max Min + Max 90-Perz. 1

BSB5 (für internationale Vereinbarungen: unfiltriert, nicht abgesetzt, ungehemmt) in mg/l • Cyprinidengewässer • Salmonidengewässer Chlorid in mg/l Sulfat in mg/l pH • Carbonatische Gewässer • Silikatische Gewässer • Organische Gewässer Gesamt-Phosphor in mg P /l Ortho-Phosphat-P in mg P /l Nitrat-N in mg N /l Lebensgemeinschaften Binnengewässer2 Trinkwasserschutz Nitrit-N in mg N /l Ammonium-N in mg N /l <1 <1 < 0,01 < 0,04 < 2,5 < 11,7 < 0,1 < 0,3 90-Perz. 1 90-Perz. 1 90-Perz. 1 90-Perz. 1 < 0,05 < 0,05 7 – 8,5 6–8 5,5 – 8 < 0,1 < 0,07 90-Perz. 1 90-Perz. 1 <3 <2 < 50 < 50 <6 <3 < 100 < 100 90 Perz. 1 90 Perz. 1 Mittelwert; für Meerwasser und geogen beeinflusste Gewässer höhere Werte Mittelwert; für Meerwasser und geogen beeinflusste Gewässer höhere Werte

1 2

Ersatzweise doppelter Mittelwert; ersatzweise bei n<3 Maximum Schutz von naturraumtypischen Lebensgemeinschaften, in denen die Flussperlmuschel vorkommt

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b) Seen (Quelle: Seentypologie und LAWA-Klassifikation für Seen)
Parameter:
Gesamt-Phosphor in mg P/l a) natürlicherweise oligotrophe Seen (die überwiegenden Vertreter der Typen 4, 7, 9, 13) b) natürlicherweise mesotrophe Seen (die überwiegenden Vertreter der Typen 2, 3, 10, 14) c) natürlicherweise eutrophe Seen (die überwiegenden Vertreter der Typen 1, 11, 12)

Sehr guter Zustand
< 0,015

Guter Zustand
< 0,020

Überwachungswert
Jahresmittelwert

0,015 – 0,045

< 0,060

Jahresmittelwert

0,045 – 0,085

< 0,1

Jahresmittelwert

c) Übergangs- und Küstengewässer, (Quelle: Angaben von Brockmann, Univ. Hamburg, aggregiert)
Parameter
a) offene Nordsee
Sauerstoffgehalt in mg/l Gesamt-Phosphor in mg P /l Ortho-Phosphat-P in mg P /l Gesamt-N in mg N /l Ges. Anorganisch N (DIN) in mg N /l Nitrat-N in mg N /l > 7,7 < 0,020 < 0,008 < 0,17 < 0,13 < 0,11 > 5,8 < 0,035 < 0,012 < 0,27 < 0,21 < 0,17 Für 20 oC berechnet Jahresmittelwert Wintermittelwert (Nov.-Febr.) Jahresmittelwert Wintermittelwert (Nov.-Febr.) Wintermittelwert (Nov.-Febr.)

Sehr guter Zustand

Guter Zustand

Überwachungswert

b) Nordseeästuare
Sauerstoffgehalt in mg/l Gesamt-Phosphor in mg P /l Ortho-Phosphat-P in mg P /l Gesamt-N in mg N /l Ges. Anorganisch N (DIN) in mg N /l Nitrat-N in mg N /l 7,9 – 8,9 0,011 – 0,023 0,004 – 0,008 0,18 – 0,30 0,14 – 0,24 0,11 – 0,18 5,9 – 6,7 0,011 – 0,023 0,006 – 0,012 0,24 – 0,35 0,21 – 0,36 0,17 – 0,28 Für 20 oC berechnet Jahresmittelwert Wintermittelwert (Nov.-Febr.) Jahresmittelwert Wintermittelwert (Nov.-Febr.) Wintermittelwert (Nov.-Febr.)

c) Ostsee
Sauerstoffgehalt in mg/l Gesamt-Phosphor in mg P /l Ortho-Phosphat-P in mg P /l Gesamt-N in mg N /l Ges. Anorganisch N (DIN) in mg N /l Nitrat-N in mg N /l > 8,5 < 0,015 < 0,006 < 0,14 < 0,085 < 0,07 > 6,5 < 0,025 < 0,009 < 0,21 < 0,13 < 0,11 Für 20 oC berechnet Jahresmittelwert Wintermittelwert (Nov.-Febr.) Jahresmittelwert Wintermittelwert (Nov.-Febr.) Wintermittelwert (Nov.-Febr.)

Quelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA); Stand September 2005

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Für den mäßigen ökologischen Zustand müssen alle biologischen Qualitätselemente zumindest in einem „mäßigen Zustand“ sein. Ist mindestens eins dieser Qualitätselemente in einem schlechteren Zustand, erfolgt die Bewertung als unbefriedigend oder schlecht. Die Einstufung in die unteren drei Klassen erfolgt also ausschließlich auf Grundlage der biologischen Untersuchungsergebnisse. Wichtigste Regel bei der Bewertung ist, dass der jeweils schlechteste Wert für eine biologische Komponente und für die chemischen Qualitätskomponenten die Einstufung in eine ökologische Zustandsklasse bestimmt. Es ist zu beachten, dass diese Bewertung stets auf der Ebene der Qualitätskomponenten und nicht auf der Ebene der Parameter erfolgt. Das heißt, dass beispielsweise für die Bestimmung des Ergebnisses für die Qualitätskomponente Fischfauna die Ergebnisse für die Bewertung der Parameter Artenzusammensetzung, Artenhäufigkeit und Altersstruktur miteinander verrechnet werden können, um ein Gesamtergebnis für die Fischfauna zu erreichen. Auf der Ebene der Qualitätskomponenten Makrophyten/Phytobenthos, Phytoplankton, Wirbellosenfauna und Fischfauna erfolgt dann die Bestimmung des Gesamtergebnisses für die Biologie anhand des schlechtesten Ergebnisses für eine Komponente. Beispiele für Qualitätskomponenten und Parameter zeigt Tabelle 5.3.4. Bei der ökologischen Bewertung können die Mitgliedstaaten ihre eigenen biologischen Untersuchungsverfahren anwenden, deren Ergebnisse dann allerdings über die sogenannte Interkalibrierung nachjustiert werden. Die Interkalibrierung erfolgt an den Klassengrenzen sehr gut / gut und gut / mäßig, um zu gewährleisten, dass in allen Staaten Europas die gleichen Bewertungsmaßstäbe gelten.

5.4

Chemischer Zustand

Der gute chemische Zustand eines Oberflächengewässers ist erreicht, wenn die auf EU-Ebene festgelegten Umweltqualitätsnormen für Schadstoffe eingehalten werden. Diese Schadstoffe umfassen sowohl die in der Gewässerschutz-Richtlinie 76/464/EWG und ihren Tochterrichtlinien geregelten gefährlichen Stoffe als auch die in Anhang X WRRL festgelegten prioritären Stoffe (siehe Kap. 4.1). Werden die Normen für diese Stoffe nicht eingehalten, wird der Wasserkörper als „nicht gut“ eingestuft. Die Kennzeichnung erfolgt in blau für den „guten chemischen Zustand“ und in rot für den „nicht guten chemischen Zustand“. Ziel der Einschätzung des chemischen Zustandes ist es zu überprüfen, inwieweit Maßnahmen zur Reduzierung des Eintrages von europaweit relevanten gefährlichen Stoffen in die Umwelt erfolgreich waren. Die 33 prioritären Stoffe müssen bei Eintrag gemessen werden.

5.5

Zuverlässigkeit und Genauigkeit

In den Bewirtschaftungsplänen müssen verbal oder statistisch unterlegt Aussagen getroffen werden, wie präzise und zuverlässig die Überwachungsergebnisse sind. Liegen die Messergebnisse, z.B. in der Nähe der Klassengrenze gut / mäßig, empfiehlt sich eine Erhöhung der Messfrequenz, um die Zuverlässigkeit der Einstufung zu erhöhen. Auch bei der Bewertung des chemischen Zustandes sollte bei Messergebnissen im Bereich der Umweltqualitätsnormen die Anzahl der Messungen erhöht werden. In der Praxis hat sich die Regel bewährt, dass bei Messwerten unter dem halben Wert der Norm von einer sicheren Einhaltung ausgegangen werden kann, bei Messwerten über dem zweifachen Wert der Norm dementsprechend von einer sicheren Überschreitung. Bei Messwerten im Bereich des halben bis zweifachen Wertes der Umweltqualitätsnorm sind vertiefte Untersu-

Tabelle 5.3.4:

Beispiele für Qualitätskomponenten und Parameter zur Einstufung in den ökologischen Zustand
Beispiele für Qualitätskomponenten
Sauerstoff

Gruppen von Qualitätskomponenten
Allgemeine physikalischchemische Komponenten Nicht-prioritäre spezifische Schadstoffe Hydromorphologische Komponenten

Beispiele für Parametergruppen
Stoffe mit nachhaltigem Einfluss auf die Sauerstoffbilanz In signifikanten Mengen eingeleitetes Kupfer Struktur und Substrat des Bodens Allgemeine Degradation (i.d.R. Indikation der Gewässermorphologie)

Beispiele für Parameter
CSB, BSB, gelöster Sauerstoff Kupferkonzentrationen in Wasser, Sediment oder Biota Substratvielfalt, Anteile von Steinen, Kies, Sand Artendiversität, Vorkommen von störungsempfindlichen Arten bzw. von robusten Arten

Schwermetalle

Morphologie Zusammensetzung und Abundanz der benthischen wirbellosen Fauna

Biologische Komponenten

Quelle:Umweltbundesamt, Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

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chungen zur Klärung nötig, ob die Norm eingehalten wird oder nicht. Die Richtlinie weist klar auf die Bedeutung der Qualitätssicherung in allen Phasen der Klassifizierung (Probenahme, Analyse und Klassifizierung) hin (vgl. Kap. 6).

nis einschließlich Datenhaltung und Archivierung des Untersuchungsmaterials, • dokumentierte Validierung/Verifizierung der eingesetzten Untersuchungsmethoden zur Ermittlung der Verfahrenskenndaten, • kontinuierlicher Nachweis der verfahrensspezifischen Richtigkeit und Präzision durch Einsatz von Qualitätssicherungselementen in der Laborroutine, z.B. durch Führen von Kontrollkarten oder Einsatz von (zertifizierten) Referenzmaterialien, • Anlage von Vergleichs- und Belegsammlungen für die biologischen Untersuchungen, • Qualifikation und regelmäßige Schulung des Personals bezüglich der Verfahrensschritte, • regelmäßige Durchführung interner Audits und Managementüberprüfungen. Zu den externen Qualitätssicherungsmaßnahmen gehören: • Teilnahme an nationalen und internationalen Laborvergleichen, Ringversuchen, Schulungen und Workshops, • Labor-Begutachtungen (externe Audits), z.B. im Rahmen einer laufenden Akkreditierung oder die stichprobenartige Überprüfung der Feld-, Labor- und Bestimmungsergebnisse durch eine externe Stelle bei biologischen Untersuchungen. Eine geeignete Form zur Sicherstellung bzw. Verbesserung der Qualität analytischer Daten ist sowohl die Akkreditierung als auch 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 erfolgt üblicherweise für die Annerkennung und Bekanntgabe staatlich geprüfter und als geeignet befundener Laboratorien für Untersuchungsaufgaben im gesetzlich geregelten Bereich (z.B. für Trink- und Abwasseruntersuchungen). Die Akkreditierung analytischer Laboratorien gemäß den Normen „DIN EN 45001“ bzw. „DIN EN ISO/IEC 17025“ (seit April 2000) erfolgt im Bereich der Umweltanalytik seit etwa zehn Jahren, wobei es im Wesentlichen um eine Bestätigung der Kompetenz eines Labors zur Durchführung bestimmter Analysen geht. Die Akkreditierung wird durchgeführt, um die Eignung eines Labors zur Durchführung einer Untersuchung/Prüfung zu dokumentieren und damit eine verbesserte, gegenseitige Akzeptanz der Untersuchungsbefunde zu erlangen. Wichtige deutsche Akkreditierungsstellen in der Umweltanalytik sind u.a. die Deutsche Akkreditierungsstelle Chemie GmbH (DACH) und das Deutsche Akkreditierungssystem für Prüfwesen GmbH (DAP).

6

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. Die Frage der Datenqualität darf sowohl auf chemischem als auch auf biologischem Gebiet nicht vernachlässigt werden. Daten werden nur dann als zuverlässig eingeschätzt, wenn sie durch entsprechende Qualitätssicherungsmaßnahmen abgesichert sind. Dies trifft auch auf die Überwachung der Gewässer gemäß EG-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) zu, die bei Nichterreichen des geforderten „guten Zustandes“ den Einsatz kosteneffizienter Maßnahmen zur Erreichung ihrer Umweltziele verlangt.

6.1

Grundlagen

Voraussetzung einer Qualitätssicherung ist die Anwendung validierter, d.h. für den vorgegebenen Zweck geeigneter Untersuchungsverfahren. Mittlerweile gibt es eine ganze Reihe nationaler und internationaler Standardverfahren für chemische, physikalische und biologische Untersuchungen. Ein wichtiges Regelwerk sind die „Deutschen Einheitsverfahren zur Wasser-, Abwasser- und Schlammuntersuchung“, die inzwischen fast 300 Verfahrensvorschriften enthalten. Die Grundlagen für die Einrichtung eines Qualitätssicherungssystems sind in der DIN EN ISO/IEC 17025 festgelegt. Danach sind eine interne Qualitätssicherung innerhalb der Laboratorien und eine externe Qualitätssicherung zwischen den Laboratorien auf nationaler und internationaler Ebene zu entwickeln. Zu den internen Qualitätssicherungsmaßnahmen gehören folgende Maßnahmen, wie sie auch im Rahmen der Akkreditierung von Laboratorien gefordert werden: • Erarbeitung eines QualitätsmanagementHandbuches, • Dokumentation der eingesetzten Untersuchungsverfahren in Form von Standardarbeitsanweisungen, von der Probenahme über die einzelnen Untersuchungsschritte bis zum Ergeb-

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Abbildung 6.2.1:

Zusammensetzung einer Phytoplanktonprobe aus der Nordsee auf der Grundlage der mittleren Artenzahlen der Ringversuchsteilnehmer

Mittlere Artenzahl pro Klasse (alle Ringversuchsteilnehmer) in %

Prasinophyceae 3,4% keine Angabe 9,7%

Prymnesiophyceae 2,8%

Raphidophyceae 4,6%

Euglenophyceae 2,3% Bacillariophyceae 43,4%

Ebriidea 2,3%

Dinophyceae 13,8%

Dictyochophyceae 2,3% Cyanophyceae 2,3% Cryptophyceae 7,3% Chrysophyceae 2,3%

Chlorophyceae 3,4%

Obwohl bisher im Umweltbereich noch keine Pflicht zur Akkreditierung besteht, wird diese vermutlich 2007 nach Verabschiedung des europäischen Normentwurfs („Water quality – Guidance on assuring the quality of biological and ecological assessments in the aquatic environment”) gefordert werden.

6.2

Qualitätssicherung im Meeresmonitoring

Im Rahmen des Bund/Länder-Messprogramms Nordund Ostsee (BLMP) existiert bereits ein Qualitätssicherungssystem, das die Validierung der eingesetzten Verfahren sowie Maßnahmen zur internen und externen Qualitätssicherung sicherstellt. Die mehr als 20 BLMP-Labore werden dabei seit 1999 von der Qualitätssicherungsstelle am Umweltbundesamt z.B. durch regelmäßige Workshops unterstützt. Darüber hinaus wurde von der Qualitätssicherungsstelle eine „Leitlinie zur Methodenvalidierung“ erarbeitet, die den Laboratorien zur Verfügung steht. Diese Leitlinie gibt Hinweise zur Ermittlung der Kenngrößen, die im Rahmen einer Methodenvalidierung von Bedeutung sind und enthält Ausführungen zum Thema Messunsicherheit.

Eine wichtige Maßnahme der laborinternen Qualitätssicherung ist der Einsatz von Referenzmaterialien (RM) und zertifizierten Referenzmaterialien (ZRM). Das sind in der Regel Substanzen, deren Konzentration bekannt ist. Bei den ZRM 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 Messgerätes, die Beurteilung einer Messmethode oder die Zuweisung von Werten zu Materialien benutzt werden. Für die im Rahmen des BLMP untersuchten Parameter gelöster Gesamt-Stickstoff (DTN), gelöster Gesamt-Phosphor (DTP) und gelöster organischen Kohlenstoff (DOC) hat die Qualitätssicherungsstelle ein solches Material hergestellt und zertifiziert. Für die externe Qualitätssicherung chemischer Messungen hat sich QUASIMEME (Quality Assurance of Information for Marine Environmental Monitoring in Europe) als wichtiger Ring versuchsveranstalter international etabliert. QUASIMEME bietet für verschiedene Parameter Ring versuche an. So werden regelmäßig stabilisierte Meer wasser-Proben, homogene marine Sedimente oder Biota zur Verfügung gestellt, in denen Nährstoffe, Schwermetalle und eine Vielzahl organsicher

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Abbildung 6.2.2:

Zusammensetzung der Phytoplanktonprobe aus der Nordsee auf der Grundlage der Artenzahlen des Vergleichslabors

Mittlere Artenzahl pro Klasse (alle (Referenz) in %

keine Angabe 5,1% Euglenophyceae 2,6%

Prasinophyceae 2,6%

Prymnesiophyceae 2,6%

Dinophyceae 12,8%

Cryptophyceae 2,6% Bacillariophyceae 71,8%

Schadstoffe zu bestimmen sind. Darüber hinaus finden regelmäßig weitere Vergleichsuntersuchungen zur Probenahme und Probenvorbereitung statt. Es hat sich gezeigt, dass Laborvergleiche auch für biologische Parameter machbar und sinnvoll sind und damit Defizite der Datenqualität aufgedeckt werden können. Ziel dieser Untersuchungen ist es z.B., die taxonomische Expertise der teilnehmenden Laboratorien in Bezug auf die Artbestimmung sowie die Zähl- und Sortiergenauigkeit zu überprüfen. Gleichzeitig werden Hinweise zur Vergleichbarkeit der im Rahmen des BLMP erhobenen Daten gewonnen und mögliche Problemschwerpunkte bei der Bestimmung der einzelnen Organismengruppen erkannt. Wie wichtig die Qualitätssicherung biologischer Daten ist, veranschaulichen beispielhaft die Ergebnisse eines Laborvergleichs (12 teilnehmende Laboratorien) zu Phytoplanktonuntersuchungen aus dem Jahr 2001, die in den Abbildungen 6.2.1 (teilnehmende Laboratorien) und 6.2.2 (Vergleichslabor) dargestellt sind. Sie zeigen die unterschiedliche Beurteilung der Artenzusammensetzung einer natürlichen Phytoplankton-Probe aus der Nordsee. Von den 140 Gattungen und Arten, die insgesamt von

den Teilnehmern genannt wurden, konnten nur 15 Arten von knapp der Hälfte der Bearbeiter nachgewiesen werden. Das bedeutet, dass es sich bei den meisten Artangaben um Einzelangaben handelt und damit die Untersuchungsergebnisse nicht miteinander vergleichbar sind. Eine wichtige Maßnahme der externen biologischen Qualitätssicherung sind deshalb regelmäßige intensive Schulungen des am BLMP beteiligten Personals in Form von Trainingskursen und taxonomischen Workshops. Neben taxonomischen Untersuchungen des Phytoplanktons wird der Chlorophyll a-Gehalt des Wassers als wichtiger Biomasseparameter für die Routineüberwachung der Algenentwicklung herangezogen. In einem Ringversuch zur Vergleichbarkeit von drei verschiedenen Methoden zur Chlorophyll a-Bestimmung konnte festgestellt werden, dass die Bestimmung des Chlorophyll a-Gehaltes mit allen drei untersuchten analytischen Verfahren durchführbar ist und vergleichbare Ergebnisse liefert. Die festgestellte sehr hohe Variabilität der Untersuchungsergebnisse bei der Bestimmung der Phaeopigmentgehalte, das sind Abbauprodukte des Chlorophyll a, lässt den Schluss zu, dass im Unterschied zur Bestimmung des Chlorophyll a-Gehaltes keine der drei betrachteten Messmethoden eine reproduzierbare

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Abbildung 6.3.1:

Messunsicherheiten und Grenzwertbetrachtungen

Grenzwert

Fall 1

Fall 2

Fall 3

Fall 4

Bestimmung dieses Parameters ermöglicht. Eine Überprüfung und Überarbeitung der bestehenden DIN 38412 L16 und der ISO 10260 ist deshalb notwendig.

6.3

Messunsicherheit und Kontrolle von Grenzwerten

sage zur Über- bzw. Unterschreitung des Grenzwertes möglich (siehe Fall 1 und 4 in Abb. 6.3.1). 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. In der Praxis wäre in den Fällen 2 und 3 der Abbildung 6.3.1 keine eindeutige Aussage möglich und deshalb ggf. eine Nachuntersuchung angezeigt. Eine weitere Möglichkeit zur Klärung einer solchen Situation wäre - falls vorhanden - die Einbeziehung zurückliegender Untersuchungsergebnisse, um z.B. einen Trend herauszufinden, der bei einem Anstieg im Hinblick auf ggf. erforderliche Maßnahmen berücksichtigt werden sollte. Ein Trend zu niedrigen Werten kann dagegen auf einen Erfolg durchgeführter Maßnahmen schließen lassen. Im Einzelfall kann auch die Anwendung eines anderen Analysenverfahrens mit deutlich geringerer Messunsicherheit das Problem lösen. Wenn sich die Einhaltung/Überschreitung eines Grenzwertes trotz Nachuntersuchungen nicht eindeutig bestätigen lässt, ist eine Einzelfallentscheidung zu treffen, bei der das potenzielle Risiko, die Wahrscheinlichkeit einer Fehlbeurteilung und ökonomische Gesichtspunkte weiterer Maßnahmen gegeneinander abzuwägen sind.

Jedes Analysenergebnis weist eine bestimmte Messunsicherheit auf (Analysenergebnis = Messwert +/- Messunsicherheit) und stellt somit lediglich einen Schätzwert für den wahren Wert (den richtigen Wert) der Messgröße dar. Anders ausgedrückt: Die Messunsicherheit eines Messwerts kennzeichnet den Bereich, innerhalb dessen der tatsächliche wahre Wert dieser Größe erwartet wird. Grundlage für die Bestimmung der Messunsicherheit ist die Leit linie „Guide to the Expression of Uncertainty in Measurement“ von 1995 und der darauf auf bauende EURACHEM/CITAC Leitfaden von 2000. Zur praktischen Ermittlung der Messunsicherheit im Laboratorium gibt es eine Reihe weiterer empfehlenswerter technischer Berichte, z.B. das NORDTEST Handbuch. 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 Grenzwertes liegt, ist eine eindeutige Aus-

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7

ZUSAMMENFASSUNG UND SCHLUSSFOLGERUNGEN

schaftlicher Nitratüberschüsse über das Grundwasser. In diesen Bereichen liegen auch die größten Reduzierungspotenziale. Besondere Aufmerksamkeit muss der Pestizid-Belastung der Gewässer geschenkt werden. Ökotoxikologische Untersuchungen haben nachgewiesen, dass der Trinkwassergrenzwert in Höhe von 0,1 μg/ l für die Einzelsubstanz als Schutzniveau für die aquatischen Lebensgemeinschaften oftmals nicht ausreicht. Im Vergleich mit den Zielvorgaben zeigen bei der gegenwärtigen Belastungssituation eine Reihe von Pestiziden z.T. deutliche Überschreitungen. Dies gilt insbesondere für Dichlorvos, Diuron, Isoproturon und Tributylzinn mit sehr häufigen Zielvorgabenüberschreitungen an mehr als 25 % der untersuchten Messstellen. An 10 – 25 % der Messstellen treten häufiger Zielvorgabenüberschreitungen für Dichlorprop, MCPA, Mecoprop und Triphenylzinn auf. Vereinzelte Überschreitungen sind für weitere 21 Pestizide zu verzeichnen. Auch die Umweltqualitätsnormen der WRRL werden für diese Stoffe zum Teil überschritten. Im oberflächennahen Grundwasser halten knapp 9 % der über zehntausend Messstellen den Grenzwert in Höhe von 0,1 μg/l für mindestens einen Wirkstoff nicht ein. Dennoch ist in Grund- und Oberflächenwasser für einzelne Stoffe wie Atrazin, Simazin, Lindan und Isoproturon eine Abnahme der Belastung zu verzeichnen, für Diuron ist sie hingegen eher gleichbleibend. Pestizide können produktions- oder anwendungsbedingt (in der Landwirtschaft, auf Industrie- und Verkehrsflächen, im privaten Haus- und Gartenbereich), durch Altlasten und durch unsachgemäße Anwendung und Entsorgung in die Gewässer eingetragen werden. Einträge aus dem landwirtschaftlichen Anwendungsbereich können durch Verwehungen (Abdrift), Abschwemmungen, Auswaschung in Dränagen und das Grundwasser, Verdunstung mit nachfolgender nasser und trockener Deposition und Abläufe von landwirtschaftlichen Höfen (z. B. nach der Spritzen- oder Fahrzeugreinigung) erfolgen. Durch die Reinigung der Spritzen und Fahrzeuge auf den Höfen der an die kommunalen Kläranlagen angeschlossenen landwirtschaftlichen Betriebe sowie durch Tropfverluste der Spritzgeräte auf der Straße gelangen zum Teil bedeutende Pestizidmengen in die Kläranlagen und damit in die Gewässer. Für Stoffe mit hormoneller Wirkung liegen international z.T. besorgniserregende Untersuchungsbefunde vor. In deutschen Fließgewässern tritt hauptsächlich TBT in wirksamen Konzentrationen auf. Wie das Gefährdungspotenzial anderer Stoffe – insbesondere auch hormonell wirksamer Arzneimittel – für die aquatische Lebensgemeinschaft zu beurteilen ist, ist Gegenstand laufender Forschungsvorhaben. Eine abschließende Bewertung ist zum gegenwärtigen Zeitpunkt nicht möglich.

Die dargestellten Daten zur chemischen Beschaffenheit der Gewässergüte zeigen, dass die Belastung der Oberflächengewässer mit organischen Schadstoffen wie Chloroform, Schwermetallen wie Quecksilber und Cadmium sowie Nährstoffen wie Phosphat und Ammonium im Laufe der Jahre und Jahrzehnte insgesamt und zum Teil deutlich abgenommen hat. Die von den Meeresschutzkonventionen vereinbarten Reduktionsvorgaben der Schwermetalleinträge in Nord- und Ostsee in der Größenordnung von 50 % bei Cr, Cu, Ni, Zn , As und 70 % bei Cd, Hg, Pb wurden erfüllt. Beim Grundwasser sind hingegen noch keine wesentlichen Entlastungen festzustellen (Nitrat, Pestizide), was u.a. auf die langen Fließzeiten des Wassers von der Bodenoberfläche bis in das Grundwasser zurückzuführen ist. Dennoch sind bei den genannten Stoffen und Stoffgruppen auch heute noch weitergehende Anstrengungen zur Reduzierung der Stoffeinträge erforderlich. Dies gilt insbesondere für die Schwermetalle Zink, Kupfer und Cadmium, für die die jeweilige Zielvorgabe derzeit an über 50 % der Messstellen des LAWA-Messstellennetzes nicht eingehalten wird. Bei den Schwermetallen haben diffuse Quellen einen hohen Anteil am Gesamteintrag. Im Durchschnitt 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 als im städtischen Schmutzwasser, dem ”eigentlichen” Abwasser. Auch die Nährstoffe Phosphor und Stickstoff bereiten immer noch Probleme. Die Phosphat konzentrationen haben zwar deutlich abgenommen, die Güteklasse II für Gesamt-Phosphor wird in 2004 aber dennoch nur an 27 % der Fließgewässermessstellen erreicht. Beim Nitrat als Hauptstickstoffkomponente sind ebenfalls Konzentrationsabnahmen zu verzeichnen, jedoch bei weitem nicht so ausgeprägt wie beim Phosphor: Derzeit wird die angestrebte Güteklasse II für Nitrat nur an 13 % der Fließgewässermessstellen erreicht. Im deutschen Nordseebereich ist vor allem das Küstenmeer eutrophiert. Hauptgrund sind Nährsalzeinträge aus den deutschen Flüssen, aber auch ein Ferntransport von der englischen Küste, aus dem Englischen Kanal sowie von der niederländischen Küste und atmosphärische Stickstoffeinträge. Auch die Ostsee ist „eutrophiert“, was neben einem stärkeren Algenwachstum regelmäßig zu Sauerstoffdefiziten in Sommer und Herbst führt. Die größten Eintragsanteile stammen beim Phosphor aus erodiertem Bodenmaterial von landwirtschaftlich genutzten Flächen und beim Stickstoff aus dem Eintrag landwirt-

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Trotz bestehender Problembereiche verdeutlichen auch die biologischen Untersuchungsbefunde, dass sich die Gewässergüte der Fließgewässer im Laufe der vergangenen 20 Jahre insgesamt verbessert hat. Die Artenzahlen sind z.B. in Rhein und Elbe deutlich angestiegen; die biologische Gewässergütekarte zeigt darüber hinaus, dass die angestrebte Gewässergüteklasse II heute in weiten Abschnitten der Vielzahl der Fließgewässer bereits erreicht ist. Allerdings misst das „Saprobiensystem“, mit dem die Biologische Gewässergütekarte Deutschlands fortlaufend über die vergangenen 30 Jahre erstellt wurde, lediglich die Belastung mit sauerstoffzehrenden Stoffen. Hier ist zweifelsohne sehr viel erreicht worden. Die EG-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) fordert in Zukunft aber für Oberflächengewässer eine gewässertypspezifische Messung und Bewertung des ökologischen Zustands insgesamt, also auch anderer Belastungsfaktoren wie Versauerung oder Gewässerverbau. Erste Untersuchungsbefunde mit den neuen biologischen Untersuchungsverfahren zeigen erhebliche Defizite in der biologischen Gewässerqualität, die hauptsächlich durch bestehende Beeinträchtigungen der Gewässerstruktur bedingt sind. Der Gewässerausbau zum Zwecke der Schifffahrt, der Energiegewinnung und des Hochwasserschutzes hat unsere Fließgewässer erheblich verändert: Dem Gewässerausbau sind Flussauen, natürliche Uferzonen als Saumbiotope, Altarme und oft auch der fließende Charakter der Gewässer zum Opfer gefallen. Die durch den Ausbau hervorgerufenen negativen Auswirkungen auf die aquatischen Lebensgemeinschaften und die Lebensgemeinschaften der Flussauen sind oftmals nahezu irreversibel. In Anbetracht der wenigen noch bestehenden naturnahen Gewässerabschnitte ist ein weiterer Gewässerausbau aus Sicht des Gewässer- und Naturschutzes heute daher nicht mehr zu vertreten. Es sollten vielmehr Anstrengungen unternommen werden, negative Auswirkungen von bereits durchgeführten Gewässerausbaumaßnahmen zu minimieren: Hierzu zählen Maßnahmen zur Förderung der Durchgängigkeit der Gewässer (z.B. Entrohrung, Bau funktionsfähiger Fischauf- und -abstiegsanlagen) sowie zur Verbesserung der Habitatverhältnisse. Hierzu gehört auch eine ökologisch verträgliche Gewässerunterhaltung. Es sollten perspektivisch nur die hydromorphologischen Veränderungen beibehalten werden, die zur Aufrechterhaltung ökologisch verträglicher Nutzungen erforderlich sind. Die am 22. Dezember 2000 in Kraft getretene EG-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) ist die erste ökologisch orientierte Richtlinie im Gewässerschutz, zudem mit einer umfassenden Öffentlichkeitsbeteiligung. Das operative Ziel der Richtlinie besteht in dem Erreichen einer guten ökologischen und chemischen Qualität der Oberflächengewässer sowie eines guten ökologischen Potenzials erheblich veränderter oder künstlicher Gewässer. Bei der

Überwachung der Ziele werden neben chemischen Parametern neue biologische Güteklassen eingeführt. Spätestens Ende 2006 müssen die Überwachungsprogramme neu gestaltet und intensiviert werden. Grund dafür sind die Anforderungen der WRRL, die für Oberflächengewässer u.a. eine gewässertypspezifische Messung und Bewertung des ökologischen Zustands fordern. Die Ermittlung der biologischen Besiedlung der Gewässer und der Vergleich mit den im ungestörten Zustand vorkommenden naturraumtypischen Lebensgemeinschaften erlauben erstmals eine integrative Beurteilung der ökologischen Qualität von Meeres- und Binnengewässern und geben Auskunft über wahrscheinliche Belastungsursachen. Die Ent wicklung der Verfahren ist in Deutschland weit fortgeschritten, so dass einige Methoden derzeit auf ihre Praxistauglichkeit im wasserwirtschaftlichen Vollzug erprobt werden. Die im März 2005 der EU-Kommission übermittelten Ergebnisse der ersten Bestandsaufnahme der Belastungen und ihrer Auswirkungen auf die Gewässer nach Art. 5 WRRL belegen die erreichten Fortschritte bei der Reinhaltung der Gewässer, unterstreichen aber auch den großen Handlungsbedarf, um das erweiterte Ziel des „guten Zustands“ der Gewässer zu erreichen. Ohne weitere Maßnahmen ist der gute Zustand für 62 % der Flusswasserkörper nicht zu erreichen und für weitere 26 % unsicher. Das Ergebnis wird im Wesentlichen durch den derzeitigen ökologischen Zustand bestimmt. Die häufigsten Ursachen sind Veränderungen der Gewässerstruktur und die fehlende Durchgängigkeit für Fische und kleinere Organismen. Weitere Gründe liegen in der hohen Nährstoffbelastung vor allem aus diffusen Quellen und vereinzelt an flussspezifischen Schadstoffen. Für die Seen ist das Ergebnis für den ökologischen Zustand besser, für 38 % der Seenwasserkörper ist die Zielerreichung unwahrscheinlich, für 24 % unsicher. Die Ergebnisse für die Übergangs- und Küstengewässer fallen hingegen schlechter aus, für 91 % der Wasserkörper ist die Zielerreichung unwahrscheinlich, für 2 % unsicher. Hier werden die Nährstoffe zum wichtigsten Belastungsfaktor, weil sie in diesen eher stehenden Gewässern zur Eutrophierung führen. Der chemische Zustand der Flüsse, bemessen an der Einhaltung von Umweltqualitätsnormen für die europaweit relevanten prioritären Stoffen, ist hingegen vergleichsweise gut: Für 9 % der Wasserkörper ist die Zielerreichung unwahrscheinlich und für 28 % unsicher. 53 % der Grundwasserkörper werden den „guten chemischen Zustand“ ohne weitere Maßnahmen voraussichtlich verfehlen, hauptsächlich aufgrund zu hoher Nitratbelastungen. Der mengenmäßige Zustand ist hingegen zumeist nicht gefährdet. Mit der Einführung der WRRL haben die Biologie und die diese beeinflussende Hydromorphologie der Gewässer einen erhöhten Stellenwert in der Gewässerpolitik

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der EU erhalten. Aufgrund der Ergebnisse der Bestandsaufnahme der Belastungen ist heute bereits abzusehen, dass Maßnahmen im Rahmen des ersten Bewirtschaftungsplans 2009 vor allem im Bereich Hydromorphologie ansetzen müssen, im stofflichen Bereich sind vor allem die Nährstoff- und Pestizideinträge zu verringern. Es ist zu hoffen, dass bis 2015 und ggf. in den nachfolgenden zwei Bewirtschaftungszyklen von jeweils 6 Jahren die gute Gewässerqualität europaweit erreicht werden wird.

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LITERATURVERZEICHNIS

Literatur Kap. 2 (Emissionen in die Gewässer)
Europäische Union: 96/61/EG: IVU-Richtlinie; Richtlinie über die integrierte Vermeidung und Verminderung der Umweltverschmutzung (IPPC Directive). Amtsblatt L 257 vom 24.9.1996. Europäische Union: 2000/479/EG: Entscheidung der Kommission über den Aufbau eines Europäischen Schadstoffemissionsregisters (EPER). Amtsblatt L 192/37 vom 28.7.2000. Bach u.a.: Schätzung der Einträge von Pflanzenschutzmitteln aus der Landwirtschaft in die Oberflächengewässer Deutschlands. UBA-Berichte 3/00, Berlin, 2000. Behrendt, H.; Huber, P.; Opitz, D.; Schmoll, O.; Scholz, G.; Uebe, R.: Nährstoffbilanzierung der Flussgebiete Deutschlands. UBA-Texte 75/99, Berlin, 1999. H. Behrendt, u.a.: Internationale Harmonisierung der Quantifizierung von Nährstoffeinträgen aus diffusen Quellen in die Oberflächengewässer Deutschlands. UBA-Texte 82/03, Berlin, 2003. BMU (Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit): Bericht der Bundesregierung über die Umsetzung der Beschlüsse der 4. Internationalen Nordseeschutz-Konferenz (4. INK), Esbjerg, 1995. Drucksache 13/11224, Bonn, 1998 b. Böhm, E.; Hillenbrand, T.; Marscheider-Weidemann, F.; Schempp, C.; Fuchs, S.; Scherer, U.; Lüttgert, M.: Emissionsinventar Wasser für die Bundesrepublik Deutschland. UBA-Texte 53/00, Berlin, 2000. Böhm, E.; Hillenbrand, T.; Marscheider-Weidemann, F.; Schempp, C.; Fuchs, S.; Scherer, U.: Bilanzierung des Eintrags prioritärer Schwermetalle in Gewässer. Abschlussbericht zum UBA-Vorhaben Nr. 298 22 243, UBA-Texte 29/01, Berlin, 2001. Frede, H.-G.; Dabbert, S.: Handbuch zum Gewässerschutz in der Landwirt schaft. Ecomed, Landsberg, 1998. Fuchs, Scherer: Quantifizierung der Schwermetalleinträge aus Deutschland zur Umsetzung der Beschlüsse der Internationalen Nordseeschutzkonferenz, UBA-Texte 54/02, Berlin, 2002. Haskoning, Consulting Engineers: EU-Phare Projekt “Danube River Basin Water Quality Enhancement - Inventory of Industrial Emissons per Country. Nijmegen, 1999. HELCOM: The Fourth Baltic Sea Pollution Load Compilation (PLC-4). Baltic Sea Environmental Proceedings No. 93. Helsinki Commission, 2004. Hillenbrand u.a.: Einträge von Kupfer, Zink und Blei in Gewässer und Böden – Analyse der Entwicklungspfade und möglicher Emissionsminderungsmaßnahmen, UBA-Texte 19/2005, Berlin, 2005. Lüttgert, M.; Schott, Ch.: Realisierung der DV-Werkzeuge für das Emissionsinventar Deutschland, Berlin, 2000. Röpke, B.; Bach, M.: Prediction of Pesticide Concentrations in German River Basins from Diffuse Agricultural Inputs. UBA-Berichte 2/04, Berlin, 2004. Umweltbundesamt: Daten zur Umwelt - Der Zustand der Umwelt in Deutschland - Ausgabe 2005. Dessau, 2005.

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Literatur Kap 3 (Hydromorphologische Belastungen)
BMU (Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit): Umwelt politik. Die Wasserrahmenrichtlinie-Ergebnisse der Bestandsaufnahme. Paderborn, 2005. European Commission: Identification and Designation of Artificial and Heavily Modified Waterbodies. WFD CIS Guidance Document 4, Directorate General Environment of the European Commission, Brüssel, 2003 Tittizer T.; Krebs F. [Hrsg.]: Ökosystemforschung – Der Rhein und seine Auen – eine Bilanz. Springer Vlg. Berlin Heidelberg, 1996 Zumbroich, T.; Müller A.: Bundesweites Kataster der ökologisch wirksamen, funktional differenzierten Querverbauungen der Fließgewässer. Vorlf. unveröffentl. Abschlussbericht (UFOPLAN) zum UBA-Vorhaben Nr. 203 24 289, Dessau, 2005.

Literatur Kap. 4.1 (Chemische Güte)
Kunkel, R.; Voigt, H.-J.; Wendland, F.; Hannappel, S.: Die natürliche, ubiquitär überprägte Grundwasserbeschaffenheit in Deutschland. Schriften des Forschungszentrums Jülich, Reihe Umwelt/ Environment, Band 47, Forschungszentrum Jülich GmbH, Jülich (2004), Germany, 204 S.. LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Zielvorgaben zum Schutz oberirdischer Binnengewässer, Band I, Teil I: Konzeption zur Ableitung von Zielvorgaben zum Schutz oberirdischer Binnengewässer vor gefährlichen Stoffen, Teil II: Erprobung der Zielvorgaben von 28 gefährlichen Wasserinhaltstoffen in Fließgewässern. Berlin, Oktober 1997. LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Zielvorgaben zum Schutz oberirdischer Binnengewässer, Band II (Schwermetalle). Berlin, 1997. LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Zielvorgaben zum Schutz oberirdischer Binnengewässer, Band III (Biozide und Pflanzenbehandlungsmittel). Berlin, 1998. LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Beurteilung der Wasserbeschaffenheit von Fließgewässern in der Bundesrepublik Deutschland - Chemische Gewässergüteklassifi kation. Berlin, 1998. LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Tagebaurestseen – Anforderungen an die Wasserqualität. Schwerin, 2001. LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): 2. Bericht zur Grundwasserbeschaffenheit - Pflanzenschutzmittel. 2004 OSPAR: Agreed Background/Reference Concentrations for Contaminants in Sea Water, Biota and Sediment. 1997 OSPAR: Agreed ecotoxicological assessment criteria for trace metals, PCBs, PAHs, TBT and some organochlorine pesticides. 1997

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Umweltbundesamt: Tagebauseen in Deutschland – ein Überblick, UBA-Texte 35/01, Berlin, 2001. Umweltbundesamt: Wasserbeschaffenheit der wichtigsten Seen in der Bundesrepublik Deutschland – Datensammlung 1981-2000. UBA-Texte 36/03, Berlin, 2003. Umweltbundesamt: Dokumentation von Zustand und Entwicklung der wichtigsten Seen Deutschlands. UBA-Texte 05/04, Berlin, 2004. Umweltbundesamt: Ökobase, Umweltatlas, Version 7.0 (CD ROM), 2005. Umweltbundesamt: Daten zur Umwelt - Der Zustand der Umwelt in Deutschland - Ausgabe 2005. Dessau, 2005. Umweltbundesamt: Studie zur Ermittlung von Hintergrundwerten bzw. der natürlichen Variabilität von chemischen und biologischen Messgrößen im Meeresmonitoring – Teilbereiche Nordsee und Ostsee. UBA-Texte 38/04, Berlin, 2004. Umweltbundesamt: Wasser – Schutz und Vorsorge. www.umweltbundesamt.de/wasser, 2005.

Literatur Kap. 4.2 (Biologische Güte)
ESSINK, K.; DETTMANN, C.; FARKE, H.; LAURSEN, K.; LÜERßEN, G.; MARENCIC, H.; WIERSINGA, W.: Bodden Sea Quality Status Report 2004. Bodden Sea Ecosystem No. 19 -2005 Feld, Ch.; Rödiger, S.; Sommerhäuser, M.; Friedrich, G. (Hrsg.): Typologie, Bewertung und Management von Oberflächengewässern – Stand der Forschung zur Umsetzung der EG-Wasserrahmenrichtlinie. Limnologie aktuell, Band 11, E. Schweizerbart’sche Verlagsbuchhandlung (Nägele und Obermiller), Stuttgart, 2005. JAKLIN, S., BRENNHOLT, S. & J. PIONTEK (2004): Der grüne Sand: Zur Verbreitung und Ökophysiologie von Euglenia Viridis var. Maritima im niedersächsischen Wattenmeer. Abschlussbericht Forschungsprojekt der Niedersächsischen Wattenmeerstiftung Nr. 28/02. LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Gewässerbewertung – stehende Gewässer, Vorläufige Richtlinie für eine Erstbewertung von natürlich entstandenen Seen nach trophischen Kriterien 1998. Schwerin, 1999. LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Gewässergüteatlas der Bundesrepublik Deutschland - Biologische Gewässergütekarte 2000. Berlin, 2002. Messprogramm Meeresumwelt (2005): Zustandsbericht 1999-2002 für Nord- und Ostsee Niedersächsisches Landesamt für Ökologie (2004), persönliche Mitteilung Forschungsstelle Küste NSTF 1993. North Sea quality status report 1993. North Sea Task Force, Oslo and Paris Commissions, London. Olson & Olson. 132pp OSPAR (2003): OSPAR Integrated Report 2003 on the Eutrophication Status of the OSPAR Maritime Area Based upon the First Application of the Compretensive Procedure. 59pp. OSPAR-Commissions 2000. Quality Status Report 2000. OSPAR Commission, London. 108 + vii pp. REISE, K. C. 2004: Vorkommen von Grünalgen und Seegras im Nationalpark Schleswig-Holsteinisches Wattenmeer 2003: Forschungsbericht im Auftrag des Landesamtes für den Nationalpark Schleswig-Holsteinisches Wattenmeer

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Literatur Kap. 4.3 (Hydromorphologische Güte)
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Schirmer: Schirmer M (1994) Ökologische Konsequenzen des Ausbaus der Ästuare von Elbe und Weser. In: Lozán JL, Rachor E, Reise K, Westernhagen H von, Lenz W (eds) Warnsignale aus dem Wattenmeer. Blackwell, Berlin, pp 164-171, 1994. Reise, K.: Coast of change: habitat loss and transformations in the Wadden Sea. Helgoland Marine Research Volume 59: pp 9-21, 2005.

Literatur Kap. 5 Integrierte Gewässerbewertung
BMU (Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit): Umweltpolitik. Die Wasserrahmenrichtlinie-Ergebnisse der Bestandsaufnahme. Paderborn, 2005. Europäische Kommission: Generelle Vorgehensweise für die Einstufung des ökologischen Zustands und des ökologischen Potenzials. Wasserrahmenrichtlinie (WRRL), Gemeinsame Umsetzungsstrategie, Arbeitsgruppe 2 A Ökologischer Zustand (ECOSTAT), Rom, November 2003. http://www.umweltdaten.de/wasser/EcolClass_deu_final.pdf Feld, Ch.; Rödiger, S.; Sommerhäuser, M.; Friedrich, G. (Hrsg.): Typologie, Bewertung und Management von Oberflächengewässern – Stand der Forschung zur Umsetzung der EG-Wasserrahmenrichtlinie. Limnologie aktuell, Band 11, E. Schweizerbart’sche Verlagsbuchhandlung (Nägele und Obermiller), Stuttgart, 2005. LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Gewässerbewertung stehende Gewässer – Vorläufige Richtlinie für eine Erstbewertung von natürlich entstandenen Seen nach trophischen Kriterien. Kulturbuchverlag, Berlin, 1999. LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Gewässerstrukturgütekartierung in der Bundesrepublik Deutschland – Verfahren für kleine und mittelgroße Fließgewässer. Schwerin, 2000. Landesumweltamt Nordrhein-Westfalen: Gewässerstrukturgüte in Nordrhein-Westfalen, Anleitung für die Kartierung mittelgroßer bis großer Fließgewässer, Merkblatt Nr. 26; Hrsg.: Landesumweltamt Nordrhein-Westfalen, Essen, 2001. Pottgießer, T., Sommerhäuser, M.: Fließgewässertypologie Deutschlands – Die Gewässertypen und ihre Steckbriefe als Beitrag zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie. Handbuch Angewandte Limnologie, VIII – 2.1, 19.Erg.Lfg. 7/04. Ecomed, Landsberg, 2004.

Literatur Kap. 6 Qualitätssicherung
Umweltbundesamt: UBA-Texte 01/05, Berlin, 2005.

„Der Staat schützt auch in der Verantwortung für die künftigen Generationen die natürlichen Lebensgrundlagen ...“ Grundgesetz, Artikel 20 a

Wasserwirtschaft in Deutschland – Teil 1 Grundlagen

Wasserwirtschaft in Deutschland
Teil 1 – Grundlagen

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Titelabbildungen: Getty Images (M. Dunning), Enercon /Block Design, Visum (K. Sawabe), Zefa, Getty Images (C. Coleman) Diese Publikation ist Teil der Öffentlichkeitsarbeit des Bundesministeriums für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit. Sie wird kostenlos abgegeben und ist nicht zum Verkauf bestimmt. Gedruckt auf Recyclingpapier aus 100 % Altpapier.

| Reihe Umweltpolitik |
        
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