Stoffeinträge in die Gewässer des Landes Brandenburg

Fachbeiträge des Landesumweltamtes Heft-Nr. 68

Stoffeinträge in die Gewässer

des Landes Brandenburg

Fachbeiträge des Landesumweltamtes, Titelreihe Heft-Nr. 68 Herausgeber:

Landesumweltamt Brandenburg (LUA) Berliner Straße 21 - 25

14467 Potsdam Tel.: 0331-23 23 259 Fax: 0331-29 21 08

E-Mail:

infoline@lua.brandenburg.de

Bearbeitung im Auftrag des Landesumweltamtes durch

• Institut für Gewässerökologie und Binnenfischerei im Forschungsverbund Berlin e.V.

Dr. Horst Behrendt, Dipl.-Phys. Dieter Opitz, Dipl.-Ing. Oliver Schmoll und

• Firma Pagenkopf geodaten integration & analyse Dr. Wolf-Gunther Pagenkopf

Redaktion:

Abt. Gewässerschutz und Wasserwirtschaft, Ref. W3 - Dr. René Schenk; Ref. W5 - Jörg Schönfelder Potsdam, im März 2002

Diese Druckschrift wird im Rahmen der Öffentlichkeitsarbeit der Landesregierung Brandenburg herausgegeben. Sie darf weder von Parteien noch von Wahlwerbern zum Zwecke der Wahlwerbung verwendet werden. Untersagt ist auch die Weitergabe an Dritte zum Zwecke der Wahlwerbung.

Nachdruck, auch auszugsweise, bedarf der schriftlichen Genehmigung des Herausgebers.

Inhaltsverzeichnis

1 Einleitung 4

2 Datengrundlage 5

2.1 Flächenbezogene Input-Daten 5

2.2 Daten zur Quantifizierung der punktuellen Nährstoffeinträge 7

2.2.1 Kommunale Kläranlagen Deutschlands 7

2.2.2 Industrielle Direkteinleiter 8

2.3 Monitoringdaten 9

2.3.1 Flussgebiete und Gewässerdaten 9

3 Methodik 22

3.1 Punktuelle Einträge 23

3.2 Einträge von versiegelten urbanen Flächen 24

3.3 Einträge über atmosphärische Deposition 25

3.4 Einträge aus Dränagen 26

3.5 Einträge über das Grundwasser 27

3.6 Einträge über Erosion 29

3.7 Einträge über Abschwemmung 31

3.8 Nährstoffretention in den Oberflächengewässern eines Flusssystems 32 4 Ergebnisse 34

4.1 Stickstoff- und Phosphorüberschüsse in der Landwirtschaft und deren Veränderung 34

4.2 Belastung der Böden und Nährstoffeinträge über das Grundwasser 38 4.3 Diffuse Phosphor- und Stickstoffeinträge 41

4.4 Diffuse, punktuelle und gesamte Phosphor- und Stickstoffeinträge 48 4.5 Phosphor- und Stickstoffeinträge in die Flussgebiete Brandenburgs im Zeitraum 1983 - 1987 53

4.6 Anteile Brandenburgs an den Phosphor- und Stickstoffeinträgen in die Flussgebiete des Landes Brandenburg 60 4.7 Phosphor- und Stickstofffrachten 64

5 Zusammenfassung und Schlussfolgerung 86

6 Literatur 92 Abkürzungsverzeichnis 94

1 Einleitung

Die am 22.12.2000 in Kraft getretene EU-Wasserrahmenrichtlinie fordert die Erarbeitung von Bewirtschaftungsplänen für Flusseinzugsgebiete von der Quelle bis zum Meer. Für alle Gewässer in der EU ist vorgesehen, dass sie in den nächsten 15 Jahren einen “guten Zustand" erreichen sollen.

Generell hängt der Zustand eines Flusssystems von seinen natürlichen Gegebenheiten, seinen Strukturen und deren Veränderungen sowie vom Niveau seiner anthropogen verursachten Belastung ab. Eine wesentliche Voraussetzung für die Ableitung von Qualitätskriterien und die Erarbeitung der Bewirtschaftungspläne ist damit die Kenntnis der Qualitätsprobleme und eine umfassende Analyse der natürlichen Gegebenheiten und der gegenwärtigen Belastungssituation in den verschiedenen Maßstabsebenen eines Stromgebietes. Daneben ist der für eine „gute“ Wasserqualität notwendige Sollzustand abzuleiten. Aus dem Vergleich von Ist- und Sollzustand ergibt sich der Handlungsbedarf und das mögliche Spektrum von Maßnahmen, die zur Erreichung des Sollzustandes umgesetzt werden müssen. In den nächsten Jahren sind solche Maßnahmenprogramme für die Flussgebiete, wie die der Elbe und Oder, zu erarbeiten.

Die Nährstoffbelastung der Gewässer wird durch punktförmige und diffuse Eintragsquellen hervorgerufen. Da die Kenntnis der Größe der einzelnen Eintragspfade in den jeweiligen Flussgebieten Voraussetzung für die Ableitung weiterer Maßnahmen zur Reduzierung der Nährstoffbelastung ist, wurde ein Modellsystem für Emissionsschätzungen erarbeitet (BEHRENDT ET AL., 1999). Dabei wurde eine einheitliche Methodik für alle zu betrachtenden Flussgebiete angewandt.

Die bisherigen spezifischen, gebietsbezogenen Probleme bei der Methodenanwendung sollten durch einheitliche Ansätze und eine GIS-gestützte Berücksichtigung der räumlich unterschiedlichen Bedingungen in den einzelnen Flussgebieten überwunden werden. Die flussgebietsbezogenen Analysen der Nährstoffbelastung sollten für alle Gebiete ein möglichst geschlossenes Bild ergeben, das von der Ermittlung der Ursachen der Nährstoffbelastung bis zur realisierten Nährstofffracht bzw.

den Nährstoffkonzentrationen reicht. Die in dem Modellsystem MONERIS zusammengefasste Methodik wurde auch für die Analyse der Nährstoffeintragssituation in den Flussgebieten Brandenburgs verwendet. Änderungen an den Modellansätzen wurden nicht vorgenommen.

Obwohl das Modellsystem MONERIS lediglich für die Analyse von Nährstoffeinträgen in Flussgebieten mit einer Größe von mehr als 500 km² konzipiert war, wird im Folgenden versucht, diese Grenze bis hin zu Gebieten von ca. 100 km² zu verlagern. Dies ist notwendig, um einen Anschluss im unteren Skalenbereich an entwickelte räumlich und zeitlich detailliertere Modelle herzustellen. Dass eine Anwendung von MONERIS bis zu diesem Skalenbereich möglich erscheint, belegen die Untersuchungen von VENOHR (2000), der dieses Modell für 128 Teilgebiete im Einzugsgebiet der Stör angewandt hat.

MONERIS berücksichtigt insgesamt acht verschiedene Eintragspfade bzw. Teilmodelle – atmosphä- rische Deposition, Erosion, Abschwemmung, Grundwasser, Dränagen, urbane Flächen, kommunale Kläranlagen und industrielle Direkteinleiter. Mit Ausnahme der Einträge über atmosphärische Deposition und industrielle Direkteinleiter, bei denen Ergebnisse anderer Untersuchungen direkt genutzt werden, wird in MONERIS für jeden Eintragspfad zunächst eine Bilanzierung zwischen dem Input, d.h. der Nährstoffzufuhr in das Einzugsgebiet, und dem Output, d.h. den Nährstoffeinträgen in die Oberflächengewässer, durchgeführt. Dadurch ist es möglich, für die einzelnen Pfade spezifische Rückhalte und Verluste, die bereits auf dem Weg vom Input bis zum Gewässereintrag auftreten, zu berücksichtigen und künftig mögliche Einträge bei veränderten Randbedingungen in Form von Szenarios zu berechnen. Des Weiteren wird aus den ermittelten Gesamtemissionen unter Einbeziehung der gewässer-internen Rückhalte und Verluste die Nährstofffracht am Auslauf der Einzugsgebiete berechnet.

Die entwickelten Teilmodelle werden an verfügbaren Messdaten, jedoch nicht an der aus Güte- und Abflussmessungen berechenbaren Nährstofffracht der Flüsse, validiert. Die Nährstofffrachten der Flüsse werden lediglich zum Vergleich mit den Modellergebnissen herangezogen.

2 Datengrundlage

2.1 Flächenbezogene Input-Daten

Für das Projekt konnten folgende an Geographische Informationssysteme (GIS) gekoppelte Daten genutzt werden:

• Landnutzung nach CORINE-Landcover (Daten zur Bodenbedeckung der Bundesrepublik Deutschland, Statistisches Bundesamt 1998),

• Bodenübersichtskarte (BÜK 1.000 der BGR),

• Karte der Mittelmaßstäbigen Landwirtschaftlichen Standortkartierung (MMK 100, Geologische Landesämter der NBL),

• Hydrogeologische Karte für die neuen Bundesländer (WASY GmbH),

• Gewässernetz und Einzugsgebietsgrenzen (Landesumweltamt Brandenburg),

• Digitales Höhenmodell (DHM) nach USGS,

• ArcGemeinde (ESRI-Deutschland),

• Statistische Daten der Gemeinden und Kreise (Statistische Landesämter),

• Bodenabträge für ausgewählte Gebiete auf Gemeindeebene (DEUMLICH ET AL., 1997),

• regional differenzierte Stickstoff- und Phosphorüberschüsse auf der landwirtschaftlichen Nutz- fläche (BACH ET AL., 1998),

• Langzeitentwicklung der Stickstoff- und Phosphorüberschüsse in der Bundesrepublik Deutschland sowie in den einzelnen Bundesländern (BEHRENDT ET AL., 2000),

• Ergebnisse zur atmosphärischen Deposition von Stickoxiden und Ammonium im Raster von 150 km für 1985 und 50 km für 1996 nach EMEP des Det Norske Meteorologiske Institutt (DNMI, Norwegen),

• Daten zum Kanalnetz sowie zur angeschlossenen Wohnbevölkerung auf Ebene der dreistelligen Kennzahlen für die Strom- und Niederschlagsgebiete der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA 3-Steller) von den Statistischen Landesämtern.

Alle flächenbezogenen Daten wurden in eine einheitliche Projektion des LUA überführt. Durch Überlagerung der Einzugsgebietsgrenzen mit diesen Daten wurden alle Werte direkt für die Einzugsgebiete ermittelt. Bei den Brandenburger Gebiet überschreitenden Flüssen wurde versucht, die digitale Datenbasis auch auf die betreffenden Gebiete der Nachbarländer auszudehnen, damit alle Werte repräsentativ für das gesamte Einzugsgebiet der Flüsse sind.

CORINE-Landcover

Der Datenerhebung lagen Landnutzungsdaten (CORINE-Landcover) aus Satellitenaufnahmen der Jahre 1989 bis 1992 für Deutschland zugrunde, die über das Statistische Bundesamt bezogen werden konnten (Karte 2.1). Diese wurden für beide Untersuchungsperioden angewandt, da keine aktuelleren flächenbezogenen Daten vorlagen.

BÜK

Für die Analyse der Bodentypen in den einzelnen Einzugsgebieten stand die Bodenübersichtskarte der Bundesrepublik Deutschland (BÜK 1.000) in 72 Klassen im Maßstab 1:1 000 000 der Bundesanstalt für Geowissenschaften und Rohstoffe zur Verfügung.

Hydrogeologie

Bei der Entwicklung von MONERIS wurde für die Flussgebiete Deutschlands zur Unterscheidung von Locker- und Festgesteinsbereich der Einzugsgebiete eine hydrogeologische Karte von Europa des RIVM verwendet. Bei einer Betrachtung der Flussgebiete Brandenburgs kann man auf eine besser aufgelöste Datenbasis, die Karte der hydrogeologischen Einheiten für die Neuen Bundesländer, die von der Firma WASY auf der Grundlage des hydrologischen Atlas der DDR erstellt wurde, zurückgreifen (Karte 2.2).

Gewässernetz, Einzugsgebietsgrenzen und Pegel

Die Modelldaten für lineare und flächige Gewässer sowie für die hydrologischen Gebietsgliederungen basieren auf Daten, die für das Land Brandenburg durch das LUA zur Verfügung gestellt wurden. Für die Gewässerteile außerhalb Brandenburgs wurden die vom Umweltbundesamt bereitgestellte digitale Gewässernetzkarte D1000 verwendet. Eine Gesamtübersicht zeigt Karte 2.3.

Die Primärinformationen zur Lage der Mengen- und Gütepegel lagen als Lagekoordinaten im Bezugssystem Gauss-Krüger, Bessel-Ellipsoid, 12. Meridian vor, das im LUA verwendet wird.

Aus der Gesamtzahl der Pegel des Landes- und Regionalmessnetzes wurden vor allem diejenigen ausgewählt, deren Lagekoordinaten nahe dem Schnittpunkt von Stromstrich und Zwischengebiets- grenzen liegen, um die Erarbeitung zusätzlicher nicht abgestimmter Zwischengebietsgrenzen und Geometrien zu vermeiden. Die verwendeten Einzugsgebiete und Pegel sind ebenfalls in Karte 2.3 abgebildet. Insgesamt wurden 187 Pegel ausgewählt.

DHM

Für eine Übersicht über das Relief in den Einzugsgebieten wurde das digitale Höhenmodell GTOPO30 des U.S. Geological Survey im Rasterformat angewandt (Karte 2.4).

ArcGemeinde

Zur räumlichen Darstellung sowie zur flussgebietsbezogenen Analyse von Informationen, die auf administrativer Grundlage vorliegen, konnte auf die Vektordatenbank ArcGemeinde von ESRI zurückgegriffen werden. In diesem Datenbestand liegen die administrativen Grenzen für Bundes- länder, Kreise und Gemeinden in digitaler Form flächendeckend in einem Maßstab 1:500 000 für Deutschland vor.

Statistische Daten der Gemeinden und Kreise

Zusätzlich zu der digitalen Datengrundlage von flächigen und linearen Objekten liegen Daten zum Bevölkerungsstand (Karte 2.5), zur Flächennutzung, zu den Anbauverhältnissen und dem Viehbestand auf Gemeindebasis in tabellarischer Form für das Jahr 1995 vor. Die Daten wurden von den einzelnen Statistischen Landesämtern (Brandenburg, Mecklenburg-Vorpommern, Sachsen und Sachsen-Anhalt) angefordert und in eine einheitliche Datenbankstruktur überführt. Mittels ArcGemeinde konnten diese Informationen räumlich dargestellt und auf die verschiedenen Flussgebiete aggregiert werden.

Bodenabtragskarten

Für die Angaben bezüglich der Bodenabträge konnte auf eine einheitliche Datengrundlagen zurückgegriffen werden. Die Bodenabträge der NBL wurden von DEUMLICH & FRIELINGHAUS (1994) erarbeitet und liegen auf Gemeindebasis vor (DEUMLICH ET AL., 1997). Daher können diese Bodenabträge über den Gemeindeindex mit ArcGemeinde verknüpft und in das GIS integriert werden (Karte 2.6).

Atmosphärische Deposition

Ergebnisse zur atmosphärischen Deposition von Stickoxiden und Ammonium im Raster von 150 km für 1985 und 50 km für 1996 wurden vom Det Norske Meteorologiske Institutt (DNMI) ermittelt. Die Summe der Gesamtstickstoffdeposition für 1996 ist in Karte 2.7 dargestellt.

2.2 Daten zur Quantifizierung der punktuellen Nährstoffeinträge

2.2.1 Kommunale Kläranlagen Deutschlands

Die verwendete Datenbasis besteht aus einer umfangreichen Zusammenstellung einzelner Kläranlagen und ihrer Standorte. Die detaillierte Erfassung einzelner Kläranlagen erfolgte für das Jahr 1995. Für jede erfasste Abwasserbehandlungsanlage wurden folgende Informationen in einer Datenbank zusammengestellt:

1 Name der Anlage

2 Name und Anschrift des Betreibers

3 geographische Lage der Kläranlage durch Zuordnung des Gemeindeindexes 4 Ausbaugröße (EWAB)

5 Reinigungsverfahren und Stufen der weitergehenden Behandlung

Darüber hinaus liegen für einen Teil der Kläranlagen eine bis mehrere der folgenden Spezifikationen vor:

A Behandelte Jahresabwassermenge (QGES) oder Jahresschmutzwassermenge (QT) B Behandelte Fremdwassermenge (QF)

C Auslastungsgrad (AU)

D Angeschlossene Einwohner (EKA)

E Stickstoff-Parameter (Konzentration, Jahresfracht) F Phosphor-Parameter (Konzentration, Jahresfracht)

G Nährstoffbelastungsstufen der Abwassertechnischen Vereinigung (ATV) Einen Überblick aller erfassten Kläranlagenstandorte des Jahres 1995 gibt Karte 2.8.

Die Zusammenstellung aller Daten erfolgte im Wesentlichen aus der Literatur. Als Hauptquellen für 1995 sind die Publikationen „Kläranlagen-Nachbarschaften“ der Landesgruppen der ATV zu nennen.

Tabelle 2.1 zeigt eine Übersicht der verwendeten Quellen im Zusammenhang mit den aus diesen entnommenen Informationen für das Jahr 1995.

Einen Überblick über die Anzahl und Ausbaugröße der 1995 berücksichtigten Kläranlagen kann Tabelle 2.2 entnommen werden. Danach wurden brandenburgweit 265 Anlagen mit einer Gesamtausbaugröße von ca. 5,7 Mio. EW erfasst. (Aus der Veröffentlichung des Landtages Brandenburg wurden nur Name der Anlage und Ausbaugröße entnommen, für die Berechnungen mit MONERIS wurden die für die Modellanwendung besser geeigneten Daten der bundesweiten Abwasserstatistik genutzt.) Dies sind alle in Brandenburg im Jahr 1995 vorhandenen Kläranlagen.

Zusätzlich war auch eine Erfassung der Kläranlagen in den angrenzenden Bundesländern erforderlich. Mit der Ausnahme von Mecklenburg- Vorpommern konnten auch für Berlin, Sachsen und Sachsen-Anhalt fast alle vorhandenen Kläranlagen erfasst werden.

Tab. 2.1: Quellen der Einzelerfassung und entnommene Informationen 1995 (Spaltenbezeichnung siehe oben)

Quelle Bundesland 1 2 3 4 5 A B C D E F G

ATV-NORDOST (1996) BB, BE, MV, ST X X X X X X

ATV-SNTH (1996) SN X X X X X

LANDTAG BB (1996) BB X X

LUA BB (1997) BB X X

LAUN MV (1997) MV X X X X

LUAG SN (1997) SN X X X

ST MINIST-RLU (1997) ST X X X

IKSE (1995) BB, BE, MV, SN, ST X X X X X X X

BWB (1997) BB, BE X X X X X X X

Tab. 2.2: Kläranlagen-Einzelerfassung 1995 - Anzahl und Ausbaugröße nach STAT-ABW (1995)

Erfassungs- grad

Ausbaugröße Abw.-Stat.

Erfassung Erfassungs- grad Bundesland KA-Anzahl

Abw.-Stat.

Erfassung

% (10³ EW) (10³ EW) %

Brandenburg 265 265 100 5.708 5.770 101

Berlin 4 4 100 2.975 2.975 100

Statistische Angaben

Auf Grundlage des Gesetzes über Umweltstatistiken und des Bundesstatistikgesetzes werden alle vier Jahre Erhebungen über die öffentliche Abwasserbeseitigung bei den Anstalten und Körperschaften des öffentlichen Rechts sowie Unternehmen, die Anlagen der öffentlichen Abwasserbeseitigung betreiben, durchgeführt. Die Auswertung der per Fragebogen erhobenen Daten erfolgt bei den Statistischen Landesämtern. In dem sogenannten Aufbereitungstabellenprogramm werden die Daten in Form von 16 Tabellen (Stand: 1995) sowohl regional als auch thematisch differenziert aufbereitet.

Es wurden Daten der Jahre 1987, 1991 und 1995 aus dem Aufbereitungstabellenprogramm der Bundesländer verwendet, wobei für 1987 nur Angaben für Berlin (West) vorliegen. Eine Übersicht der verwendeten statistischen Tabellen zeigt Tabelle 2.3. Alle Daten sind nach den ein- bis dreistelligen Kennzahlen für die Strom- und Niederschlagsgebiete der LAWA gegliedert.

Tab. 2.3: Tabellen aus dem Aufbereitungstabellenprogramm der Statistik der öffentlichen Abwasserbeseitigung mit Stand: 1995

Bezeichnung Inhalt Jahr

Tabelle 5.2/1:

Gemeinden mit öffentlicher Kanalisation

- Anzahl der Gemeinden und Bevölkerung - Bevölkerung mit Anschluss an öffentliche Kanalisation

- Bevölkerung mit Anschluss an öffentliche Kläranlagen

1995

Tabelle 5.2/5a:

Einzugsgebiet der Abwasserbehandlungsanlagen

nach Art der Behandlung und Ausbaugrößenklassen

- Anzahl der Kläranlagen - Behandelte Einwohner und Einwohner- gleichwerte

- Behandelte Abwassermengen

1995

Tabelle 5.2/6:

Jahresfrachten der Schädlichkeit des behandelten Abwassers insgesamt (für TP und DIN)

- Zulauf- und Ablaufkonzentrationen

- Jahresfrachten 1995

2.2.2 Industrielle Direkteinleiter

Für die Ermittlung der N- und P-Einträge von industriellen Direkteinleitern wurden die bei der Nährstoffbilanzierung für die Flussgebiete Deutschlands (BEHRENDT ET AL., 1999) bereits verwendeten Ergebnisse der Untersuchungen von ROSENWINKEL & HIPPEN (1997) für das Jahr 1995 genutzt.

2.3 Monitoringdaten

2.3.1 Flussgebiete und Gewässerdaten

Für die Untersuchungen wurden insgesamt 187 Messstellen bzw. Flussgebiete in Brandenburg ausgewählt. Jedem Pegel wurde eine eindeutige Adresse zugewiesen, die sich aus der 3-stelligen LAWA-Nummer für das Einzugsgebiet und einer internen 2-stelligen Zahl zusammensetzt. Wird der Abfluss an einem anderen Pegel gemessen als die Wasserqualität, so erfolgt eine Umrechnung, indem der Abfluss am Durchflusspegel durch Multiplikation mit einem Faktor auf den Abfluss am Gütepegel umgerechnet wird. Wenn der Umrechnungsfaktor nicht vorlag, wurde er aus dem Verhältnis der Einzugsgebietsflächen des Güte- und des Durchflusspegels ermittelt.

Zu den ausgewählten Einzugsgebieten bzw. Messstellen wurden für zunächst 70 Pegel die notwendigen Abfluss- und Wassergütedaten angefordert. Für 63 Gebiete konnte auf dieser Basis die Fracht von anorganisch gelösten Stickstoffkomponenten ermittelt werden. Bezüglich Gesamtstickstoff und Gesamtphosphor war eine Frachtberechnung an 54 bzw. 58 Messstellen möglich. Da sich die Messintervalle und die beprobten Parameter in Abhängigkeit von der Zuordnung zu dem Landes- und Regionalmessnetz des LUA Brandenburg im Verlauf der Jahre unterscheiden, liegen nicht für alle Pegel die gleiche Anzahl der Parameter und Messwerte vor. Die erhaltenen Daten wurden für die weitere Nutzung einheitlich aufbereitet und in eine Datenbank überführt.

Gewässergütedaten Brandenburgs

Einen Überblick über die berücksichtigten Gewässergütemessstellen gibt die Karte 2.3. In den Tabellen 2.4 und 2.5 wird ein Überblick zu insgesamt 70 ausgewählten Stationen gegeben.

Bei den Ergebnisdarstellungen in Tabellenform wird jeweils zwischen den betrachteten Einzugsgebieten im Elbe, Oder und Küstengebiet unterschieden.

Frachtberechnungen waren nur für einen Teil der untersuchten Flussgebiete möglich, da insbesondere für einige Flussgebiete keine Abflusswerte vorlagen.

Im Bereich Oder und der in Richtung Ostsee fließenden Flüsse des Landes Brandenburg wurden auch kleinere Flüsse berücksichtigt. Frachtberechnungen waren für die Neiße und die Oder selbst nicht sinnvoll, da die Fracht beider Flüsse zum größten Teil durch Einträge aus polnischem und tschechischem Gebiet bestimmt wird. Einen Überblick zu den berücksichtigten Einzugsgebieten im Oder- und Ostseegebiet von Brandenburg gibt die Tabelle 2.5.

Für das Odergebiet wurden die Eintragsberechnungen generell nur für den deutschen Einzugsgebietsteil vorgenommen, wobei auch zwischen dem sächsischen und brandenburgischen Anteil differenziert wird. Bezüglich einer Gesamtanalyse der Nährstoffeinträge im Einzugsgebiet der Oder soll an dieser Stelle auf die Ergebnisse eines gemeinsamen Projektes des ATV/DVWK und der polnischen Akademie der Wissenschaften (PAN) (KORNMILCH ET AL., 2001) verwiesen werden.

Da der deutsche Anteil an den Flussgebieten von Oder und Neiße jeweils nur ein Teilgebiet ausmacht, können für die deutschen bzw. brandenburgischen Teilgebiete von Oder und Neiße auch keine Vergleiche mit den beobachteten Nährstofffrachten in den Flüssen durchgeführt werden.

Tab. 2.4: Brandenburger Messstellen mit vorhandenen Abfluss- und Gewässergütedaten im Elbe-Einzugsgebiet und Anzahl der berücksichtigten Jahre für den Zeitraum 1993 bis 1997

Adr. Teileinzugs- gebiet

Name des Fließgewässers

Name der Messstelle AEZG [km²] Anzahl Jahre 5381_03 Schwarze Elster Schwarze Elster Klein Koschen 742 3

5381_21 Schwarze Elster Schwarze Elster Elsterwerda 1.827 4

5382_03 Schwarze Elster Pulsnitz Mündung 350 4

5384_04 Schwarze Elster Große Röder Mündung 952 3

5385_01 Schwarze Elster Schwarze Elster Bad Liebenwerda 3.192 4

5386_09 Schwarze Elster Kleine Elster Mündung 716 4

5389_02 Schwarze Elster Schwarze Elster Gorsdorf 5.504 2

5811_01 Havel Havel Havel bei Steinförde 671 5

5819_02 Havel Havel Havel bei Hennigsdorf 3.236 5

5819_03 Havel Tegeler Fliess Schildow 108 4

5825_02 Spree Spree Spremberg Süd 2.093 5

5825_06 Spree Spree Cottbus Sandower Brücke 2.272 5

5827_03 Spree Spree Leibsch 4.444 5

5827_17 Spree Spree Beeskow 5.370 5

5827_24 Spree Spree uh. Grosse Tränke 6.054 5

5827_26 Spree Spree Neuzittau 6.296 5

5827_30 Spree Rüdersdorfer Gew. Schleuse Woltersdorf 141 4

5827_31 Spree Löcknitz oh. Flakensee 223 5

5827_32 Spree Flakenfließ oh. Dämeritzsee 364 4

5827_34 Spree Mühlenfliess Rahnsdorf 196 4

5827_37 Spree Erpe Hirschgarten 211 4

5828_08 Dahme Dahme bei Märkisch-Buchholz 526 5

5828_18 Dahme Dahme Neue Mühle 1.483 5

5829_02 Spree Wuhle Lindenstrasse 101 4

5829_03 Spree Spree Muehlendammschleuse 9.468 5

5829_05 Spree Panke Buergerpark 230 4

5829_06 Spree Spree Sophienwerder 9.998 4

5847_02 Nuthe Nuthe oh. Nieplitzmündung 865 5

5848_10 Nuthe Nieplitz vor Mündung 744 2

5849_06 Nuthe Nuthe vor Mündung 1.782 5

5851_01 Havel Havel Potsdam, Humboldtbrücke 13.640 5

5851_04 Havel Havel Caputh 15.545 5

5851_06 Havel Sacrow-Paretzer K. Nemitz 13.640 5

5853_03 Havel Havel bei Ketzin-West 16.017 5

5865_01 Plane Plane Golzow 417 5

5867_01 Havel Havel vor Brandenburg, Mühlendamm 16.368 5

5872_08 Buckau Buckau Buckau uh. Rieselfelder 347 5

5875_01 Havel Havel Plaue 18.265 5

5877_01 Havel Havel Havel bei Göttlin 18.801 5

5889_02 Rhin Rhin Rhin bei Kietz 1.761 keine

5892_11 Dosse Dosse Saldernhorst 884 4

5894_08 Jäglitz Jäglitz Jäglitz bei Vogstbrügge 499 keine

5899_01 Havel Havel Havelberg 23.486 5

5912_06 Elbe Karthane oh. Bad Wilsnack 291 5

5914_09 Elbe Stepenitz Wolfshagen 575 5

5914_20 Elbe Stepenitz Wittenberge 871 4

5920_01 Elbe Elde Brandenburger Anteil 107 3

5932_12 Elbe Löcknitz Lenzen 694 5

Tab. 2.5: Messstellen mit vorhandenen Abfluss- und Gewässergütedaten in den Einzugs- gebieten der Oder und der Ostseezuflüsse

Adr. Teileinzugs- gebiet

Name des Fließgewässers

Name der Messstelle AEZG [km²] Anzahl Jahre

6673_01 Neiße Neiße uh. Bad Muskau 882 keine

6677_09 Neiße Neiße oh. Guben 1.134 keine

6692_03 Neiße Schwarzes Fließ vor Mündung 130 keine

6696_04 Neiße Mühlenfließ vor Mündung 134 keine

6724_03 Oder Schlaube Einl. Gr. Müllroser See 79 keine

6799_01 Oder Oder Kietz, Brücke 2.245 keine

6962_06 Oder Stöbber Lapnower Mühle 203 keine

6962_08 Oder Platkower Mühlenfließ

Strbr. Platkow-Gusow 156 keine

6962_31 Oder Finow oh. Wehrmühle Biesenthal 114 keine

6962_34 Oder Finowkanal Kupferhammerschleuse 343 keine

6962_35 Oder Nonnenfließ Spechthausen 89 keine

6962_37 Oder Schwärze Strbr. Eberswalde 130 keine

6962_39 Oder Nettelgraben Strbr. Chorin - Serwest 133 keine

6962_41 Oder Ragöser Fließ Strbr. Eberswalde 211 keine

6962_43 Oder Finowkanal Lieper Schleuse 719 keine

6962_44 Oder Hohensaaten- Friedrich

Hohensaaten, u.h. Schleuse 2.141 keine

6962_59 Oder Welse Strbr. Vierraden 799 keine

6966_01 Oder Salveybach Strbr. Gartz 153 keine

6967_01 Oder Westoder Mescherin 5.644 keine

9000_01 Ucker Randow Brandenburger Anteil 157 keine

9681_11 Ucker Ucker Strbr. Nieden-Nechlin 1.066 keine

3 Methodik

Zur Ermittlung der Nährstoffeinträge über die verschiedenen punktuellen und diffusen Eintragspfade in die Flussgebiete Brandenburgs wurde das Modell MONERIS (MOdelling Nutrient Emissions in RIver Systems) angewendet. Eine ausführliche Beschreibung der Modellgrundlagen und der angewandten Methodik wird in BEHRENDT ET AL. (1999) gegeben, so dass im Rahmen dieser Studie nur eine kurze Modellbeschreibung erfolgt. Die Grundlagen für das Modell bilden einerseits Abfluss- und Gütedaten der zu untersuchenden Flussgebiete sowie ein Geographisches Informationssystem (GIS), in das sowohl digitale Karten als auch umfangreiche statistische Informationen integriert wurden. Während die punktuellen Einträge aus kommunalen Kläranlagen und von industriellen Einleitern direkt in die Flüsse gelangen, ergeben sich die diffusen Einträge von Nährstoffen in die Oberflächengewässer aus der Summe verschiedener Eintragspfade, die über die einzelnen Komponenten des Abflusses realisiert werden (Abb. 3.1). Die Unterscheidung in Einträge über diese einzelnen Komponenten ist notwendig, da sich ihre Stoffkonzentrationen und die dem Eintrag zugrunde liegenden Prozesse zu- meist stark voneinander unterscheiden. Demzufolge sind mindestens sieben verschiedene Pfade zu berücksichtigen:

Punktquellen + atmosphärische Deposition + Erosion + Abschwemmung + Grundwasser + Dränagen und versiegelte urbane Flächen.

Abb. 3.1: Pfade und Prozesse nach MONERIS

Auf den diffusen Eintragswegen unterliegen die Stoffe mannigfaltigen Transformations-, Verlust- und Rückhalteprozessen. Um die Nährstoffeinträge in ihrer Abhängigkeit von der Ursache quantitativ abschätzen zu können, ist die Kenntnis der Transformations- und Rückhalteprozesse notwendig. Dies kann aufgrund des derzeitigen Wissensstandes, der zur Verfügung stehenden Datenbasis und der Größe der zu untersuchenden Gebiete nicht durch detaillierte dynamische Prozessmodelle erfolgen.

Mit MONERIS wurde versucht, für die einzelnen Eintragspfade auf der Basis vorhandener Ansätze zur großräumigen Modellierung, diese zu ergänzen und zu modifizieren und gegebenenfalls neue konzep- tionelle Modelle abzuleiten.

Besonderer Wert wurde bei der Modellentwicklung darauf gelegt, die verschiedenen Teilmodelle an unabhängigen Einzeldatensätzen, wie z.B. beim Grundwassermodell an den Grundwasserkonzen- trationen, und nicht auf der Basis der in den Flüssen gemessenen Nährstofffrachten zu validieren.

Die GIS-Basis gestattet eine regional differenzierte Vorgehensweise bei der Quantifizierung der Nährstoffeinträge. Insgesamt wurden im Rahmen dieser Arbeit die Eintragsquantifizierungen für 187 verschiedene Flussgebiete nach der gleichen Methodik durchgeführt. Um die Eintragsberechnungen mit den Ergebnissen früherer Abschätzungen vergleichen und die Veränderungen in den Nährstoffein- trägen für die Flussgebiete Brandenburgs ausweisen zu können, wurden die Abschätzungen für die beiden Zeiträume von 1983 bis 1987 bzw. 1993 bis 1997 durchgeführt. Die Veränderungen werden sowohl unter Berücksichtigung der in den Perioden unterschiedlichen hydrologischen Bedingungen als auch unter der Annahme gleicher hydrologischer Bedingungen ermittelt, so dass eine Identifizierung der anthropogen verursachten Veränderungen möglich ist.

Bei der Quantifizierung der einzelnen Eintragspfade wurde folgende Vorgehensweise gewählt:

3.1 Punktuelle Einträge

Bezüglich der industriellen Direkteinleiter wurden direkt die Ergebnisse der Untersuchungen von ROSENWINKEL & HIPPEN (1997) für das Jahr 1995 übernommen. Für den Zeitraum vor 1990 wurden die Ergebnisse von WERNER & WODSAK (1994) genutzt.

Die regional differenzierte Abschätzung der Nährstoffeinträge aus kommunalen Kläranlagen (KKA) basiert auf einem flächendeckenden, GIS-gestützten Kläranlageninventar, das für die Flussgebiete Brandenburgs aus dem bundesweiten Kläranlageninventar herausgezogen wurde.

Die N- und P-Emissionen wurden für jede erfasste KKA separat und in Abhängigkeit von den jeweils vorhandenen Daten nach verschiedenen Methoden bestimmt. Für alle KKA konnten die Emissionen auf der Basis einwohnerspezifischer Nährstoffabgaben und der Reinigungsleistungen der KKA (Tab.

3.1) bestimmt werden. Dazu wurde eine einwohnerspezifische N-Abgabe von 11 g N/d für 1985 und 1995 verwendet. Die Phosphorabgabe verringerte sich nach SCHMOLL (1998) von 3,3 in den alten Bundesländern (einschl. Berlin-West) bzw. 4,0 in den neuen Bundesländern im Jahr 1985 auf einheitliche 1,8 g P/d für das Jahr 1995. Zur Berücksichtigung industriell-gewerblicher Indirekt- einleitungen wurden für Stickstoff im Mittel 6,5 g N/d pro behandelten Einwohnergleichwert angenommen.

Tab. 3.1: N- und P-Reinigungsleistungen von KKA in %

Reinigungsverfahren N P

1985

P 1995

Abwasserteich (belüftet) 30 25 50

Abwasserteich (unbelüftet) 50 25 50

Mechanische Reinigung 10 15 20

Biologische Reinigung 30 20 50

Biologische Reinigung mit Nitrifikation 45 - -

Weitergehende biologische Reinigung 75 90 90

Die an KKA angeschlossene Bevölkerung wurde in Abhängigkeit von der Ausbaugröße und unter Verwendung der Abwasserstatistik auf Ebene der LAWA 3-Steller ermittelt. Zusätzlich konnten für einen Teil der KKA die Nährstoffemissionen auf der Basis von Jahresmittelwerten der Ablaufkonzen- trationen und der behandelten Abwassermenge berechnet werden. Die Konzentrationswerte wurden entweder dem Inventar entnommen oder anhand der Angaben über die ATV-Nährstoffbelastungsstufe abgeschätzt. Die behandelten Abwassermengen basieren auf statistischen Angaben.

3.2 Einträge von versiegelten urbanen Flächen

Bei der Quantifizierung der N- und P-Einträge von urbanen Flächen werden die folgenden Eintragspfade separat berechnet:

(1) Einträge von versiegelten Flächen über die Trennkanalisation, (2) Einträge von Mischkanalisationsüberläufen und

(3) Einträge von Haushalten und von versiegelten Flächen, die an eine Kanalisation aber an keine KKA angeschlossen sind.

Grundlage für die Berechnung ist die Ermittlung der versiegelten urbanen Fläche. Sie kann auf Basis der gesamten urbanen Fläche (abgeleitet aus CORINE-Landcover) sowie der Bevölkerungsdichte nach einem Ansatz von HEANEY ET AL. (1976) bestimmt werden. Die gesamte versiegelte urbane Fläche wird im Anschluss auf die verschiedenen Kanalisationssysteme aufgeteilt. Dazu wurden die Statistiken der Bundesländer über die Längen der Misch-, Schmutzwasser- und Trennkanäle auf Ebene der LAWA 3-Steller genutzt. Zur Ermittlung der Gesamtabflüsse in den verschiedenen Kanal- systemen ist die Kenntnis des spezifischen Abflusses von der versiegelten urbanen Fläche notwendig.

Er wird nach HEANEY ET AL. (1976) aus dem mittleren Niederschlag und dem Anteil der versiegelten Fläche in einem Flussgebiet berechnet.

Einen schematischen Überblick über die angewandte Methodik gibt die Abbildung 3.2.

Abb. 3.2: Nährstoffeinträge von urbanen Flächen

Die Nährstoffeinträge über die Regenwasserkanalisation wurden auf Basis spezifischer Einträge be- rechnet. Nach BROMBACH & MICHELBACH (1998) kann von einem mittleren P-Eintrag von 2,5 kg P/(ha·a) ausgegangen werden. Den spezifischen N-Einträgen wurden die Werte der atmosphärischen N-Deposition zu Grunde gelegt. Für die zusätzlich zu berücksichtigenden Einträge durch Laubfall und tierische Exkremente wurden pauschal 4 kg N/(ha·a) angenommen. Die N- und P- Einträge in jedem Flussgebiet ergeben sich aus dem Produkt der über Trennkanalisation entwässerten versiegelten Fläche und den spezifischen Abschwemmungen.

Bei der Mischkanalisation werden die Abwässer aus den Haushalten, den industriellen Indi- rekteinleitern und die Regenwasserabläufe in einem Kanal erfasst und den KKA zugeführt. Bei Starkregenereignissen ist das System nicht in der Lage, die gesamte Wassermenge der KKA zuzuleiten oder zu speichern. In diesem Fall wird die überschüssige Wassermenge via Überläufe direkt in das Gewässer eingeleitet. Die Abschätzung der Nährstoffeinträge über Mischkanalisations- überläufe basiert auf den Vorstellungen von MOHAUPT ET AL. (1998) sowie BROMBACH & MICHELBACH

(1998). Danach bestimmt sich die dem Mischsystem in einem Flussgebiet zugeführte Wassermenge in Abhängigkeit von der versiegelten urbanen Fläche, dem spezifischen Abfluss, den an die Kanalisation angeschlossenen Einwohnern, der einwohnerspezifischen Abwasserspende (130 l/d), dem Anteil der gewerblichen Flächen an der versiegelten urbanen Fläche (0,8 %), der spezifischen Abflussspende von gewerblichen Flächen (315 l/(m²·a)) sowie der Anzahl der effektiv wirksamen Starkregentage, die in Abhängigkeit von den mittleren Jahresniederschlägen berechnet wird (Mittelwert für Brandenburg: 11 Tage).

Die Entlastungsrate des Mischsystems wurde nach MEIßNER (1991) in Abhängigkeit vom Ausbaugrad bzw. dem Speichervolumen des Mischsystems sowie dem Jahresniederschlag ermittelt. Dafür wurden Angaben aus der Abwasserstatistik bezüglich des Speichervolumens von Regenüberlaufbecken genutzt. Die Nährstoffkonzentration im Mischkanal im Entlastungsfall lässt sich aus den spezifischen Einträgen von der versiegelten urbanen Fläche (siehe Trennkanalisation), den einwohnerspezifischen N- und P-Abgaben (siehe KKA) sowie den Konzentrationen im gewerblichen Abwasser (1,0 g N/m³, 0,1 g P/m³) ermitteln. Die N- und P-Einträge in jedem Flussgebiet ergeben sich aus dem Produkt der Wassermenge im Mischsystem, der Entlastungsrate und der Nährstoffkonzentration im Mischwasser.

Neben den Einträgen über die Trenn- und Mischkanalisation müssen solche aus Kanälen, die an keine KKA angeschlossen sind, berücksichtigt werden. Für die angeschlossene Bevölkerung wird davon ausgegangen, dass nur der gelöste Anteil der Nährstoffabgabe des Menschen in die Kanalisation gelangt (60 % der P- bzw. 80 % der N-Abgabe), da der partikuläre Anteil in Kleinkläran- lagen oder Sammelgruben zurückgehalten wird.

Bezüglich der Nährstoffeinträge von Haushalten, die weder an eine Kanalisation noch an eine Kläranlage angeschlossen sind, wird ebenfalls berücksichtigt, dass der partikuläre Teil der N- und P- Abgabe den Kläranlagen zugeführt wird.

Bezüglich des flüssigen Anteils wird angenommen, dass für Stickstoff und Phosphor 90 % im Boden zurückgehalten werden. Dies bedeutet für Stickstoff eine Erhöhung des Rückhaltes um 40 % gegenüber dem ursprünglichen MONERIS Ansatz, ist aber in den hohen Rückhalten der Böden insgesamt (siehe 4.2) begründet

3.3 Einträge über atmosphärische Deposition

Basis für die Ermittlung der direkten Einträge in die Gewässer infolge atmosphärischer Deposition ist die Kenntnis der Gewässerfläche eines Einzugsgebietes, die an das Flusssystem angeschlossen ist.

Zur Quantifizierung der Gewässerfläche in einem Flusssystem wurde zunächst die Gewässerfläche nach CORINE-Landcover bestimmt. Für die gesamte Wasserfläche wurden zusätzlich die Fließgewässer berücksichtigt. Deren Oberfläche wurde nach BEHRENDT & OPITZ (1999) berechnet.

Danach kann man näherungsweise davon ausgehen, dass die Wasserfläche der Fließgewässer von der Einzugsgebietsgröße abhängt.

Die Berechnung der Nährstoffeinträge über die atmosphärische Deposition erfolgt durch Multiplikation der mittleren Werte der Summe der NO_x-N- und NH₄-N-Deposition sowie der P-Deposition mit der mittleren Gewässerfläche in jedem Einzugsgebiet. Für Phosphor wurden einheitliche Werte von 0,7 kg P/(ha·a) bzw. 0,37 kg P/(ha·a) für die Deposition im Zeitraum um 1985 bzw. 1995 verwendet, die

von BEHRENDT ET AL. (1999) auf der Basis von Literaturdaten abgeleitet wurden. Für die Berechnung des direkten Eintrages von Stickstoff durch atmosphärische Deposition konnten die Ergebnisse des EMEP-Programms für die Jahre 1985 und 1996 genutzt werden (TSYRO, 1998a, b; BARTNICKI ET AL. 1998). Die EMEP-Daten standen in Form von Rasterkarten mit einer Kantenlänge von 150 km für das Jahr 1985 und von 50 km für das Jahr 1996 als NOx-N- und NH4-N-Deposition in kg N/(ha·a) zur Ver- fügung. Die EMEP-Rasterkarten wurden mit den Grenzen der untersuchten Einzugsgebiete verschnitten und so die mittlere NOx-N- und NH4-N-Deposition in jedem Einzugsgebiet ermittelt.

3.4 Einträge aus Dränagen

Zur Quantifizierung der Einträge von Stickstoff und Phosphor, die über den Eintragspfad von Dränen in die Oberflächengewässer gelangen, wurde eine Methode angewandt, die, wie die Abbildung 3.3 zeigt, auf Basis der Dränflächengröße, der Dränspende und der mittleren Nährstoffkonzentrationen der Dränwässer die Austräge berechnet. Zur Abschätzung der Dränflächengröße der Flussgebiete wurden aufgrund unterschiedlicher Datengrundlagen getrennte Ansätze für die alten und neuen Bundesländer durchgeführt.

Abb. 3.3: Stickstoffeinträge aus Dränagen

Für die neuen Bundesländer standen Übersichtskarten über Dränflächen zur Verfügung, die von den Meliorationsbetrieben der ehemaligen DDR angefertigt wurden. Hierbei handelt es sich um topographische Karten im Maßstab von 1:10 000 bzw. 1:25 000, auf denen Dränflächen, die im Zeitraum von 1960 bis 1989 realisiert wurden, eingezeichnet sind. Auf der Basis dieser Übersichtskarten wurden die Dränflächen einiger Gebiete digital erfasst.

Für den gesamten Bereich der neuen Bundesländer standen raumbezogene Daten über gedränte Flächen jedoch nicht lückenlos zur Verfügung. Es wurde daher, unter Einbeziehung der Bodenstand- orttypen der MMK (Mittelmaßstäbige landwirtschaftliche Standortkartierung), deren Verteilung für die neuen Bundesländer flächendeckend und digital vorliegt, von den erfassten Teilgebieten ausgehend eine Übertragung auf das Gesamtgebiet vorgenommen. Es konnte festgestellt werden, dass im Mittel

10,6 % der Moorstandorte, 11,6 % der Auenstandorte, 50,5 % der staunassen Tieflehmstandorte und 9 % der Sandstandorte gedränt sind. Die Dränspende wurde in Anlehnung an KRETZSCHMAR (1977) auf der Basis der Sommer- und Winterniederschläge berechnet.

Danach setzt sich der Dränabfluss aus 50 % der Winter- und 10 % der Sommerniederschlagsmengen zusammen. Dieser Ansatz wurde gewählt, da er die regionalen Unterschiede der Niederschlags- und der Abflussverteilung berücksichtigt. Die P-Konzentrationen wurden von BEHRENDT ET AL. (1999) auf der Basis von Messergebnissen von Dränauslässen abgeleitet.

Tab. 3.2: Verwendete Phosphorkonzentrationen im Dränwasser für verschiedene Bodentypen

Bodentyp Bezeichnung CDRp in mg P/l

Sandboden CDRSp 0,20

Lehm C_DRLp 0,06

Niedermoor CDRNMp 0,30

Zur Berechnung der N-Konzentrationen in den Dränauslässen wurde auf der Basis der regionaldifferenzierten N-Überschüsse (BACH ET AL., 1998) nach der Vorgehensweise von FREDE &

DABBERT (1998) die potenzielle Nitratkonzentration im Sickerwasser, die der Konzentration in den Dränauslässen entsprechen sollte, ermittelt (Abb. 3.3). Bei der Berechnung der N-Konzentrationen in Dränagen wird davon ausgegangen, dass diese sehr schnell auf die Veränderungen der Stickstoff- überschüsse reagieren.

Veränderungen in den Stickstoffüberschüssen sollten sich deshalb in den untersuchten Zeiträumen von fünf Jahren unmittelbar in einer Veränderung der Stickstoffkonzentrationen in den Dränen auswirken. Für den Zeitraum 1983 bis 1987 lagen keine flächendifferenzierten Angaben zu den Stickstoffüberschüssen vor. Deshalb wurde zunächst davon ausgegangen, dass die regionalen Unter- schiede auch bereits im Zeitraum 1983 bis 1987 bestanden, jedoch auf einem anderen Niveau.

Dieses andere Niveau wurde aus den berechneten Langzeitveränderungen der N-Überschüsse nach BEHRENDT (2000) für Brandenburg bestimmt.

3.5 Einträge über das Grundwasser

Der über das Grundwasser realisierte Nährstoffeintrag wurde, wie die Abbildung 3.4 zeigt, aus dem Produkt von Grundwasserabfluss, der auch die Komponente des natürlichen Interflows enthält, und Grundwasserkonzentration berechnet.

Zur Ableitung der im Modell MONERIS (BEHRENDT ET AL., 1999) berechneten Grundwasserkonzen- trationen wurden Daten des Landesumweltamtes genutzt. Berücksichtigung fanden hierbei nur Stationen, die den obersten Grundwasserleiter repräsentieren und nicht durch urbane oder industrielle Standorte geprägt sind (BEHRENDT ET AL., 1999).

Für die einzelnen Stationen fand eine Berechnung der Mittelwerte für die betrachteten Zeiträume statt.

Um die punktuellen Werte auf die Fläche der einzelnen Pegeleinzugsgebiete übertragen zu können, wurden die Stationsmittelwerte zur Interpolation in ein Geographisches Informationssystem (GIS) importiert. Mittels GIS wurde aus den punktuellen Eingangsdaten schließlich eine Rasterkarte gene- riert.

Auf der Basis von Literaturwerten sowie den in der Rasterkarte angegebenen Grundwasserkonzentra- tionen wurden für die verschiedenen Bodentypen die in der Tabelle 3.3 aufgeführten SRP-Konzen- trationen im Grundwasser angesetzt.

Tab. 3.3: Konzentrationen des gelösten reaktiven Phosphats (als P) im Grundwasser für verschiedene Bodentypen

Bodentyp Nutzung Bezeichnung

Aerob C_GWP [g P/m³]

Anaerob C_GWP [g P/m³]

Sandboden Landwirtschaft C_GWSP 0,1 0,25

Lehm Landwirtschaft C_GWLP 0,03 0,075

Landwirtschaft C_GWNMP 0,1 0,25

ehem. Rieselfelder CGWRp 0,9

Niedermoor

Wald/Offene Flächen C_GWWAOFP 0,01 0,025

Abb. 3.4: Stickstoffeinträge über das Grundwasser

Bei anaerobem Grundwasser ist nach den Daten des Grundwasserbeobachtungsprogramms von Mecklenburg-Vorpommern und den Untersuchungen von DRIESCHER & GELBRECHT (1993) zu berück- sichtigen, dass deutliche Unterschiede zwischen den Konzentrationen von anorganisch gelöstem Phosphor (SRP) und Gesamtphosphor im Grundwasser bestehen.

Nach BEHRENDT (1996) und DRIESCHER & GELBRECHT (1993) kann man davon ausgehen, dass die Gesamtphosphorkonzentrationen um einen Faktor 2 bis 5 höher sind als die in den normalen Standardmessprogrammen bestimmten SRP-Konzentrationen. Angaben zu den Flächen mit anaerobem Grundwasser lagen nicht vor, jedoch kann man aus dem Vergleich der Nitratkon- zentrationen im Grundwasser und denen im Sickerwasser auf die Gebiete schließen, in denen mit hoher Wahrscheinlichkeit anaerobe Bedingungen im Grundwasser vorkommen.

Für die Berechnung der Gesamtphosphorkonzentration im Grundwasser wurde deshalb angesetzt, dass bei Stickstoffkonzentrationen im Grundwasser, die kleiner als 5 % der Stickstoffkonzentration im

Sickerwasser sind, die TP-Konzentrationen im Grundwasser um den Faktor 2,5 größer als die SRP- Konzentrationen sind. Bei dieser Vorgehensweise lagen die berechneten TP-Konzentrationen im Grundwasser der Flussgebiete des Bundeslandes Mecklenburg-Vorpommern mit 0,09 bis 0,14 g P/m³ im Bereich der gemessenen Werte (BEHRENDT, 1996).

In einer 1999 durchgeführten Untersuchung zu den P-Konzentrationen im oberflächennahen Grundwasser der ehemaligen Rieselfelder von Berlin kommen PÖTHIG (PERS. MITTL.) zu dem Ergebnis, dass die Grundwässer dieser Flächen eine mittlere P-Konzentration von 0,9 mgP/l aufweisen. Eine nach den Standortbedingungen differenzierte Betrachtung war bisher noch nicht möglich.

Da die Flächen der Berliner Rieselfelder digital vorlagen wurde deren Flächenanteil an den einzelnen Flussgebieten bestimmt und die P-Fracht über das Grundwasser von diesen Flächen durch Multiplikation von Grundwasserneubildung und der obigen P-Konzentration separat berechnet. Für andere Rieselfeldstandorte standen keine digitalen Flächenangaben zur Verfügung. Sie konnten deshalb auch nicht in den Modellrechnungen berücksichtigt werden.

MONERIS berechnet die N-Konzentrationen im Grundwasser und natürlichen Interflow aus der poten- ziellen Nitratkonzentration im Sickerwasser. Die Ableitung der N-Konzentrationen im Grundwasser über die regional differenzierten N-Überschüsse erfordert die Kenntnis der Aufenthaltszeit des Wassers in der ungesättigten und gesättigten Zone. Eine näherungsweise Abschätzung der Aufenthaltszeiten wurde auf der Basis der Ergebnisse von KUNKEL & WENDLAND (1999) unternommen.

Danach ergeben sich für die Flussgebiete Brandenburgs mittlere Aufenthaltszeiten zwischen 15 und 45 Jahren.

Anhand der Aufenthaltszeiten wurden die N-Überschüsse korrigiert, indem die für den jeweiligen Zeitraum (1983 bis 1987 bzw. 1993 bis 1997) benötigten N-Überschüsse als Mittelwerte der Vorjahre entsprechend der Aufenthaltszeit berechnet wurden. Der neu ermittelte N-Überschuss wurde zur Berechnung der potenziellen Nitratkonzentration im Sickerwasser verwendet.

Für das Verhältnis zwischen Sickerwasser- und Grundwasserkonzentration wurde angenommen, dass die N-Rentention im Boden, in der ungesättigten und gesättigten Zone eine Funktion von der Sickerwasserhöhe und den hydrogeologischen Bedingungen ist. Der Grundwasserabfluss wurde aus der Differenz zwischen dem gemessenen Abfluss und den einzelnen Abflusskomponenten (Drän- spende, Oberflächenabfluss, Abfluss von versiegelten Flächen und atmosphärischer Zufluss) berechnet.

3.6 Einträge über Erosion

Die Quantifizierung der Nährstoffeinträge erfolgte entsprechend der Abbildung 3.5 aus den Boden- abträgen unter Berücksichtigung des Sedimenteintrags- und des Nährstoffanreicherungsverhältnisses.

Die Berechnung der Bodenabträge innerhalb der Flussgebiete Brandenburgs beruht auf den gemeindebezogenen Bodenabtragswerten von DEUMLICH & FRIELINGHAUS (1994) für die NBL. Durch Verschneidung mit den Flussgebietsgrenzen wurden aus dieser Grundlage die mittleren Boden- abtragswerte eines Flussgebietes berechnet.

Um von den langjährigen, mittleren on-site Bodenabträgen nach ABAG auf die Sedimenteinträge schließen zu können, muss das Sedimenteintragsverhältnis (Sediment Delivery Ratio, SDR) des Einzugsgebietes bestimmt werden (WALLING, 1983; 1996). Die Anwendbarkeit der Sedimenteintrags- gleichung nach AUERSWALD (1992) musste zumindest für Gebiete des Nordostdeutschen Tieflandes in Frage gestellt werden, da bei Bodenabträgen kleiner 0,44 t/(ha LN·a) und bei Einzugsgebieten von 18 km² der errechnete Sedimenteintrag größer als der gesamte Bodenabtrag des Gebietes ist. Deshalb wurde versucht, in MONERIS einen Ansatz zu entwickeln, der auf alle Flussgebiete übertragbar ist.

Für die Modellierung des Sedimenteintragspotenzials in Fließgewässer wurde eine GIS-gestützte Methode entwickelt, die auf der Quantifizierung der Flächen in einem Einzugsgebiet beruht, die zu einem Bodeneintrag in ein Fließgewässer beitragen. Dafür wurden hochaufgelöste digitale Datensätze (Gewässernetz, Landnutzungs-, Boden- und Höheninformationen) verwendet. Dies war bisher nur für

einige Flussgebiete möglich, so dass eine Modifizierung dieses Ansatzes für eine Übertragung auf andere Flussgebiete notwendig war.

Dazu wurden Zusammenhänge zwischen dem Sedimenteintragsflächenverhältnis und einfach zu bestimmenden Einzugsgebietsmerkmalen bzw. Parametern aus den flächendeckend für Deutschland vorliegenden gröberen digitalen Datenbeständen gesucht. Mittels einer stufenweisen, nichtlinearen multiplen Regression konnten die Ackerflächenanteile und das mittlere Gefälle als die Parameter identifiziert werden, die den größten Einfluss auf das Sedimenteintragsflächenverhältnis (SAR) haben.

Abb. 3.5: Nährstoffeinträge durch Erosion

Zur Überführung des SAR-Modells, welches zunächst nur das Eintragspotenzial in Form eines Flächenverhältnisses der bodeneintragssensitiven Flächen zur Gesamtfläche des Einzugsgebietes aber nicht die absolute Höhe des Eintrages quantifiziert, wurden neben den oben beschriebenen Bodenabträgen auch die langjährigen täglichen Abflüsse und Schwebstoffkonzentrationen von insgesamt 23 Messstationen in Bayern und Baden-Württemberg herangezogen. Für die Eichung des SAR-Modells wurden lediglich die Sedimentfrachten oberhalb eines kritischen Abflusses verwendet, um auf diese Weise zu verhindern, dass durch Punktquellen eingetragene und autochthon gebildete Schwebstoffe, den Zusammenhang beeinflussen.

Da zur Eichung des SDR-Modells nur die langjährigen Zeitreihen genutzt wurden, ist es notwendig, einen Wichtungsfaktor für die beiden Betrachtungszeiträume einzuführen, um die hohe zeitliche Variabilität des Schwebstofftransportes zu berücksichtigen. Dieser Wichtungsfaktor wurde über das Verhältnis der Anzahl der Starkniederschläge nach ROGLER & SCHWERDTMANN (1981) in den beiden einzelnen Zeiträumen zur Anzahl im Gesamtzeitraum berechnet.

Der P-Gehalt im Oberboden wurde für beide Untersuchungszeiträume auf Basis der jährlichen P- Überschüsse und deren kumulative Werte für die einzelnen Bundesländer für einen Zeitraum von 1955 bis 1996 berechnet. Der Startwert für den P-Gehalt des Oberbodens in der Mitte der 50er Jahre wurde auf der Basis der Angaben von WERNER ET AL. (1991) zurückgerechnet. Die räumliche Differenzierung der Startwerte erfolgte auf der Grundlage der Tongehalte der verschiedenen Boden- typen der Bodenübersichtskarte. Die jeweiligen P-Gehalte des Ackerbodens für die beiden Untersu- chungszeiträume wurden anschließend anhand der vorliegenden P-Akkumulationen von Brandenburg

und der angrenzenden Bundesländer und des räumlich differenzierten Grundgehaltes berechnet. Für die Quantifizierung der N-Einträge infolge Erosion wurde für beide Untersuchungszeiträume auf die Angaben zu den N-Gehalten von Ackerböden in der BÜK zurückgegriffen.

Das Verhältnis der Phosphorgehalte der Schwebstoffe in Flüssen bei hohen Abflüssen zu ab- geschätzten P-Gehalten der Oberböden bildete die Grundlage für die Bestimmung des Anreiche- rungsverhältnisses (ER). Dabei konnte festgestellt werden, dass das Anreicherungsverhältnis näherungsweise umgekehrt proportional zur Wurzel des spezifischen Sedimenteintrages in einem Flussgebiet ist.

Für Stickstoff wurde davon ausgegangen, dass das Anreicherungsverhältnis nicht mit dem von Phosphor identisch ist.

Zum Abschluss wird der Nährstoffeintrag über Erosion aus dem Produkt von Sedimenteintrag in die Gewässer, dem mittleren Nährstoffgehalt des Oberbodens des Einzugsgebietes und dem Anreiche- rungsverhältnis für die beiden Nährstoffe (ER) berechnet.

3.7 Einträge über Abschwemmung

Die Einträge von im Oberflächenabfluss gelösten Nährstoffen wurden entsprechend dem Be- rechnungsschema der Abbildung 3.6 ermittelt.

Abb. 3.6: Nährstoffeinträge über Abschwemmung

Zur Berechnung des Oberflächenabflusses wird auf einen vereinfachten Ansatz nach LIEBSCHER &

KELLER (1979) zurückgegriffen. Hierbei wird der Oberflächenabfluss und der mittlere gesamte Jahresabfluss über den mittleren Jahresniederschlag, den mittleren Niederschlag im Sommerhalbjahr und den mittleren Niederschlag im Winterhalbjahr abgeleitet.

Für die Ermittlung des gesamten Oberflächenabflusses von unversiegelten Flächen in einem Fluss- gebiet wird davon ausgegangen, dass diese Abflusskomponente nicht in Wäldern und Feucht- gebieten, sowie nicht bei Gewässern und Abbauland (z.B. Tagebau) vorkommt.

In dem Pfad Abschwemmung werden nur die gelösten Nährstoffkomponenten, die mit dem Oberflächenabfluss in das Gewässer gelangen, betrachtet. Bei der Berechnung der mittleren Nährstoffkonzentration im Oberflächenabfluss bzw. der Nährstofffracht wird davon ausgegangen, dass sich diese für jedes Flussgebiet flächengewichtet aus den Konzentrationen der für den Oberflächenabfluss relevanten Flächennutzungen ermitteln lässt. Dabei war es erforderlich, die landwirtschaftliche Fläche in Ackerland und Grünland aufzuteilen. Für die Berechnung der Abschwemmungsfracht wurden die in der Abbildung 3.6 angegebenen Nährstoffkonzentrationen einheitlich für alle Flussgebiete verwendet.

3.8 Nährstoffretention in den Oberflächengewässern eines Flusssystems

Für die Berechnung der Nährstofffracht an einem bestimmten Pegel eines Flussgebietes ist die Quantifizierung der pfadbezogenen Nährstoffeinträge noch nicht ausreichend. Innerhalb des Systems von Oberflächengewässern eines Flussgebietes unterliegen die eingetragenen Nährstoffe Umset- zungen, Rückhalten und Verlusten.

Die Auswertung von Modellberechnungen zu den Nährstoffeinträgen in Flussgebieten und den entsprechenden Frachten, zeigt für Phosphor und Stickstoff eine starke Abhängigkeit der flusssysteminternen Retention von der spezifischen Abflussspende und der hydraulischen Belastung des Oberflächengewässersystems (BEHRENDT & OPITZ 1999). Auf der Basis dieser Abhängigkeiten wurden für beide Nährstoffe Retentionsfunktionen abgeleitet, die es gestatten, die Retention und damit auch die Nährstofffrachten abzuschätzen.

BEHRENDT & OPITZ. (1999) berücksichtigen dabei zunächst nur Rückhaltefunktionen für Gesamt- phosphor und anorganisch gelösten Stickstoff (DIN). Auf der Basis von Literaturangaben zu den Einträgen und Frachten von Gesamtstickstoff von 50 verschiedenen Flussgebieten in Mitteleuropa konnte jedoch nunmehr auch ein Zusammenhang zwischen dem Verhältnis von Gesamtstickstoff- fracht zu den Stickstoffeinträgen und der hydraulischen Belastung in einem Flussgebiet bzw.

Flussabschnitt abgeleitet werden, so dass man aus den Stickstoffeinträgen nicht nur die Fracht von anorganisch gelöstem Stickstoff sondern auch von Gesamtstickstoff berechnen kann. Dazu wird die in der Abbildung 3.7 angegebene Formel genutzt.

EINTRAG

LOAD

TN

TN HL ⋅

⋅

= +

9

, 1 1

1

wobei TNLOAD die Gesamtstickstofffracht an einem bestimmten Pegel, TNEINTRAG der Stickstoffeintrag in das Flusssystem oberhalb dieses Pegels und HL die hydraulische Belastung dieses Flusssystems ist, die sich aus dem Verhältnis von Abfluss und Wasserfläche des Gebietes ermitteln lässt.

Für die Berechnung der Fracht von anorganisch gelösten Stickstoff (DIN) wurde nach BEHRENDT &

OPITZ (1999) die folgende Formel genutzt:

EINTRAG

LOAD

TN

DIN HL ⋅

⋅

= +

9

, 5 1

1

wobei DINLOAD die Fracht von anorganischen Stickstoff an einem bestimmten Pegel ist.

Für Phosphor konnten Behrendt & Opitz nicht nur einen Zusammenhang zur hydraulischen Belastung, sondern auch zur spezifischen Abflussspende (q) feststellen.

Da zum gegenwärtigen Zeitpunkt noch nicht geklärt werden konnte, welche dieser Zusammenhänge insbesondere für Flussgebiete mit einem hohen Anteil von durchflossenen Seen besser geeignet ist, wurde bezüglich Phosphor die Fracht als Mittelwert aus den beiden folgenden Gleichung (3) und (4) berechnet:

EINTRAG

LOAD

TP

TP q ⋅

⋅

= +

6 , 26 1

1

EINTRAG

LOAD

TP

TP HL ⋅

⋅

= +

3

, 13 1

1

In Gleichung (3) und (4) sind TPLOAD die Gesamtphosphorfracht an einem bestimmten Pegel und TPEINTRAG der Phosphoreintrag in das Flusssystem oberhalb dieses Pegels.

Die Retentionsfunktionen wurden jeweils für die einzelnen Teilgebiete angewandt und daran anschließend die berechneten Frachten entlang des jeweiligen Flusses aufsummiert.

Abb. 3.7: Zusammenhang zwischen dem Fracht/Eintragsverhältnis für Gesamtstickstoff und der hydraulischen Belastung in Flussgebieten