Die Wasserqualität des unteren Abschnitts der Bollingstedter Au/Schleswig-Holstein. Eine hydrologische und vegetationskundliche Analyse


Bachelorarbeit, 2008

154 Seiten, Note: 1,7


Leseprobe

Inhaltsverzeichnis

1 Einleitung

2 Grundlagen und Forschungsstand
2.1 AbflussverhaltenvonFliePgewassern
2.2 Nahrstoffeintrage in Oberflachengewasser
2.2.1 Herkunft der Nahrstoffeintrage in Oberflachengewasser
2.2.2 Ursachen landwirtschaftlicher Stoffeintrage
2.2.3 Stoffaustrage aus landwirtschaftlich genutztenNiedermooren
2.2.4 Stickstoff und Phosphat Verluste nach Scheffer und Blankenburg
2.2.5 Bedeutung der Nahrstoffeintrage fur die Gewasser
2.3 Prozesse im Okosystem FliePgewasser
2.3.1 Bedeutung der Aue im Einzugsgebiet
2.3.2 Naturliche Retentionsfunktion
2.3.3 Trophie und Saprobie
2.3.4 Trophieabfolge in FliePgewassern
2.3.5 Selbstreinigung der FliePgewasser
2.4 Makrophyten als integrative Indikatoren

3 Das Untersuchungsgebiet
3.1 Lagebeschreibung
3.2 Naturraumliche Gliederung und Geomorphologie
3.3 Boden
3.4 Hydrologie
3.5 Klima
3.6 Potenziell naturlichen Vegetation
3.7 Landnutzung

4 Material und Methoden
4.1 Gewassergutelangsschnitte
4.1.1 Durchfuhrung der Messkampagnen
4.1.2 Beschreibung der Messpunkte
4.1.2.1 Punkt 1: Engbruck (vor dem Bollingstedter Muhlenstau)
4.1.2.2 Punkt 2: Bollingstedt Muhle (nach dem Muhlenstau)
4.1.2.3 Bereich 3 (a, b, c): vor ,am und nach dem Zulauf des Bollingstedter Klarwerks
4.1.2.4 Punkt 4 : Bollingstedter Klarwerk + 300m FliePstrecke
4.1.2.5 Punkt 5: Vorfluter Kockholm
4.1.2.6 Bereich 6 (a, b, c): in der Bollingstedter Au etwa 50 m vor der Einmundung in die Treene , vor und nach ihrer Einmundung in der Treene
4.2 Pflanzenkartierungen
4.3 Laboranalysen
4.4 Quellen der externen Datengrundlagen
4.5 Auswertung und Darstellung der Messergebnisse
4.5.1 Guteklassifizierung
4.5.2 Okologische Bewertung der Pflanzenkartierung nach Ellenbergs Zeigerwerten
4.6 Klimadaten im Untersuchungszeitraum

5 Ergebnisse
5.1 Feldparameter
5.1.2Wassertemperatur
5.1.2 Elektrische Leitfahigkeit
5.1.3. pH-Wert
5.1.4Sauerstoffgehalt
5.2 Laboranalysen
5.2.1 Ammonium-Stickstoff
5.2.2 Nitrat-Stickstoff
5.2.3 Gesamt Stickstoff
5.2.4 Phosphat-P
5.2.5 Gesamtphosphor
5.2.6 Chlorid
5.2.7 Sulfat
5.2.8 Biochemischer Sauerstoffbedarf
5.2.9 Alkalinitat
5.3 Ergebnisse derPflanzenkartierungen
5.3.1 Standort1 (Engbruck,vordem Bollingstedter Muhlenstau)
5.3.2 Standort 2 (Bollingstedt Muhle, nach dem Muhlenstau)
5.3.3 Standort 3a (vor dem Zulauf des Bollingstedter Klarwerks)
5.3.4 Standort 3b (am Zulauf des Bollingstedter Klarwerks)
5.3.5 Standort 3c (nach dem Zulauf des Bollingstedter Klarwerks)
5.3.6 Standort 4 (Bollingstedter Klarwerk + 300 m FliePstrecke)
5.3.7 Standort5 (VorfluterKockholm)
5.3.8. Standort 6a (Bollingstedter Au vor der Einmundung in die Treene)
5.3.9 Standort 6b (Treene vor der Einmundung der Bollingstedter Au)
5.3.10 Standort 6c (Treene nach der Einmundung der Bollingstedter Au)

6 Diskussion der Ergebnisse
6.1 Vergleich von Punkt 1 und 2 (vor und nach dem Bollingstedter Muhlenstau)
6.2 Vergleich von Punkt 2 und 3a (nach dem Boll. Muhlenstau und vor dem Boll. Klarwerk)
6.3 Vergleich der Punkte 3a, 3b und 3c (vor, am und nach dem Zulauf des Boll. Klarwerks)
6.4 Vergleich von Punkt 3c und 4 (nach dem Zulauf des Boll. Klarwerks und ca. 300 m
Fliebstrecke weiter)
6.5 Vergleich von Punkt 4 und 5 (Klarwerk + 300 m Fliebstrecke und der Vorfluter Kockholm)
6.6 Vergleich der Punkte 6a, 6b und 6c (Einfluss der Bollingstedter Au auf die Treene)

7 Fazit der Beurteilung der Wasserqualitat

8 Zusammenfassung und Ausblick

Literaturverzeichnis

Anhang

Abbildungsverzeichnis

Abbildung 1: Relevante Groben fur den Abfluss im Gerinne

Abbildung 2: Austauschprozesse zwischen einem Fluss und dem Grundwasser

Abbildung 3: Nahrstoffeintrage in Oberirdische Gewasser

Abbildung 4: Stickstoffbilanzen von 77 hessischen Betrieben

Abbildung 5: Beispiel einer Niederung

Abbildung 6: Stoffkreislauf und Energiefluss im Fliebgewasser im Vergleich zum See

Abbildung 7: Korrelation zwischen Trophie und Saprobie

Abbildung 8: Schematisierter Langschnitt durch eine Selbstreinigungsstrecke

Abbildung 9: Gewassergute- und Parameter in Fliebgewassern und dominierende

Makrophyten-Gesellschaften

Abbildung 10: Gebietsaufteilung der EU-Wasserrahmenrichtlinie mit Gewassernetz der

Treene und markiertem Untersuchungsgebiets der Bollingstedter Au

Abbildung 11: Untersuchungsgebiet der Bollingstedter Au mit markiertem Einzugsgebiet

Abbildung 12: Untersuchungsgebiet der Bollingstedter Au mit markiertem Einzugsgebiet

nach Naturraumen gegliedert

Abbildung 13: Einzugsgebiet des Untersuchungsbereichs mit den markierten Standorten

Abbildung 14: Bollingstedter Au bei Messpunkt 1 am 04.08.2006

Abbildung 15: Bollingstedter Au unterhalb von Messpunkt 1 am 04.08.2006

Abbildung 16: Bollingstedter Au hinter dem Bollingstedter Muhlenstau am 04.08.2006

Abbildung 17: Bollingstedter Au hinter dem Bollingstedter Muhlenstau 2 am 04.08.2006

Abbildung 18: Bollingstedter Au vor dem Bollingstedter Klarwerk am 04.08.2006

Abbildung 19: Bollingstedter Au vor dem Bollingstedter Klarwerk am 04.08.2006

Abbildung 20: Drainagerohr etwa 5 m Fliebstrecke vor dem Messpunkt 3c 11.11. 2006

Abbildung 21: Bollingstedter Au nach dem Bollingstedter Klarwerk am 14.10.2006

Abbildung 22: Bollingstedter Klarwerk + etwa 300 m Fliebstrecke am 31.08.2006

Abbildung 23: Bollingstedter Klarwerk + etwa 300 m Fliebstrecke am 14.10.2006

Abbildung 24: Vorfluter Kockholm

Abbildung 25: Bollingstedter Au vor der Einmundung in die Treene am 14.10.2006

Abbildung 26: Treene vor der Einmundung der Bollingstedter Au am 03.09.2006

Abbildung 27: Treene nach der Einmundung der Bollingstedter Au am 02.08.2006

Abbildung 28: Treene nach der Einmundung der Bollingstedter Au am 02.08.2006

Abbildung 29: Das gespannte Mabband am Messpunkt 1

Abbildung 30: Dissoziation von Kohlensaure in Abhangigkeit vom pH-Wert

Abbildung 31: Erklarung der statistischen Kenngroben im Box-Whisker-Plot

Abbildung 32: Temperatur im Tagesmittel innerhalb des Messzeitraums

Abbildung 33: Niederschlagsdaten im Messzeitraum

Abbildung 34: Die Wassertemperatur im Verlauf der Messstrecke

Abbildung 35: Die elektrische Leitfahigkeit im Verlauf der Messstrecke

Abbildung 36. Die elektrische Leitfahigkeit im Bereich der Einmundung in die Treene

Abbildung 37: Der pH-Wert im Verlauf der Messstrecke

Abbildung 38: Der Sauerstoffgehalt im Verlauf der Messstrecke

Abbildung 39: Die Ammonium-N-Konzentration im Verlauf der Messstrecke

Abbildung 40: Box-Whisker-Plot der Ammonium-N-Konzentrationen

Abbildung 41: Die Nitrat-N-Konzentration im Verlauf der Messstrecke

Abbildung 42: Box-Whisker-Plot der Nitrat-N-Konzentrationen

Abbildung 43: Die Gesamtstickstoffkonzentration im Verlauf der Messstrecke

Abbildung 44: Box-Whisker-Plot der Gesamtstickstoffkonzentrationen

Abbildung 45: Die Phosphat-P-Konzentration im Verlauf der Messstrecke

Abbildung 46: Box-Whisker-Plot der Phosphat-P-Konzentrationen

Abbildung 47: Die Gesamtphosphorkonzentration im Verlauf der Messstrecke

Abbildung 48: Box-Whisker-Plot der Gesamtphosphorkonzentration

Abbildung 49: Die Chlorid-Konzentration im Verlauf der Messstrecke

Abbildung 50: Box-Whisker-Plot der Chlorid-Konzentration

Abbildung 51: Die Sulfat-Konzentration im Verlauf der Messstrecke

Abbildung 52: Box-Whisker-Plot der Sulfat-Konzentrationen

Abbildung 53: Der biochemische Sauerstoffbedarf entlang der Messstrecke

Abbildung 54: Box-Whisker-Plot des biochemischen Sauerstoffbedarfs

Abbildung 55: Die Alkalinitat im Verlauf der Messstrecke

Abbildung 56: Die Alkalinitat im Verhaltnis zum pH-Wert der Messstrecke

Abbildung 57: Dissoziation von Kohlensaure in Abhangigkeit vom pH-Wert

Abbildung 58: Box-Whisker-Plot der Alkalinitat

Abbildung 59: Pflanzenkartierung und Hohenabtsufung im Gelande fur Standort 1

Abbildung 60: Pflanzenkartierung und Hohenabtsufung im Gelande fur Standort 2

Abbildung 61: Pflanzenkartierung und Hohenabtsufung im Gelande fur Standort 3 a

Abbildung 62: Pflanzenkartierung und Hohenabtsufung im Gelande fur Standort 3b

Abbildung 63: Pflanzenkartierung und Hohenabtsufung im Gelande fur Standort 3 c

Abbildung 64: Pflanzenkartierung und Hohenabtsufung im Gelande fur Standort 4

Abbildung 65: Pflanzenkartierung und Hohenabtsufung im Gelande fur Standort 5

Abbildung 66: Pflanzenkartierung und Hohenabtsufung im Gelande fur Standort 6a

Abbildung 67: Pflanzenkartierung und Hohenabtsufung im Gelande fur Standort6b

Abbildung 68: Pflanzenkartierung und Hohenabtsufung im Gelande fur Standort6c

Abbildung 69: Luftbild der Bollingstedter Au mit rot markierten Maisanbauflachen

Tabellenverzeichnis

Tabelle 1: Klimadaten der Region

Tabelle 2: Nummern und Bezeichnungen der Messpunkte

Tabelle 3: Angaben zu den Laboranalysen

Tabelle 4: Gutestufen fur die FliePgewasser (LAWA 1998)

Tabelle 5: Guteklassifikation (LAWA 1998)

Tabelle 6: Skala der Bodenfeuchte

Tabelle 7: Skala der Reaktionszahlen

Tabelle 8: Skala der Stickstoff bzw. Nahrstoffzahl

Tabelle 9: Bezeichnungen der Messpunkte

Tabelle 10: Angaben zur Wassertemperatur in der Bollingstedter Au

Tabelle 11: Mediane, Maxima und Minima der Wassertemperatur der Messpunkte

Tabelle 12: Angaben zur elektrischen Leitfahigkeit in der Bollingstedter Au

Tabelle 13: Mediane, Maxima und Minima der elektrischen Leitfahigkeit der Messpunkte

Tabelle 14: Angaben zum pH-Wert in der Bollingstedter Au

Tabelle 15: Mediane, Maxima und Minima des pH-Wertes der Messpunkte

Tabelle 16: Angaben zum Sauerstoffgehalt in der Bollingstedter Au

Tabelle 17: Mediane, Maxima und Minima des Sauerstoffgehalts der Messpunkte

Tabelle 18: Angaben zur Ammonium-N-Konzentration in der Bollingstedter Au

Tabelle 19: Angaben zur Nitrat-N-Konztration in der Bollingstedter Au

Tabelle 20: Angaben zur Gesamtstickstoffkonzentration in der Bollingstedter Au

Tabelle 21: Angaben zur Phosphat-P-Konzentration in der Bollingstedter Au

Tabelle 22: Unstimmigkeiten im Vergleich Pges und Phosphat-P

Tabelle 23: Angaben zur Gesamtphosphorkonzentration in der Bollingstedter Au Tabelle 24: Angaben zur Chlorid-Konzentration in der Bollingstedter Au

Tabelle 25: Angaben zur Sulfatkonzentration in der Bollingstedter Au

Tabelle 26: Angaben zum biochemischen Sauerstoffbedarf der Bollingstedter Au

Tabelle 27: Angaben zur Alkalinitat der Bollingstedter Au

Tabelle 28: Zeigerwerte der Pflanzen vom Standort 1

Tabelle 29: Zeigerwerte der Pflanzen vom Standort 2

Tabelle 30: Zeigerwerte der Pflanzen vom Standort 3a

Tabelle 31: Zeigerwerte der Pflanzen vom Standort 3b

Tabelle 32: Zeigerwerte der Pflanzen vom Standort 3c

Tabelle 33: Zeigerwerte der Pflanzen vom Standort 4

Tabelle 34: Zeigerwerte der Pflanzen vom Standort 5

Tabelle 35: Zeigerwerte der Pflanzen vom Standort 6a

Tabelle 36: Zeigerwerte der Pflanzen vom Standort 6b

Tabelle 37: Zeigerwerte der Pflanzen vom Standort 6c

Tabelle 38: Guteklassifikation der Messpunkte 1 und 2

Tabelle 39: Guteklassifikation der Messpunkte 2 und 3a

Tabelle 40: Guteklassifikation der Messpunkte 3a, 3b und 3c

Tabelle 41: Guteklassifikation der Messpunkte 3 c und 4

Tabelle 42: Guteklassifikation der Messpunkte 4 und 5

Tabelle 43: Guteklassifikation der Messpunkte 6a, 6b 6c

Tabelle 44: Zusammenfassende Bewertung aller Messpunkte

Abkurzungsverzeichnis

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Vorwort

Die vorliegende Arbeit entstand in der Fachabteilung Hydrologie und Wasserwirtschaft am Okologie- Zentrum der Christian-Albrechts-Universitat zu Kiel.

Fur die Vergabe, Betreuung und Begutachtung der Arbeit mochte ich an erster Stelle Prof. Dr. Nicola Fohrer meinen Dank aussprechen.

Dr. Britta Schmalz mochte ich fur die Betreuung und fur die Ubernahme der Zweitbegutachtung danken.

Fur die kompetente Beratung bei allen Fragen bezuglich der Pflanzenkartierungen gilt mein besonderer Dank Dr. Christian Dolnik.

Fur die Einarbeitung und Hilfe im Labor mochte ich Antje Dietrich und besonders Monika Westphal meinen Dank aussprechen.

Fur die gute Zusammenarbeit und Bereitstellung zahlreicher Daten, welche als ein Grundstein dieser Arbeit anzusehen sind, mochte ich folgenden Personen und Organisationen danken:

- Herrn Armin Marx von der BUND- Ortsgruppe Mittlere Treene
- Herrn Thorsten Roos vom Forderverein Mittlere Treene e.V.
- Dem Landesamt fur Umwelt und Naturschutz Schleswig-Holstein
- Hern Michael Breuer und Herrn Rinker fur eine Vielzahl von Kartengrundlagen
- Herrn Lutz Schnoor vom Amt Arensharde
- Herrn Theide Woffler, Dr. Aiko Huckauf und Dr. Georg Hormann fur die Beratung im EDV Bereich

Allen Leuten, die mich unterstutzt haben, welche ich nicht erwahnt habe, sei hiermit gedankt.

Nicht zuletzt mochte ich mich bei meiner Familie bedanken, die das alles erst ermoglicht hat.

Kurzfassung

Ziel dieser Arbeit war die Einschatzung der Wasserqualitat des unteren Abschnitts der Bollingstedter Au, einem Bach im Norddeutschen Tiefland Schleswig-Holsteins. Im Vordergrund standen dabei die die Unterscheidung der wesentlichen Eintragspfade der Nahrstoffe in punktuelle und diffuse Quellen sowie das Verstandnis der Funktionalitat des Okosystems der Aue und der stoffbezogenen Prozesse im Fliebgewasser selbst. Ferner sollte der Einfluss der Bollingstedter Au auf die Wasserqualitat der Treene untersucht werden. Dazu wurden im etwa 31 km2groben Einzugsgebiets des unteren Abschnitts der Bollingstedter Au mehrere Messkampagnen durchgefuhrt Im Zeitraum vom 08. August bis 11. Oktober 2006 erfolgte die Beprobung entlang von insgesamt sechs Gutelangsschnitten. Dabei wurden an zehn Punkten entlang der Au Proben genommen. Im Gelande wurden die Feldparameter Wassertemperatur, elektrische Leitfahigkeit, pH-Wert und Sauerstoffgehalt gemessen. Spater wurden die Konzentrationen der Parameter Ammonium-Stickstoff, Nitrat-Stickstoff, Gesamt-Stickstoff, Phosphat-Phosphor, Gesamt-Phosphor, Chlorid und Sulfat im Labor bestimmt. Zusatzlich wurde die Alkalinitat und an ausgewahlten Messterminen der biochemische Sauerstoffbedarf festgestellt. Zur Unterstutzung der Ergebnisse dieser Analysen, erfolgten an jedem hydrologischen Messpunkt Pflanzenkartierungen im Uferbereich sowie im Gewasser. Diese wurden anhand der Zeigerwerte nach Ellenberg (2001) interpretiert.

Die Ergebnisse der Gutelangsschnitte haben den untersuchten Abschnitt der Bollingstedter Au fur den Messzeitraum nach der Guteklassifikation (LAWA 1990 und 1998) in der Guteklasse II befindlich gezeigt. Fur den Untersuchungszeitraum ware damit die Anforderung an den guten chemischen Zustand erfullt. Da die Eintrage der fur den chemischen Zustand der Au relevanten Stoffejedoch mit dem Wetter und der Jahreszeit variieren, kann die tatsachliche Belastung der Bollingstedter Au von der Guteklasse II abweichen. Anhand der Gesamtbetrachtung der N-Zahlen der Makrophyten im Gewasser kann von mabigstickstoffreichen bis zu durchaus stickstoffreichen bzw. nahrstoffreichen Standorten ausgegangen werden. Ebenso kommen in den Uferrohrichten vieler Standorte Verschmutzungszeiger wie z.B. Urtica dioica oder Rumex obstusifolius vor, welche die hochstmogliche N-Zahl von 9 aufweisen. Als anthropogene Belastungen der Bollingstedter Au sind die diffusen Eintrage aus dem stark landwirtschaftlich genutzten Einzugsgebiet als auch der punktuelle Eintrag aus einer Punktquelle zu nennen.

Die Nitrat-N-Konzentration der Treene wurde an allen Messtagen durch den Zufluss der Bollingstedter Au erhoht. Die sparlich ausgepragte Vegetation in der Treene an Potamogeton perfoliatus sowie Potamogeton pectinatus mit den N-Zahlen 6 und 8 deutetjedoch auf ein langfristig betrachtet mindestens gleich hohes Stickstoff- bzw. Nahrstoffniveau in diesem Bereich hin. Die geringeren Phosphat-P-Werte der Au zeigen einen Verdunnungseffekt auf die Treene.

Abstract

This study aimed at estimating of the water quality from the lower part of the Bollingstedter Au, a small stream, which is a part of a lowland area in Northern Germany. Another priority was established on the distinction between the nutrient entry pathways in point- and non-point sources as well as the comprehension of the functionality regarding the ecosystem of the meadow and the processes in the stream itself. Furthermore the influence from the Bollingstedter Au on the water quality of the Treene had to be investigated. For this reason different field campaigns were accomplished in the investigation area, which has a catchment size of approximately 31 km2. Between 8th August and 11th October the measurements of a total of six longitudinal transects was carried out. Water samples were drawn at ten measuring points along the stream. The in situ field parameters include the parameters temperature, electric conductivity, pH and oxygen content. In the laboratory the parameters ammonium-nitrogen, nitrate-nitrogen, total nitrogen, phosphate-phosphorus, total phosphorus, chloride and sulphate were analysed. Additionally the alkalinity and on selected days the biological oxygen demand were measured. To support the results of these analyses, plant mappings were carried out on every hydrological measuring point. The results were interpreted with the indicator values according to Ellenberg (2001).

Deliverables of the longitudinal transects have shown the lower part of the Bollingstedter Au regarding the period of measurement in the Class II (LAWA 1990 and 1998). For the period of measurement the aim concerning the European Water Frame Directive (EU, 2000) was achieved. As the entry of the relevant substances vary, because they depend on weather and season, the actual class can differ from II. By the means of the N-values regarding the macrophytes in the flowing water body the ten locations can be seen as moderate-nitrogen-rich unto necessarily nitrogen-rich alternatively nutrient-rich places. Additionally pollution-indicators in the watersides of many locations like for example Urtica dioica or Rumex obstusifolius appear. They have the highest reachable N-value of 9. As anthropogenic burdens of the Bollingstedter Au are impacts by inputs from non-point sources out of the heavily agriculturally used basin as well as the impact by the point source.

The nitrate-nitrogen-concentrations of the Treene were increased on each measuring day by the inflow of the Bollingstedter Au. The scarcly developed vegetation in the Treene of Potamogeton perfoliatus as well as Potamogetonpectinatus with the N-values 6 and 9 indicates a long-dated at least equal high nutrient-level in this area. The low values of phosphate-phosphorus in the Bollingstedter Au show a diluting effect on the Treene.

1 Einleitung

Der Gewasserschutz hat sich in den letzten Jahrzehnten zu einer zentralen Aufgabe der Umweltpolitik entwickelt. Grund-, Oberflachen- und Kustengewasser sind durch eine Vielzahl von anthropogenen Eingriffen in ihrer okologischen und okonomischen Funktion sowie in ihrem Erholungswert fur den Menschen beeintrachtigt worden. Ein grundsatzliches Problem der meisten aquatischen Systeme ist dabei die ubermahige Belastung durch Stickstoff und Phosphor (Leithe-Eriksen 1992, aus Martini 2000). Mit dem in Kraft treten der EU-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) am 22.12.2000 durch die Verabschiedung vom Europaischen Parlament (Roos 2004), wurde der Bewirtschaftung und Entwicklung von Gewassern ein neuer Ordnungsrahmen vorgegeben. Die WRRL legt fur Oberflachengewasser als Umweltziele fest, dass eine Verschlechterung des Zustands aller Oberflachenwasserkorper zu verhindern und ein guter chemischer sowie okologischer Zustand innerhalb von 15 Jahren zu erreichen ist. Der Gewasserschutz orientiert sich nicht mehr an Verwaltungs- und Landesgrenzen, sondern die Flussgebietseinheiten ergeben sich uber diese hinaus aus den oberirdischen Flusseinzugsgebieten. Auf diesem Wege wird das gesamte Einzugsgebiet als funktionale Einheit verstanden, in welchem auch Wechselwirkungen zwischen den Gewassern und den von ihnen beeinflussten bzw. abhangigen Lebensraumen berucksichtigt werden (Korn et al. 2005).

Die Hydrologie und Wasserqualitat von Fliehgewassern im Tiefland wird durch eine Vielzahl von naturlichen und anthropogenen Faktoren bestimmt. Vorab ist die erhebliche Bedeutung von fliehgewasserbegleitenden Feuchtgebieten, welche uber ein grohes Potenzial zum Nahrstoffruckhalt verfugen, hinzuweisen (Andersen 2003, aus Korn et al. 2005). Ebenso sind Seen fur ihre Retentionsmechanismen bekannt. Sie konnen jedoch genauso wie die Feuchtgebiete ebenfalls als Quellen fur Nahrstoffe auftreten. Des Weiteren ist das Tiefland durch oberflachennahes Grundwassercharakterisiert, welches sich im Austausch mit den Oberflachengewassern befindet (Schmalz et al. 2007) und somit ebenfalls einen wesentlichen Einfluss auf den Wasser- und Stoffhaushalt von Oberflachengewassern hat.

Fur die Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie ist wichtig, den ganzheitlichen Ansatz dieser auf das Einzugsgebiet sowie das vorhandene Okosystem des vorliegenden Fliehgewasserabschnitts anzuwenden. Im Rahmen dieser Betrachtung war die Zielsetzung der vorliegenden Arbeit darauf ausgelegt das Okosystem der umliegenden Aue zu verstehen, sowie einige Prozesse und Eintragspfade der fur die Wasserqualitat des Fliehgewassers relevanten Stoffe zu erkennen und abzuschatzen. Dies geschah am Beispiel des etwa 31 km2grohen Einzugsgebietes des unteren Abschnitts der Bollingstedter Au. Die untersuchte Fliehstrecke macht etwa 11 km der 27 km langen Gesamtfliehstrecke des Gewassers aus und beginnt kurz oberhalb des Bollingstedter Muhlenstaus. Es wurden an zehn Messpunkten Wasserproben entnommen. Durch die Standortwahl der hydrologischen Messpunkte sollte die Beeinflussung des untersuchten Abschnitts der Bollingstedter Au durch den Bollingstedter Muhlenstau, das Bollingstedter Klarwerk sowie der Einfluss aus dem stark landwirtschaftlich genutzten Einzugsgebiet eingeschatzt werden. Ferner sollte der Einfluss der Bollingstedter Au auf die Treene untersucht werden.

Dazu wurden verschiedene Parameter im Rahmen von Messkampagnen entlang des Untersuchungsabschnitts durchgefuhrt. Die Durchfuhrung von 6 Gewassergutelangsschnitten sollte Aufklarung uber die Variabilitat der Wasserqualitat entlang der zehn ausgewahlten, hydrologischen Messpunkte im unteren Abschnitt der Bollingstedter Au geben und dazu beitragen, mogliche Belastungsquellen zu erkennen. Zusatzlich wurde die Standortspezifische Vegetation der einzelnen Messpunkte aufgenommen und nach den Zeigerwerten Ellenbergs (2001) interpretiert. Die Ergebnisse der Vegetationsaufnahme sollten helfen, den durch den kurzen Messzeitraum relativ geringen Datensatz der Wasseranalysen zu unterstutzen.

2 Grundlagen und Forschungsstand

2.1 Abflussverhalten von Fliefigewassern

Fliebgewasser beziehen ihr Wasser aus ihrem Ursprung (Quellen, Schmelzwasser, Uberlauf aus Seen, Mooren), dem oberirdischen Ablauf der Niederschlage und direkt aus dem Grundwasser (Schonborn, 2003, S. 81). Es besteht ein umfangreicher Austausch von aquatischen und terrestrischen Okosystemen in Form von Wasser und der im globalen Wasserkreislauf transportablen Stoffe. In dieser Vernetzung sind die Fliebgewasser ein wesentliches Transportmedium uber welches Wasseruberschusse abgeleitet werden. Zu dem stellen Fliebgewasser bedeutsame Lebensraume dar und sind nach Konold und Schreiner (1996) als Lebensadern unserer Landschaft zu deuten.

Fliebgewasser sind sehr offene Okosysteme mit stetem Strom aus demjeweiligen Einzugsgebiet und entsprechendem Abstrom in Richtung der Vorflut (Remy und Pott, 2000, S. 17). An der Abflussbildung der Fliebgewasser, welche sich anjedem Punkt des Einzugsgebietes ereignet, sind drei Abflusskomponenten beteiligt: 1. Der Basisabfluss beinhaltet uberwiegend Grundwasser (siehe Abb. 1), dessen Stoffzusammensetzung zum Grobteil aus der Verwitterung von Gesteinen und deren Losung stammt. Diese Art des Abflusses speist bei langerer Trockenheit allein das Gerinne und liefert so die Quellschuttung. Niederschlag wird mit in der Zeitspanne variablen Verzogerungen, je nach Gestein, zum Gewasser transportiert. 2. Der Zwischenabfluss (Interflow, Lateralabfluss) kommt bei leichtem Regen zum tragen und hat einen Stoffbestand, der im wesentlichem aus dem Oberboden (A- Horizont) stammt. 3. Bei starken oder lang andauernden Regenfallen tritt Oberflachenabfluss („Hochwasser“) auf, wenn die Infiltrationsrate des Bodens abnimmt (Wassersattigung) bzw. die flachenspezifische Niederschlagsrate hoher ist als die Infiltrationsrate. Sein Stoffbestand besteht uberwiegend aus abgefuhrten Oberflachendepositionen (siehe Abb. 1).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 1: Relevante GroBen fur den Abfluss im Gerinne (nach Hydrotec, 2007)

Zwischen- und Oberflachenabfluss stellen den Direktabfluss dar, der nur wenig verzogert einem Fliebgewasser zugefuhrt wird. Aus der Abflussbildung des Einzugsgebietes der Fliebgewasser lassen sich also Aussagen uber denjeweiligen Stoffbestand sowie uber die Abflusscharakteristik treffen (vgl. Schwoerbel, Brendelberger, 2005, S. 20).

In humiden Gebieten findet im Normalfall ein standiger Austausch zwischen dem Grundwasser und dem Flusslauf statt. Es wird zwischen effluentem und influentem Austausch unterschieden. Influente Verhaltnisse werden dadurch charakterisiert (siehe Abb. 2), dass der Fluss standig Wasser an das Grundwasser abgibt (Grundwasserzufluss) (Liebscher 1996, S.486). Diese Situation kommt im Falle eines im Vergleich zum Grundwasser hoher liegenden Wasserspiegels des Flusses vor (Schonborn 2003, S. 82), was in humiden Klimaten eher die Seltenheit darstellt. Liegt der Wasserspiegel des Flusses unterhalb des Grundwasserspiegels, findet effluenter Fluss statt ( siehe Abb. 2) und der Fluss nimmt Grundwasser auf (Grundwasserabfluss) (Schonborn 2003, S. 82). Bedingung fur den Wasseraustausch ist das Bestehen eines hydraulischen Gradienten vom Grundwasser zum Vorfluter.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 2: Austauschprozesse zwischen einem Fluss und Grundwasser (verandert nach Winter et al. 1998)

Wechselnd effluente und influente Verhaltnisse sind in der Regel charakteristisch fur die meisten Flusse (Schmalz et al. 2007).

2.2 Nahrstoffeintrage in Oberflachengewasser

Im folgenden Teil der Arbeit wird zunachst die Herkunft der potentiellen Nahrstoffeintrage in Oberflachen Gewasser erlautert und die prozentualen Anteile der Eintragsquellen anhand von einer Abbildung verdeutlicht. Des Weiteren werden Ursachen der landwirtschaftlichen Stoffeintrage kurz angeschnitten und die Stoffaustrage aus landwirtschaftlich genutzten Niedermooren dargestellt. Abschliebend wird die Bedeutung der Nahrstoffeintrage fur die Oberflachengewasser bzw. das Problemfeld der Eutrophierung genannt.

2.2.1 Herkunft der Nahrstoffeintrage in Oberflachengewasser

Nahrstoffeintrage erfolgen nicht nur durch den Einfluss des Menschen, sondern auch durch naturliche Vorgange in die Gewasser. Die Stoffe, welche allein uber die naturliche Nahrstofffreisetzung in die Gewasser gelangen, werden als naturliche Grundlast bezeichnet. Fur z.B. Phosphor gilt die Faustzahl von ca. 0,05 bis 0,1 kg P/(ha-Jahr) und flir Stickstoff 5 Kg N/( ha-Jahr). Die benannte naturliche Grundlast hat flir die Gewasser je nach der jeweiligen Abflussspende eine Konzentration von ca. < 0,05 mg P/l und 2,5 mg N/l (= ca. 10 mg NO3/l) zur Folge (Klett 1965, Brehm und Meijring 1982, Solokollek et al. 1983, Peter 1988).

Durch den Menschen werden uber Siedlungs- und Industrieabwasser, Abgase und Dungemittelausbringung zusatzliche Nahrstoffe in die Gewasser eingetragen. Man unterscheidet zwischen diffusen und punktuellen Eintragen. Punktuelle Eintrage oder sogenannte punktformige Eintrage (Klarwerke und sonstige Einleitungen) lassen sich gut lokalisieren (Frede, Dabbert, 1999, S.5). Diffuse Quellen bezeichnen alle nicht punktuell lokalisierbaren Eintrage in die Gewasser, welche keine gezielte Wassernutzung darstellen. Sie stammen hauptsachlich aus Stoffaustragen von land- und forstwirtschaftlichen Flachen, jedoch ebenfalls aus schadstoffbelastetem Niederschlagswasser atmospharischer Deposition, sowie aus der naturlichen geogenen Belastung oder Altlasten (MNLV, 2006, S. 30). In der Abbildung 3 sind die einzelnen Eintragsquellen von Phosphor und Stickstoff im Verhaltnis zur Gesamtbelastung dargestellt.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 3: Nahrstoffeintrage in oberirdische Gewasser aus (UBA 1995 aus Frede und Dabbert, 1999, S.6 verandert)

Mit ca. 90 % dominiert der landwirtschaftliche Anteil deutlich bei den diffusen Quellen (wie die dunkelgrau markierten Pfeile in der Abbildung 3 zeigen). Im Vergleich zu anderen Nahrstoffen besteht beim Stickstoff ein deutlich erhohtes Auswaschungsrisiko (Lellmann et al, 2005). Der Stickstoff gelangt uberwiegend diffus und weitestgehend uber den Grundwasserzustrom in oberirdische Gewasser. Das Nitrat gelangt mit dem Sickerwasser in das Grundwasser. Dies geschieht vornehmlich unter landwirtschaftlich genutzten Flachen. Die N-Eintrage uber Erosion, Dranwasser und Direkteintrage sind auf Bundesebene weniger relevant, konnen regional jedoch ebenfalls grobe Auswirkungen zeigen. Die in der Abbildung benannten Einleitungen aus der Landwirtschaft bzw. diffusen Direkteintrage konnen bei der Dungemittelausbringung in Gewassernahe, durch Oberflachenabfluss von Wirtschaftsdungern, Eintrage von Sickersaften sowie durch nicht kanalisierte Abwasser entstehen (Frede, Dabbert, 1999, S. 6).

Beim Phosphor ist der Anteil von diffusen und punktuellen Quellen am Gesamteintrag ins Oberflachenwasser ungefahr gleichwertig (siehe Abb. 3). Der Hauptanteil des diffusen Eintrags stammt von der Bodenerosion, welche zu 90% auf landwirtschaftlichen Nutzflachen stattfindet. Die landwirtschaftlichen Einleitungen bzw. die diffusen Direkteintrage, welche aus den oben benannten Quellen stammen, stellen die zweitgrobte Quelle der diffusen Belastung dar. Grund- und Dranwasser sind fur die P-Belastung nach Frede und Dabbert weniger bedeutsam. Phosphor gelangt jedoch vor allem in Regionen mit sorptionsschwachen, grund- und stauwasserbeeinflussten Boden, welche durch zu grobe Viehbestande ubermabig gedungt sind, zunehmend durch Auswaschung in die Gewasser (Frede, Dabbert, 1999, S. 7).

2.2.2 Ursachen landwirtschaftlicher Stoffeintrage

Nahrstoffaustrage aus der Landwirtschaft sind nicht vollkommen zu vermeiden. Dennoch haben die Landwirte groben Einfluss darauf, wie hoch der Austrag ist, der die Gewasser erreicht. Die Nahrstoffeintrage aus der landwirtschaftlichen Produktion hangen mit der geringen Nahrstoffeffizienz zusammen (Frede, Dabbert, 1999, S.7). Die uberschussige Zufuhr von Pflanzennahrstoffen kann zu Umweltbelastungen ^hren (Lellmann et al 2005, S.3). Realistische Abschatzungen gehen davon aus, dass Effizienzwerte von 70-80 % bei Stickstoff und 80-90 % bei Phosphor moglich waren. Die tatsachlichen Werte der Landwirtschaft liegen erheblich darunter (siehe Abb. 4). Durch eine Steigerung dieser Effizienzwerte lieben sich also die Nahrstoffaustrage aus dem Agrarbereich deutlich verringern (Frede, Dabbert, 1999, S.7).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 4: Stickstoffbilanzen fur verschiedene Kulturen von 77 hessischen Betrieben (Muller- Lang et al 1995) aus (Frede, Dabbert, 1999)

2.2.3 Stoffaustrage aus landwirtschaftlich genutzten Niedermooren

Niedermoore, wie sie in Schleswig-Holstein haufig entlang der Fliefigewasser zu finden sind, charakterisieren sich im naturlichen bzw. naturnahen Zustand durch ganzjahrig hohe Wasserstande. Die vom Sauerstoff beeinflusste (aerobe) Zone ist also sehr geringmachtig, wodurch die Zersetzung und Mineralisierung der toten organischen Substanz ebenfalls sehr gering ist. Auf diesem Wege folgt eine Akkumulation der organischen Substanz bzw. die Torfbildung (Gottlich 1990 aus Trepel 1995, S. 44). Die aktiv torfbildenden Niedermoorstandorte sind heute fast vollstandig aus der Landschaft Nordwestdeutschlands verschwunden (Trepel 1995, S. 44).

Durch Entwasserungsmafinahmen (z.B. im Rahmen einer landwirtschaftlichen Nutzung) wird der mittlere Grundwasserstand in Niedermooren gesenkt, was ebenfalls eine Vergrofierung der aeroben Zone zur Folge hat. Die aktive Torfbildung wird so verhindert und es werden bodenbildende Prozesse im durchlufteten Torfkorper aktiv. In diesem Stadium unterscheidet man zwischen den Prozessen der Sackung, Schrumpfung und Mineralisierung des Torfkorpers (nach Eggelsmann 1990 aus Trepel 1995, S. 44). In Folge der Mineralisierung werden bisher unter Luftabschluss konservierte Torfe durch Mikroorganismen starker abgebaut. Es wird der Anteil der organischen Substanz verringert und leicht abbaubare Ausgangssubstanzen werden in Gase, Wasser, Anionen, Kationen und Asche zersetzt. Aufierdem werden schwer abbaubare organische Reste zu hoher molekularen Huminstoffen oxidiert. Die Mineralisierung ist daher stets mit einer Eutrophierung der Standorte verbunden (Kuntze 1993 aus Trepel 1995, S. 45).

2.2.4 Stickstoff und Phosphatverluste nach Scheffer und Blankenburg

Fur die Stickstoffverluste aus Niedermoorboden sind folgende Prozesse zu nennen: Ammoniakverluste aus kalkhaltigen Niedermoorboden, Nitrataustrag und als Folge der Denitrifikation neben gasformigen Stickstoff (N2) auch Distickstoffoxid (N20). Die Verluste von Nitrat und Distickstoffoxid sind dabei von okologischer Bedeutung. Der Nitrataustrag ist von der Nutzung und Entwasserungsintensitat abhangig. Je starker entwassert der Niedermoorboden ist, desto hoher sind die Nitrataustrage. Nach Scheffer und Blankenburg (2004) wurden bei Entwasserungstiefen von 1 m die hochsten Nitrataustrage sowohl bei kalkhaltigen als auch bei sauren Niedermoorboden gemessen (Scheffer, Blankenburg 2004, S. 30). Im Niedermoor sind Phosphate nicht so fest gebunden wie in Mineralboden. So kann eine ubermabige Phosphatgabe z.B. uber Gulle in Niedermoorboden zu hoheren Phosphoraustragen fuhren. Auf Versuchsflachen in Dummers im sudlichen Teil von Baden- Wurttemberg wurden 80-130 kg P/ha und Jahr ausgebracht, was eine Akkumulation des Phosphats in den oberen 20 cm bei Acker- und Grunland zur Folge hatte. Die Gulleausbringung forderte die Mineralisation der Torfe, wodurch zusatzliches Phosphat aus organischer Bindung angereichert wurde. Teile des Phosphats wanderten bis in ca. 50 cm Bodentiefe, wodurch die Phosphatkonzentrationen im Dranwasser deutlich erhoht wurden. Auf dem Versuchsstandort in Dummers betrug der mittlere jahrliche Phosphoraustrag bei Grunland 0,8 kg P/ha und bei Ackerland 1,3 kg P/ha (Scheffer, Blankenburg 2004, S. 30).

2.2.5 Bedeutung der Nahrstoffeintrage fur die Gewasser

Der Beitrag der Abwasser und Abgase von Land- und Forstwirtschaft, Privathaushalten und Industrie, Verkehr und Kraftwerken hat ab Mitte der 50er Jahre zu einem rapiden Anstieg des Eintrags von Nahrstoffen in die Gewasser gefuhrt. Durch den technischen Gewasserausbau, Flachenversiegelungen, Flurbereinigungen und Nutzungsintensivierungen - sowohl im Fliebgewasser selbst, als auch im Einzugsgebiet - wurde das Wasser und Stoffruckhaltevermogen der Landschaft verringert und parallel dazu die Auswaschungsrate erhoht (Leithe-Eriksen aus Martini, 2000, S. 3). Die Belastung der Gewasser mit Nahrstoffen erfolgt vor allem durch Stickstoff- und Phosphorverbindungen (Frede, Dabbert, 1999, S. 4). Ohne Stickstoff und Phosphor wurde jedoch kein Leben existieren; sie sind lebenswichtige Nahrstoffe fur Tiere und Pflanzen (Leithe-Eriksen, 1992 aus Martini, S. 3). Die Stickstoff- und Phosphoreintrage in oberirdische Gewasser werden als Primarverunreinigungen bezeichnet und wirken, wie eine Dungung der Kulturpflanzen, die den Ertrag steigert, gunstig ^r das Wachstum der Wasserpflanzen. Die Konsequenzen sind fur das Gewasser jedoch uberwiegend negativ.

Es kommt zu einer Verschiebung der Artenzusammensetzung der Gewasserflora und -fauna. Empfindlichere an ein geringes Nahrstoffniveau angepasste Arten, welche haufig in ihrem Bestand bedroht sind, werden von unempfindlichen, unspezialisierten Arten verdrangt. Daher sind nahrstoffreiche Gewasser in der Regel artenarmer (Frede, Dabbert, 1999, S. 4). Hohe Konzentrationen der Nahrstoffe Phosphor und Stickstoff konnen in stehenden und langsam flieftenden Binnengewassern (Seen, Talsperren, Flussstauhaltungen) verstarktes Algenwachstum hervorrufen. Die moglichen negativen Auswirkungen sind eine hohe Wassertrubung, Sauerstoffdefizite, Fischsterben, Einschrankungen bei der Aufbereitung von Trinkwasser (Umweltbundesamt 1996, S. 2) und allergische Reaktionen bei Badenden ausgelost durch Algentoxine (Claussen et al.; VDG 1996 aus Martini, 2000, S. 3). Fur die Algenentwicklung in limnischen Systemen ist Phosphor (P) im Allgemeinen der limitierende Faktor. Das Verhaltnis von Stickstoff zu Phosphor liegt unter naturlichen Bedingungen bei ca. 40:1. Dies bedeutet eine Gesamtphosphorkonzentration von weniger als 50 pg P/1. So wiirde das Algenwachstum den vorhandenen Phosphor schnell aufbrauchen und es wurde sich keine Algenmassenentwicklung einstellen. Aufgrund der anthropogenen Eintrage uber ungeklarte Abwassereinleitungen aus Haushalt und Industrie, dem diffusen Eintrag aus der landwirtschaftlich genutzten Flache sowie der atmospharischen Deposition durch Staub und Niederschlage, liegt das Verhaltnis heute im limnischen Bereich bei 8:1 bis 16:1, womit eine ideale Vorraussetzung fur die Algenentwicklung geschaffen ist. Aufgrund der langen Wasseraustauschzeiten von Seen reagieren diese besonders sensibel auf eine solche Veranderung des Chemismus. Die Nahrstoffe wirken bei ihnen nachhaltiger als in Flieftgewassern. Fur die Belastung von Flieftgewassern hat die Einleitung von Ammonium grofte Bedeutung (Claussen et al. aus Martini, 2000, S. 3-4). Es konnen sich Eintrage von z.B. Jauche- oder Gulle direkt toxisch auf Gewasserorganismen auswirken. In basischen Gewassern bzw. durch hohe pH-Werten und hohe Temperaturen begunstigt, kann sich aus Ammonium (NH4+) Ammoniak (NH3) bilden. Ammoniak wirkt schon in geringen Mengen toxisch fur Fische und deren Nahrtiere (Frede, Dabbert, 1999, S.5; Umweltbundesamt 1996, S. 1). Die Umwandlung von Ammonium (NH4+) zu Nitrat (N03-) wirkt dazu noch sauerstoffzehrend und kann in Extremfallen zu Sauerstoffmangelerscheinungen fuhren (MUNF 1998b aus Martini, 2000, S. 5). Eintrage von Stickstoff in terrestrische Systeme stellen vor allem eine Gefahr fur das Grundwasser dar. In der Bundesrepublik Deutschland wird uber 70 % der Trinkwassergewinnung aus dem Grundwasser vollzogen (VDG 1996). Die Abnahme der Grundwasserqualitat, im Besonderen die der oberflachennahen Grundwasserleiter, ist inzwischen nicht mehr zu ignorieren. Auf leichten sandigen Boden in Kombination mit intensiver Landwirtschaft ist das Gefahrdungspotential fur das Grundwasser besonders hoch.

Nach einem Bericht uber die Grundwasserbeschaffenheit der Landerarbeitsgemeinschaft Wasser (1995) wiesen 7 % der Wasserwerke in Schleswig Holstein eine gelegentliche oder dauerhafte Uberschreitung der Trinkwasserverordnung von 50 mg/l Nitrat auf, was einer Wasser Menge von 5 % entspricht. Das belastete Grundwasser wirkt sich ebenso auf den naturlichen Wasserkreislauf aus. Durch den Grundwasserzustrom in die Flusse wird ihre Wasserqualitat beeinflusst. Die Beitrage des durch die Flusse in die Nordsee gefuhrten Stickstoffs, die aus dem Grundwasser stammen, werden auf 40 % geschatzt. Die Kustengebiete der Nord- und Ostsee sind besonders stark von den Nahrstoffeintragen beeinflusst, da sie das endgultige Sammelbecken fur Schadstoffe darstellen (VDG 1996 aus Martini 2000, S. 5).

2.3 Prozesse im Okosystem FlieBgewasser

Im folgenden Teil der Arbeit wird auf die Prozesse im Okosystem des Fliebgewassers eingegangen. Dies beinhaltet die anliegende Aue im Einzugsgebiet sowie ihre potenzielle stoffliche Wirkung im Okosystem. Des Weiteren werden die Begriffe der Saprobie und Trophie sowie die Trophieabfolge in Fliebgewassern erlautert. Abschliebend wird der Prozess der Selbstreinigung innerhalb der Fliebgewasser verdeutlicht.

2.3.1 Bedeutung der Aue im Einzugsgebiet

Ein Fliebgewasser ist nicht durch seine Ufer begrenzt. Bei kraftigen Niederschlagen werden diese ubertreten. Die Aue erstreckt sich dann bis zum hochsten Hochwasserstand, wobei Extremhochwasser unberucksichtigt bleiben. Niederungen sind morphologisch betrachtet grobere, weitgehend ebene und im Vergleich zu grundwasserfernen Flachen im Einzugsgebiet tiefer liegende Areale (Sommerhauser, Schuhmacher 2003). Zu den Niederungen zahlen unter anderem die breiten, haufig eingedeichten Auen der groben Flusse, die oft vermoorten, sohlenformigen Talniederungen der gefallearmen kleineren Zuflussgewasser sowie die grundwasserbeeinflussten Flachen, die Moore der reliefarmen Sanderflachen und die Marschen. Die Auen der groben Flusse sind durch starke Schwankungen im Wasserstand, den daraus resultierenden Uberflutungen charakterisiert. Ebenso ist der Austausch zwischen dem Oberflachenwasser und dem Grundwasser der Auen von grober Bedeutung. Bei den Niederungen und Mooren der kleinen Einzugsgebiete des Norddeutschen Tieflandes handelt es sich hingegen grobtenteils um Ubergangssysteme zwischen den grundwasserfernen Landstucken und den Gewassern (siehe Abb. 5) (nach Kluge, Jelinek, Martini 2000 aus Kluge und Trepel 2004, S. 9).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 5: Beispiel einer Niederung (aus Martini 2000, S.9 verandert)

Die Ubergangszone zwischen terrestrischen und aquatischen Systemen ist fur den Wasser- sowie fur den Stoffhaushalt entscheidend (siehe Abb. 5) und daher von okologischer Bedeutung (nach Burt et al 2002, aus Springer 2006, S. 4). Die potenzielle stoffliche Wirkung einer Niederung wird durch die folgenden positionalen Faktoren beeinflusst: Profilaufbau der Niederung, Lage im Einzugsgebiet, Gewassernetzanbindung, Niederungsgrofie und -form, Klimaverhaltnisse sowie Reliefbedingungen und geologische Gegebenheiten der Niederungsumgebung (nach Grootjans et al. 1996 aus Trepel 2004, S. 55). In der Regel andern sich die positionalen Faktoren nur langsam und konnen in der Bewertung als konstant angenommen werden. Durch menschliche Einflusse in den Bereichen Wasserwirtschaft und Landnutzung, wie z.B. beim Einbau von Entwasserungssystemen, wird die potenzielle stoffliche Wirkung verandert (siehe Abb. 5).

Die Auswirkung der Niederung auf den Stoffhaushalt der Landschaft wird unter anderem durch die Abflussart des Wassers bestimmt (nach Kluge und Trepel 2004 aus Trepel 2004, S. 56). Mit Fluktuationen in der Hohe des Oberflachen- und Grundwasserabflusses andert sich sowohl die Quantitat als auch die Art der Stoffe, welche ins Fliefigewasser eingetragen werden. Ebenfalls haben hohe Niederschlage oder Schneeschmelzereignisse sowie starke Abflusse Einfluss auf die Verweilzeit des Wassers im Boden, im Grundwasser und Oberflachengewassern. Dies wirkt sich z.B. auf die mikrobiellen Umwandlungsprozesse aus (Holloway und Dahlgren 2001 aus Bieger 2007, S. 16).

2.3.2 Naturliche Retentionsfunktion

Die Fliebgewasser und ihre Auen haben naturliche Retentionsmechanismen fur Wasser und Stoffe. Auf diese Weise wird teilweise der Ruckhalt von Wasser und Stoffen erreicht oder der Abtransport verzogert (Schonborn, 2003, S. 180). Die Retentionsfunktion einer Niederung wird durch eine naturliche Auevegetation wesentlich unterstutzt. Der naturliche Bewuchs wirkt z.B. bei einem Hochwasser hemmend auf die Geschwindigkeit der Wasserausbreitung, so dass das Oberflachenwasser Zeit hat durch den Boden bis in das Grundwasser einzudringen und dieses aufzufullen. Durch die geringe Fliebgeschwindigkeit konnen mitgefuhrte Schwebstoffe abgelagert werden, welche dann den Auelehm bilden. Dieser Boden gilt als fruchtbar und hat eine sehr hohe biotische Aktivitat. Bei dem Ruckstrom des Wassers in den Vorfluter wirkt die Auevegetation nochmals als Filter, da sie geloste Stoffe aufnehmen.

Der Erlenbruchwald stellt einen wichtigen Teil der naturlichen Auevegetation dar. An den Wurzeln der Erlen leben Bakterien, welche erhebliche Mengen an Stickstoff fixieren konnen. Des Weiteren halt ihr Wurzelgeflecht andere Stoffe zuruck, wodurch sie als Eutrophierungshemmer wirken. Bei Uberschwemmungen bzw. Hochwasserereignissen besteht also ein Reinigungseffekt. Es bleiben Stoffe in partikularer und geloster Form und Wasser in der Aue zuruck. Man kann daher eine intakte Aue als grobes Retentionssystem bzw. als eine Stoff- und Wassersenke bezeichnen (Schonborn, 2003, S. 132). In naturnahen Fliebgewassern mit voll funktionsfahigen Okosystemen wird die hochste Stoff- und Wasserretention erreicht (Schonborn, 2003, S. 180).

2.3.3 Trophie und Saprobie

Der Stoffhaushalt der Fliebgewasser wird durch die Eigenproduktion an Stoffverbindungen (autochton), sowie den Eintrag von auben (allochton) gepragt (Schonborn, 2003, S. 138). Im Vergleich vom autochtonen zum allochtonen Eintrag, uberwiegt letzt genannter. Entlang der Fliebstrecke eines Flusses geschieht die allmahliche Akkumulation eutrophierend wirkender Mineralstoffe (Pott, Remy 2000, S. 170).

Nach Schonborn (2003) sind im Umgang mit dem Thema ,,organische Stoffe“ vorerst die Begriffe Trophie und Saprobie zu benennen. Trophie ist die Intensitat der Primarproduktion, also die Produktion der grunen Pflanzen. Fur die Primarproduktion sind zusatzlich zu CO2, H2O und Sonnenlicht Nahrstoffe notwendig. Die relevantesten sind hier Stickstoff und Phosphorverbindungen. Die Saprobie stellt die Intensitat des Abbaus der organischen Stoffe dar. Ebenso wie die Trophie wird sie auf die Zeit und eine Raum oder -Flachengrobe bezogen. Der Zusammenhang dieser beiden Mechanismen kann anhand der bekannten Assimilation-Dissimilations-Formel erklart werden:

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Im Falle der Trophie (Assimilation, Photosynthese) wird die Formel von links nach rechts gelesen. Je hoher die Produktion von Sauerstoff pro Zeiteinheit ausfallt bzw. Kohlendioxid assimiliert wird, desto hoher ist die Trophie und umso mehr organische Stoffe werden hergestellt. Die Trophie bezieht sich also auf den Aufbau der Kohlenhydrate, wahrend sich die Saprobie auf den Abbau jeglicher organischer Stoffe, sowie der pflanzlichen und tierischen Fette und Eiweifie, bezieht. Fur die Saprobie kann man die Formel von rechts nach links lesen (Dissimilation). Der Dissimilationsprozess wird im Falle des Absterbens der Pflanze als Saprobie bezeichnet. Die Intensitat des Abbaus lasst sich anhand der Formel durch den Sauerstoffverbrauch messen, welcher uber die Mikroorganismen (Bakterien, Pilze) geschieht. Im Zuge der Aufnahme und Veratmung werden die gelosten organischen Stoffe von den Mikroorganismen durch Mineralisation in ihre anorganischen Ausgangsstoffe zerlegt (C02, H20, N-, P-, S- Verbindungen). Die Saprobie ist also mit der mikrobiellen Respiration gleichzusetzen (Schonborn, 2003, S. 138-139). Sie wird auch als Komplementarbegriff der Trophie verstanden (Schwoerbel, Brendelberger 2005, S. 282). Aufgrund der positiven Korrelation von dem Gehalt an Pflanzennahrstoffen und der Trophie eines Gewassers, ist eine Einteilung in mehrere Stufen moglich. Ein niedriger Gehalt an Nahrstoffen im Gewasser kennzeichnet es als oligotroph. Gewasser mit hohem Gehalt werden als eutroph bezeichnet (Schonborn, 2003, S. 139)

2.3.4 Trophieabfolge in Fliefigewassern

Vergleichbare Nahrstoffkreislaufe sowie sukzessive Nahrstoffanreicherungen von Stillgewassern und Fliefigewassern sind nur innerhalb von weit abgeschnurten Stillwasserbereichen in den Flussunterlaufen zu finden (Pott, Remy, 2000, S. 170). Die mittlere Aufenthaltsdauer des Wassers in den Fliefigewassern der Erde betragt ca. 10 Tage. Alle Prozesse in der fliefienden Welle sind daher prinzipiell zeitlimitiert. Hierin- und nicht in der Wasserbewegung selbst liegt der entscheidende Unterschied zum See. Die Wasserbewegung bewirkt eine im Vergleich zum See nahezu standige Umlagerung zumindest des feineren Sediments mit allen seinen Konsequenzen fur Sediment/Wasser- Austausch, der weder durch anaerobe Situationen noch durch stabile Stoffgradienten gepragt ist (Schwoerbel, Brendelberger, 2005, S. 123-124). Die Regeneration der Nahrstoffe erfolgt zwar ahnlich wie beim Standgewasser. Die Kreislaufe sind aber aufgrund der Stromung in Fliefirichtung auseinandergezogen (siehe Abb. 6).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 6: „Stoffkreislauf“ (in Form einer Spirale) und Energiefluss im FlieBgewasser im Vergleich zum geschlossenem Kreislauf des Sees (nach DVWK aus Uhlmann und Horn, 2001, S. 307, verandert)

Mit der FlieBstrecke erfolgt die allmahliche Akkumulation von eutrophierenden Nahrstoffen. Auf diesem Wege kommt im Flussunterlauf (Potamal) partiell die Bestandsabfallmenge aus dem Flussoberlauf (Rhitral) hinzu (Pott, Remy, 2000, S. 170). Die Schwebstofffuhrung kann gerade im Mittel- und Unterlauf der FlieBgewasser sehr hoch sein und uber das Lichtklima Einfluss auf die organische Produktion ausuben (Schwoerbel, Brendelberger, 2005, S. 23). Daher hat der Zufluss bzw. das oberhalb liegende Einzugsgebiet starken Einfluss auf die Qualitat und Gewassergute des jeweiligen FlieBgewasserabschnitts. „Alle unterschiedlichen Trophietypen, die als naturliche Entwicklung bei den Seen in zeitlicher Abfolge vom nahrstoffarmen zum nahrstoffreichen Gewasser entstehen und somit das Ergebnis einer naturlichen Alterung in Form sukzessiver Nahrstoffzunahme darstellen, treten in FlieBgewassern gleichzeitig in einem raumlichen Nacheinander an unterschiedlichen FlieBgewasserabschnitten auf‘ (Pott, Remy, 2000, S. 171).

Nahrstoffarme FlieBgewasserabschnitte sind in der heutigen Zeit in Mitteleuropa vorwiegend auf Quellbereiche und quellnahe Bereiche relativ weniger FlieBgewasser eingegrenzt. Diese oligotrophen Standorte sind aufgrund der modernen, intensiveren Landnutzung sowie der Nahrstoffeintrage uber den Luft- und Grundwasserpfad selten geworden (Pott, Remy, 2000, S. 171). Im Unterlauf (Potamal) waren groBere Flusse schon immer eutroph (Schonborn 2003, S. 140). Ein wichtigen Anhaltspunkt fur diese trophischen Einstufungen von FlieBgewassern gibt die Leitfahigkeit (pS/cm) (Pott, Remy, 2000, S. 171).

2.3.5 Selbstreinigung der Fliefigewasser

„Selbstreinigung ist die Fahigkeit des Okosystems, Belastungs- oder Schadstoffe zu eliminieren, abzubauen oder zu inaktivieren.“ (Kalbe 1996, S. 158) Unter Selbstreinigung versteht man alle Prozesse des Abbaus und der Eliminierung von Schadstoffen nach Belastung eines Gewassers wie:

- Abbau organischer Stoffe

- Eliminierung der eingetragenen Nahrstoffe, durch zum Beispiel Fallungen von Phosphaten und Transport ins Sediment
- Adsorption der Schadstoffe an Detritus
- Akkumulation der Schadstoffe in Organismen und Organen hoherer Pflanzen und Tiere
- Ausflockung und Sedimentation der Schadstoffe
Trotz der Weite des Begriffs der Selbstreinigung wird er im Algemeinen ausschlieblich fur den Abbau organischer Verbindungen verwendet (Kalbe 1996, S. 159). Mit der Zufuhr von organischen abbaubaren Stoffen werden die Nahrungsverhaltnisse fur heterotrophe Mikroorganismen im Gewasser verbessert und das Gleichgewicht von Trophie und Saprobie wird gestort (Schwoerbel, Brendelberger, 2005, S. 237). Die Saprobie stellt in diesem Zusammenhang die Summe der heterotrophen Bioaktivitat der Mikroorganismen im Gewasser dar. Die Trophie, die Intensitat der photoautotrophen Produktion, wird auch als Komplementarbegriff zur Saprobie verstanden (Schwoerbel, Brendelberger 2005, S. 282-283). Durch Verschmutzung erfolgt eine Verschiebung des Gleichgewichts von Trophie zur Saprobie als naturlicher Vorgang des Gewassers, bei welchem sich die Biozonose auf gesteigerte Abbauleistung einstellt. Dieser Vorgang der Anpassung (Adaptation) der Biozonose ist der Beginn der Selbstreinigung (siehe Abb. 7).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 7: Korrelation zwischen Trophie und Saprobie. Durch Belastung eines Baches mit organischen Abwassern nimmt die Saprobie von S nach S1zu, die Trophie von T nach T1ab. Bei der Selbstreinigung regulieren sich beide GroBen z.B. auf Sn und Tn ein (Schwoerbel, Brendelberger, 2005, S.237).

Im weiteren Verlauf werden dann durch die Mikroorganismen die organischen Stoffe abgebaut, mineralisiert und einverleibt und das Gleichgewicht von Saprobie und Trophie stellt sich wieder her (Schwoerbel, Brendelberger, 2005, S. 237). Der beschriebene Selbstreinigungsprozess fuhrt idealer Weise zur Wiederherstellung des Ausgangszustandes.

In belasteten Fliebgewassern ist der Fortschritt dieser Prozedur der Reinigung am Ruckgang des Gehalts an 02-zehrenden organischen Substanzen ablesbar sowie an der mikrobiellen Umwandlung der N-Verbindungen von Ammonium uber Nitrit zu Nitrat (Nitrifikation) und der Oxidation der Fe- Verbindungen an der Gewassersohle. Dieser Vorgang ist in der Abbildung 8 durch das Verhaltnis von Respiration zur Produktion, welches wiederum mit der Saprobie und Trophie identisch ist, dargestellt. Der Sauerstoffgehalt lasst sich z.B. an Steinen im Gewasser abschatzen; wenn diese eine Braunfarbung an der Unterseite aufweisen, kann man davon ausgehen, dass dort genugend Sauerstoff vorhanden ist, um das Eisen in oxidierter (dreiwertiger) Form zu halten. Wenn nicht mehr ausreichend Sauerstoff zur Verfugung steht, erscheint dieser schwarz gefarbt (Uhlmann, Horn, 2001, S. 317). Die Komponenten, welche schwerpunktmabig an dem Selbstreinigungsprozess beteiligt sind, ergeben sich je nach Gewassergrobe. Die Kontaktflachen in einem Bach: der Gewassergrund und die Ufer sind vergleichsweise zum relativ kleinen Wasserkorper, als grob anzusehen, daher erfolgt hier die Selbstreinigung hauptsachlich uber epiphytische und epigaische Mikroorganismen sowie durch Periphyten und Makrophyten selbst. Ebenso zeigen die Helophyten (Sumpfpflanzen des Subwassers) durch entsprechenden Bakterienaufwuchs groben Anteil an der „Reinigung“ verschmutzter Gewasser, wie z.B. die verschiedenen Rohrichtarten Schoenoplectus lacustris (Gemeine Teichsimse), Phalaris arundinacea (Rohrglanzgras) oder Phragmites australis (Schilf) (Remy, Pott, 2000, S. 172). Die Anwesenheit von phytotoxischen Stoffen sowie Lichtmangel bei einer Trubung des Gewassers kann sich negativ auf die Selbstreinigung auswirken (Remy, Pott, 2000, S. 171).

Zusammenfassend sind physikalische und physiko-chemische Prozesse wie Sauerstoffeintrag aus der Atmosphare, Verdunnung, Flockung und Fallung, Sedimentation, Ausgasung (aus dem Schlamm) in starkem Ausmab beteiligt. Die wichtigste Komponente sindjedoch die Bakterien. Von ihnen wird der Grobteil der gelosten organischen Substanzen durch Abbau- und Atmungsprozesse in mineralisierte Endprodukte (Kohlendioxid bzw. Bikarbonat, Wasser, Ammonium, Phosphat) umgewandelt (Uhlmann, Horn, 2001, S. 317). Dieser Sachverhalt lasst sich ebenfalls gut im Beispiel des Langsschnitts durch eine Selbstreinigungsstrecke erkennen (siehe Abb. 8), da unmittelbar nach der Zufuhr des Abwassers das Bakterienvorkommen stark ansteigt. Die ebenfalls in der Abbildung 8 gezeigten Folgen wie der Ruckgang des gelosten Sauerstoffes und des spateren Anstiegs der Biomasseproduktion bzw. Photosynthese oder Trophie sind kennzeichnende Prozesse dieses Vorgangs. Daraufhin erfolgt wiederum der Anstieg des Sauerstoffgehalts. Die weiteren Prozesse der Biofiltration und Schlammstabilisierung werden durch die Fresstatigkeit der von den Bodentierenlebenden Fische, rauberischen Insektenlarven, Egeln und Strudelwurmern reguliert. Ohne sie wurde sich die durch die Bakterien produzierte Biomasse in Form von Schlammbanken anlagern (Uhlmann, Horn, 2001, S. 319). Auf diesem Wege klart das Wasser wieder auf und es bilden sich keine faulenden Schlammablagerungen mit zeitweise auftreibendem Methan (Uhlmann, Horn, 2001, S. 319).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 8: Schematisierter Langsschnitt durch eine Selbstreinigungsstrecke (kombiniert nach Uhlmann 1988 und Hynes 1963 aus Schonborn, 2003)

2.4 Makrophyten als integrative Indikatoren

„Chemische Untersuchungen von Wasserproben konnen nur den Zustand zum jeweiligen Entnahmezeitpunkt dokumentieren“ (Pott et al., 1998, aus Pott und Remy 2000, S.176).

Daher hat die Makrophytenvegetation des jeweiligen Standorts sowie die spezifische Artenkombination bzw. Wuchsform aufgrund ihrer Lebensdauer eine aussagekraftige und integrative Indikatorfunktion (Pott und Remy, S. 176). Die konstante Ortsansassigkeit der verwurzelten Makrophyten macht eine gute raumliche Auflosung und Differenzierung zwischen der diffusen Nahrstoffsituation im gesamten Gewasser bzw. einem Gewasserabschnitt und ihren jeweils punktformigen oder kleinraumig auftretenden Belastungen moglich (vgl. Pott et al. 1998). Bereits Gams (1925) schilderte die Bedeutung der Makrophyten als Indikatoren aufgrund ihrer Praferenz fur bestimmte Standortfaktoren. Lohammar (1938) verwendete erstmals Wasserpflanzen im groberen Umfang ^r eine Beurteilung der Gewasserchemie und Gewassergute. Immer haufiger werden Makrophyten bzw. ihre Pflanzengesellschaften bestimmten Trophie- und Gewasserguteklassen zugeordnet (siehe Abb. 9)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 9: Gewassergute und Parameter in FlieBgewassern und dominierende Makrophyten Gesellschaften (nach Pott 1996)

Die Anwesenheit vieler Pflanzen wird vor allem durch das Nahrstoffverhaltnis N03-N/P04-P geregelt, wobei den absoluten Konzentrationen der beiden Nahrstoffe Toleranzgrenzen gesetzt sind. Der tolerierte Bereich ist fur jede Art spezifisch. Bei Uberschreitung dieses Bereiches wirken die Nahrstoffe toxisch. Sehr empfindlich sind z.B. Potamogeton coloratus und Chara hipsida, welche daher in Abbildung 9 Indikatoren fur die Guteklasse I darstellen; Potamogeton pectinatus und Elodea Canadensis hingegen sind sehr resistent und stellen deshalb Indikatoren der Guteklasse III dar (siehe Abb. 9) (vgl. Schonborn, 2003, S. 159).

3 Das Untersuchungsgebiet

Im folgenden Abschnitt der Arbeit wird die Lage des Untersuchungsgebiets erlautert und anhand verschiedener Karten gezeigt. Des Weiteren wird eine naturraumliche Gliederung und geomorphologische Einstufung des Untersuchungsgebiets durchgefuhrt. Anschliebend werden die vorkommenden Boden, die Hydrologie, das Klima, die potenzielle Vegetation und die im Messzeitraum aktuelle Landnutzung des Untersuchungsgebiets beschrieben.

3.1 Lagebeschreibung

Das Untersuchungsgebiet befindet sich im Norden Schleswig-Holsteins im Kreis Schleswig Flensburg und liegt etwa 12 km nordwestlich von Schleswig. Nach den beschriebenen Anforderungen der EU- WRRL wurde Schleswig-Holstein unter Anleitung der zustandigen Flussgebietsbehorde [Ministerium fur Umwelt, Natur und Forsten des Landes Schleswig-Holstein (MUNL, kurz: Umweltministerium)] in 3 Flussgebietseinheiten mit insgesamt 34 Bearbeitungsgebieten gegliedert (Roos 2004, S. 13). Das Einzugsgebiet der Bollingstedter Au liegt in der Gebietseinheit Eider im Bearbeitungsgebiet 6 (siehe Abb. 10). Das Untersuchungsgebiet hat ein Einzugsgebiet von 31 km2(siehe Abb. 10 und 11), sowie einen maximalen Hohenunterschied von 13 m. Im Rahmen der Arbeit wurde der untere Abschnitt der Bollingstedter Au untersucht, welcher sich vom Staatsforst Schleswig Steinholz nahe Engbruck auf einer Strecke von etwa 11 km Fliebstrecke bis zur Mundung in die Treene erstreckt. Der erste und der letzte Messpunkt sind in der Karte markiert (siehe Abb. 10 und 11). Die gesamte Fliebstrecke der Bollingstedter Au hat eine Lange von 27 km. Ihr gesamtes Einzugsgebiet zeigt eine Grobe von etwa 104 km2(LANU 1996). Sie stellt damit den grobten Zufluss der Treene dar (Dey 2004).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 10: Gebietsaufteilung der EU-Wasserrahmenrichtlinie fur Schleswig-Holstein mit vereinfachtem Gewassernetz der Treene bis Treia und markiertem Einzugsgebiet des Untersuchungsgebiets der Bollingstedter Au (MUNL 2002, verandert nach Dey)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 11: Untersuchungsgebiet der Bollingstedter Au mit markiertem Einzugsgebiet und rot markiertem ersten und letzten Messpunkt (TK25, Landesvermessungsamt Schleswig-Holstein 2006)

3.2 Naturraumliche Gliederung und Geomorphologie

Die Bollingstedter Au entspringt in der Jungmoranen Landschaft des ostlichen Hugellandes (Angeln). Im Laufe der Fliebstrecke geht sie von den Endmoranen in die Sandergebiete der Schleswiger Vorgeest uber (STUA 2000), in welcher sich auch das untersuchte Gebiet befindet (siehe Abb. 12). Die Grenze zwischen den beiden Naturraumen zieht sich etwa parallel zur Autobahn (A7) zwischen Schleswig und Flensburg (siehe Abb. 12).

Die langgestreckten Niederungen der Treene und der Bollingstedter Au sind durch die abtragende Wirkung des Schmelzwassers der Gletscher (Tunneltaler) und nacheiszeitliche Schmelzwasserrinnen geformt worden. Die Schleswiger Vorgeest folgt im fliebenden Ubergang als weite Sanderebene westlich der Endmoranen Angelns. Sie stellt den mittleren Streifen Schleswig-Holsteins dar und erstreckt sich von Flensburg uber Tarp und Schleswig bis nach Tetenhusen (LANU 1996).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 12: Gliederung nach den Naturraumen mit markiertem Einzugsgebiet des untersuchten Abschnitts der Bollingstedter Au (Agrar- und Umweltatlas des Landes Schleswig-Holstein, verandert nach LANU 2007)

3.3 Boden

In Angeln herrschen schwere Lehm- und Tonboden vor. Teilweise sind sie von Binnensandern durchsetzt. Der am haufigsten vorkommende Bodentyp ist die Parabraunerde. Auf den Sanderflachen der Schleswiger Vorgeest hat sich der Bodentyp Podsol auf der vorherrschenden Bodenart Sand ausgebildet (vgl. Roos 2004, S. 6). Der vorangegangene Podsolierungsprozess, welcher an einen deutlich nach unten gerichteten Bodenwasserstrom und an niedrige pH-Werte geknupft ist, wurde durch das kalt- bis gemafiigte humide Klima begunstigt. Verfestigte Anreicherungshorizonte im Unterboden des Podsols werden als Orterde oder Ortstein bezeichnet und konnen ortlich wasserstauend wirken. Als allgemeine Eigenschaften des Podsols gelten zudem: eine hohe Wasserdurchlassigkeit und eine daraus resultierende schlechte Wasserversorgung der Pflanzen, Nahrstoffarmut und ein schlechtes Bindevermogen fur Nahr- und Schadstoffe, gute Luftversorgung sowie eine mittlere Durchwurzelbarkeit (LANU 2006, S .25). Im Amtsgebiet Bollingstedt haben sich bei hohen Grundwasserstanden (Jalmer Moor, Bollingstedter Moor, Buchmoor) relativ grofiflachig Anmoor- und Hochmoorboden ausgebildet. Es sind Moorerden auf Sand und Niedermoortorfe anzutreffen. Als Bodentypen sind Anmoorgley und Niedermoor zu nennen (vgl. Roos 2004, S. 6). Die Talaue ist unterhalb von Bollingstedt oberflachlich vermoort (LANU, 1996).

3.4 Hydrologie

Die quartaren kiesig-sandigen Ablagerungen im Amtsgebiet Silberstedt kennzeichnet eine hohe Wasserdurchlassigkeit, in Folge dessen sind die physiko-chemischen Filtereigenschaft und die Verweildauer des Wassers gering. Ortlich konnen Orterde oder Ortstein die Durchlassigkeit beschranken. Die im Gebiet historisch vorkommenden Moore sind grobten Teils entwassert, jedoch oftmals noch stark grundwasserbeeinflusst. An diesen Standorten zeigt der Grundwasserpegel eine geringe Schwankungsbreite von 150 bis 60 cmunter Flur (vgl. Roos 2004, S. 7).

Im gesamten Verlauf der Bollingstedter Au sind zwei gewassermorphologisch unterschiedliche Abschnitte zu unterscheiden. Der ausgebaute, flurbereinigte Abschnitt, welcher von der „Quelle“ bis kurz unterhalb von Bollingstedt reicht (3/4 der Fliebstrecke) und ein naturnaher Abschnitt mit weitgehend unbeeinflusstem Gewasserlauf, der sich von Bollingstedt bis zur Mundung in die Treene zieht (1/4 der Fliebstrecke). Der Ruckstau der Bollingstedter Muhle wirkt sich bis Engbruck aus. Der beprobte Bereich beginnt auf Hohe des Staatsforstes Schleswig Steinholz (zwischen Engbruck und Bollingstedter See), steht so also ebenfalls noch unter dem Einfluss des Ruckstaueffektes und ist dadurch von geringen Stromungsgeschwindigkeiten gekennzeichnet. In diesem Bereich herrscht ein schlammiges, organisch gepragtes Sohlsubstrat vor. Hinter dem Muhlenstau ist die Au noch uber eine kurze Strecke begradigt. Daraufhin folgt der naturnahe Abschnitt, welcher sich bis zur Einmundung in die Treene fortfuhrt. Infolge von Sohlerosion ist die Au im Querschnitt deutlich schmaler und starker eingetieft, als von naturlichen Gewassern zu erwarten ware. Das Sohlsubstrat setzt sich hier aus Fein- und Mittelsanden zusammen (vgl. Schwahn 1993, S. 9-10).

3.5 Klima

Das Untersuchungsgebiet ist durch ein feucht- gemabigtes Klima gepragt, bedingt durch die planetare Westwindzone mit haufig durchziehenden Tiefdruckgebieten. So kommt es zu einem Klima mit geringen jahrlichen und taglichen Temperaturfluktationen, langen frostfTeien Perioden, hoher Luftfeuchtigkeit, spatem Fruhjahrsbeginn und relativ niedrigen Fruhjahrs- und Sommertemperaturen. Die Windrichtung ist im Sommer vorwiegend Nordwest, im Winterhalbjahr West bis Sudwest (vgl. Roos 2004, S. 7) Der mittlere Niederschlag betragt im Durchschnitt 812 mm nach der Station in Eggebek und nach der Station in Treia 885 mm im Jahr, wahrend das Niederschlagsmaximum meist im Spatsommer liegt (siehe Tab. 1). Salzhaltige Winde und die Tiefe Lage der Aueniederung wirken verbunden mit Nebelbildung und hohem Feuchtigkeitsgehalt mildernd auf die Temperatur. Im Sommer kann es tagsuber wahrend Wolkenarmut mit den gut aufheizbaren Podsolen bei VegetationsfTeiheit auch zu Temperaturerhohungen kommen. Die verschiedenen Vegetationsdecken des Gebietes wirken ebenfalls auf das Klima z.B. im Waldgebiet Steinholz bei Bollingstedt treten geringere Temperaturschwankungen als uber offenem Gelande auf.

In der Gesamtbetrachtung ist der Tagesverlauf des Klimas ausgeglichen (vgl. Roos 2004, S. 7).

Tab.l: Klimadaten der Region (Roos 2004, S.8)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

3.6 Potenziell naturliche Vegetation

Unter der potenziellen naturlichen Vegetation (pnV) wird das Artengefuge verstanden, das sich unter gegenwartigen Umweltbedingungen ausbilden wurde, wenn der Mensch uberhaupt nicht mehr eingriffe und die Vegetation Zeit fande, sich bis zu ihrem Endzustand zu entwickeln (Ellenberg 1996, S. 111). Im Untersuchungsgebiet bildet sich als Grobteil der pnV auf den nahrstoffarmen, podsolierten Boden des Sanderbereichs der Vorgeest der Buchen-Eichenwald (Violo-Quercetum) (DGB 1993, S. 28). Dieser ware je nach Grundwasserstand von Pfeifengras oder Flattergras gepragt (Roos 2004, S. 8). Bei Dunen und Flugsanddecken der Vorgeest also Grundwasserfernen Standorten sind fur die pnV Birken-Eichenwalder (Querco-Betuletum) als typisch zu beschreiben (Ellenberg 1996, S. 299); z.B. im Bereich um Hunning und Hunningfeld sowie der Gemeinde Silberstedt, zu welchem auch das Untersuchungsgebiet zahlt. Die Birken-Eichenwalder wurden sich in Senken im Binnendunenbereich und auf den Mineralboden abgetorfter Hochmoore verbreiten. In den Ubergangsbereichen von Niedermoor zu den Podsolen der Sanderflachen Jubeks stellt der sekundare Birkenbruchwald oder Pfeifengras-Birken-Eichenwald die pnV dar. Bei hohem Grundwasserstand waren die Hochmoore baumfrei bzw. mit einer Strauchschicht bedeckt; bei niedrigem Grundwasserstand wurde die Birkensukzession Einzug nehmen. Auf den entwasserten und degenerierten Hochmoorstandorten in Sollerup entwickelte sich der Moorbirkenwald. Auf den naturlichen Hochmooren waren Hochmoor- und Heidemoor-Vegetationskomplexe mit z.B. Torfmoos, Wollgras, Moosbeere, Sonnentau und Glockenheide entstanden. Die potenzielle naturliche Vegetation auf den Niedermooren in den Bachniederungen der Bollingstedter Au oder auf den etwas reicheren Boden der Altmorane (Sollerup) sowie auf den Standorten der degenerierten Niedermoorboden ware Erlenbruchwald, Erlen- Eschenbruchwald oder Erlenwald anzutreffen. Entlang der Ufer der Gewasser wurde Weidengebusch und Rohricht dominieren. In der Gemeinde Sollerup an der Jerrisbek und der Treene wurde sich potenziell Bacherlen-Eschenwald ausbilden. Von der Hohe der Nahrstoffversorgung abhangig konnten auf Parabraunerden der Altmoranen in der Gemeinde Silbertstedt Buchenwalder entstehen, in grundwasserbeeinflussten Senken und Mulden standen Hainbuchen-Eschenwalder (vgl. Roos 2004, S. 8).

3.7 Landnutzung

Das Teileinzugsgebiet des untersuchten Abschnitts der Bollingstedter Au wird uberwiegend landwirtschaftlich genutzt. Die Landwirtschaft hat einen Anteil von etwa 95 % an der Bodennutzung, etwa 3 % sind Wald und etwa 1,5 % bebaut (LANU 1996, S. 6). Aus den ATKIS Karten des Gebiets ist ersichtlich, dass lediglich die umliegenden Flachen der Bollingstedter Au durch Grunlandnutzung gepragt sind und die ubrigen Flachen des Teileinzugsgebiets unter Ackernutzung stehen. Durch die Errichtung mehrerer Biogasanlagen im Jahr 2005 hat sich das Verhaltnis von Grunland zu Ackerland zu Gunsten des Ackerlands verschoben. Die Anbauflache von Silomais im Einzugsgebiet des Untersuchungsabschnitts der Bollingstedter Au hat dadurch erheblich zugenommen. Da die aktuelle Entwicklung der Landnutzung nach Gesprachen mit dem LANU noch nicht ausgewertet ist, konnen jedoch keine Prozentwerte genannt werden. Im Rahmen des Naturschutzprojektes „Mittlere Treene“ wurden im untersuchtem Gebiet einige der Flachen im Bereich der Au vom Forderverein Mittlere Treene gepachtet bzw. aufgekauft, auf welchen durch extensive Beweidung und gelegentliche Schnittnutzung sowie Abfuhr der Ernte die Artenvielfalt erhoht und Nahrstoffeintrage reduziert werden sollen. Des Weiteren ist der untersuchte Bereich ab dem Bollingstedter Muhlenstau als FFH- Gebiet gemeldet, wodurch ein Verschlechterungsverbot besteht, aufgrund dessen durfen z.B. die arrondierenden Grunlandflachen nicht umgebrochen werden. Ebenso darf keine weitere Absenkung des Grundwasserspiegels mehr erfolgen.

4 Material und Methoden

4.1 Gewassergutelangsschnitte

Im Rahmen der vorliegenden Bachelorarbeit wurden insgesamt sechs Gewassergutelangsschnitte im Abstand von etwa zwei Wochen mitjeweils zehn Messpunkten beprobt. Die Messungen fanden am 9. August 2006, 23. August 2006, 6. September 2006, 21. September 2006, 27. September 2006 und 11. Oktober 2006 statt, so dass ein Zeitfenster von zwei Monaten zwischen den Beobachtung lag.

In den anstehenden Abschnitten wird die Durchfuhrung der Gutelangsschnittbeprobung beschrieben, sowie einige Informationen zur standortspezifischen Vegetation gegeben.

4.1.1 Durchfuhrung der Messkampagnen

Je Messtag wurden an insgesamt zehn Punkten mit einem gestieltem Schopfbecher Wasserproben aus der fliebenden Welle genommen. Es wurden am ersten Messtag 3 Polyethylenflaschen a 100 ml je Standtort gefullt, an den folgenden funf Terminen wurden nochjeweils zusatzlich zwei Liter fur die im Labor folgende Prufung des biochemischen Sauerstoffbedarfs entnommen. Die Proben wurden dann moglichst gleichmabig gekuhlt gelagert.

Vor Ort wurden zu dem im Schopfbecher die Feldparameter Sauerstoffgehalt, Temperatur, pH-Wert, und elektrische Leitfahigkeit bestimmt (Messsonde: WTW Multi 340). Im Zuge dessen wurden die Sauerstoff-Sonde und die pH-Sonde im Schopfbecher geschwenkt, bis sich der Messwert auf einen stabilen Wert eingependelt hatte. Daraufhin wurden die Messergebnisse notiert. Nachdem diese Prozedur anjedem Messpunkt durchgefuhrt war, wurden die gekuhlten Wasserproben so schnell wie moglich nach Kiel in das Labor transportiert.

In Abbildung 13 wird die Lage der 10 Messpunkte gezeigt, wobei die Standorte 1,2,4 und 5 Einzelmesspunkte darstellen. Standort 3 und 6 sind in jeweils 3 Messpunkte gegliedert. Die Messpunkte liegen im unteren Abschnitt der Bollingstedter Au. Etwa 11 km Fliebstrecke vor der Mundung der Au in die Treene liegt der erste Messpunkt.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 13: Einzugsgebiet des Untersuchungsbereichs der Bollingstedter Au mit den markierten Standorten (Standort 3 und 6 bestehen aus jeweils drei Messpunkten: a, b, c) [Gewässernetz aus den Karten des Amtlichen Topographisch-Kartographischen Informationssystems (ATK1S), LVA 2006]

Die Nummern und Benennungen der Standorte sind in der Tabelle 2 aufgelistet.

Tab. 2: Nummern und Bezeichnung der Messpunkte

Abb. 13: Einzugsgebiet des Untersuchungsbereichs der Bollingstedter Au mit den markierten Standorten (Standort 3 und 6 bestehen aus jeweils drei Messpunkten: a, b, c) [Gewässernetz aus den Karten des Amtlichen Topographisch-Kartographischen Informationssystems (ATK1S), LVA 2006]

4.1.2 Beschreibung der Messpunkte

Zur Deutung der Messergebnisse ist einerseits die Position der Standorte im Flusslauf als auch die naturlichen bzw. vom Menschen beeinflussten Rahmenbedingungen von Relevanz. Zu beachten sind unter anderem die Fliebgeschwindigkeit, das Gefalle, die Form des Ufers bzw. Uferverbaus, der Beschattungsgrad sowie die Landnutzung im umliegenden Einzugsgebiet.

4.1.2.1 Punkt 1: EngbrUck, vor dem Bollingstedter MUhlenstau

Messpunkt 1 befindet sich noch im begradigten Bereich der Bollingstedter Au etwa 1,4 km Fliebstrecke oberhalb des Bollingstedter Muhlenstaus, welcher seit 1200 besteht (Hand 1982). Bis heute wird mit der Anlage Strom erzeugt, der in das offentliche Netz eingespeist wird. Zwischen Engbruck und Bollingstedt verlauft die Au am Rande des Staatsforstes Schleswig Steinholz, welcher sich auf der von der Au aus sudlichen Seite befindet. Der uberwiegend aus Nadelholz bestehende Forst ist zum Ufer der Au hin mit Schwarz-Erlen (Alnus glutinosa) und Moorbirken (Betula pubescens) gesaumt. Auf der nordlichen Seite der Bollingstedter Au grenzt eine Grunlandflache mit Schnittnutzung an. Die am Forst liegende Seite der Au ist gut beschattet (siehe Abb. 14). Das Ufer ist durch Rohrglanzgras (Phalaris arundinacea) sowie den Einfachen Igelkolben (Sparganium emersum) und dem echten Mahdesub (Filipendula ulmaria) gepragt. Durch Ruckstaueffekt der Bollingstedter Muhle ist die Fliebgeschwindigkeit im Vergleich zum Abschnitt unterhalb dieser sichtlich geringer. Zwischen den submersen Makrophyten also allen mit dem blobem Auge erkennbaren untergetaucht lebenden Pflanzen befinden sich in diesem Bereich auch Schwimmblatt-Pflanzen, welche ein Zeiger fur geringe Fliebgeschwindigkeiten darstellen (siehe Abb. 15).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 14: Messpunkt 1 am 04.08.2006

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb.15 : ca.5m unterhalb von Messpunkt 1 am 04.08. 2006

4.1.2.2 Punkt 2: BollingstedtMtihle, nach dem MUhlenstau

Punkt 2 befindet direkt unterhalb des Bollingstedter Muhlenstaus. Auch hier besteht noch Stillwassercharakter und die Vegetation innerhalb des Gewassers ist durch Schwimmblatt-Pflanzen gepragt, welche uberwiegend aus Gelben Teichrosen (Nuphar luted) bestehen.

Der Uferrand ist hier meist durch Beton befestigt, wodurch ein etwa 20 m breites und langes Becken entstanden ist. Die Probenahme erfolgte etwa 1 m neben der Fischtreppe, welche in der Abbildung 16 zu erkennen ist und ca. 1,5 m vom betonierten Rand entfernt. Zur nordlichen Uferseite mit der Fliebrichtung auf der rechten Seite gelegen besteht ein ausgepragter Schilf Rohricht (Phragmites australis), dahinter folgt der Garten des Muhlenbesitzers (siehe Abb. 17).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 16: Messpunkt 2 hinter dem Muhlenstau Bollingstedt 04.08.2006

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb.17: Messpunkt 2hinter dem Muhlenstau Bollingstedt am 04.08.2006

4.1.2.3 Bereich 3: Messpunkte 3 (a, b, c) vor, am und nach dem Zulauf des Bollingstedter Klarwerks

Unterhalb des Muhlenstaus ist die Au noch ein kurzes Stuck begradigt, bevor dann der naturnahe Abschnitt beginnt, welcher sich bis zur Einmundung in die Treene hinzieht. Die Einleitung des Klarwerks befindet sich etwa 800 m Fliebstrecke flussabwarts vom Muhlenstau. Die Messpunkte sind etwa 10m oberhalb der Einleitung (3 a), unmittelbar an der Einleitung (3 b) und etwa 20 m unterhalb dieser (3 c). Aufgrund einer Absenkung des Wasserspiegels war die Probenahme am 21. September und 27. September direkt aus dem Einleitungsrohr des Klarwerk moglich. Etwa 5 m vor dem Messpunkt 3 c wurde erst nach den Messungen ein aktives Drainagerohr entdeckt (siehe Abb. 20). Das Ufer ist weitgehend geholzfrei nur ein Knick, welcher an die Au reicht, ist mit Weidengebusch bestanden. Auf der am Klarwerk gelegenen sudlichen Seite befindet sich eine Feuchtwiese. Auf der nordlichen Seite Grunland mit Schnittnutzung. Im Gewasser selbst dominiert Pfeilkraut (siehe Abb. 18). Der Uferrand ist mit Pflanzengesellschaften bestehend aus Brennnessel, Zottigen Weidenroschen und Rohrglanzgras gesaumt (siehe Abb. 19 und 21).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 18: Messpunkt 3a ca. 10 m vor dem Klarwerkszulauf am 04.08.2006

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 19: Messpunkt 3a etwa 10 m vor dem Klarwerkszulauf am 14.10.2006

[...]

Ende der Leseprobe aus 154 Seiten

Details

Titel
Die Wasserqualität des unteren Abschnitts der Bollingstedter Au/Schleswig-Holstein. Eine hydrologische und vegetationskundliche Analyse
Hochschule
Christian-Albrechts-Universität Kiel
Note
1,7
Autor
Jahr
2008
Seiten
154
Katalognummer
V125115
ISBN (eBook)
9783668699816
ISBN (Buch)
9783668699823
Dateigröße
6758 KB
Sprache
Deutsch
Schlagworte
eine, analyse, wasserqualität, abschnitts, bollingstedter, au/schleswig-holstein
Arbeit zitieren
Jost Johannsen (Autor), 2008, Die Wasserqualität des unteren Abschnitts der Bollingstedter Au/Schleswig-Holstein. Eine hydrologische und vegetationskundliche Analyse, München, GRIN Verlag, https://www.grin.com/document/125115

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