Lake management and restoration procedure in Germany

Gewässermanagement und –therapie in Deutschland

1 Background - Hintergrund.................................................................................................1

1.1 The characteristics of lakes and reservoirs suffering from eutrophication in the

country – Beschaffenheit der eutrophierten Seen und Talsperren.......................................1

1.2 Development of the condition of lakes – Entwicklung der Gewässerqualität............2

1.3 History and current scope of national lake restoration – Gewässerrestaurierung in

der Vergangenheit und aktuelle Entwicklungen....................................................................4

1.4 Current practices and methods available for lake management and restoration –

Aktuelle Verfahren zur Gewässersanierung und Restaurierung...........................................6

1.4.1 Sanierung (Maßnahmen im Einzugsgebiet)......................................................6

1.4.2 Restaurierung (Maßnahmen im See)...............................................................9

2 Administrative structure and legislation - Gesetzliche Bestimmungen und

Verwaltungsvorschriften..........................................................................................................15

2.1 Administrative structure – Vorschriften und Richtlinien...........................................15

2.2 Essential national legislation – Wichtige gesetzliche Bestimmungen.....................15

2.3 Current state of the national implementation of the Water Framework Directive in

Germany – Aktueller Stand zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie in Deutschland..16

2.3.1 Results of the inventory in Germany - Bestandsaufnahme in Deutschland....19

2.3.2 Implementation of the Water Framework Directive in Brandenburg –

Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie in Brandenburg...............................................20

2.3.3 First Results in Brandenburg - Erste Ergebnisse der Umsetzung in

Brandenburg...................................................................................................................20

3 Actors – Zuständigkeiten und Ausführende....................................................................21

3.1 Tasks of different stakeholders and networking - Aufgaben der Beteiligten...........21

3.2 Overview of research and education – Forschungs- und Bildungseinrichtungen...21

4 Sources of funding for restoration projects – Finanzierung des Einzugsgebiets- und

Gewässermanagements.........................................................................................................23

5 Restoration planning and implementation procedures – Planung von

Restaurierungsmaßnahmen und Verfahren zur Umsetzung..................................................24

6 National best practices and special expertise in methods and projects – Anerkannte

Verfahren und Methoden zur Gewässerrestaurierung............................................................25

6.1 National special expertise - Schlüsseltechnologien................................................25

6.2 New innovations – Forschungsgebiete und Pilotprojekte.......................................25

6.3 Examples of completed restoration projects – Abgeschlossene

Restaurierungsprojekte.......................................................................................................25

7 Summary and needs for development – Zusammenfassung und Ausblick....................29

8 Literatur...........................................................................................................................31

AbkürzungsverzeichnisATV Abwassertechnische Vereinigung

BGBl. Bundesgesetzblatt

BMBF Bundesministerium für Bildung und Forschung

BMU Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und

Reaktorsicherheit

DBU Deutsche Bundesstiftung Umwelt

DFG Deutsche Forschungsgemeinschaft

DVWK Deutsche Vereinigung für Wasserwirtschaft, Abwasser

und Abfall – umgenannt in DWA

DWA Deutsche Vereinigung für Wasserwirtschaft, Abwasser

und Abfall

EU Europäische Union

HELCOM Helsinki Commission

IGB Institut für Gewässerökologie und Binnenfischerei

LAWA Länderarbeitsgemeinschaft Wasser

WFD Water Framework Directive

UBA Umweltbundesamt

- 1 -

1 Background - HintergrundGewässermanagement umfasst alle beabsichtigten Maßnahmen, um die Nutzungsmöglich-

keiten sowie die ökologische Qualität des Gewässers zu erhalten oder zu verbessern. Teil

des Gewässermanagements ist die Gewässertherapie, die zum Ziel die langfristige

Verbesserung des trophischen Zustandes hat. Im Englischen spricht man von "lake

restoration". Im Deutschen unterscheidet man zwischen Sanierung, d.h. Maßnahmen im

Einzugsgebiet, und Restaurierung, d. h. Maßnahmen im Gewässer. Seeinterne Maßnahmen

werden auch als Ökotechnologien bezeichnet, da sie ökologische Wirkmechanismen nutzen

und optimieren. Die Sanierung zielt darauf ab, den Nährstoffeintrag in ein Gewässer zu

vermindern, während die Restaurierung in den seeinternen Nährstoffkreislauf eingreift. Ohne

Reduktion der externen Nährstofffracht bleibt sie nur eine vorübergehende Symptom-

behandlung ist. Restaurierung ist daher in der Regel nur nach oder in Verbindung mit

Sanierung erfolgversprechend. Dann können sie allerdings die für das Erreichen eines

günstigeren Zustandes erforderliche Zeitspanne erheblich verkürzen. Wenn seeinterne

Maßnahmen regelmäßig angewendet werden müssen, um einen bestimmten Zustand zu

erhalten, spricht man von Unterhaltungsmaßnahmen.

1.1 The characteristics of lakes and reservoirs suffering from eutrophication in the country – Beschaffenheit der eutrophierten Seen und Talsperren

Die stehenden Gewässer in Deutschland unterscheidet man nach natürlich entstandenen

(See, Weiher) und künstlich angelegten (Talsperre, Stausee, Baggersee, Tagebausee,

Stauanlage, Teich). Sie werden zum größten Teil genutzt als Hochwasserschutz,

Regulierung von Kanälen und Fließgewässern bei Niedrigwasser, für Freizeit und Erholung,

zur Fischerei, Jagd und Schilfrohrgewinnung, aber auch zur Entnahme von Trinkwasser,

Brauchwasser und Beregnungswasser, wie auch zur Einleitung von mehr oder weniger

vorgereinigtem Regen- und Abwasser.

Im Laufe seiner Alterung unterliegt jeder See der Eutrophierung, d. h. die Intensität der

Primärproduktion (Trophie) steigt durch die gesteigerte Verfügbarkeit und Ausnutzung von

Nährstoffen, die durch Zuflüsse, Regen, Auswaschungen usw. eingetragen werden. Als

Folge der Sedimentation von Schwebstoffen und Ablagerungen von Biomasse werden die

Seen immer flacher und verlanden schließlich. Während sich dieser Prozess

natürlicherweise über Jahrhunderte oder Jahrtausende hinzieht, eutrophierten die Seen seit

Beginn des 20. Jahrhunderts durch anthropogene Beeinflussung innerhalb weniger

Jahrzehnte so stark, dass teilweise ihre ursprüngliche Nutzung nicht mehr gewährleistet war.

Besonders auffällig sind hierbei die Massenentwicklungen von planktischen Algen

- 2 -

("Algenblüten"), wodurch sich das Wasser je nach Algengattung grünlich, bräunlich, rötlich

oder türkis-grün färbt und die Sichttiefen sich verringern, zum Teil bis auf wenige Dezimeter.

Hinzu kommen je nach Algenart Geruchsbelästigungen, geschmackliche Beeinträchtigungen

sowie gesundheitliche Beeinträchtigungen bei Menschen und Tieren (Cyanobakterien-

Blüten). Durch verstärkte Sedimentation und Abbau der Biomasse kommt es durch den

erhöhten Sauerstoffverbrauch zu Sauerstoffmangel bis hin zu totalem Schwund des

Sauerstoffs im Tiefenwasser. Auch das verstärkte Wachstum von höheren Wasserpflanzen

im Litoral (breite Schilfgürtel) kann auf eine Eutrophierung hinweisen.

In der zweiten Hälfte des letzten Jahrhunderts wurden verschiedene Maßnahmen zur Ur-

sachenbekämpfung der Eutrophierung und zur Symptombehandlung entwickelt und

angewendet. Diese Maßnahmen orientieren sich fast ausschließlich an den Nutzungs-

ansprüchen. Für eine erfolgreiche Therapie muss eine gründliche Voruntersuchung des

gegenwärtigen Zustandes des Sees und der möglichen Ursachen der Eutrophierung

durchgeführt werden. Für die Auswahl geeigneter Verfahren sollten Fachleute hinzugezogen

werden. Es ist daher eine enge Zusammenarbeit zwischen Limnologen, Ingenieuren und

Planern erforderlich, die auch eine Erfolgskontrolle einschließt.

Nicht jeder See kann in jeden gewünschten Zustand überführt werden, da die Kosten zu dem

erwarteten Nutzen in einem vertretbaren Verhältnis stehen müssen. Es sollte daher neben

dem Ist-Zustand des Sees auch eine Einschätzung des potentiellen Zustandes

vorgenommen werden. Die Einordnung des Ist-Zustandes beruht auf der Bestimmung der

Trophie, bei der zwischen oligotroph, mesotroph, eutroph, polytroph, hypertroph

(Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA 1999) unterschieden wird. Als Kriterien werden

die Gesamt-Phosphorkonzentration (Frühjahrsmittel und epilimnisches Sommermittel), die

Chlorophyll-a Konzentration (epilimnisches Sommermittel) und die Sichttiefe (arithmetisches

Sommermittel ohne Klarwasserstadien) herangezogen. Zur Bewertung des Ist-Zustandes

bedarf es des Vergleichs mit einem Referenzzustand oder Leitbild, dem potentiellen

natürlichen Zustand. Im Gegensatz zum Naturzustand, der nur ohne antrophogene Einflüsse

erreicht werden kann, werden beim "potentiell natürlichen" Zustand gewisse irreversible

antrophogene Einflüsse akzeptiert, wenn diese nicht zu gravierenden Systemveränderungen

führen. Der potentielle Trophiegrad wird aufgrund der naturräumlichen Randbedingungen

ermittelt. Hierbei fließt der Stoffhaushalt des Sees, seine Beckengestalt sowie der potenziell

natürliche Eintrag von Nährstoffen aus dem Einzugsgebiet ein (Bewertungskriterien siehe

LAWA 1999, 2001, 2003).

1.2 Development of the condition of lakes – Entwicklung der Gewässerqualität

In den meisten Seen in Deutschland gilt Phosphor als begrenzender Faktor für die Pflanzen-

produktion (Primärproduktion). Dies resultiert vor allem daraus, dass im Einzugsgebiet

- 3 -

Phosphat im Boden wesentlich besser zurückgehalten wird als Stickstoff-Verbindungen, die

durch Oberflächenabfluss oder Versickerung leichter ausgewaschen werden, in die Zuflüsse

gelangen und somit in den Gewässern häufig im Überschuss vorliegen.

Neben der natürlichen Grundbelastung der stehenden Gewässer gelangen viele Pflanzen-

nährstoffe durch anthropogene Aktivitäten in die Oberflächengewässer und das

Grundwasser. Hierbei unterscheidet man zwischen punktuellen und diffusen Eintragspfaden.

Die punktuellen Quellen kann man ganz bestimmten Einleitern zuordnen (z. B. Kommunale

Kläranlagen, Kleinkläranlagen, Direkteinleiter aus Industrie und Gewerbe) während die

diffusen Quellen (aus der Atmosphäre sowie der Landwirtschaft, z. B. durch

Bodenauswaschung, Erosion, Drainage) nicht ohne weiteres quantitativ und qualitativ

bestimmbar sind.

Die Gesamt-Phosphoremissionen in die Oberflächengewässer Deutschlands betrugen 1975

noch ca. 125.000 t pro Jahr und gingen bis zum Jahr 2000 auf etwa 33.000 t/a zurück. Die

Emissionen aus den diffusen Quellen konnten nur um 13 % reduziert werden (hauptsächlich

durch Verminderung der Emissionen aus urbanen Flächen) während die punktuellen

Emissionen durch verschiedene Maßnahmen (Phosphat-Höchstmengen-Verordnung in

Waschmitteln, Ausbau der kommunalen Kläranlagen um eine P-Elimination) um 86 %

reduziert werden konnten (www.umweltbundesamt.de/wasser/themen/ow_s5_2.htm). Je

nach Gewässer ist der P-Eintrag jedoch auch heute noch eine Eutrophierungsursache. Der

Austrag von Phosphor aus Ackerböden ist weniger von der künstlichen Düngung als

vielmehr von der Bodenbearbeitung (Erosion) und der Drainage abhängig. Wichtige Quelle

für übermäßigen Nährstoffeintrag in die Gewässer ist die Ausbringung von Wirtschaftsdünger

aus der Tierhaltung (Gülle, Jauche, Festmist).

Falllaub bewirkt keinen ausschlaggebenden Eintrag von Nährstoffen in größeren Seen,

jedoch kann es bei kleinen Parkseen zu Problemen mit der organischen

Kohlenstoffbelastung und damit zur Schlammbildung führen.

Wasservögel können in kleineren Seen zu einer P-Belastung beitragen, wenn das Gewässer

von Zugvögeln stark frequentiert wird oder aber die nistenden Dauerbewohner von der

Bevölkerung gefüttert werden. Bei den Zugvögeln sind die Orte der Nahrungssuche und die

der Übernachtung nicht identisch, während bei den gefütterten Dauerbewohnern zum einen

die Anzahl der überlebenden Vögel die Zahl der durch natürliche Auslese überlebenden bei

weitem übertrifft und zum anderen Nährstoffe durch nicht verwertetes Futter in den See

gelangen.

Bei sachgerechter fischereilicher Nutzung kommt es zu keinem Eintrag, sondern zu einem

Austrag der Nährstoffe. Anfütterung und Zufütterung können jedoch zu einer Eutrophierung

des Gewässers führen.

Bei einer intensiven Freizeitnutzung des Gewässers durch Badegäste kann die Belastung

mit ca. 93 - 100 mg P pro Gast und Tag (trotz ausreichend vorhandener sanitärer Anlagen)

- 4 -

durch Ausscheidungen (Urin), Sonnenschutzmittel und Kosmetika (SCHARF & SCHMITT-

LÜTTMANN 1990; SCHULZ 1981) erheblich sein.

Wird ein See von Sportbooten stark frequentiert, besteht die Gefahr, dass die

Chemietoiletten und Fäkaltanks sowie Reinigungsmittel nicht ordnungsgemäß entsorgt

werden. Für eine 20-L-Camping-Chemietoilette schätzt das Bayerische Landesamt für

Wasserwirtschaft (Merkblatt Nr. 4.5/4, Stand 2002) einen Eintrag von 0,04 kg P, bei

Fäkaltanks kann von einer ähnlichen Phosphorkonzentration ausgegangen werden (DWA-

Regelwerk in Vorber.).

Die wichtigsten Folgen der Eutrophierung umfassen Algenmassenentwicklungen, inklusive

dem Auftreten toxischer Cyanobakterien und dem Verlust der Artenvielfalt, verbunden mit

Sauerstoffschwund am Gewässergrund gefolgt von hohen Konzentrationen von Nitrit,

Schwefelwasserstoff, Eisen und Mangan. Dies führt zu Fischsterben, Geruchsbelästigung

und zu Problemen bei der Trinkwasseraufbereitung, sowie Einschränkungen bei der Nutzung

des Gewässers für die Fischerei oder die Erholung.

1.3 History and current scope of national lake restoration – Gewässerrestaurierung in der Vergangenheit und aktuelle Entwicklungen

Maßnahmen im Einzugsgebiet, wie die Versickerung des Abwassers auf Rieselfelder statt

der direkten Einleitung in den Vorfluter, wurden in Deutschland erst Ende des 19.

Jahrhunderts ergriffen. Rieselfelder wurden in Deutschland erstmalig in Berlin nach den

Thyphus-Epidemien ab 1873 unter der Leitung von Virchow und Hobrecht angelegt.

Zeitgleich wurde die Abwasserkanalisation ausgebaut. Die ersten Kläranlagen mit einer

einfachen biologischen Reinigungsstufe wurden in Deutschland Anfang des 20. Jahrhunderts

gebaut. Nach dem 2. Weltkrieg kam es verstärkt zum Ausbau der Kläranlagen, mit dem Ziel,

den Nährstoffeintrag in die Vorfluter zu verringern. Zum Schutz eines Gewässers wurde

weltweit erstmalig 1957 bis 1960 eine Ringkanalisation am Tegernsee (Oberbayern)

errichtet. Das Abwasser der umliegenden Gemeinden sowie Direkteinleiter wird über ein

Kanalsystem gesammelt, in einem gemeinsamen Klärwerk gereinigt und unterhalb des Sees

in den Seeabfluss eingeleitet. Phosphoreliminationsanlagen an den Zuläufen der Seen

wurden in den 1970er Jahren erstmalig installiert (Haltern Talsperre 1976,

Wahnbachtalsperre 1977). Ein wichtiger Schritt zur Verminderung der Phosphoreinträge war

das Verbot von Phosphor in Waschmitteln (s. Phosphat-Höchstmengen-Verordnung 1980)

und der Ausbau der Kläranlagen mit der dritten Reinigungsstufe, die eine P-Elimination

umfasst, ab den 1980er Jahren in Westdeutschland. Wichtigste Auslöser waren das

Abwasserabgabengesetz sowie die 1985 getroffene Vereinbarung der Anrainerstaaten zum

Schutz der Nordsee und der HELCOM-Beschluss von 1987 zum Schutz der Ostsee

- 5 -

(CHORUS et al. 2002). In Ostdeutschland wurden diese Standards nach der

Wiedervereinigung übernommen.

Seeinterne Maßnahmen begannen in Deutschland in den 1960er und 1970er Jahren (Tab.

1). Die ersten seeinternen Maßnahmen in Deutschland waren Belüftungen, so z. B. an der

Wahnbachtalsperre. Sie blieben jedoch auch in den nächsten Jahrzehnten sehr populär.

Häufige Maßnahmen in den 1970er waren Entschlammungen und in den 1980er Jahren

Tiefenwasserableitungen sowie Nährstofffällungen. Anhand von Literaturstudien und durch

Fragebögen (IGB 2002, unveröffentlichte Daten) wurde ermittelt, dass seit 1990 in

Deutschland ca. 30 größere Seerestaurierungen begonnen wurden, darunter waren 3

Sedimentabdeckung, 7 Belüftung, 9 Entschlammung, 6 Nährstofffällung, 4

Tiefenwasserableitung oder externe Tiefenwasserbehandlung, 1 Zwangszirkulation. Die

teilweise geringen Erfolge der Maßnahmen spiegeln sich darin, dass in Deutschland einige

Seen eine lange Restaurierungsgeschichte mit vielen unterschiedlichen „Therapieansätzen“

hinter sich haben.

Tab. 1: Die frühesten seeinternen Maßnahmen in DeutschlandMaßnahme Gewässername Beginn Belüftung Wahnbachtalsperre 1966

Plätinsee 1968

Zwangszirkulation Stadtsee Bad Waldsee 1972

Schliersee 1982

Entschlammung Knieperteich 1972

Freudensee/Hauzenberg 1973

Tiefenwasserableitung Bergsee 1980

Klein-Pritzer See 1980

Chemische Fällung (Al, Fe) Jabeler See 1975

Fischkalter See 1979

Biomanipulation Laacher See 1973

Talsperre Bautzen 1981

Sedimentabdeckung + Belüftung Grebiner See 1972

Entkrautung Bayersoiner See 1974

- 6 -

1.4 Current practices and methods available for lake management and restoration – Aktuelle Verfahren zur Gewässersanierung und Restaurierung

Die folgende Beschreibung und Bewertung von externen und internen Maßnahmen lehnt

sich an das DWA-Regelwerk Maßnahmen der Seentherapie (2006) an (Tab. 2).

Tab. 2: Sanierungs- und Restaurierungsmaßnahmen in Deutschland1. Sanierung (Maßnahmen im Einzugsgebiet)

Abwasserumleitung (Ringkanalisation)Phosphor-Fällung in den Klärwerken

Verringerung des Nährstoffeintrags aus der Fläche – Veränderte Landnutzung

Vorbecken - Sedimentationsbecken

bewirtschaftete Schilfpolder

Pflanzenkläranlagen und Bodenfilter

Gewässerrandstreifen, Schutz- und Pufferzonen

Technische Phosphoreliminierungsanlagen im Zulauf

Wiedervernässung von ehemaligen Feuchtgebieten

2. Restaurierung (Maßnahmen im See) Veränderung der SeebeckenmorphologieBelüftung

Zwangszirkulation

Externe Phosphoreliminierung aus dem Seewasser

Verdünnung, Spülung

Tiefenwasserableitung

Entschlammung

Sedimentoxidation mit Nitrat

Kalkung

Sedimentabdeckung

Chemische Nährstoff-Fällung

Mechanische Entkrautung

Biomanipulation (Nahrungsketten- manipulation)

Einsatz von Pflanzen fressenden Fischen

1.4.1 Sanierung (Maßnahmen im Einzugsgebiet)Abwasserumleitung (Ringkanalisation)

Das Abwasser der in der Nähe eines Sees liegenden Gemeinden sowie von Direkteinleitern

wird über ein Kanalsystem gesammelt, in einem gemeinsamen Klärwerk gereinigt und

unterhalb des Sees in den Seeabfluss eingeleitet. Somit werden die Nährstoffe nicht mehr in

den See geleitet. Durch Ringkanalisationen konnten durchweg die Trophiegrade des

jeweiligen Sees dauerhaft gesenkt werden.

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Phosphorfällung in Kläranlagen

Der Phosphor muss an Partikel gebunden und ausgefällt werden. Dies erfolgt im Klärwerk

über chemische Fällung (3. Reinigungsstufe) mittels Eisen- und Aluminiumsalzen

(Phosphationen werden aus dem Abwasser entfernt und dafür Chlorid- oder Sulfat-Ionen

eingebracht) oder Kalkmilch (Calciumhydrat bewirkt eine pH-Erhöhung - anschließend ist

eine Neutralisation notwendig), biologische P-Elimination (Inkorporation in

Bakterienbiomasse) durch polyphosphatspeichernde Mikroorganismen, die die Fähigkeit

haben, beim Wechsel von anaeroben zu aeroben Bedingungen mehr Phosphate

aufzunehmen als sie momentan zum Stoffwechsel brauchen.

Die Einflussfaktoren für diesen Vorgang sind nicht vollständig aufgeklärt, so dass sich bis

jetzt keine sicheren Vorausaussagen über die Leistung der P-Elimination machen lassen,

vielmehr muss dieses Verfahren im jeweiligen Klärwerk für das jeweilige Abwasser optimiert

werden. Um bei Flockungs- und Membranfiltration den Abtrieb filtrierbarer Stoffe zu

verhindern, wird der Nachklärung des behandelten Abwassers (Belebtschlamm) eine

Flockungsfiltration (Tuch-, Sand- oder Zellenfilter) oder ein Filterbett nachgeschaltet (ATV

1997), oder die Abtrennung des belebten Schlammes erfolgt mittels Membranfiltration (ATV-

DVWK 2004).

Die Phosphatfällung hat sich in der Abwasserreinigung bewährt. Sie erreicht Ablaufwerte von

1 mg/L Gesamt-P oder darunter und ist inzwischen in Deutschland gängige Praxis

geworden. Je nach den örtlichen Bedingungen kann die biologische P-Elimination

Ablaufwerte von unter 0,5 mg/L erreichen. Mit einer nachgeschalteten Filtration können um

rund eine Größenordnung geringere Ablaufwerte erzielt werden. Die Auswahl des

Verfahrens hängt daher von dem Zielwert ab, der zur Beherrschung der Eutrophierung des

Vorfluters erforderlich ist, d. h. unter anderem auch vom Anteil des aufbereiteten Abwassers

an dessen Wasserführung.

Verringerung des Nährstoffeintrags aus der Fläche

Während die diffusen Einträge aus der Atmosphäre und dem Grundwasser kaum zu

beeinflussen sind, können die aus versiegelten Siedlungsflächen dadurch verringert werden,

dass das Regenwasser über die Abwasserleitungen den Kläranlagen zugeführt wird. Der

überwiegende Teil der diffusen Einträge von Nährstoffen stammt jedoch aus

landwirtschaftlich genutzten Flächen. Durch gewässerverträgliche Nutzungsformen (Weide

statt Acker) und Bewirtschaftungsweisen (gute fachliche Praxis beim Düngen - BGBl. 1996),

durch Extensivierungsmaßnahmen und Pufferzonen (ungenutzte, bepflanzte

Gewässerrandstreifen) kann ein Eintrag von Nährstoffen vermieden oder vermindert werden.

Bisher sind weder die gesetzlichen Bestimmungen noch die Förderungsbedingungen der

landwirtschaftlichen Belange für einen Gewässerschutz ausreichend. Allerdings weisen

einige Kooperationsmodelle zwischen Landwirtschaft und Trinkwasserversorgung durchaus

- 8 -

Erfolge auf. Sie beruhen u. a. auf Beratung der Landwirte z.B. im Hinblick auf Mengen und

Zeitpunkte der Düngung oder der Anwendung erosionsmindernder Pflugmethoden, und sie

beinhalten häufig Ausgleichszahlungen für Ertragseinbußen durch weniger intensive

Bewirtschaftung.

Vorbecken und Vorsperren

Vorbecken sind künstliche Systeme im Zuflussbereich eines Sees oder einer Talsperre, um

mit Hilfe natürlicher Mechanismen (biologische Festlegung und Sedimentation) die Nähr- und

Schadstoffbelastung im Gewässer zu verringern. Im allgemeinen wird hierbei ein

zusätzliches Gewässer geschaffen, aus "geländemorphologischen" Bedingungen kann ein

Vorbecken z. B. auch direkt als Staubecken einer Talsperre vorgeschaltet sein oder durch

Absperrung eines Teils der oberen Stauwurzel durch Tauchwände oder

Unterwasservorsperren geschaffen werden. Die Vorbecken dienen in erster Linie als

Absetzbecken für die mit dem Zuflusswasser eingeschwemmte Trübstoffe, es sollen jedoch

auch die gelösten Nährstoffe (vor allem Phosphor) durch das Wachstum von planktischen

Algen gebunden und durch Sedimentation aus der Wassersäule eliminiert werden. Dies ist

durch eine entsprechend lange Aufenthaltszeit des Wassers zu erreichen (ATV-DVWK

2005). Die Vorbecken müssen regelmäßig entschlammt und Schlamm und Ablaufwasser

entsorgt werden (siehe auch Punkt Entschlammung).

Bewirtschaftete Schilfpolder

Da im Flachland meist keine entsprechend tiefen Vorbecken vorhanden sind, wird hier ein

bewirtschafteter Schilfpolder als Vorsperre empfohlen. Es handelt sich hierbei um ein

künstlich angelegtes flaches Becken mit einem Reinbestand an Schilfrohr (Phragmites

australis). Bei der Festlegung der Nährstoffe spielen die Algen der auf festem Substrat

siedelnden Aufwuchsgesellschaften (Periphyton) die wichtigste Rolle, das Schilf selbst dient

hauptsächlich der Vergrößerung der besiedelbaren Oberfläche. Bei Lichtlimitierung durch

das Wachsen des Schilfes verringert sich die Primärproduktion des Periphytons und damit

der Entzug der Nährstoffe aus dem Wasser. Im Juli/August stirbt das Periphyton wegen

Lichtmangels ab und die zuvor festgelegten Nährstoffe werden zum größten Teil wieder

freigesetzt. Die Retention der Nährstoffe beschränkt sich also auf das Frühjahr. Um diese

Leistung zu optimieren, muss das Schilf im Winter gemäht werden. Zur Sedimentation der

vom Zufluss mitgeführten Trübstoffe sind Schilfpolder ganzjährig wirksam. Der Einsatz von

Schilfpoldern zur Therapie eutropher Seen ist jedoch nur unter zu empfehlen, wenn eine

Verminderung des Nährstoffeintrags während der Vegetationsperiode erzielt werden soll.

Pflanzenkläranlagen und Bodenfilter

Pflanzenklärsysteme (mit vollständiger Bodenpassage oder ohne Bodenpassage) und

Bodenfilter werden zur Verringerung der Zufuhr von Nährstoffen aus Zuflüssen in Seen, zur

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dezentralen Abwasserreinigung und zur Reinigung von Straßenoberflächenabwasser

eingesetzt. Die Reinigungsleistung der Pflanzenklärsysteme und Bodenfilter beruht

einerseits auf biologischen Stoffwechselvorgängen der Mikroorganismen (Bakterien, Pilze,

Algen, Protozoen) und Pflanzen (Schilf, Rohrkolben) und andererseits auf bodenchemischen

Prozessen, die von den als Substrat eingesetzten Materialien und deren Korngrößen

abhängen (GELLER et al. 1992). Phosphor-Verbindungen können nur in geringen Mengen

von den Pflanzen aufgenommen werden (bei regelmäßiger Ernte der Pflanzenbiomasse

werden nur 5 - 10 % der Jahresfracht dem Wasser entzogen), die hauptsächliche Elimination

erfolgt durch Adsorption an eisen- und aluminiumhaltige Mineralien sowie an

Calciumverbindungen. Bei Pflanzenklärsystemen ohne Bodenpassage findet der P-Rückhalt

hauptsächlich durch Sedimentation statt. Retentionsbodenfilter sind in der Lage, bis über

80 % der Fracht an Gesamt-P zu eliminieren (MUNLV 2003). Die Eliminationsleistung ist von

verschiedenen Rahmenbedingungen, vor allem der Temperatur, abhängig.

Technische Phosphoreliminierungsanlagen

Den Zuflüssen von Seen kann mit diesen Anlagen zuverlässig Phosphor entzogen werden,

so dass die Konzentration von Gesamt-P auf Werte < 10 µg/L abgesenkt werden kann. Die

Aufbereitung des Wassers erfolgt in drei Schritten:

1. Partikelentstabilisierung und Fällung von P-Verbindungen mittels Eisen- oder

Aluminiumsalzen,

2. Flockung der partikulären Substanz und Sedimentation,

3. Mehrschichtfiltration.

Die Phosphoreliminierungsanlage führt da zum Erfolg, wo ein Hauptzufluss den

wesentlichsten Teil der P-Fracht einträgt. Häufig beschränken die hohen Investitions- und

Betriebskosten die Verwendung solcher Anlagen. Allerdings können auch kleine Anlagen,

ggf. ohne Filtration, an kleineren Zuflüssen erfolgreich die P-Fracht hinreichend weit

reduzieren. Entscheidend für die Planung ist eine P-Bilanz für das Gewässer, aus der

hervorgeht, welche P-Fracht welche Konzentration im Gewässer erwarten lässt.

1.4.2 Restaurierung (Maßnahmen im See)Veränderung der Seebeckenmorphologie

Da sich bei gleicher Nährstoffzufuhr in flachen Seen ein höherer Trophiegrad einstellt als in

tiefen Seen mit ausgeprägtem Hypolimnion, das als Senke für P-Verbindungen fungiert,

kann eine Vertiefung eines Sees zu einem niedrigeren Trophiegrad führen. Erreicht werden

kann eine Vertiefung durch die verschiedenen Methoden der Entschlammung (Punkt 1.4 /

B.7) oder durch einen gezielten Abbau der organischen Substanz durch Aufwirbelung von

Sediment unter Zufuhr von Sauerstoff. Uferbereiche, die mit Röhricht bestanden sind, bilden

Pufferzonen, die die Seen vor Eutrophierung schützen (KOHL & KÜHL 2001).

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Auch durch Abflachung der Unterwasserböschungen, Verlängerung der Uferlinie und

gleichzeitiger Ansiedlung von Röhricht können Nährstoffsenken geschaffen werden. Dies ist

besonders wichtig bei neu angelegten Seen (z. B. Baggerseen). Erkenntnisse anhand

konkreter Beispiele über die Auswirkungen dieser Maßnahmen auf den Trophiegrad eines

Sees liegen nicht vor. Insbesondere für die Veränderung der Ufermorphologie werden bei

der Entscheidung für solche Maßnahmen eher andere Ziele – z. B. die Verbesserung der

Habitatbedingungen und somit der ökologischen Qualität – im Vordergrund stehen.

Belüftung und künstliche Sauerstoffanreicherung

Sind die Produktion und der aerobe Abbau der organischen Substanz in einem See nicht

mehr im Gleichgewicht, wird der molekulare Sauerstoff aufgebraucht. Der weitere Abbau

erfolgt dann unter anaeroben Bedingungen, was zur Anreicherung toxischer

Stoffwechselprodukte (Schwefelwasserstoff, Ammonium, Nitrit) und anderer reduzierter

Substanzen (gelöstes Eisen und Mangan) führen kann. Um einen Sauerstoff-Defizit zu

verhindern können inzwischen mehrere technische Verfahren eingesetzt werden, durch die

das Wasser im Hypolimnion mit Sauerstoff angereichert wird, u. a. Belüftung oder Einleiten

von reinem Sauerstoff (SPIEKER 1995). Sie eignen sich als Übergangslösung zur

Symptombekämpfung - bis andere Maßnahmen den Trophiegrad eines Sees senken - oder

als Sofortmaßnahme bei akutem Sauerstoffmangel. Positive Auswirkungen sind aber meist

nur so lange vorhanden, wie die Maßnahme betrieben wird.

Zwangszirkulation (künstliche Destratifikation)

Durch Lufteintrag in den See wird eine thermische Wasserschichtung verhindert oder eine

bereits bestehende zerstört. Dadurch vergrößert sich die obere durchmischte Wasserzone

so, dass das Verhältnis zur euphotischen Tiefe größer wird. Das bedeutet, das

Phytoplankton wird zeitweilig in höhere Tiefen verfrachtet, in denen das geringere

Lichtangebot das Wachstum begrenzt. Um jedoch zu verhindern, dass bestimmte Algenarten

sich diesen regelmäßig wechselnden Lichtverhältnissen anpassen, wird durch

intermittierende Zirkulation diese Wasserzone nur zeitweise durchmischt. In nicht sehr tiefen

Seen mit kleinem Hypolimnion wurden durch die Destratifikation verhältnismäßig gute

Ergebnisse erzielt, während mit der Zerstörung des ausgeprägten sauerstofffreien

Hypolimnions in sehr tiefen Seen überwiegend negative Erfahrungen gemacht wurden (u. a.

durch Einmischung der hohen Nährstoffkonzentrationen aus dem Hypolimnion in das

Epilimnion).

Externe Phosphoreliminierung aus dem Seewasser

Bei Seen mit stabiler Schichtung kommt es im Sommer zu einer Anreicherung von

Phosphor-Verbindungen im Hypolimnion. Bei langer Verweilzeit des Wassers und damit

langer Reaktionszeit auf externe Maßnahmen zur Verringerung der Nährstoffzufuhr kann

- 11 -

durch Absaugen des Tiefenwassers, Phosphor-Eliminierung (Fällung, Flockung und

Flotation) und wieder Einleitung des gereinigten Wassers in den See eine schnellere

Absenkung des Trophiegrades erreicht werden. Das gereinigte Wasser muss so

zurückgeleitet werden, dass die Schichtung des Sees nicht zerstört wird. Für die externe

Phosphor-Elimination gibt es mehrere Verfahren, wobei transportable Anlagen oder

dauerhaft ortsfeste Anlagen zum Einsatz kommen.

In kleineren und mittelgroßen Seen wurden bisher positive Ergebnisse erzielt (ANDRES &

SCHARF 2003, GÜSSBACHER 1997, SCHARF 1995).

Verdünnung, Spülung

Alle Zuflüsse in einen See, deren Wasser niedrigere Phosphor-Konzentrationen aufweist als

der See, wirken als Verdünnung. Wird zusätzlich zum normalen Zufluss weiteres

nährstoffarmes Wasser zugeleitet (z. B. Grundwasser oder aus anderen Fließgewässern

oder Seen), bewirkt das eine höhere Durchflussrate und kürzere Verweilzeit und damit eine

Spülung, wobei durch Ausspülung des Phytoplanktons eine weitere Verringerung der

Nährstoffkonzentrationen erreicht wird. Die Ergebnisse dieser Maßnahmen waren bisher

positiv, jedoch muss bei den Badegewässern berücksichtigt werden, dass sich der See

abkühlen kann, wenn die Zuflüsse geringere Temperaturen aufweisen.

Tiefenwasserableitung

Aus einem stabil geschichteten See wird statt des relativ nährstoffarmen

Oberflächenwassers das mit Nährstoffen angereicherte sauerstoffarme bzw. sauerstofffreie

Wasser des Hypolimnions abgeleitet. Außer auf die Reduzierung der Nährstoffe im See wirkt

sich diese Maßnahme auch positiv auf den Sauerstoffhaushalt des Sees aus. Ob dieses

nährstoffreiche, sauerstoffreduzierende und oft stark riechende Wasser ohne weitere

Behandlung in unterhalb des Sees liegende Fließgewässer eingeleitet oder evtl. auf

landwirtschaftlichen Flächen aufgebracht werden kann, muss eingehend geprüft werden.

Ferner ist bei einem relativ geringen Volumen des Hypolimnions zu beachten, dass dessen

künstliche Entfernung ggf. zu einer früher einsetzenden Vollzirkulation führt.

Entschlammung

Mit der Herausnahme von nährstoffeichen, oft sauerstoffzehrenden Seesedimenten kann die

Gewässertiefe vergrößert und damit eine Verlandung des Sees vermieden werden. Bei

kleineren Gewässern kann dadurch eine nachhaltige Verbesserung der Trophie eintreten,

wenn gleichzeitig durch Sanierungsmaßnahmen eine Neubildung der Sedimente verhindert

wird. Problematisch ist dabei allerdings die notwendige Entfernung der für den Stoffhaushalt

relevanten oberen Sedimentzentimeter, die Entsorgung des anfallenden Schlammes und

des ablaufenden Wassers. Sie müssen auf Nährstoffe, Schwermetalle und andere toxische

Stoffe geprüft werden und dürfen weder in den See eingespült werden noch die Vorfluter

- 12 -

oder das Grundwasser belasten. Ist das primäre Ziel die Reduzierung der Phosphatabgabe

der Sedimente an den Wasserkörper, so muss ferner vorher geklärt werden, ob die dann

freigelegten tieferen Sedimentschichten geringere Nährstoffkonzentrationen aufweisen, oder

ob mit einer unverändert hohen Abgabe zu rechnen wäre. Methoden umfassen: Saug-

Spülbaggerung; Nassbaggern (Kettenbaggern, Greifern); Ausbaggern bei ablassbaren Seen,

vorzugsweise bei Frost. Zum technischen Verfahren der Entschlammung siehe

GÜSSBACHER 1997.

Sedimentoxidation mit Nitrat

Die Anwesenheit von Nitratsauerstoff bewirkt die Hemmung und Verminderung der Eisen-

und Sulfatreduktion, so dass die redoxkontrollierte P-Freisetzung ebenfalls vermindert wird.

Der Vorteil der Oxidation mit Nitrat gegenüber dem Einsatz von Sauerstoff liegt in der fast

unbegrenzten Löslichkeit. Trotzdem liegt die Wirkkapazität aber gewöhnlich unter dem

Sauerstoffbedarf der sedimentnahen Schichten. Die Ergebnisse sind widersprüchlich, vor

allem der schnelle Verbrauch des Nitrats stellt ein Problem dar, da die Maßnahme ggf. im

engen Zeitraster wiederholt werden müsste. Ggf. kann die kontinuierliche Zuleitung von gut

aufbereitetem Abwasser, d. h. einschließlich P-Elimination, zu einer Sedimentoxidation

führen; allerdings verlangt die EU-Abwasserrichtlinie eine Denitrifizierung für Klärwerke ab

50.000 Einwohnergleichwerten.

Kalkung

Durch Einbringen von Kalk (CaCO3) wird das Kalk-Kohlensäure-Gleichgewicht stabilisiert

und der pH-Wert erhöht. Dieses Verfahren wird eingesetzt zur Neutralisierung saurer Seen

sowie durch Zugabe von hohen Dosen zur Desinfizierung des Sediments und Vernichtung

von Algen und Makrophyten in Gewässern der Teichwirtschaft nach Ablassen des Wassers.

In Parkgewässern, die durch Falllaub und Reste von Wasserpflanzen stark belastet sind,

wird Kalk in das Sediment eingearbeitet zur schnelleren Verrottung der Pflanzenreste. Die

Kalkung zur Stabilisierung des pH-Wertes muss bei Zufluss von versauerten Zuflüssen

ständig wiederholt werden, ist daher sehr kostenintensiv. Die Behandlung von

Parkgewässern zur Schlammreduzierung hat sich bewährt.

Sedimentabdeckung

Mit der Sedimentabdeckung soll eine Barriere geschaffen werden, die den Transport von

Nährstoffen und Schadstoffen aus dem Sediment oder dem Grundwasser in den

Wasserkörper vermindert. Bisher wurden Versuche unternommen mit gelochten Folien aus

Polyethylen (PE), Polyvinylchlorid (PVC), Polypropylen (PP) und perforiertem Fiberglas

sowie mit feinkörnigen mineralischen Substanzen (Flugaschen, Sande, Schluffe,

Tonmaterialien) und gewässereigenem Material (Altsedimente oder litorale

Calcitablagerungen). Die Erfolgsaussichten und die Zweckmäßigkeit einer rein

- 13 -

physikalischen Sedimentabdeckung für die Therapie planktondominierter eutropher Seen

wird als gering betrachtet. Aussichtsreicher scheint die Verwendung von Materialien zu sein,

die neben der physikalischen Barrierewirkung auch eine chemische Bindungskapazität für

Phosphor haben.

Chemische Nährstofffällung

Durch Einbringen von Aluminium- und Eisensalzen sowie Calciumverbindungen in das

Seewasser kann gelöstes Phosphat als schwerlösliches Salz ausgefällt, an kolloidale

Flocken sorbiert oder der partikuläre Phosphor (Phytoplankton, Detritus) durch Koagulation

gebunden und in das Sediment verfrachtet werden. Es kommt dadurch unmittelbar zur

Reduzierung des P-Gehalts im Seewasser. Bei hoher Dosierung kann auch die P-

Bindekapazität der Sedimente erhöht werden, so dass die P-Rücklösung über einen

längeren Zeitraum vermindert wird. Bei bereits eingeleiteten oder abgeschlossenen

Maßnahmen zur Senkung der Nährstoffzufuhr kann der Einsatz von Fällungsmitteln in Seen

mit verhältnismäßig langer Verweilzeit des Wassers oder andauernder Freisetzung von

Phosphor aus den Sedimenten erfolgreich sein. Bei Seen mit kurzer Verweilzeit und nicht

ausreichender Senkung der externen P-Belastung konnte nur eine kurzfristige Verbesserung

erreicht werden. Die Fällung mit Calcium musste mehrfach wiederholt werden, um eine

längerfristige Verbesserung zu erreichen.

Mechanische Entkrautung

Die Entfernung von Makrophyten mit Hilfe von Schneidevorrichtungen dient in erster Linie

der Nutzungserhaltung des Gewässers (Badestrände, Bootshäfen). Hierbei sind auch die

ökologischen Belange (Erhalt von Laichgebieten, Schutz von Libellen usw.) zu

berücksichtigen. Großflächige Entkrautungsmaßnahmen sind meist aus ökologischen

Gründen abzulehnen, meist auch nicht finanzierbar. Die Entkrautung wird von Booten aus

mit Mähgeräten oder Rechen durchgeführt, das Mähgut muss vollständig oder zumindest

weitgehend aus dem Gewässer entfernt und kompostiert werden. Bei sachgemäßer

Durchführung der Maßnahmen ist der Erfolg zum Zweck der Makrophytenreduktion sicher,

es muss jedoch häufig zunächst mit einer stärkeren Trübung des Wassers durch

Phytoplankton gerechnet werden.

Biomanipulation

Unter Biomanipulation versteht man biotechnologische Eingriffe in die Nahrungskette (auch

Nahrungskettenmanipulation: nach LAMPERT & SOMMER 1993), um die Massen-

entwicklungen von Algen zu verhindern bzw. zu begrenzen. Nur große Zooplankter, wie z. B.

bestimmte Daphnien-Arten, filtrieren unselektiv große Partikel aus dem Wasser und

kontrollieren dadurch das Wachstum des Phytoplanktons. Bei Überhandnehmen von

planktivoren Fischen werden aber gerade diese gut sichtbaren Arten dezimiert und es kann

- 14 -

zu Algenblüten kommen. Durch Dezimierung dieser Fische kann der Fraßdruck auf das

Phytoplankton erhöht werden. Bentivore Fische (z. B. Cypriniden) wühlen auf der Suche

nach Nahrung das Sediment auf, wodurch es besonders in flachen Seen zur Eintrübung des

Wassers und zur Rücklösung von Phosphor kommt. Bei hoher Bestandsdichte kann dies

ebenfalls zu hohen Algendichten führen. Durch Reduzierung der bentivoren Fische verringert

sich die Rücklösung des Phosphors und die Sichttiefe vergrößert sich, wodurch die

Unterwasservegetation evtl. wieder besser wachsen kann, die dann jungen Raubfischen (z.

B. Hecht) Unterstand bietet. In kleinen Flachseen wurde die Methode der Nahrungsketten-

manipulation mehrfach erfolgreich angewendet. Tendenziell sind ihre Erfolgsaussichten

insbesondere in mesotrophen Gewässern gegeben, und nach erfolgter Entlastung der Nähr-

stoffzufuhr können sie eine trophische Erholung beschleunigen.

Einsatz von Pflanzen fressenden Fischen

Durch den Besatz mit herbivoren Fischen sollten die Wasserpflanzenbestände verringert

werden. Hauptsächlich von Angelvereinen wurden die aus China stammenden Arten

Ctenopharyngodon idella (Graskarpfen oder Weißer Amurkarpfen), zur Reduzierung der

Makrophytenbestände, sowie Hypophthalmichtys olitrix (Tolstolop oder Silberkarpfen) und

Hypophthalmichthys nobilis (Gefleckter Silber- oder Marmorkarpfen), die planktische Algen

filtrieren, eingesetzt. Da der Besatz mit diesen Fischarten eine Faunenverfälschung darstellt,

ist er Bayern und Nordrhein-Westfalen verboten und in den anderen Bundesländern bedarf

er einer fischerei- und naturschutzrechlichen Genehmigung. Der Besatz mit diesen Fisch-

arten in Mitteleuropa wurde nur selten wissenschaftlich begleitet. Nachträgliche Bestands-

aufnahmen sowie neuere wissenschaftliche Arbeiten (BLACKWELL & MURPHY 1996)

belegen jedoch, dass die Therapieziele nicht erreicht werden konnten.

Einsatz von Herbiziden und Algiziden

In der Vergangenheit wurden Herbizide zur Reduzierung von Makrophytenbeständen

eingesetzt. In deutschen Gewässern ist jetzt der Einsatz von Herbiziden gesetzlich verboten.

Kupfersulfat (CuSO4 * H2O) wurde in verschiedenen Ländern zur Bekämpfung von

Massenentwicklungen an Cyanobakterien ("Blaualgenblüten") eingesetzt. Um die Wirkung

von Kupfer auf die aquatische Lebensgemeinschaft zu prüfen, führte die Bayerische

Landesanstalt für Wasserforschung Versuche in ihren Teichen durch (WAGNER & BOHL

1978). Wegen der erst zum Teil bekannten Folgen, wie z. B. Anreicherung von Kupfer im

Sediment und in Makrophyten, Akkumulation in Fischen, Schädigung des Zooplanktons, ist

der Einsatz von Kupfersulfat abzulehnen.

- 15 -

2 Administrative structure and legislation - Gesetzliche Bestimmungen und Verwaltungsvorschriften

2.1 Administrative structure – Vorschriften und RichtlinienZur Bewertung von Seen und zur Durchführung von Sanierungs- und Restaurierungs-

maßnahmen gibt es Richtlinien und Bestimmungen, die zwar keinen gesetzlichen Charakter

haben, jedoch zur bundesweiten Vereinheitlichung der Maßnahmen führen sollen:

ATV-Handbuch (1996): Klärschlamm, 4. Auflage, Ernst & Sohn Verlag, Berlin

ATV-Handbuch (1997): Biologische und weitergehende Abwasserreinigung. 4. Auflage, Ernst

& Sohn Verlag, Berlin

ATV-DVWK (2004): 2. Arbeitsbericht des Fachausschusses KA-7 (zur Abtrennung des

belebten Schlammes mittels Membranfiltration), Fassung vom 21.9.2004

ATV-DVWK (2005): Wirkung, Bemessung und Betrieb von Vorsperren. – Merkblatt ATV-

DVWK-M 605, 32 S.

DEV (2006): Deutsche Einheitsverfahren zur Wasser-, Abwasser- und Schlamm-

untersuchung. Verlag Chemie 63. Lieferung

DVWK (1988): Deutscher Verband für Wasserwirtschaft und Kulturbau e. V.: Sanierung und

Restaurierung von Seen. DVWK-Merkblatt 213, 33 S.

DVWK (1999): Maßnahmen zur Verringerung diffuser Stoffeinträge aus der Landwirtschaft.

DVWK-Merkblatt 250, 69 S.

LAWA (1999): Länderarbeitsgemeinschaft Wasser: Gewässerbewertung - Stehende

Gewässer - Vorläufige Richtlinie zur Erstbewertung von natürlich entstandenen Seen

nach trophischen Kriterien, Kulturbuch-Verlag, Berlin, 74 S.

LAWA (2001): Länderarbeitsgemeinschaft Wasser: Gewässerbewertung - Stehende

Gewässer - Vorläufige Richtlinie für die Trophieklassifikation von Talsperren,

Kulturbuch-Verlag, Berlin, 35 S.

LAWA (2003): Länderarbeitsgemeinschaft Wasser: Gewässerbewertung - Stehende

Gewässer - Vorläufige Richtlinie für eine Erstbewertung von Baggerseen nach

trophischen Kriterien, Kulturbuch-Verlag, Berlin, 27 S.

Ministerium für Umwelt und Naturschutz, Landwirtschaft und Verbraucherschutz des Landes

Nordrhein-Westfalen (2003): Retentionsbodenfilter - Handbuch für Planung, Bau und

Betrieb. ISBN 3-9808617, S. 1-6

2.2 Essential national legislation – Wichtige gesetzliche Bestimmungen

Abwasserabgabengesetz (AbwAbgG): Gesetz über Abgaben für das Einleiten von Abwasser

in Gewässer, Neufassung vom 3.11.1994 (BGBl. I, S. 3370)

- 16 -

Abwasserverordnung (AbwV): Verordnung über Anforderungen an das Einleiten von

Abwasser in Gewässer, Neufassung vom 20.9.2001 (BGBl. I, S. 2440) zur

Umsetzung u. a. der Richtlinien RL 91/271/EWG und 98/15/EG

Bundesnaturschutzgesetz (BNatSchG): Gesetz über Naturschutz und Landschaftspflege

vom 25.3.2002 (BGBl. I, S. 1193), geändert am 21.6.2005 (BGBl. I, S. 1818)

Düngerverordnung (DüngeV): Verordnung über die Grundsätze der guten fachlichen Praxis

beim Düngen vom 6. 2. 1996 (BGBl. I, S. ), Neufassung vom 14. 2. 2003 (BGBl. I, S.

235)

Gesetz über die Umweltverträglichkeitsprüfung (UVPG): vom 12. 2. 1990 (BGBl. I, S. 205),

Neufassung vom 25. 6. 2005 (BGBl. I, S. 1757, S. 2797)

Klärschlammverordnung (AbfKlärV): vom 15.4.1992 (BGBl. I, S. 912) zur Umsetzung der

Richtlinie 86/278/EWG

Phosphathöchstmengenverordnung (PhöchstMengV): Verordnung über Höchstmengen für

Phosphate in Wasch- und Reinigungsmitteln vom 4. Juni 1980, (BGBl. I 1980, S. 664)

Wasch- und Reinigungsmittelgesetz: Gesetz über die Umweltverträglichkeit von Wasch- und

Reinigungsmitteln vom 5.3.1987 (BGBl. I, S. 875) geändert am 27.6.1994 (BGBl. I, S.

1440)

Wasserhaushaltsgesetz (WHG): Gesetz zur Ordnung des Wasserhaushalts von 1996 (BGBl.

I, S. 1695; geändert durch Gesetz vom 25.8.1998 (BGBl. I, S. 2455, zuletzt geändert

durch Artikel 7 des Gesetzes zur Umsetzung von Umweltschutzrichtlinien vom

27.7.2001 (BGBl. I, S. 2004)

Wasserrahmenrichtlinie (WRRL): 2000/60/EG

2.3 Current state of the national implementation of the Water Framework Directive in Germany – Aktueller Stand zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie in Deutschland

Nach dem Inkrafttreten der „Richtlinie 2000/60/EG des Europäischen Parlaments und des

Rates zur Schaffung eines Ordnungsrahmens für Maßnahmen der Gemeinschaft im Bereich

der Wasserpolitik“ (nachfolgend als Wasserrahmenrichtlinie bzw. WRRL bezeichnet) begann

der mehrstufige Prozess der Umsetzung. Zur Anwendung der WRRL wurde von der EU eine

gemeinsame Umsetzungsstrategie, die „Common Implementation Strategy“ (CIS) erarbeitet ,

die als Basis für eine einheitliche Auslegung der Bestimmungen der WRRL genutzt werden

soll. Internationale Expertengruppen erarbeiteten in diesem Rahmen mehrere Leitlinien, die

die Anforderungen der WRRL konkretisierten. National fördern das BMBF, die

Länderarbeitsgemeinschaft Wasser und das Umweltbundesamt Forschungs- und

Entwicklungsvorhaben im Rahmen der Umsetzung der WRRL. Zur Förderung der

Kommunikation zwischen den BMBF-Projekten, die sich mit Forschungs- und

Entwicklungsprojekten zur Umsetzung der WRRL beschäftigten, wurde zwischen März 2002

- 17 -

und Mai 2005 im Rahmen eines BMBF-Vorhabens die Koordinationstelle „KoBio“ mit Sitz in

Essen eingerichtet (FELD et al. 2005). Die Koordinationsarbeit schloss neben den BMBF-

Projekten auch die Betreuung anderer nationaler Forschungsvorhaben ein, darunter die von

der LAWA und dem Bundesamt im Auftrag des Bundesministeriums für Umwelt, Naturschutz

und Reaktorsicherheit (BMU) beauftragten Vorhaben (Tab. 3).

Tab. 3: Projektübersicht KoBio (Quelle: http://www.uni-essen.de/~bb0062/projekte_alle.htm)

Cluster "Küste"Geomorphologische Charakterisierung der deutschen Nord- und Ostseeküstengewässer vor dem Hintergrund internationaler Vereinbarungen

NI NLÖ FS Küste, 06-2001/05-2003 BMBF

Verbundprojekt: Entwicklung von leitbildorientierten Bewertungsgrundlagen für Übergangsgewässer der deutschen Ostseeküste (ELBO)

Universität Rostock 10-2000/09-2003 BMBF

Entwicklung leitbildorientierter Bewertungs- und Managementinstrumente für ausgewählte innere und äußere Küstengewässer

Institut für Angewandte Ökologie mbH Broderstorf

04-2002/12-2003 BMBF

Characterisation of the Baltic Sea Ecosystem: Dynamics and function of coastal types (CHARM)

DK NERI, Riemann, Deutscher Partner: Universität Rostock

01-2002/12-2005 EU

Cluster „Flüsse & Seen“Bewertung Fließgewässer und Seen Teilbereich Makrophyten und Phytobenthos

BY-LfW München, 01-2001/03-2003 BMBF

Biol. Bewertung Flusswirbellose als Basis überregionaler Bewertung ökol. Funktionsfähigkeit

BfG Koblenz 03-2002? BMBF

Bewertung von Seen mithilfe der Fischfauna

IGB Berlin 05-2001/042003 BMBF

Verbundprojekt: Bewertungsschema zur Klassifizierung von Flüssen anhand der Fischbestände

BW-FFS Langenargen, 05-2001/09-2003 BMBF

Leitbildorientierte biol. Bewertung zur Charakterisierung des Sauerstoffgehaltes („Saprobielle Leitbilder“)

Universität Essen abgeschlossen BMU/UBA

Weiterentwicklung und Anpassung des nationalen Bewertungssystems für Makrozoobenthos an neue internationale Vorgaben

Universität Essen 04-2002/03-2004 BMU/UBA

Ergänzende Arbeiten zur Makrozoobenthoserfassung in Fließgewässern (Validierung Fließgewässer-Typologie, Ergänzung

Forschungsinstitut Senckenberg, Haase

04-2002/03-2004 LAWA

- 18 -

Datenbestand)Standardisierung der Makrozoobenthoserfassung

Forschungsinstitut Senckenberg

04-2002/03-2004 LAWA

Leitbildbezogenes Bewertungsverfahren für Makrozoobenthos in stehenden Gewässern

Universität Hohenheim 04-2002/03-2004 LAWA

Zentrale Datenbank und Auswertung biologischer Daten für die WRRL

Universität Hohenheim 04-2002/03-2004 LAWA

Entwicklung eines Bewertungsverfahrens für Phytoplankton in Fließgewässern

IGB Berlin 03-2002/11-2003 LAWA

Development and testing of an integrated assessment sytem for streams using macroinvertebrates (AQEM)

Universität Essen abgeschlossen (verfügbar unter www.aqem.de)

EU

Standardisation of river classification. (STAR)

UK CEH, Furse; Deutscher Partner: Universität Essen

01-2002/12-2005 EU

Cluster "Einzugsgebietsmanagement"Verbundprojekt: Flusseinzugsgebietsmanagement für die Werra

Universität Bochum 03-2002/02-2005 BMBF

FLUMAGIS – Methoden und Werkzeugentwicklung Flusseinzugsgebietsmanagement (Ems)

Universität Münster 03-2002/02-2005 BMBF

Bewirtschaftungsmöglichkeiten Bsp. Havel

Universität Potsdam 07-2001/06-2004 BMBF

Entscheidungshilfen für Flusseinzugsgebietsmanagement Bsp. Weiße Elster

UFZ Leipzig-Halle 07-2001/06-2004 BMBF

Entwicklung von Methoden und Verfahren zur Ausweisung erheblich veränderter Fließgewässer und Herleitung des 'guten ökologischen Potentials' gemäß EU-WRRL (MAKEF)

Universität Essen 09-2001/08-2004 BMBF

Abschließende Arbeiten zur Fließgewässertypisierung entsprechend den Anforderung der WRRL („Typenkarte“)

Umweltbüro Essen, Halle

11-2001/06-2002 LAWA

Zur „ Leitbildorientierten Bewertung von Seen anhand der Teilkomponente Phytoplankton im

Rahmen der Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie“ wurde innerhalb eines

gleichnamigen LAWA Projektes unter der Projektleitung von Frau Prof. Dr. Brigitte Nixdorf

von der BTU Cottbus Lehrstuhl Gewässerschutz eine Methodik entwickelt, die durch einen

bundesweiten Praxistest im Jahr 2006 erprobt werden wird. Als Grundlage diente die

Seentypisierung nach MATHES et al. (2002). Auf Grundlage des Bewertungsverfahrens

mittels Phytoplankton wird für die einzelnen Seentypen der Degradationszustand nach

typspezifischer Trophie bestimmt. Die von der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)

- 19 -

für Deutschland entworfene konkrete Arbeitshilfe zur Abschätzung der Wahrscheinlichkeit,

inwieweit ein Gewässer ohne weitergehende Maßnahmen die Umweltziele erreicht, dient als

weitere Konkretisierung und Anleitung zur Umsetzung der WRRL. Im Jahr 2004 erfolgte als

Grundlage eine Bestandsaufnahme für die relevanten Oberflächengewässer und

Grundwasserkörper (Tab. 4).

Tab. 4: Elemente der Bestandsaufnahme (Umweltbundesamt 2005)Beschreibung der Bestandsaufnahme

Festlegung der Gewässerkategorie – Fluss, See, Küsten- und Übergangsgewässer und Grundwasser

▼Festlegung der Gewässertypologie und Ermittlung von Referenzgewässern zur Festlegung

des sehr guten ökologischen Zustands▼

Abgrenzung von Grund- und Oberflächenwasserkörper▼

Ermittlung künstlicher und vorläufig erheblich veränderter Gewässer▼

Ermittlung von Gewässerbelastungen und Beurteilung der Auswirkungen sowie Analyse des Grundwassers

▼Einschätzung der Wahrscheinlichkeit der Zielerreichung

▼Wirtschaftliche Analyse der Wassernutzungen

▼Bericht an die EU-Kommission im März 2005

2.3.1 Results of the inventory in Germany - Bestandsaufnahme in DeutschlandZur Bewertung anhand der WRRL wurde für die Gewässer eine Typologie erarbeitet. Für

Deutschland existieren demnach insgesamt 24 Fließgewässertypen, 14 Seentypen und fünf

Küstengewässertypen (FELD et al. 2005). Im Ergebnis der Bestandsaufnahme zeigt sich das

63 % der Oberflächenwasserkörper als natürlich eingestuft werden konnten, knapp 23 %

vorläufig in die Kategorie „erheblich verändert“ und knapp 14 % in die Kategorie „künstlich“.

Ob alle Oberflächengewässer 2015 den guten ökologischen Zustand erreichen, ist sehr

unwahrscheinlich. So ist bei 60 % der Oberflächengewässer die Zielerreichung

unwahrscheinlich, bei 26 % unsicher und nur bei 14 % wahrscheinlich. Als Hauptgründe für

die Zielverfehlung gelten bei Oberflächengewässer die morphologischen Beeinträchtigungen

der Gewässerstrukturen und das Vorhandensein von Querbauwerken. Querbauwerke

unterbrechen die Durchgängigkeit von Gewässern und stören damit die natürliche

Wanderung von Fischen und Organismen. Als weitere bedeutende Ursache, die zum

Nichterreichen des guten ökologischen Zustands vieler Oberflächengewässer führt, werden

die noch immer hohen Nährstoffeinträge genannt. Werden die Seen einzeln betrachtet, so

- 20 -

ergibt sich ein deutlich besseres Bild, bei dem 38 % der Seen den guten Zustand erreichen,

es bei 24 % der Seen unsicher ist und es bei 38 % aber ausgeschlossen wird. Beim

Grundwasser fällt die Bilanz etwas positiver aus: So ist die Zielerreichung bei 47 % der

Wasserkörper wahrscheinlich aber bei 53 % unwahrscheinlich. Das Hauptproblem beim

Grundwasser stellen die diffusen Stoffeinträge dar. Der mengenmäßige Zustand wird nur in

5 % der Grundwasserkörper wahrscheinlich nicht erreicht werden (UMWELTBUNDESAMT

2005).

2.3.2 Implementation of the Water Framework Directive in Brandenburg – Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie in Brandenburg

Als zuständige Behörde für den Brandenburger Anteil an den Flussgebietseinheiten Elbe und

Oder wurde das Ministerium für Ländliche Entwicklung, Umwelt und Verbraucherschutz

(MLUV) bestimmt. Als oberste Wasserbehörde Brandenburgs übt das MLUV die Rechts- und

Fachaufsicht über das Landesumweltamt sowie die Unteren Wasserbehörden der

Landkreise und kreisfreien Städten aus (LUA 2005). Neben der innerdeutschen

Koordinierung innerhalb des Elbe- und Odereinzugsgebietes sind auch innerstaatliche

Vereinbarungen notwendig, die die Zusammenarbeit bei der Umsetzung der WRRL mit den

benachbarten Staaten regeln.

2.3.3 First results in Brandenburg - Erste Ergebnisse der Umsetzung in Brandenburg

Grundlage für die Typisierung und Kategorisierung der Fließgewässer in Brandenburg waren

die Arbeiten der LAWA 2003, von POTTGIESSER & SOMMERHÄUSER und MUTZ et al. (in

LUA 2001). Die Typisierung der Seen erfolgte nach MATHES et al. (2002). 31,5 % der Seen

Brandenburgs wurden der Gruppe der karbonatreichen polymiktischen Seen mit großem

Einzugsgebiet und einer Wasseraufenthaltszeit von weniger als 30 Tagen zugeordnet. Der

Anteil der karbonatreichen dimiktischen Seen mit großem Einzugsgebiet liegt bei 26,5 %.

Der Anteil der karbonatreichen Flussseen mit großem Einzugsgebiet und einer

Wasseraufenthaltszeit von weniger als 30 Tagen beläuft sich auf 14 %. 16,2 % der Seen

wurden der Gruppe der künstlichen Gewässer zugeordnet (LUA 2005). Die Einstufung der

Fließgewässer ergab für 6,9 % eine hohe, für 20,6 % eine unklare und für 72,5 % eine

unwahrscheinliche Zielerreichung. Bei den Seen zeigte sich ein geringfügig besseres

Ergebnis mit einer Zielerreichung von 27,9 %. Bei 51,8 ist die Zielerreichung ausgeschlossen

und bei 20,3 % ungewiss. Für die Grundwasserkörper ergibt sich ein deutlich besseres

Ergebnis mit einer Zielerreichung von 81 %. Bei 19 % der Grundwasserkörper ist das

Erreichen des mengenmäßig und chemisch guten Zustands ungewiss (LUA 2005).

- 21 -

3 Actors – Zuständigkeiten und Ausführende

3.1 Tasks of different stakeholders and networking - Aufgaben der Beteiligten

Die amtliche Zuständigkeit für die Gewässerüberwachung und Bewirtschaftung obliegt in der

Bundesrepublik Deutschland den Bundesländern und ist in jedem Bundesland anders

geregelt. Auskunft erteilen die Landesumweltämter oder die oberen Wasserbehörden der

Länder, die über das jeweils für Umweltfragen zuständige Ministerium ausfindig gemacht

werden können. Im Folgenden wird das Land Brandenburg als ein Beispiel dargestellt.

Land BrandenburgVom Umweltministerium des Landes Brandenburg wird für die Planung, Überwachung und

Erfolgskontrolle von Sanierungs- und Restaurierungsmaßnahmen die Einschaltung von

Planungsbüros empfohlen, die auch die behördlichen Wege kennen. Bei der Sanierung sind

die Bestimmungen des Brandenburgischen Wassergesetzes (BbgWG) zu erfüllen und die

Behörden einzuschalten.

Zur Beantragung von Fördermaßnahmen hat das Land Brandenburg eine „Richtlinie über die

Gewährung von Zuwendungen des Ministeriums für Ländliche Entwicklung, Umwelt und

Verbraucherschutz des Landes Brandenburg zur Förderung der Sanierung und naturnahen

Entwicklung von Oberflächengewässern“ herausgegeben.

Gefördert werden können:

juristische Personen des öffentlichen Rechts

natürliche Personen und Personengemeinschaften

juristische Personen des privaten Rechts

Zuwendungen werden erteilt bis zu 80 % der zuwendungsfähigen Gesamtausgaben.

Erforderlich für die Förderung ist die behördliche Zulässigkeit (wasserrechtliche Zulassung

oder Planfeststellungsbeschluss bzw. Plangenehmigung) sowie die fachliche Bewertung

durch das Landesumweltamt Brandenburg.

Der Antrag ist mit allen erforderlichen Unterlagen beim Ministerium für Ländliche

Entwicklung, Umwelt und Verbraucherschutz des Landes Brandenburg einzureichen.

3.2 Overview of research and education – Forschungs- und Bildungseinrichtungen

Neben den in Tabelle 3 aufgeführten Organisationen und wissenschaftliche Einrichtungen

die im Rahmen der Umsetzung der WRRL aktiv im Rahmen des KoBio-Projektes

einbezogen waren, folgt in Tabelle 5 noch eine Übersicht über weitere Institutionen und

Einrichtungen, die im Bereich der Gewässerforschung tätig sind.

- 22 -

Tab. 5: Ausgewählte Einrichtungen in Deutschland im Bereich der Gewässer-forschung (unvollständig)

Forschungsinstitute Strategien, für die Expertise vorliegt

Institut für Gewässerökologie und Binnenfischerei, Berlin

P-Kreislauf, P-Rücklösung aus dem Sediment, P-Fällung mit Al oder Ca, Biomanipulation

Technische Universität Dresden Biomanipulation

Technische Universität Cottbus Phytoplanktonbewertung

Technische Universität Karlsruhe Abdeckung

Technische Universität Berlin Entschlammung, P-Sorption

Umweltforschungszentrum Leipzig Tiefenwasserableitung, Tiefenwasserbehandlung, Nährstoff-Fällung

- 23 -

4 Sources of Funding for Restoration Projects – Finanzierung des Einzugsgebiets- und Gewässermanagements

Die Finanzierungsmöglichkeiten sind entsprechend den Finanzierungsrichtlinien der

Bundesländer unterschiedlich. Neben Eigenleistungen der Städte und Gemeinden sind

Zuschüsse der Bundesländer, der EU (z. B. INTERREG, LIFE) oder aus dem Naturschutz

möglich. Ebenso sollte - falls bekannt - der Verursacher zu den Kosten herangezogen

werden. Weitere bundesweit agierende Fördereinrichtungen, die im Bereich der Gewässer-

forschung und der Gewässersanierung eine bedeutende Rolle spielen, sind das Bundes-

ministerium für Bildung und Forschung (BMBF), Umweltbundesamt (UBA), Bundes-

ministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit (BMU), Deutsche Forschungs-

gemeinschaft (DFG) und Deutsche Bundesstiftung Umwelt (DBU). Die Deutsche

Forschungsgemeinschaft fördert vorwiegend im Bereich der Grundlagenforschung, die

Deutsche Bundesstiftung Umwelt im anwendungsorientierten Bereich.

- 24 -

5 Restoration planning and implementation procedures – Planung von Restaurierungsmaßnahmen und Verfahren zur Umsetzung

Eine erfolgreiche Gewässertherapie bedarf der gründlichen Planung, Vorbereitung und

fachlichen Begleitung, um die verfügbaren Geld- und Sachmittel effizient einzusetzen und

Fehlschläge zu vermeiden. Es ist eine Reihe von Maßnahmen abzuarbeiten (Tab. 6)

Tab. 6. Ablaufschema für die Durchführung von Maßnahmen der Gewässertherapie

Trophische Ersteinschätzung▼

Ermittlung des Referenzzustandes bzw. Festlegung des Qualitätszieles▼

Defizitanalyse▼

Ursachenermittlung▼

Entwicklungsziel festlegen▼

Auswahl geeigneter Sanierungs-oder Restaurierungsmaßnahmen

▼Kosten-Nutzen-Analyse

▼Festlegung der Therapiemaßnahmen

▼Klärung der Trägerschaft und Finanzierung

▼Planung

▼Genehmigung

▼Ausführung

▼Erfolgskontrolle

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6 National best Practices and special Expertise in Methods and Projects – Anerkannte Verfahren und Methoden zur Gewässerrestaurierung

6.1 National special Expertise - SchlüsseltechnologienIn Deutschland hat man weitreichende Erfahrungen mit den häufigsten seeinternen

Maßnahmen Belüftung, Entschlammung, Nährstofffällung und Tiefenwasserableitung sowie

Biomanipulation gemacht (s. Punkt 1.4). Es gibt ein breites technisches und limnologisches

Fachwissen. Deutschland hat ein sehr gut ausgebautes Abwasserbehandlungsnetz und

erprobt Wege, die diffusiven Nährstoffeinträge zu vermindern (z. B. durch verschiedene

Kooperationsmodelle mit der Landwirtschaft, Schutzgebietsverordnungen in einigen

Bundesländern, erosionsmindernde Bodenbearbeitung, Uferrandstreifen). Der Bau von

Phosphoreliminationsanlagen an den Zuläufen von Gewässern wurde als Alternative zu

kostenintensiven Sanierungsmaßnahmen im Einzugsgebiet entwickelt. Der Erfolg dieser

Maßnahme hängt davon ab, dass damit die externe P Last nachhaltig unter die kritische P

Belastung gebracht wird und die Wasserverweilzeit relativ kurz ist. Grundsätzlich wurde die

Notwendigkeit der Zieldefinition und entsprechenden Planung sowie fachlichen Begleitung

und Erfolgskontrolle von Sanierungs- und Bewirtschaftungsmaßnahmen erkannt, wenngleich

die Umsetzung dieser Vorgehensweise – u. a. aufgrund von Personalmangel in den

zuständigen Behörden vor Ort – nicht immer befriedigend gewährleistet ist.

6.2 New innovations – Forschungsgebiete und PilotprojekteDie bekannten seeinternen Maßnahmen wurden und werden weiterentwickelt und

kombiniert, z.B. seeinterne Entschlammung durch Aufwirbelung unter Sauerstoffzufuhr, P-

Fällung mit Ca und Belüftung, Kombinationsfällstoff Ca-Al, lokale Entschlammung

(Sedimentfalle) und Tiefenwasserableitung, externe Tiefenwasserbehandlung durch

Nährstofffällung, Sedimentabdeckung durch Eisenoxide und Belüftung. Ein

Entscheidungsunterstützungssystem (SIMPL) zur Auswahl der Methoden und Planung von

Maßnahmen wurde unlängst als Shareware zur Verfügung gestellt (Schauser et al. 2003).

6.3 Examples of completed restoration projects – Abgeschlossene Restaurierungsprojekte

6.3.1 Tegeler See und Schlachtensee: Phosphorelimination am Zulauf, Belüftung und Tiefenwasserableitung

Der Tegeler See und der Schlachtensee in Berlin sind einzigartige Fallstudien für eine

erfolgreiche Sanierung von urbanen Gewässern. Sie sind zudem typische Beispiele für die

durch vielfältige Nutzung verursachten Probleme, wie die Nutzung als Wasserstraße

- 26 -

(Tegeler See), als Erholungsgebiet, zum Angeln und als Fischereigewässer, als Vorfluter für

die Abwassereinleitung und als Trinkwasserreservoir. Seewasser wird für die Gewinnung

von Trinkwasser in Form von Uferfiltrat und für die künstliche Grundwasseranreicherung

benutzt. Starke Eutrophierung gefährdete die Nutzungen des Schlachtensees und des

Tegeler Sees, insbesondere zur Trinkwassergewinnung und zur Freizeitnutzung. Um die

nahezu natürliche Trinkwassergewinnung ohne Bedarf einer weiteren Desinfektion zu

erhalten, wurde auf Initiative des Berliner Senats ab Anfang der 1970er Jahre von einem

Forschungsinstitut des Bundesgesundheitsamtes (Institut für Wasser-, Boden-, Lufthygiene)

ein Konzept für die Restaurierung und Sanierung der Seen entwickelt. Das Forschungs-

institut wurde später dem Umweltbundesamt zugeordnet. Durchgeführt wurde die Gewässer-

therapie durch den Senat Berlin. Eine Beteiligung der lokalen Bürgschaft fand nur in Form

von Informationsveranstaltungen statt.

Für den Tegeler See wurde bereits im Rahmen des ersten Konzepts eine Phosphor-

eliminationsanlage geplant. Aus Kostengründen wurde zunächst die kleinere Anlage am

Zulauf des Schlachtensees gebaut und 1981 in Betrieb genommen. Dort wurde zusätzlich ab

1981 bis 1996 phosphorreiches Tiefenwasser am Ende der Sommerstagnation abgeleitet.

Am Tegeler See wurden 1979 zunächst 15 Belüfter installiert, um dem massiven Sauerstoff-

defizit zu begegnen. Erst 1985 wurde eine Phosphoreliminationsanlage am größten Zulauf

des Sees installiert.

Abb. 1: Gesamtphosphorkonzentration im oberen (0 - 8m) und unteren (> 8 m) Wasserkörper des Tegeler Sees im Vergleich zu den Zeiten der Belüftung (vor 1995 verbunden mit Zwangszirkulation, ab 1995 nur hypolimnische Belüftung, Schauser et al. 2006)

500

400

300

200

100

0

100

200

300

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1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004

TP [m

g m

-3]

0

20

40

60

80

100

Estimated Intensity

of Aeration[%

]

TP PO4-P Aeration

0-8 m lake depth

8-15 m lake depth

500

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0

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1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 20041989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004

TP [m

g m

-3]

0

20

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100

Estimated Intensity

of Aeration[%

]

TP PO4-P AerationTP PO4-P Aeration

0-8 m lake depth

8-15 m lake depth

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Die Belüftung des Tegeler Sees hatte auf die Phosphorretention im Sediment keine signifi-

kante positive Auswirkung (Abb. 1). Es kam auch während Zeiten von Belüftungen (bis 1989

wurde das Jahr hinweg durchgängig belüftet) zu Phosphorakkumulationen im Hypolimnion.

Die Tiefenwasserableitung am Schlachtensee hingegen unterstütze die Sanierung durch die

Erhöhung des Phosphorexports in den ersten Jahren (Abb. 2). Durch die Verringerung der

Phosphorkonzentration im Hypolimnion wurde dieser Effekt aber mit der Zeit immer geringer.

Abb. 2: Vergleich des Gesamtphosphorgehalts im Schlachtensee mit der jährlichen externen Phosphorfracht und der jährlichen durch die Tiefenwasserableitung entnommen Phosphormenge (Achtung: logarithmische Einteilung auf der Y-Achse, Schauser & Chorus 2006)

Durchschlagend war die drastische und schnelle Reduktion der externen Phosphorfracht.

Infolge des Einsatzes der Phosphoreliminierungsanlagen wurde die Gesamtphosphor-

konzentration der Zuläufe von ca. 1500-500 µg L-1 auf ca. 10-20 µg L-1 gesenkt. Der

Tegeler See und der Schlachtensee reagierten auf die dramatischen Frachtreduktionen mit

einer sofortigen und in den ersten Jahren nahezu exponentiellen Abnahme der Phosphor-

konzentration im Seewasser. Die Phytoplanktonbiomasse der beiden Seen (gemessen als

Chlorophyll-a-Konzentration) reagierte auf die reduzierte Phosphorkonzentration

zeitverzögert, in Abhängigkeit von Schwellenwerten (Abb. 3). Oberhalb von 100 µg/l

Gesamtphosphor veränderten sich die jährlichen Mittelwerte der Chlorophyll-a-

Konzentrationen nicht, und die sommerlichen Maxima verringerten sich nur geringfügig.

Hingegen konnte in dem Bereich von 30 – 60 µg/l Gesamtphosphor ein linearer

Zusammenhang zwischen den jährlichen Mittelwerten der Phosphor- und der Chlorophyll-a-

Konzentration beobachtet werden. Diese Ergebnisse unterstreichen, dass es für eine

effektive Kontrolle von Massenentwicklungen von Algen und – potentiell toxischen –

Cyanobakterien notwendig ist, die Gesamtphosphorkonzentration deutlich unter 50 µg L-1 zu

P in the lake [kg] external P load [kg a-1] P withdrawn [kg a-1]

0

1

10

100

1000

10000

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

P in the lake [kg] external P load [kg a-1] P withdrawn [kg a-1]P in the lake [kg] external P load [kg a-1] P withdrawn [kg a-1]

0

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1980 1982 1984 1986 1988 1990 1992 1994 1996 1998 2000 2002 20040

1

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

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senken. Im Schlachtensee zeigte sich ein Grenzwert zur effektiven Unterdrückung von

Cyanobakterien-Massenentwicklungen bei 20 µgP L-1.

Abb. 3: Jährliche Mittelwerte der Gesamtphosphor- und Chlorophyll-a-Konzentration in 1 m Tiefe des Tegeler Sees und Schlachtensees

1

10

100

10 100 1000

Schlachtensee ('80-'04)

Lake Tegel ('84-'04)

Total phosphorus in 1 m depth [µg L-1]

Chl

orop

hyll-

a in

1 m

dep

th [µ

g L-

1 ]

30 300

3

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1984

1980

2004

2004

1

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10 100 1000

Schlachtensee ('80-'04)

Lake Tegel ('84-'04)

Schlachtensee ('80-'04)

Lake Tegel ('84-'04)

Total phosphorus in 1 m depth [µg L-1]

Chl

orop

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1 m

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g L-

1 ]

30 300

3

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1984

1980

2004

2004

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7 Summary and needs for development – Zusammenfassung und Ausblick

Die Eutrophierung ist auch in Deutschland immer noch eins der wichtigsten und am

weitesten verbreiteten Probleme der Gewässer und beeinträchtigt ihrer Nutzung wesentlich.

In den vergangenen Jahrzehnten sind in Deutschland daher viele unterschiedliche

Maßnahmen eingesetzt worden, um die Gewässertrophie zu verbessern. Die Reduktion der

externen Nährstoffbelastung war dabei in den meisten Fällen der erste notwendige Schritt.

Interne Maßnahmen waren dort hilfreich, wo die externe Last ausreichend reduziert worden

ist und durch eine zusätzliche interne Maßnahme die Anpassungszeit des Sees verringert

werden konnte. Die Anpassungszeit eines Sees an eine veränderte externe Nährstofflast

kann dann besonders lang sein, wenn die Wassererneuerungszeit sehr lang ist oder/und

sich sehr viele Nährstoffe im Sediment angesammelt haben, die wieder freigesetzt werden.

Interne Maßnahmen zielen darauf, diese Nährstoffe aus dem See zu entfernen oder im

Sediment dauerhaft fest zu binden, oder aber sie zielen direkt auf das Nahrungsnetz im See.

Erfahrungen mit solchen Maßnahmen (Destratifikation und Biomanipulation) haben ergeben,

dass dafür bestimmte Rahmenbedingungen eingehalten werden müssen. Interne

Maßnahmen können zudem effizient sein, wenn die Senkung der externen Last aus

technischen oder finanziellen Gründen nicht ausreichend möglich ist. Grundsätzlich sollten

unter solchen Umständen aber Maßnahmen gewählt werden, die einen langfristigen Effekt

haben (z.B. Tiefenwasserableitung) oder deren wiederholter Einsatz geplant ist. Ein

modernes Gewässermanagement sollte dabei von dem potentiellen Zustand eines

Gewässers ausgehen und beachten, dass es auch natürlich eutrophe und mesotrophe Seen

gibt. Externe und interne Maßnahmen wurden seit Beginn der Eutrophierungsbekämpfung

fortlaufend weiterentwickelt. Sie sollten in Zukunft verstärkt kombiniert eingesetzt werden,

um eine Mehrfachsteuerung zu erreichen.

Im Vordergrund der bisherigen Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie in Deutschland stand

vor allem die Referenzierung und Typisierung der Oberflächengewässer, um eine fundierte

Bestandsaufnahme durchführen zu können. Allein die Typisierung der Seen in Abhängigkeit

von der Ökoregion, dem geologischen Hintergrund, dem Einzugsgebiet, dem Schichtungs-

verhalten und der mittleren Wasseraufenthaltszeit musste auf ein praktikables Mindestmaß

reduziert werden (MATHES et al. 2002). Die Ergebnisse der Bestandsaufnahme für die

Wasserkörper in Deutschland zeigen einen großen Handlungsbedarf im Bereich der

Oberflächengewässer, bei denen 60 % den guten Zustand bis 2015 nicht erreichen werden.

Als Hauptursachen gelten die morphologischen Defizite und die immer noch hohen

Nährstoffeinträge. Bei den Grundwasserkörpern ist das Ergebnis wesentlich besser, hier

erreichen 81 % der Wasserkörper wahrscheinlich den guten chemischen und

- 30 -

mengenmäßigen Zustand. Für den Hauptanteil der restlichen 19 % gelten vor allem Nähr-

und Schadstoffeinträge als Ursache für die Zielverfehlung. Die Bewertung der Gewässer

anhand der Biozönosen (Phytoplankton, Makrozoobenthos, Makrophyten, Phytobenthos und

Fische) setzte für jeden Seetyp das Vorhandensein eines anthropogen unbelasteten

Referenzsees voraus, der die jeweilige Typenklasse abbildete.

- 31 -

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