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BMBF-Verbundprojekt: Bewirtschaftungsmöglichkeiten im Einzugsgebiet der

Havel

Endbericht zum Teilprojekt 5:

Szenarioanalysen zur Wassermenge und Wassergüte im Ein-zugsgebiet der Havel

Anschrift: Potsdam-Institut für Klimafolgenforschung

Telegrafenberg A51

14473 Potsdam

Dr. Valentina Krysanova Anja Habeck Tel: 0331-2882515 Tel: 0331-2882609 Fax: 0331-2882695 Fax: 0331-2882695 email: [email protected] email: [email protected]

3

Inhaltsverzeichnis 1. Einführung.........................................................................................................................5

2. Zielstellung ........................................................................................................................7

3. Untersuchungsgebiet ........................................................................................................9

3.1. Überblick ....................................................................................................................9

3.2. Standörtliche Rahmenbedingungen.........................................................................10

3.3. Langzeitdynamik der Wasserqualität in Nuthe und Hammerfließ ............................11

3.3.1. Nuthe ................................................................................................................11

3.3.2. Hammerfließ .....................................................................................................13

4. Methodik..........................................................................................................................15

4.1. Das Modell SWIM ....................................................................................................15

4.2. Datengrundlagen .....................................................................................................19

4.3. Modellparametrisierung ...........................................................................................20

4.3.1. Boden ...............................................................................................................20

4.3.2. Landnutzung .....................................................................................................20

4.3.3. Abbauraten und Verweilzeiten der Nährstoffe ..................................................23

5. Ergebnisse ......................................................................................................................25

5.1. Validierung der hydrologischen Prozesse................................................................25

5.1.1. Nuthe ................................................................................................................25

5.1.2. Hammerfließ .....................................................................................................27

5.2. Validierung der Stickstoff- und Phosphorflüsse .......................................................28

5.2.1. Nuthe ................................................................................................................28

5.2.2. Hammerfließ .....................................................................................................31

5.3. Validierung der vertikalen Stickstoffflüsse im Boden ...............................................32

5.4. Szenarioberechnungen............................................................................................35

5.4.1. Allgemeines ......................................................................................................35

5.4.2. Szenariorechnungen zum Wasserhaushalt ......................................................37

5.4.2.1. Nuthe .........................................................................................................38

5.4.2.2. Hammerfließ ..............................................................................................38

5.4.3. Szenariorechnungen zur Wasserqualität..........................................................39

5.4.3.1. Nuthe .........................................................................................................39

5.4.3.2. Hammerfließ ..............................................................................................45

4

5.4.3.3. Havel .........................................................................................................51

5.4.3.4. Döllnitz / Kleiner Rhin ................................................................................53

6. Diskussion.......................................................................................................................57

7. Referenzen......................................................................................................................61

7.1. Literatur....................................................................................................................61

7.2. Quellen der Datengrundlagen..................................................................................63

7.3. Schriftliche Übermittlung ..........................................................................................64

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1. Einführung Die Arbeiten des Teilprojektes 5 gliedern sich in das Verbundprojekt "Bewirtschaftungsmög-lichkeiten im Einzugsgebiet der Havel" ein, dessen Aufgabe die wissenschaftliche Begleitung der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie (WRRL, 2000) ist. Danach sollen die Oberflä-chengewässer der Havel bis zum Jahr 2015 in einen "guten ökologischen Zustand" überführt werden.

Die Qualität der Fließgewässer hängt neben den natürlichen Eigenschaften, wie geogener Hintergrund und Gewässerstruktur, auch stark von anthropogenen Einflüssen ab. So können Nährstoffbelastungen durch punktförmige und diffuse Einträge in die Flüsse zustande kom-men.

Emissionen aus diffusen Quellen stammen neben der Atmosphäre überwiegend aus der Landwirtschaft, wobei besonders ein Überschuss an Düngemitteln zu erhöhten Nährstoffein-trägen in das Gewässersystem führen kann. So kam es in Brandenburg seit den 1950er Jah-ren bis zum Ende der 1980er Jahre zu einer ständigen Erhöhung der Stickstoff- und Phos-phorzufuhr in der Landwirtschaft, wobei sich vor allem die Menge an Mineraldüngern deutlich steigerte (BEHRENDT et al., 2002). Dies wiederum führte zu einem erheblichen Nährstoff-überschuss der Böden.

Nährstoffüberschüsse stellen nicht nur eine aktuelle Belastung des Bodens und der ange-schlossenen Fließgewässer dar, man muss auch die langzeitige Wirkung berücksichtigen. So ist Stickstoff zum Beispiel bei unterirdischem Transport zum Vorfluter langen Verweilzei-ten im Grundwasser ausgesetzt und noch Jahre bzw. Jahrzehnte später sind erhöhte Nähr-stoffemissionen in die Fließgewässer möglich. Phosphor kann sich im Boden je nach dessen Akkumulationsfähigkeit anreichern und steht somit erosiven Prozessen über einen langen Zeitraum zur Verfügung. Permanente Nährstoffbelastungen für das Fließgewässer sind demnach die Folge.

Mit Hilfe des ökohydrologischen Modells SWIM (KRYSANOVA et al., 2000) sollen deshalb Maßnahmenempfehlungen zu Landnutzung bzw. Landmanagement entwickelt werden, die in einer Reduzierung der Stickstoff- und Phosphoremissionen aus diffusen Quellen in das Flusssystem der Havel resultieren.

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2. Zielstellung Im Rahmen des Teilprojektes 5 wurden folgende Zielstellungen verfolgt und umgesetzt:

1. Validierung von SWIM in ausgesuchten Teilgebieten der Havel

Im ersten Schritt wurden aus dem Gebiet der Havel (Abb. 1) zwei Einzugsgebiete (Nuthe, Hammerfließ) ausgewählt, die zum einen für die Nährstoffproblematik der Havel repräsenta-tiv sind und von denen zum anderen eine ausreichende Datenmenge und –güte verfügbar ist. Aufbauend darauf wurde das Modell SWIM für diese Teilgebiete mit spezieller Berück-sichtigung der hydrologischen Prozesse sowie der Stickstoff- und Phosphorflüsse validiert.

2. Übertragung von SWIM auf ein weiteres Teileinzugsgebiet sowie das Gesamtgebiet der Havel

Nach der Validierung für die beiden ausgewählten Teileinzugsgebiete wurde SWIM auf das Fokusgebiet Döllnitz / Kleiner Rhin und das Gesamtgebiet Havel angewendet, um so die Nährstoffflüsse sowie hydrologischen Prozesse für die bestehende Landnutzung und das re-zente Klima zu berechnen.

3. Abschätzung von Nährstoffemissionen aus diffusen Quellen

Aufbauend auf der Validierung wurden für alle vorgesehenen Untersuchungsgebiete (siehe Abschnitt 3.1.) die Nährstoffemissionen aus diffusen Quellen mit Hilfe von SWIM berechnet. Dabei erfolgte ein Vergleich vorhandener Abschätzungen der Nährstoffemissionen aus diffu-sen Quellen mit denen, die durch SWIM dynamisch simuliert wurden.

4. Berechnung der Stickstoff- und Phosphorfrachten aus diffusen und punktförmigen Quellen im Fließgewässer

An den Auslasspegeln der Teileinzugsgebiete Nuthe und Hammerfließ sollten im Fließge-wässer die Nährstofffrachten berechnet werden, die sowohl aus diffusen als auch punktför-migen Quellen stammen. Dazu wurde der Nährstoffrückhalt bzw. -abbau im Flusseinzugsge-biet berücksichtigt. Die Emissionen aus Punktquellen wurden als Modellinput von Teilprojekt 2 (SCHANZE et al., 2005) zur Verfügung gestellt. Die Berechnung sollte einen Überblick darüber geben, welcher Eintragspfad für Stickstoff bzw. Phosphor der ausschlaggebende ist, um somit an der richtigen Stelle die richtigen Maßnahmenempfehlungen zur Reduzierung der Nährstoffemissionen geben zu können. In einem weiteren Schritt wurden die Ge-samtstickstoff- und Phosphorfrachten im Fließgewässer der Auslasspegel an das Modell TraM (Transport-Modell, BRONSTERT et al., 2005) in Teilprojekt 3 übergeben, damit an-schließend der Nährstofftransport im Fließgewässer der Havel berechnet werden konnte.

5. Anwendung verschiedener Szenarios zur Landnutzung und Siedlungswasserwirtschaft

Verschiedene Szenarios zur Landnutzung bzw. Siedlungswasserwirtschaft, entwickelt von den Teilprojekten 9 (JESSEL et al., 2005) und 2 (SCHANZE et al., 2005), wurden im letzten Arbeitsschritt auf das Gesamtgebiet Havel und dessen ausgewählte Teileinzugsgebiete ü-bertragen.

Von besonderer Bedeutung für die Nährstoffausträge aus diffusen Quellen sind vor allem die Veränderungen in der Landnutzung, so dass diese näher untersucht und analysiert worden

8

sind. Dabei wurde besonders auf die Änderung der relativen Landnutzungsanteile (z.B. von Ackerland, Grünland, Wald, Dauerbrache) und die Änderungen innerhalb der Klassen (z.B. der Fruchtfolgen in der Landwirtschaft, der Intensität der Nutzung) geachtet. Eine abschlie-ßende Diskussion der Ergebnisse soll Möglichkeiten aufzeigen, wie durch verschiedene Ver-änderungen in der Landnutzung eine weitere Reduzierung der Nährstoffemissionen erreicht werden kann.

9

Havel

Döllnitz /Kleiner Rhin

Hammerfließ(Woltersdorf II)

Nuthe(Potsdam / Babelsberg)

Deutschland

Havel




Deutschland

Havel




HavelHavel




DeutschlandDeutschland

3. Untersuchungsgebiet 3.1. Überblick Das Einzugsgebiet der Havel (Abb. 1) wird bei allen hier durchgeführten Untersuchungen ohne das Teileinzugsgebiet der Spree betrachtet und umfasst mit einer Gesamtgröße von ca. 13900 km² zum überwiegenden Teil das Land Brandenburg, wobei sich ein kleinerer Teil des nördlichen Einzugsgebietes in Mecklenburg-Vorpommern und das südwestliche Ein-zugsgebiet in Sachsen-Anhalt befinden. Die Havel ist einer der größten Nebenflüsse der El-be und durchfliesst das Nordostdeutsche Tiefland.

Das Untersuchungsgebiet wird für eine genestete Vorgehensweise bei den Modellierungsar-beiten im Rahmen dieses Teilprojektes in drei verschiedene Ebenen untergliedert (siehe Abb. 1):

1. Ebene: Gesamtgebiet Havel (13900 km²)

2. Ebene: Zwischengebiet Nuthe (1800 km²)

3. Ebene: Fokusgebiete Hammerfließ (210 km²) und Döllnitz / Kleiner Rhin (70 km²).

Abb. 1: Untersuchungsgebiete: Havel, Nuthe (mit Auslasspegel Potsdam (Babelsberg), Ham-merfließ (mit Auslasspegel Woltersdorf II), Döllnitz / Kleiner Rhin

Der Bearbeitungsschwerpunkt für die Modellvalidierung liegt auf der Zwischenebene Nuthe sowie der Fokusebene Hammerfließ. Auswahlkriterium ist dabei hauptsächlich eine ausrei-chende Datenverfügbarkeit. Für die Szenariorechnungen wird die Parametrisierung der Zwi-schenebene Nuthe auf das Gesamtgebiet Havel sowie das zweite Fokusgebiet Döllnitz / Kleiner Rhin übertragen.

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55 m131 m

9,18,9Jahresmitteltemperatur

[°C]

558

FokusgebietDöllnitz /

Kleiner Rhin

Braunerde50

Gley-Podsol33

Niedermoor15

andere3

Landwirtschaft28

Wald63

andere9

9,0

143 m178 mMax. Reliefunterschied

Braunerde31

Gley-Podsol25

Gley14

andere30

Braunerde30

Gley-Podsol15

Gley18

andere37

Boden[%]

Landwirtschaft47

Wald42

andere11

Landwirtschaft49

Wald39

andere12

Landnutzung[%]

1 803 km²13 884 km²Fläche

ZwischengebietNUTHE

GesamtgebietHAVEL

Ebenen

Braunerde16

Gley-Podsol39

Niedermoor19

andere26

Landwirtschaft37

Wald58

andere5

72 km²211 km²

FokusgebietHAMMERFLIEß

8,7

575558564Jahresniederschlag

[mm]

55 m131 m

9,18,9Jahresmitteltemperatur

[°C]

558

FokusgebietDöllnitz /

Kleiner Rhin

Braunerde50

Gley-Podsol33

Niedermoor15

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Landwirtschaft28

Wald63

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9,0

143 m178 mMax. Reliefunterschied

Braunerde31

Gley-Podsol25

Gley14

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Braunerde30

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Boden[%]

Landwirtschaft47

Wald42

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Landwirtschaft49

Wald39

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Landnutzung[%]

1 803 km²13 884 km²Fläche

ZwischengebietNUTHE

GesamtgebietHAVEL

Ebenen

Braunerde16

Gley-Podsol39

Niedermoor19

andere26

Landwirtschaft37

Wald58

andere5

72 km²211 km²

FokusgebietHAMMERFLIEß

8,7

575558564Jahresniederschlag

[mm]

3.2. Standörtliche Rahmenbedingungen In Tabelle 1 sind die wichtigsten standörtlichen Rahmenbedingungen für die Untersuchungs-räume der Havel aufgelistet.

Tab. 1: Standörtliche Rahmenbedingungen in den einzelnen Untersuchungsgebieten der Havel

Das Gesamtgebiet der Havel ist durch einen mittleren Jahresniederschlag von 564 mm ge-kennzeichnet. Durchschnittlich betrachtet, wird es vom Nordwesten zum Südosten trockener und kühler. Nach Daten des Deutschen Wetterdienstes (DWD) unterscheiden sich die Nie-derschlagsmengen in den Zwischen- bzw. Fokusgebieten mit mittleren Jahresniederschlä-gen von 558 und 575 mm kaum voneinander. Die mittlere Jahrestemperatur liegt in den Ge-bieten zwischen 8.7 °C und 9.1 °C. Vor allem im Südosten, das heisst in den Gebieten Nuthe und Hammerfließ, kann man von fast semiariden Verhältnissen ausgehen, da im Sommer häufig mit einem Niederschlagsdefizit, im Winter hingegen mit einem Niederschlagsüber-schuss gerechnet werden muss.

Nach den Bodenübesichtskarten (BUEK) der Länder Brandenburg, Mecklenburg-Vorpommern und Sachsen-Anhalt existieren im Einzugsgebiet der Havel überwiegend jung-eiszeitlich geprägte Böden auf Lockergestein, die zudem oft grundwasserbeeinflusst sind. Typische Bodenarten in allen Untersuchungsregionen sind Braunerde, Gley-Podsol, Gley und Niedermoor. Ihr jeweiliger Anteil fällt, wie in Tabelle 1 zu sehen ist, unterschiedlich aus.

Die Landnutzung in den Einzugsgebieten wird im Gesamtgebiet Havel und Zwischengebiet

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Klasse I I - II II II - III III III - IV IVBelastung keine sehr gering mäßig deutlich erhöht hoch sehr hoch

Nitrat-N <1 <1.5 <2.5 <5 <10 <20 >20Total-N <1 <1.5 <3 <6 <12 <24 >24

Phosphat-P <0.02 <0.04 <0.1 <0.2 <0.4 <0.8 >0.8Total-P <0.05 <0.08 <0.15 <0.3 <0.6 <1.2 >1.2

Nuthe hauptsächlich durch landwirtschaftliche Nutzung mit einem Anteil von ca. 50 % ge-prägt. In den Fokusgebieten Hammerfließ und Döllnitz / Kleiner Rhin dominieren dagegen Waldflächen mit 58 % bzw. 63 %. Alle anderen Landnutzungsarten zusammengefasst wei-sen einen Anteil zwischen 5 % und 12 % auf.

Das Gesamtgebiet der Havel ist mit 3 % der Gesamtfläche außerdem durch einen relativ ho-hen Anteil an Seen gekennzeichnet, die sich immer wieder im Fließgewässersystem zwi-schenschalten. Besonders häufig treten die Seenketten im nördlichen Einzugsgebiet sowie im Bereich westlich von Berlin auf. Zudem besteht das Einzugsgebiet aus einem stark aus-gebauten Netz an Stauhaltungs- und Drainagesystemen, dessen Ausdehnung zwar in den Jahren nach 1990 rückläufig ist, aber dennoch wesentlich das Abflussgeschehen in der Ha-vel und ihrer Nebenflüsse mitbestimmt.

3.3. Langzeitdynamik der Wasserqualität in Nuthe und Hammerfließ In den letzten 20 Jahren, vor allem nach der deutschen Wiedervereinigung, hat sich die Wasserqualität in den Fließgewässern stark verändert. Besonders deutlich kann man dies an der Langzeitdynamik der Nitrat- und Phosphatkonzentration der Nuthe erkennen. Dass es allerdings auch innerhalb eines Einzugsgebietes Unterschiede in der Langzeitdynamik geben kann, zeigt als ein Teilgebiet der Nuthe das Hammerfließ. Im Folgenden sollen deshalb so-wohl für die Nuthe als auch für das Hammerfließ die Entwicklung der Wasserqualität im Vor-fluter näher ausgeführt werden.

3.3.1. Nuthe Im Einzugsgebiet der Nuthe hat bis in die 1980er Jahre die landwirtschaftliche Nutzung die Wasserqualität maßgebend mitbestimmt. Galt die Nuthe in den 1980er Jahren noch als deut-lich nitratbelastet (LAWA-Güteklasse II-III; 90-Perzentil: 2.6 mg/l), gehört sie heute mit zu den nitratärmsten Flüssen Deutschlands. So entspricht die Wasserqualität nach LAWA-Güteklassifikation der Klasse I (90-Perzentil: 0.97 mg/l), was keine Belastung darstellt. In Tabelle 2 ist die LAWA-Güteklassifikation für Stickstoff, Nitrat, Phosphor und Phosphat ab-gebildet.

Tab. 2: Güteklassifikation für Stickstoff, Nitrat, Phosphor und Phosphat nach LAWA (1998) – 90-Perzentil in [mg/l]

Abbildung 2a zeigt, dass seit Mitte der 1980er das Konzentrationsniveau an Stickstoff deut-lich abgenommen hat. Die Gründe dafür lassen sich anhand der Veränderungen der Nähr-stoffemissionen erklären.

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3

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1981 - 2001 1981 - 1991 1992 - 2001

a) b)

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NO

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g/l]

1981 - 2001 1981 - 1991 1992 - 2001

a) b)

Abb. 2: a) Gemessene tägliche Nitratkonzentration der Nuthe (Pegel Potsdam / Babelsberg) für den Zeitraum 1981 bis 2001 b) Langjähriges monatliches Mittel der gemessenen Nitratkonzent-ration für drei Zeitabschnitte

Generell existieren für Nährstoffe drei verschiedene Eintragsquellen: Punktquellen (Privat- und Großkläranlagen, Waschmitteleinleitungen, Direkteinleitungen von Wirtschaftsdüngern), diffuse Quellen (Einträge aus der Landwirtschaft und Atmosphäre) und Rieselfelder (Entsor-gung kommunaler Abwässer) (WERNER et al., 1994). Die Verringerung der Stickstoffeinträ-ge aus dem Einzugsgebiet der Nuthe ist vor allem auf die Veränderungen der Emissionen aus diffusen landwirtschaftlichen Quellen sowie der Rieselfelder zurückzuführen. Bis Mitte der 1980er Jahre wurden noch ca. 45 Mio. m³ kommunaler Abwässer aus Berlin pro Jahr auf die Rieselfelder im Einzugsgebiet aufgebracht, ab 1994 stellte man die Berieselung komplett ein (TRÖGER et al., 1995). Außerdem wurde zu Beginn der 1990er Jahre der Einsatz von Wirtschafts- und Mineraldüngern aufgrund einer veränderten Managementpraxis (Düngung nach Pflanzenentzug) erheblich reduziert (BEHRENDT et al., 2002).

Betrachtet man die langjährigen Monatsmittel in Abbildung 2b, so fällt auch eine Verände-rung der innerjährlichen Dynamik auf. Fielen die Konzentrationsspitzen in den 1980er Jahren in die Sommermonate, so liegen sie seit den 1990er Jahren im Winter. Hauptgrund sind die Stickstoffemissionen aus den Rieselfeldern. Die Abwässer wurden vor 1990 überwiegend während der Vegetationsperiode auf die Felder aufgebracht (TRÖGER et al., 1995). Auf-grund der Tatsache, dass die Rieselfelder nur 1 % des Einzugsgebietes bedeckten und gro-ße Mengen an Abwasser auf ihnen ausgebracht wurden, konnte Stickstoff aus den hoch be-lasteten Flächen praktisch permanent ausgewaschen werden. Somit verhielten sich die Rie-selfelder in Bezug auf das gesamte Einzugsgebiet der Nuthe wie eine Punktquelle. Ein ge-ringerer Abfluss bei hoher Verdunstungsrate im Sommer führte zu höheren Stickstoffkon-zentrationen im Fließgewässer, solange die Rieselfelder zur Entsorgung der Abwässer ge-nutzt wurden. Nach dem Einstellen der Berieselung ab 1994 (SCHEYTT et al., 2000) verrin-gerte sich die Stickstoffkonzentration im Fluss deutlich und die innerjährliche Dynamik ver-änderte sich so, wie sie für den Eintrag von Stoffen aus diffusen Quellen typisch ist. Fortan entstanden die Konzentrationsspitzen immer dann, wenn durch hohe Abflussraten eine hö-here Nährstoffauswaschung aus dem Boden stattfinden konnte.

In Abbildung 3a ist zu erkennen, dass sich auch das Konzentrationsniveau von Phosphat in der Nuthe ab Mitte der 1980er Jahre verkleinert hat. In den 1980er Jahren galt der Fluss nach LAWA-Güteklassifikation (siehe Tab. 2) als stark phosphatbelastet (Klasse III-IV; 90-

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0.00.20.40.60.81.01.21.41.6

1981

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P [m

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Perzentil: 0.65 mg/l), heute ist er lediglich deutlich belastet (Klasse II – III; 90-Perzentil: 0.14 mg/l). Hier ist der Rückgang auf Veränderungen der Punktquellen zurückzuführen, aber auch, wie bei Stickstoff, auf die Einstellung der Berieselung von kommunalen Abwässern auf den Rieselfeldern. Die Technik der Kläranlagen hat sich durch die flächenhafte Einführung der biologischen bzw. chemischen Abwasserreinigung mit teilweiser P-Eliminierung deutlich verbessert. Außerdem stieg der Anteil an Kläranlagenanschlüssen pro Einwohner und häus-liche Kläranlagen wurden aufgegeben (WERNER et al., 1994). Des Weiteren führte die Ein-führung verbesserter, phosphatfreier bzw. -ärmerer Waschmittel mit der Wiedervereinigung Deutschlands 1990 zu einer Verringerung der Phosphatausträge. Durch den starken Rück-gang der Tierhaltung fielen auch nicht mehr so große Mengen an Wirtschaftsdüngern an, die in den 1980er Jahren häufig unsachgemäß direkt in den Fluss eingeleitet worden sind.

Abb. 3: a) Gemessene tägliche Phosphatkonzentration der Nuthe (Pegel Potsdam / Babelsberg) für den Zeitraum 1981 bis 2001 b) Langjähriges monatliches Mittel der gemessenen Phosphat-konzentration für drei Zeitabschnitte

Die langjährigen Monatsmittel der Phosphatkonzentration in Abbildung 3b zeigen für den ge-samten Untersuchungszeitraum 1981 bis 2001 keine Veränderungen in der innerjährlichen Dynamik, so dass davon ausgegangen werden kann, dass die Phosphoreinträge nach wie vor aus Punktquellen stammen, wobei sich lediglich die Eintragsmengen verändert haben.

3.3.2. Hammerfließ Obwohl das Hammerfließ ein Nebenfluss der Nuthe ist, zeigt die langjährige Datenreihe der Nitratkonzentrationen in Abbildung 4a keinen signifikant ab- oder zunehmenden Trend.

Abb. 4: a) Gemessene tägliche Nitratkonzentration des Hammerfließ (Pegel Woltersdorf II) für den Zeitraum 1981 bis 2001 b) Langjähriges monatliches Mittel der gemessenen Nitratkonzent-ration für drei Zeitabschnitte

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[mg/

l]

1981 - 2001 1981 - 1991 1992 - 2001

0.000.010.020.030.040.050.060.070.08

1981

1982

1983

1984

1985

1986

1987

1988

1989

1990

1991

1992

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

PO4-

P [m

g/l]

a) b)

Da im Einzugsgebiet des Hammerfließ keine Rieselfelder zur Entsorgung der kommunalen Abwässer existieren, können Stickstoffausträge zum überwiegenden Teil nur aus diffusen (landwirtschaftlichen) Quellen stammen. Da jedoch der Anteil an landwirtschaftlichen Flä-chen mit 37 % einen deutlich kleineren Anteil einnimmt als im Einzugsgebiet der Nuthe mit 47 %, bewegt sich die Nitratkonzentration mit einem langjährigen Mittel von 0.24 mg/l auf sehr niedrigem Niveau (Abb. 4b). Über den gesamten Zeitraum 1981 bis 2001 konnte das Hammerfließ nach LAWA-Güteklassifikation (siehe Tab. 2) in die Klasse I (= keine Belas-tung; 90-Perzentil: 0.47 mg/l) eingestuft werden. Veränderungen, die in der Landwirtschaft, z.B. des Düngemanagements, stattgefunden haben können, zeigen somit kaum Auswirkun-gen auf die niedrigen Nitratkonzentrationen.

Die innerjährliche Dynamik für Nitrat in Abbildung 4b zeigt nur eine kleine Veränderung. Hier fiel der Anstieg der Konzentration für die 1980er Jahre in die Wintermonate und für die 1990er Jahre in den Sommer. Im Hammerfließ ist der Anteil an grundwasserbeeinflussten Böden, speziell an Niedermoor mit 19 % Flächenanteil, recht hoch. Da Niedermoorböden sehr fruchtbar sind, wurden sie seit den 1970er Jahren entwässert um so ihr Nährstoffpoten-zial wirtschaftlich zu nutzen. Durch die intensive Nutzung wurde das Niedermoor im Laufe der Zeit fortschreitend degradiert und mineralisiert. Dabei wird vor allem in der frostfreien Zeit Stickstoff freigesetzt und kann in das Fließgewässer eingetragen werden. Dieser Prozess hält bis in die heutige Zeit an und ist für die leichte Konzentrationserhöhung im Sommer der 1990er Jahre verantwortlich (nach schriftlicher Übermittlung von Herrn Maetz, Umweltamt Luckenwalde).

Die Phosphatkonzentration im Hammerfließ (Abb. 5a) bewegt sich ebenfalls auf niedrigen Niveau, so dass die Wasserqualität selbst bei ausgeprägten Konzentrationsspitzen im Zeit-raum vor 1992 nach LAWA-Güteklassifikation (siehe Tab. 2) in die Klasse I – II (= sehr ge-ringe Belastung; 90-Perzentil: 0.03 mg/l) einzuordnen ist. Eine Veränderung der innerjährli-chen Dynamik (Abb. 5b) ist bei so niedrigen Konzentrationen nicht zu erkennen.

Abb. 5: a) Gemessene tägliche Phosphatkonzentration des Hammerfließ (Pegel Woltersdorf II) für den Zeitraum 1981 bis 2001 b) Langjähriges monatliches Mittel der gemessenen Phosphat-konzentration für drei Zeitabschnitte

15

4. Methodik 4.1. Das Modell SWIM Das ökohydrologische Modell SWIM ist ein zeitlich kontinuierlich arbeitendes, räumlich ge-gliedertes Einzugsgebietsmodell für die regionale Skala. Es rechnet in täglichen Zeitschritten und berücksichtigt Prozesse der Hydrologie, des Pflanzenhaushaltes, der Erosion sowie des Nährstoffhaushaltes (Stickstoff und Phosphor).

Die räumliche Gliederung erfolgt auf drei Ebenen: den geografisch homogenen Hydrotopen, den aus Hydrotopen zusammengesetzten Teileinzugsgebieten und dem gesamten Einzugs-gebiet. Die unterste Ebene, die Hydrotopebene, entsteht aus der Verschneidung verschiede-ner räumlicher Informationen (z.B. Teileinzugsgebiete, Bodenkarte, Landnutzung) (KRYSA-NOVA et al., 1998). Sie spiegelt die in der Landschaft vorhandene Heterogenität flächen-scharf wider. Die auf der Hydrotopebene errechneten vertikalen und lateralen Wasser- und Stoffflüsse werden auf der Teileinzugsgebietsebene zusammengefasst und durch das Fluss-system zum Gebietsauslass des Einzugsgebietes weitergeleitet.

In Abbildung 6 sind die in SWIM abgebildeten hydrologischen Prozesse schematisch darge-stellt.

Abb. 6: Schematische Darstellung der in SWIM abgebildeten hydrologischen Prozesse

Das hydrologische Modul in SWIM umfasst vier Teilsysteme: die Bodenoberfläche, die Bo-denzone, den oberen bzw. den unteren Grundwasserleiter und das Wasser im Vorfluter. Das Modul basiert auf der Wasserhaushaltsgleichung, welche Niederschlag, Evapotranspira-tion, Versickerung, Oberflächenabfluss sowie unterirdischen Abfluss in der Bodenzone be-rücksichtigt. Der Boden selbst ist untergliedert in verschiedene Schichten, deren Eigenschaf-ten in einer Datenbank festgelegt sind. Der Wasserhaushalt des oberen Grundwasserleiters umfasst zudem Grundwasserneubildung, kapillaren Aufstieg, laterale Flüsse und Versicke-rung zum unteren Grundwasser (KRYSANOVA et al., 1998).

16

Zur Abschätzung der potenziellen Evapotranspiration können wahlweise, je nach Datenver-fügbarkeit, die Ansätze nach PRIESTLEY et al. (1972) bzw. PENMAN–MONTEITH (MON-TEITH et al. 1990) eingesetzt werden. Für die vorliegende Arbeit wurde die Methode nach PRIESTLEY et al. (1972) verwendet. Die aktuelle Evaporation sowie Transpiration werden über Funktionen des Blattflächenindex nach RITCHIE (1972) berechnet.

Der Oberflächenabfluss wird in SWIM über eine modifizierte Version des SCS-Verfahrens (USDA-SCS, 1972; ARNOLD et al., 1990) ermittelt. Wasser, das in den Boden infiltriert, ver-sickert durch die einzelnen Bodenschichten unter Anwendung des linearen Speicheransat-zes (ARNOLD et al. 1990). Lateraler Zwischenabfluss für eine Bodenschicht bildet sich, wenn diese wassergesättigt ist, wobei er gleichzeitig mit der vertikalen Versickerung unter Anwendung des Ansatzes der kinematischen Welle berechnet wird. Das restliche Wasser, das aus der untersten Bodenschicht herausfliesst, wird als Grundwasserneubildung definiert (HATTERMANN et al., 2004).

Die Berechnung der Bodentemperatur erfolgt auf Tagesbasis in der Mitte jeder Boden-schicht, wobei eine empirische Beziehung zwischen dem Tagesmittel, -minimum und -maximum der Lufttemperatur sowie ein Faktor für die Bodenfeuchte in entsprechender Bo-dentiefe mit einbezogen werden. Des Weiteren werden die Auswirkungen der aktuellen Wetterbedingungen sowie die Landbedeckung (Schneedecke, Bodenbelag mit organischem Material) berücksichtigt. (KRYSANOVA et al. 2000; NEITSCH et al. 2002).

Das Vegetationsmodul von SWIM stellt eine wichtige Schnittstelle zwischen Hydrologie und Nährstoffhaushalt dar. Seine Berechnung basiert auf einem vereinfachten EPIC-Ansatz (WILLIAMS et al., 1984). Dabei beruht die phänologische Pflanzenentwicklung auf täglich akkumulierten Wärmeeinheiten und die Ermittlung der potenziellen Biomasse sowie des Wasser-, Temperatur- und Nährstoffstresses auf einem Ansatz nach MONTEITH (1977). Für die Parametrisierung des Modells wird eine spezielle, auf die Region ausgerichtete Datenba-sis benutzt, mit deren Hilfe verschiedene Kulturarten (Weizen, Gerste, Mais, Kartoffeln, Raps usw.) sowie auch natürliche Vegetationsbestände (Wald, natürliche Wiesen) modelliert wer-den können.

Das Stickstoffmodul (Abb. 7) besteht aus folgenden Pools: Nitrat, aktiven und stabilen orga-nischen Stickstoff aus Bodenhumus sowie organischen Stickstoff in Pflanzenrückständen. Als Prozesse werden Mineralisierung, Denitrifikation, Pflanzenaufnahme, Zersetzung der Pflanzenrückstände, Düngung, nasse atmosphärische Deposition, Auswaschung mit Ober-flächen-, Zwischen- bzw. Grundwasserabfluss sowie Versickerung ins Grundwasser berück-sichtigt.

17

Denitrifikation

Pflanzen-aufnahme

Versickerung

Auswaschung

mineralisch NNitrat (NO³-N)

DüngungNasse

atmosphärischeDeposition

N-Pools

Prozesse

dominanterProzess

Stickstoffmodul in SWIM

organisch N(Pflanzenrückstände)

organisch N(Bodenhumus)

stabil aktiv

Mineralisierung

Zersetzung

Denitrifikation

Pflanzen-aufnahme

Versickerung

Auswaschung


DüngungNasse


Denitrifikation

Pflanzen-aufnahme

Versickerung

Auswaschung


DüngungNasse


Denitrifikation

Pflanzen-aufnahme

Denitrifikation

Pflanzen-aufnahme

Versickerung

Auswaschung

Versickerung

Auswaschung


DüngungNasse



DüngungNasse


DüngungNasse


N-Pools

Prozesse

dominanterProzess

N-Pools

Prozesse

dominanterProzess

N-PoolsN-Pools

ProzesseProzesse

dominanterProzessdominanterProzess

Stickstoffmodul in SWIM

organisch N(Pflanzenrückstände)


stabil aktiv

Mineralisierung

Zersetzung organisch N(Pflanzenrückstände)


stabil aktiv


stabil aktivstabil aktiv

Mineralisierung

Zersetzung

Abb. 7: Schematische Darstellung der in SWIM abgebildeten Stickstoffflüsse

Die Stickstoffmineralisierung in SWIM stellt eine Abwandlung des PAPRAN Modells dar (SE-LIGMAN et al. 1991). Danach hängt sie vom C:N-Verhältnis, der Temperatur und dem Was-sergehalt im Boden ab. Denitrifikation tritt dann auf, wenn im Boden Sauerstoffmangel herrscht. Dieser wird als Funktion von Wassergehalt, Temperatur, Gehalt an organischen und mineralischen Stickstoffgehalt ermittelt. Die Pflanzenaufnahme wird über das Prinzip “Angebot und Nachfrage” geregelt, wobei der tägliche Bedarf der Pflanzen an Nährstoffen über das Produkt des Wachstums an Biomasse und dem optimalen Nährstoffgehalt in den Pflanzen berechnet wird. Die Pflanze selbst kann aus all den Bodenschichten Nährstoffe entnehmen, in die sie laut Parametrisierung in der Lage ist zu wurzeln. Organischer und mi-neralischer Dünger fließen mit Mengenangabe sowie Zeitpunkt der Ausbringung als vorab festgelegte Parameter in das Modell mit ein und werden den oberen Bodenschichten zuge-führt. Die nasse atmosphärische Deposition wird über den Niederschlag ermittelt, wobei eine durchschnittliche, für die Region spezifische, Stickstoffkonzentration zu Grunde gelegt wird. Dominanter Prozess beim Stickstoffaustrag ist die Auswaschung über Oberflächen-, Zwi-schen- oder Grundwasserabfluss. Die Austragsmengen bilden sich jeweils über das Produkt der Wassermenge und Stickstoffkonzentration. Die auf Teileinzugsgebietsebene akkumulier-ten Stickstofffrachten werden unter Verwendung eines linearen Speicheransatzes zum Aus-lasspegel des Gesamteinzugsgebietes geroutet, wobei regionalspezifische Abbauraten und Verweilzeiten für die jeweilige Abflussart berücksichtigt werden (HATTERMANN et al., 2005).

Der Phosphorpool (Abb. 8) setzt sich aus löslichen mineralischen Phosphor, organischen

18

Phosphormodul in SWIM

Pflanzen-aufnahme

Auswaschung

organisch P(Pflanzenrückstände)

mineralisch Pstabil

mineralisch Paktiv

mineralisch Plöslich

Düngung

organisch P(Bodenhumus)

Mineralisierung

ZersetzungErosion

P-Pools

Prozesse

dominanterProzess


Pflanzen-aufnahme

Auswaschung


mineralisch Pstabil

mineralisch Paktiv


Düngung


Mineralisierung

ZersetzungErosion

P-Pools

Prozesse

dominanterProzess


Pflanzen-aufnahme

Auswaschung

Pflanzen-aufnahme

Auswaschung


mineralisch Pstabil

mineralisch Paktiv


Düngung


Mineralisierung

ZersetzungErosion

P-Pools

Prozesse

dominanterProzess

P-Pools

Prozesse

dominanterProzess

P-PoolsP-Pools

ProzesseProzesse

dominanterProzessdominanterProzess

Phosphor, aktiven und stabilen mineralischen Phosphor sowie organischen Phosphor in Pflanzenrückständen zusammen. Als Prozesse finden Mineralisierung, Pflanzenaufnahme, Zersetzung der Pflanzenrückstände, Sorptions- und Adsorptionsprozesse im Boden, Dün-gung, Erosionsverluste, Auswaschung mit Oberflächenabfluss statt (KRYSANOVA et al., 1998).

Abb. 8: Schematische Darstellung der in SWIM abgebildeten Phosphorflüsse

Fast alle Prozesse, die im Phosphormodul von Bedeutung sind, werden im Modell in ähnli-cher Struktur berücksichtigt wie im Stickstoffmodul. Des Weiteren finden die Sorptions- und Adsorptionsprozesse zwischen den drei mineralischen Phosphorpools im Boden nach dem Prinzip der Einstellung eines Gleichgewichtes statt. Durch die starke Akkumulationsfähigkeit von Phosphor im Boden ist, im Gegensatz zu Stickstoff, der dominante Prozess beim Aus-trag nicht die Auswaschung sondern die Erosion. Der Bodenabtrag wird über die veränderte universale Bodenabtragsgleichung „MUSLE - Modified Universal Soil Loss Equation“ (WIL-LIAMS et al. 1977) ermittelt. Die Phosphorfracht, die mit dem Sediment verbunden ist und abgetragen werden kann, wird auf Teileinzugsgebietsebene über eine Funktion nach WILLI-AMS und HANN (1978) (verändert nach McELROY et al. (1976)) abgeschätzt.

Der Eintrag von Stickstoff bzw. Phosphor aus punktuellen Quellen geschieht auf Teilein-zugsgebietsebene, wobei die Nährstoffe bis zum Auslasspegel ebenfalls unter Anwendung des linearen Speicheransatzes mit spezifischen Abbauraten und Verweilzeiten geroutet wer-den.

19

Eine weiterführende Beschreibung der Prozesse sowie Studien zur Modellvalidierung sind in KRYSANOVA et al. (1998, 2000) und HATTERMANN et al. (2005) zu finden. Des Weiteren beschreibt HATTERMANN et al. (2004) ausführlich die mehrskalige und multikriterielle hyd-rologische Validierung von SWIM für das Einzugsgebiet der Elbe einschließlich einer Sensiti-vitäts- und Unsicherheitsanalyse.

4.2. Datengrundlagen Für die Modellierung des Nährstoffhaushaltes mit SWIM sind verschiedene Datengrundlagen notwendig. Dabei erfordert die genestete Vorgehensweise zum Teil einen unterschiedlichen Input, auf den an den entsprechenden Stellen in diesem Abschnitt hingewiesen wird.

Karten

Digitales Höhenmodell (DHM), Bodenübersichtskarte (BUEK) sowie Einzugsgebietsgrenzen wurden (EZG) über das Teilprojekt 6 (ITZEROTT et al., 2005) von verschiedenen Ämtern der Bundesländer Brandenburg, Mecklenburg-Vorpommern sowie Sachsen-Anhalt beschafft und zur Verfügung gestellt.

Aufgrund der verschiedenen Verwaltungsstrukturen liegen die Bodenübersichtskarten in un-terschiedlichen Maßstäben vor: für Mecklenburg-Vorpommern 1:1.000.000 (BUEK1000), für Sachsen-Anhalt 1:200.000 (BUEK200) und für Brandenburg 1:300.000 (BUEK300). Die bo-denräumliche Gliederung entspricht den jeweiligen Maßstäben des Bundeslandes, die Pa-rametrisierung der vorhandenen Bodentypen der BUEK1000, weil diese alle für die Modellie-rung mit SWIM erforderlichen Daten zur Verfügung stellt.

Die Grenzen der Teileinzugsgebiete für das Gesamtgebiet Havel leiten sich aus den Vorga-ben der einzelnen Landesumweltämter ab und entsprechen den vermessenen, oberirdischen Einzugsgebieten. Für die Simulationen des Zwischengebietes Nuthe und der Fokusgebiete Hammerfließ bzw. Döllnitz / Kleiner Rhin wurden die oberirdischen Einzugsgebietsgrenzen aus dem digitalen Höhenmodell ermittelt. Daraus ergibt sich ein engeres Netz an Teilein-zugsgebieten mit einer feineren Auflösung der hydraulischen Parameter, die in der Abfluss-modellierung Anwendung finden.

Die Landnutzungskarten für den Referenzzustand und die Szenarios wurden von Teilprojekt 9 (JESSEL et al. 2005) entwickelt und zur Verfügung gestellt. Dabei stammen die Daten für den Referenzzustand aus den Biotoptypenkartierungen der Jahre 1992/93 der einzelnen Bundesländer. Aktuellere Daten, die geeignet wären, standen nicht zur Verfügung. Je kleiner die Gebietsebene (Gesamtebene > Zwischenebene > Fokusebene), desto detaillierter erfolg-te die räumliche Gliederung in einzelne Landnutzungsklassen.

Für die Anwendung in SWIM wurden auf Zwischen- und Fokusebene alle Karten in ein Ras-terformat mit der Auflösung 50 x 50 m überführt. Für das Gesamtgebiet war es aus rechen-technischen Gründen notwendig, das digitale Höhenmodell in ein Rasterformat mit der Auf-lösung 250 x 250 m umzuwandeln. Alle anderen Karten wurden für das Gesamtgebiet eben-falls in einer Auflösung von 50 x 50 m verwendet.

20

Zeitreihen

Die meteorologischen Daten für den Referenzzustand stammen ursprünglich von Stationen des Deutschen Wetterdienstes (DWD), wurden jedoch nach GERSTENGABE et al. (2005) im Potsdam Institut für Klimafolgenforschung e.V. vervollständigt. Um die Daten der einzel-nen Stationen flächenhaft zu nutzen, wurden diese auf Teileinzugsgebietsebene interpoliert.

Die Einträge aus punktförmigen Quellen wurden vom Teilprojekt 2 (SCHANZE et al., 2005) zur Verfügung gestellt. Für alle Untersuchungsebenen erfolgte eine Akkumulation der Einträ-ge auf Teileinzugsgebietsebene.

Die hydrologischen und gewässerchemischen Vergleichsdaten der Fließgewässer stammen vom Landesumweltamt Brandenburg. Dabei liegen sie in täglicher bis 14-tägiger Auflösung vor. Für die Untersuchungen mit SWIM wurden diese Zeitreihen jedoch in täglicher Auflö-sung benötigt, so dass. Datenlücken durch Interpolation geschlossen werden mussten.

Eine Erläuterung zu weiteren, für die Modellierung genutzten Eingangsdaten kann in KRY-SANOVA et al. (1998, 2000) nachgelesen werden.

4.3. Modellparametrisierung Im Folgenden sollen vor allem die Parameter näher beschrieben werden, die entweder von hoher Relevanz für die Nährstoffmodellierung sind oder deutliche Abweichungen von den Standardeinstellungen zeigen.

4.3.1. Boden Die wesentlichen Prozesse des Stickstoff- bzw. Phosphorkreislaufs finden im Boden statt. Für die Modellierung dieser Prozesse sind Informationen über Bodenart, Lagerungsdichte, Bodenporosität, Feldkapazität, nutzbare Feldkapazität, hydraulische Wasserleitfähigkeit so-wie initialer Stickstoffgehalt von besonderer Bedeutung. Diese entstammen der BUEK1000 und liegen für die einzelnen Bodenschichten vor.

4.3.2. Landnutzung Für die modelltechnische Umsetzung der Landnutzungsszenarios in SWIM erfolgte die Zu-sammenfassung der vorgegebenen Landnutzungsklassen zu 17 Kategorien: Wasser, Inten-sivacker ohne Zwischenfruchtanbau, Intensivacker mit Zwischenfruchtanbau, Extensivacker, Intensivgrünland, Extensivgrünland, junger Wald / Heide, Nadelwald, Mischwald, Laubwald, Feuchtgebiet bewaldet, Feuchtgebiet unbewaldet, Siedlung, Industrie, Verkehr, Stilllegungs-fläche, Offenland. Jede dieser Kategorien ist durch ähnliche Eigenschaften hinsichtlich der Hydrologie, des Nährstoffhaushaltes sowie der Vegetation gekennzeichnet.

Nährstoffausträge aus diffusen Quellen stammen zum großen Teil aus der Landwirtschaft. Deshalb ist im folgenden die Parametrisierung der Klassen Acker- und Grünland ausführlich dargestellt.

Ackerland

Ackerland gliedert sich in die Klassen Intensivacker mit und ohne Zwischenfruchtanbau. Die-se Klassen sind wiederum mit je einer bestimmten Fruchtfolge gekoppelt, welche für den Re-

21

Jahr/Fruchtfolge 1 2 3 4 5 6 7 81 Sommergerste Sommergerste Sommergerste Sommergerste Sommergerste Sommergerste Sommergerste Sommergerste2 Roggen Roggen Kartoffel Mais Kartoffeln Roggen Roggen Raps3 Weizen Weizen Roggen Roggen Roggen Kartoffeln Mais Gerste4 Gras Gerste Raps Raps Gerste Mais Roggen Gras5 Roggen Raps Roggen Roggen Raps Weizen Gras Roggen6 Raps Weizen Raps Raps Roggen Gerste Raps Raps7 Mais Gerste Roggen Roggen Weizen Raps Gras Roggen8 Roggen Zuckerrübe Raps Kartoffeln Mais Erbse Gras Sommergerste9 Gerste Weizen Roggen Roggen Roggen Weizen Raps Roggen10 Raps Gerste Kartoffel Raps Roggen Gerste Gras Raps11 Roggen Raps Roggen Roggen Raps Zuckerrübe Gras Roggen12 Gras Mais Raps Mais Roggen Gras Roggen Mais13 Mais Weizen Roggen Roggen Gerste Weizen Gras Roggen

ferenzzustand vom Teilprojekt 6 (ITZEROTT et al., 2005) spezifiziert wurden. Aus der Aus-wahl an 16 Fruchtfolgen fanden jedoch aus rechentechnischen Gründen nur die acht An-wendung, die mindestens 5 % der ackerbaulich genutzten Fläche des Einzugsgebietes be-decken. Insgesamt entspricht dies einem Anteil von 80 %. Die weggefallenen Fruchtfolgen wurden durch die ausgewählten ersetzt, wobei Kriterien der Bodenfruchtbarkeit (Ackerklas-se) und des Grundwassereinflusses nach ITZEROTT et al. (2005) Berücksichtigung fanden. Die Liste der verwendeten Fruchtfolgen für Intensivacker ohne Zwischenfruchtanbau ist in Tabelle 3 abgebildet. Ackerflächen auf denen Zwischenfrüchte angebaut werden, weisen ganzjährig eine Bepflanzung auf.

Tab. 3: Liste der in SWIM verwendeten Fruchtfolgen für Intensivackerland ohne Zwischen-fruchtanbau

Des Weiteren können nur Fruchtarten verwendet werden, von denen eine für die Modellie-rung mit SWIM notwendige, umfangreiche Datenbasis vorhanden ist. Deshalb müssen zum Teil Kulturen aus den vorgegebenen Fruchtfolgen durch Standardfruchtarten mit ähnlichen Eigenschaften ersetzt werden.

Die wichtigsten Pflanzenparameter für die Nährstoffmodellierung sind in Tabelle 4 aufgelis-tet. Diese Angaben stammen aus der Standardinput-Datei von SWIM und wurden nach Lite-raturangaben aus BREUER et al. (2002) modifiziert.

22

Optimaltemperaturfür

PflanzenwachstumMin. LAI Max. LAI N-Aufnahme

(bei Reife)P-Aufnahme(bei Reife)

Max.Wurzeltiefe

°C m²/m² m²/m² kg N/kg Biomasse kg P/kg Biomasse m

Sommergerste 15 0 6 0.0134 0.0019 2Gerste 15 0 6 0.0134 0.0019 2Roggen 12.5 0 6 0.0134 0.0019 2Weizen 15 0 6 0.0134 0.0019 2

Mais 20 0 8 0.0128 0.0018 2Raps 14 0 6 0.011 0.0015 2

Kartoffel 18 0 5 0.012 0.0019 2Zuckerrübe 18 0 5 0.012 0.0019 2

Erbse 27 0 2.5 0.0015 0.0015 1.1Zwischenfrucht 25 0 5 0.0134 0.0019 2

Grünland 25 0 6 0.0134 0.0019 2

Heide / Aufforstung 25 0 5 0.0134 0.0019 2Feuchtgebiet 25 0 3 0.0134 0.0019 2

Feuchtgebiet bewaldet 25 1.2 3 0.0134 0.0019 2Laubwald 20 0 5 0.0015 0.0003 2Nadelwald 20 1.8 3 0.0015 0.0003 2Mischwald 20 1.2 4 0.0015 0.0003 2

Natürliche Vegetationsbestände

Kulturarten

Tab. 4: Wichtige Pflanzenparameter der bei der Modellierung mit SWIM verwendeten Fruchtar-ten

In den verschiedenen Szenariorechnungen variieren die Fruchtfolgen jeweils mit den benutz-ten Ackerklassen.

Die bei der Modellierung verwendeten Düngemengen an Stickstoff und Phosphor stammen zum einen aus den Rahmenempfehlungen zur Düngung 2000 im Land Brandenburg (MLUR 2000) und zum anderen aus weiterführender Literatur (OEHMICHEN, 1986), dabei wird für jede Fruchtart und jedes Jahr immer die gleiche spezifische Düngemenge angenommen. Es wird davon ausgegangen, dass die Düngemenge im Mittel der „Düngung auf Pflanzenent-zug“ entspricht, wobei 1/3 der Stickstoffdüngung dem aktiven organischen Stickstoffpool und 2/3 dem mineralischen Stickstoffpool im Modell SWIM zugeführt werden. Einen Überblick zur in SWIM angewendeten Düngung auf Ackerland liefert Tabelle 5. Da die Düngemenge im Referenzzustand schon sehr niedrig ist, ändert sich diese in den Szenariorechnungen nicht mehr.

23

Tag derDüngung

Menge [kg N /ha]1/3 organisch

2/3 anorganisch

Tag derDüngung

Menge [kg P /ha]

Mais 180 150 180 40

Raps 25795

60120 95 27

Erbse 95 40 95 30

Zuckerrübe 85200

12060 85 40

Kartoffel 110 120 110 28

Roggen 29395

4060 95 19

Gerste 28395

4060 95 26

Weizen 30095

4080 95 28

Sommergerste 85120

6020 85 23

Gras - - - -Cover Crop - - - -

N-Düngung P-Düngung

Pflanze

Tag derDüngung

Menge [kg N /ha]1/3 organisch

2/3 anorganisch

Tag derDüngung

Menge [kg P /ha]

Grünlandextensiv - - - -

Grünlandintensiv

135175215

857070

- -

Grünlandtyp

N-Düngung P-Düngung

Tab. 5: Schema der in SWIM angewendeten Düngung auf Ackerland

Grünland

Grünland teilt sich in zwei Klassen: Intensiv- und Extensivgrünland. Intensivland wird bis zu drei Mal im Jahr geschnitten, Extensivland dagegen maximal zwei Mal. Diese Empfehlungen sind als Rahmenbedingungen in die Rechnungen mit SWIM eingeflossen.

Tab. 6: Schema der in SWIM angewendeten Düngung auf Grünland

Die Stickstoffdüngung erfolgt wie bei Ackerland ebenfalls nach den Rahmenempfehlungen zur Düngung 2000 im Land Brandenburg (MLUR 2000) und wird nur auf Intensivgrünland angewendet. Auf Extensivgrünland erfolgt keine Düngung. Eine Übersicht zur Düngung auf Grünland zeigt Tabelle 6.

4.3.3. Abbauraten und Verweilzeiten der Nährstoffe Die Abbauraten und Verweilzeiten, die für das Routing der Nährstofffrachten zum Auslass-pegel der Einzugsgebiete verwendet werden, sind an Angaben aus der Literatur angelehnt (WENDLAND et al., 1993, 1999; KUNKEL et al., 2002). In Abhängigkeit von Gebietsgröße und Grundwasserstand liegen die Verweilzeiten im Mittel für Oberflächenwasser zwischen 5 und 100 Tagen, für Zwischenabfluss zwischen 200 Tagen und 2.5 Jahren und für Grund-

24

wasser zwischen 27 und 41 Jahren. Die Abbauraten (hier: die Spanne der Reaktionskon-stante der Denitrifikation – KN) betragen im Oberflächengewässer 0.02 KN, in der ungesät-tigten Zone 0.147 KN und im Grundwasserleiter zwischen 0.335 und 0.557 KN.

25

Abfluss-bilanz [%]

gemessen simuliert gemessen simuliert täglich monatlich

Kalibrierung1997 - 1999 6.2 5.6 -9 3.4 3.0 0.42 0.42

Validierung1989 - 2000 6.7 6.6 -1 4.4 4.0 0.36 0.35

Mittelwert[m³/s]

Standard-abweichung [m³/s]

Effizienz(Nash/Sutcliffe)

5. Ergebnisse Im folgenden Kapitel sind die Ergebnisse zur Modellvalidierung sowie zu den anschließend durchgeführten Szenarioberechnungen aufgeführt.

Die Validierung des Modells erfolgte für die hydrologischen Prozesse sowie die Stickstoff- und Phosphorflüsse auf der Zwischenebene Nuthe und der Fokusebene Hammerfließ. Zu-sätzlich wurde für einen Standort im Einzugsgebiet der Havel (Müncheberg) eine Validierung der vertikalen Stoffflüsse im Boden vorgenommen. Sowohl für die Nuthe als auch für das Hammerfließ standen ausreichend Daten zur Verfügung, allerdings war die Datenlage so un-terschiedlich, dass die Modellierungsarbeiten nicht generell für einen einheitlichen Zeitraum durchgeführt werden konnten. Für das Gesamtgebiet Havel sowie für das Fokusgebiet Döll-nitz / Kleiner Rhin stand keine ausreichende Datengrundlage zum Abfluss bzw. zur Wasser-qualität zur Verfügung. Deshalb wurden für diese Gebiete keine Modellvalidierungen durch-geführt und für die Szenariorechnungen sowie für die dazu notwendigen Modellkalibrierun-gen die Parameter der Nuthe herangezogen.

Die Szenariorechnungen erfolgten auf allen untersuchten Einzugsgebietsebenen, wobei für das Gesamtgebiet Havel und das Fokusgebiet Döllnitz / Kleiner Rhin die Nährstoffflüsse aus diffusen Quellen und für das Zwischengebiet Nuthe und das Fokusgebiet Hammerfließ zu-sätzlich die Nährstofffrachten bzw. –konzentrationen im Fließgewässer sowie der Wasser-haushalt betrachtet wurden.

5.1. Validierung der hydrologischen Prozesse 5.1.1. Nuthe Der Abfluss am Auslasspegel der Nuthe, Potsdam Babelsberg, wurde für den Zeitraum 1997 bis 1999 kalibriert und für die Jahre 1989 bis 2000 validiert. Eine Übersicht über die Ergeb-nisse liefert Tabelle 7.

Tab. 7: Ergebnisse von Modellkalibrierung (1997 - 1999) und Modellvalidierung (1989 – 2000) für die hydrologischen Prozesse im Einzugsgebiet der Nuthe

Die Ergebnisse aus Tabelle 7 sowie der Vergleich der gemessenen mit der berechneten Durchflusskurve für den Zeitraum 1997 bis 1999 in Abbildung 9 zeigt, dass SWIM in der La-ge ist, die hydrologischen Prozesse im Einzugsgebiet der Nuthe hinreichend genau wieder-zugeben, obwohl sich die Modellierung von Durchflüssen in anthropogen beeinflussten Tief-landgebieten aufgrund der hydrologischen Gegebenheiten vor Ort, wie Grundwassereinfluss, Zwischenschaltung vieler Seen, Drainagesystem bzw. Stauhaltung, schwierig gestaltet. Als

26

05

10152025

1997 1998 1999

Q [m

³/s]

gemessen simuliert

besonders problematisch bei der Modellierung haben sich die ungenügenden Kenntnisse zu den Drainage- und Stauhaltungssystemen im Einzugsgebiet herauskristallisiert. Da SWIM jedoch nicht für die Modellierung von Wassermanagementmaßnahmen ausgelegt ist, wird beim Vergleich der Modellergebnisse mit den Messwerten die Interpretation der Abweichun-gen besonders wichtig. Allerdings ist zum einen das Kartenmaterial mit den Positionsbe-schreibungen der Drainage- und Stauanlagen im Einzugsgebiet veraltet oder nicht vorhan-den und zum anderen gibt es nur wenig Daten dazu, wann, wie und welche Stauanlagen ge-nutzt wurden. Somit besteht bei der Auswertung der Modellierungsergebnisse weiterhin Dis-kussionsbedarf. Dass SWIM jedoch zur Modellierung der hydrologischen Prozesse unter na-türlichen Gegebenheiten (ohne die Dominanz von Wassermanagementmaßnahmen) gut ge-eignet ist, wurde schon in anderen Forschungsprojekten unter Beweis gestellt (KRYSANOVA et al., 1998, 2000; HATTERMANN et al., 2004). Die Unterschätzung des Abflusses in der zweiten Hälfte des Jahres 1997 sowie die Überschätzung im Jahre 1999 kann auf durchge-führte Wassermanagementmaßnahmen zurückgeführt werden.

Abb. 9: Vergleich des simulierten und beobachteten Abflusses für die Nuthe (Pegel Potsdam Babelsberg) im Kalibrierungszeitraum: 1997 bis 1999

27

Abfluss-bilanz [%]

gemessen simuliert gemessen simuliert täglich monatlichKalibrierung1997 - 1999 1.0 0.9 -8 0.8 0.6 0.61 0.65

Validierung1989 - 2000 1.0 1.0 -2 0.9 0.8 0.40 0.41

Mittelwert[m³/s]

Standard-abweichung [m³/s]

Effizienz(Nash/Sutcliffe)

0

2

4

6

1997 1998 1999

Q [m

³/s]

gemessen simuliert

5.1.2. Hammerfließ Für den Auslasspegel des Hammerfließ, Woltersdorf II, sind in Tabelle 8 ebenfalls die Er-gebnisse zur Modellkalibrierung bzw. –validierung für die Zeiträume 1997 bis 1999 bzw. 1989 bis 2000 abgebildet.

Tab. 8: Ergebnisse von Modellkalibrierung (1997 - 1999) und Modellvalidierung (1989 – 2000) für die hydrologischen Prozesse im Einzugsgebiet des Hammerfließ

Sowohl die Ergebnisse in Tabelle 8 als auch der Vergleich der Modellergebnisse mit dem gemessenen Abfluss in Abbildung 10 zeigen, dass die Abbildung der hydrologischen Pro-zesse im Hammerfließ für den Zeitraum 1997 bis 1999 besser gelungen ist als in der Nuthe. So konnten beispielsweise die monatlichen bzw. täglichen Effizienzen nach Nash/Sutcliffe (NASH et al. 1970) Werte über 0.6 erreichen, was ein gutes Ergebnis darstellt, denn als Teil der Zwischenebene Nuthe gelten auch für das Hammerfließ die gleichen schwierigen hydro-logischen Rahmenbedingungen. Für die Jahre 1997 bis 1999 fielen diese jedoch nicht so stark ins Gewicht.

Abb. 10: Vergleich des simulierten und beobachteten Abflusses für das Hammerfließ (Pegel Woltersdorf II) im Kalibrierungszeitraum: 1997 bis 1999

28

Standardabweichung [mg/l]

Gemessen: 0.26Berechnet: 0.39

Langjähriges Mittel [mg/l]


0.00.51.01.52.02.5

1995 1996 1997 1998 1999 2000

NO

3-N

[mg/

l]

gemessen simuliertStandardabweichung

[mg/l]




0.00.51.01.52.02.5

1995 1996 1997 1998 1999 2000

NO

3-N

[mg/

l]

gemessen simuliert

0

50

100

150

200

1995 1996 1997 1998 1999 2000

NO

3-N

[t]

gemessen simuliert

5.2. Validierung der Stickstoff- und Phosphorflüsse Aufbauend auf der hydrologischen Validierung erfolgte die Modellierung der Stickstoff- und Phosphorflüsse in den Einzugsgebieten Nuthe und Hammerfließ.

5.2.1. Nuthe Stickstoff Die Nitratkonzentration am Auslasspegel der Nuthe, Potsdam Babelsberg, wurde für den Zeitraum 1995 bis 2000 berechnet und ist in Abbildung 11 dargestellt. Der Vorteil der Model-lierung der Nitratkonzentration für diesen Zeitraum liegt darin, dass der größte Teil des Ein-trages aus bekannten, meist diffusen, Quellen stammt. Die mit einer Schätzung der Ein-gangsdaten verbundenen Unsicherheiten bleiben in diesem Fall auf einem relativ niedrigen Niveau.

Abb. 11: Vergleich der gemessenen mit der simulierten Nitratkonzentration der Nuthe am Aus-lasspegel Potsdam Babelsberg (1995 bis 2000) sowie Angabe der Standardabweichung und des langjährigen Mittels

Der Vergleich der gemessenen mit den berechneten Werten zur Nitratkonzentration und in-nerjährlichen Dynamik in Abbildung 11 zeigt trotz der Überschätzung der Messwerte in den Jahren 1997 und 1998 ein zufriedenstellendes Ergebnis. Die akkumulierten Nitratfrachten im Fließgewässer für den Zeitraum 1995 bis 2000 bestätigen dieses Resultat (Abb. 12). Dabei wurden neben den vertikalen Umsatzprozessen im Boden auch die lateralen Retentions- und Abbauprozesse im Einzugsgebiet berücksichtigt.

Abb. 12: Vergleich der gemessenen mit den jährlich berechneten akkumulierten Nitratfrachten der Nuthe (1995 – 2000)

Am Beispiel der Nuthe kann jedoch auch gut aufgezeigt werden, dass die Nährstoffmodellie-

29

0.0

0.5

1.0

1.5

1996 1997 1998

NO

3-N

[mg/

l]

40 % mehr Ausgangssituation 100 kg N / (ha*a) 40 % weniger

0.0

0.5

1.0

1.5

1996 1997 1998

NO

3-N

[mg/

l]

40 % mehr Ausgangssituation 100 kg N / (ha*a) 40 % weniger40 % mehr Ausgangssituation 100 kg N / (ha*a) 40 % weniger

rung mit großen Unsicherheiten behaftet ist. So ist es wichtig, dass das Modell einer umfas-senden hydrologischen Validierung unterzogen wird, da sich Fehler in der Berechnung von Durchflussmenge und –dynamik auch auf die Ergebnisse aus der Nährstoffmodellierung durchschlagen. Zum Beispiel führt die Unterschätzung des berechneten Abflusses für das Jahr 1997 (Abb. 9) zur Überschätzung der simulierten Nitratkonzentration im Fließgewässer (Abb. 11), obwohl die Werte zur dazugehörigen Fracht gut übereinstimmen (Abb. 12).

Des Weiteren müssen Daten aus dem Landnutzungsmanagement, wie Fruchtfolgen, Dün-gemengen und –zeitpunkte bekannt sein, so dass die Nährstoffbilanz im Boden richtig ab-geschätzt werden kann. Deshalb wurde die Auswirkung verschiedener Düngemaßnahmen näher untersucht (HABECK et al. 2004).

In Abbildung 13 ist beispielhaft für die Jahre 1996 bis 1998 die Sensitivität von SWIM auf die Gabe unterschiedlicher Mengen mineralischen Stickstoffes dargestellt.

Abb. 13: Auswirkungen unterschiedlicher Düngemengen an mineralischen Stickstoff auf die tägliche Nitratkonzentration in der Nuthe für den Zeitraum 1996 bis 1998

Man kann erkennen, dass sich ein Überschuss an Stickstoff vor allem auf die Konzentrati-onsspitzen im Gewässer auswirkt, wobei das Basisniveau gehalten wird. Die Veränderung der Dynamik bestätigt, dass die genaue Einstellung der Düngemenge nicht vernachlässigt werden darf. In Abbildung 13 zeigt die Senkung der Düngemenge dagegen kaum Auswir-kungen, was darin begründet liegt, dass in der Ausgangssituation bereits nur so viel minera-lischer Stickstoff verwendet wird, wie von den Pflanzen aufgenommen werden kann. Ein Austrag in das Fließgewässer und eine Verringerung der Nitratkonzentration ist deshalb im größeren Umfang nicht mehr möglich.

Phosphor Im Gegensatz zu Nitrat, welches in Wasser gut löslich ist, hat Phosphor die Eigenschaft, sich im Boden aufgrund seiner Bindungskräfte mit den Bodenpartikeln zu akkumulieren. Aus dif-fusen Quellen wird es deshalb überwiegend durch Bodenerosion und in geringer Menge durch Oberflächenabfluss in den Vorfluter eingetragen. In mit Phosphor gesättigten Böden bzw. bei höherer geogener Belastung gelangen auch größere Mengen an Phosphor über

30





0.00.10.20.30.4

1995 1996 1997 1998 1999 2000

PO4-

P [m

g/l]

gemessen simuliertStandardabweichung

[mg/l]




0.00.10.20.30.4

1995 1996 1997 1998 1999 2000

PO4-

P [m

g/l]

gemessen simuliert

05

101520

1995 1996 1997 1998 1999 2000

PO

4-P

[t]

gemessen simuliert

Zwischen- und Grundwasserabfluss in das Fließgewässer.

Abb. 14: Vergleich der gemessenen mit der simulierten Phosphatkonzentration der Nuthe am Auslasspegel Potsdam Babelsberg (1995 bis 2000) sowie Angabe der Standardabweichung und des langjährigen Mittels

Die Modellierung der Phosphatkonzentration gestaltet sich insgesamt schwieriger, da ein großer Teil des Phosphates seinen Ursprung in den punktförmigen Quellen hat. Der Anteil aus Punktquellen wurde von Teilprojekt 2 (SCHANZE et al., 2005) bereit gestellt, beruht je-doch aufgrund mangelnder Datengrundlage für die Jahre vor 2000 auf Schätzungen. Auf diesem Hintergrund kann man mit den modellierten Ergebnissen der Phosphatkonzentration hinsichtlich des Niveaus und der Dynamik in Abbildung 14 sowie der jährlich akkumulierten Fracht in Abbildung 15 zufrieden sein. Die Konzentrationsspitzen, die in Abbildung 14 häufig zu erkennen sind, lassen sich darauf zurückführen, dass Phosphor durch Oberflächenabfluss bzw. Erosion in den Vorfluter eingetragen wurde.

Abb. 15: Vergleich der gemessenen mit den jährlich berechneten akkumulierten Phosphat-frachten der Nuthe (1995 – 2000)

31

0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

1.2

1993 1994 1995 1996 1997

NO

3-N

[mg/

l]

gemessen berechnet





a) b)

0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

1.2

1993 1994 1995 1996 1997

NO

3-N

[mg/

l]

gemessen berechnet





a) b)

05000

10000150002000025000

1993 1994 1995 1996 1997

NO

3-N

[kg]

gemessen berechnet

5.2.2. Hammerfließ Stickstoff Abbildung 16 zeigt die Nitratkonzentration am Auslasspegel des Hammerfließ Woltersdorf II.

Abb. 16: Vergleich der gemessenen mit der simulierten Nitratkonzentration des Hammerfließ am Auslasspegel Woltersdorf II (1993 bis 1997) sowie Angabe der Standardabweichung und des langjährigen Mittels

Im Gegensatz zur Nuthe weist die Konzentration hier ein niedrigeres Niveau sowie eine we-niger ausgeprägte innerjährliche Dynamik auf. Das langjährige Mittel der Messwerte liegt bei nur 0.24 mg/l. Für die Modellvalidierung reicht deshalb ein Vergleich statistischer Größen wie Mittelwert oder Standardabweichung.

Die simulierten und gemessenen Werte liefern generell eine zufriedenstellende Überein-stimmung. Auch der Vergleich der gemessenen mit den simulierten jährlich akkumulierten Nitratfrachten, welche in Abbildung 17 aufgezeigt sind, zeigen ein gutes Ergebnis. Lediglich für das Jahr 1996 werden sowohl Konzentration als auch Fracht deutlich überschätzt. Der Grund dafür kann darin liegen, dass Managementmaßnahmen in der Landnutzung wie Be-wuchs auf Ackerflächen bzw. Düngemengen nicht richtig abgeschätzt wurden. Das berech-nete langjährige Mittel für die Nitratkonzentration im Zeitraum 1995 bis 2000 beträgt 0.24 mg/l und das gemessene 0.27 mg/l. Die Standardabweichungen zeigen mit jeweils 0.11 mg/l keine Differenz.

Abb. 17: Vergleich der gemessenen mit den jährlich berechneten akkumulierten Nitratfrachten des Hammerfließ (1993 – 1997)

32

0.00

0.01

0.02

0.03

0.04

0.05

0.06

0.07

1993 1994 1995 1996 1997

PO4-

P [m

g/l]

gemessen berechnet





a) b)

0.00

0.01

0.02

0.03

0.04

0.05

0.06

0.07

1993 1994 1995 1996 1997

PO4-

P [m

g/l]

gemessen berechnet





a) b)

0

500

1000

1500

1993 1994 1995 1996 1997

PO

4-P

[kg]

gemessen berechnet

Phosphor Der Vergleich der gemessenen mit der simulierten Phosphatkonzentration und der innerjähr-lichen Dynamik in Abbildung 18 sowie die Modellierung der Phosphatfrachten in Abbildung 19 zeigen ebenfalls ein zufriedenstellendes Ergebnis. Das berechnete langjährige Mittel für den Zeitraum 1993 bis 1997 liegt bei 0.009 mg/l und das gemessene bei 0.012 mg/l. Die Standardabweichungen zeigen zwischen Berechnung und Messwerten keine Differenz und liegen bei 0.005 mg/l. Auch hier sind wieder Konzentrationsspitzen zu erkennen, die auf den Eintrag von Phosphat durch Oberflächenabfluss und Erosion zurückzuführen sind.

Abb. 18: Vergleich der gemessenen mit der simulierten Phosphatkonzentration des Ham-merfließ am Auslasspegel Woltersdorf II (1993 bis 1997) sowie Angabe der Standardabwei-chung und des langjährigen Mittels

Abb. 19: Vergleich der gemessenen mit den jährlich berechneten akkumulierten Phosphat-frachten des Hammerfließ (1993 – 1997)

5.3. Validierung der vertikalen Stickstoffflüsse im Boden Obwohl das Model SWIM primär nicht dazu konzipiert ist, die vertikalen Stoffflüsse auf kleinstem Raum abzubilden, wurde mit dem Modellsystem im Rahmen des vom ZALF (Leib-niz-Zentrum für Agrarlandschafts- und Landnutzungsforschung e.V.) organisierten Workshops „Modelling Water and Nutrient Dynamics in Soil Crop Systems” eine Punktvali-dierung, unter anderem an einem Standort im Einzugsgebiet der Havel (Müncheberg), durchgeführt. Damit sollten zusätzlich zur Validierung der Nährstoffflüsse im Einzugsgebiet die Stickstoffumsätze im Boden überprüft werden.

33

0

50

100

150

200

1993 1994

kg/h

a

Düngung Simulation (0 -90 cm) Messwerte

020406080

100120140

1993 1994

kg/h

a

Simulation (0 - 30 cm) Messwerte

05

101520253035

1993 1994

kg/h

a


0

10

20

30

40

50

1993 1994

kg/h

a

Simulation (60 - 90) cm Messwerte

a)

b)

0

50

100

150

200

1993 1994

kg/h

a

Düngung Simulation (0 -90 cm) Messwerte

020406080

100120140

1993 1994

kg/h

a


05

101520253035

1993 1994

kg/h

a


0

10

20

30

40

50

1993 1994

kg/h

a


020406080

100120140

1993 1994

kg/h

a


05

101520253035

1993 1994

kg/h

a


0

10

20

30

40

50

1993 1994

kg/h

a


a)

b)

Am Standort Müncheberg wurde die zeitliche Dynamik des Stickstoffgehaltes im Boden un-tersucht. Dazu standen Messwerte für die Jahre 1993 und 1994 zur Verfügung. Das Frucht-folgenschema setzte sich aus Zuckerrübe, Winterweizen, Wintergerste sowie Winterroggen zusammen und startete im Jahr 1993. Um Zeiten ohne Pflanzenbewuchs zu vermeiden, wurde als Zwischenfrucht Büschelschön (Phacelia) angebaut, welche vor der jeweils neuen Aussaat untergepflügt wurde. Insgesamt kamen verschiedene Mengen an organischen und anorganischen Stickstoffdünger zur Anwendung. Der Ausgangsgehalt an mineralischen Stickstoff im Boden, mit dem SWIM initialisiert wurde, stammte aus den Feldmessungen. Aussaat-, Ernte- und Düngetermine im Modelllauf wurden ebenfalls den Daten aus dem Feldexperiment entnommen. Ausführliche Informationen zum Experiment können in MIR-SCHEL et al. (2004) nachgelesen werden.

Die Ergebnisse der Punktvalidierung sind in Abbildung 20 dargestellt. Abbildung 20a zeigt den Stickstoffgehalt in der gesamten Bodenschicht von 0 – 90 cm und Abbildung 20b dessen Aufsplittung in drei Bodenschichten von 0-30, 30-60 sowie 60-90 cm.

Abb. 20: Gemessener und simulierter Nitratgehalt im Boden auf einem Standort im Einzugsge-biet der Havel (Müncheberg) a) Gesamter Nitratgehalt der Bodenschicht 0 – 90 cm b) Nitratge-halt aufgegliedert in drei Bodenschichten

Zu erkennen ist, dass die modellierten Nitratgehalte immer dann steigen, wenn eine Dün-gung erfolgte. Eine Ausnahme bildet jedoch die Düngung im Oktober 1993. Im Gegensatz zu den anderen Zeitpunkten wurde hier nicht mineralisch sondern organisch gedüngt. Da orga-nischer Stickstoff zunächst in anorganischen umgesetzt werden muss, ist kein direkter Effekt einer Düngung mit organischer Substanz auf den Nitratgehalt im Boden zu erwarten.

Insgesamt stimmen die modellierten Werte mit den gemessenen Werten für die Boden-

34

schicht 0-90 cm überein. Auch die Aufsplittung in drei separate Layer, zeigt im Großen und Ganzen ein gutes Ergebnis. Lediglich zu einem Zeitpunkt (Sommer 1993) kann für die Bo-denschichten 30-60 und 60-90 cm eine Konzentrationsspitze nicht dargestellt werden.

Als Resultat kann festgehalten werden, dass SWIM in der Lage ist, auch die vertikalen Pro-zesse im Boden auf der Mikroskala abzubilden. Weitere Untersuchungen zu Anwendungen auf anderen Standorten sowie die Überprüfung von Parametern, wie Bodenfeuchte, Boden-temperatur, Kohlenstoffgehalt und Erträgen sind in POST et al. (2004) nachzulesen.

35

A1 Beibehaltung der aktuellen Bewirtschaftung Beibehaltung der aktuellen Bewirtschaftung

A2 Beibehaltung der aktuellen Bewirtschaftung mit Entwicklungsrahmen

Beibehaltung der aktuellen Bewirtschaftung bei veränderten Rahmenbedingungen

B1 Erweiterte Umsetzung rechtlicher RegelungenUmsetzung der Leitlinien zur ordnungsgemäßen landwirtschaftlichen Bodennutzung

B2 Erweiterte Umsetzung rechtlicher Regelungen Erweiterte Umsetzung rechtlicher Regelungen

C1 Maximaler Beitrag der Siedlungswasserwirtschaft

Beibehaltung der aktuellen Bewirtschaftung bei veränderten Rahmenbedingungen

C2.1 Beibehaltung der aktuellen Bewirtschaftung mit Entwicklungsrahmen

Weitergehender Beitrag der Landnutzung bei mäßiger Umwandlung von Acker in Grünland


Weitergehender Beitrag bei mäßiger Extensivierung


Maximaler Beitrag der Landnutzung bei weitergehender Extensivierung

D1.1 Maximaler Beitrag der Siedlungswasserwirtschaft

Weitergehender Beitrag der Landnutzung bei mäßiger Umwandlung von Acker in Grünland


Weitergehender Beitrag bei mäßiger Extensivierung


Maximaler Beitrag der Landnutzung bei weitergehender Extensivierung

E Maximaler Beitrag der Siedlungswasserwirtschaft

Erweiterte Umsetzung rechtlicher Regelungen

Szenarios und Varianten

HandlungsfeldSiedlungswasserwirtschaft

HandlungsfeldLandnutzung

Szenario E - "Optimale Bewirtschaftung"

Szenario A - "Gängige Praxis"

Szenario B - "Erweiterte Bewirtschaftungsstandards"

Szenario C - "Maximaler Beitrag einzelner Handlungsfelder"

Szenario D - "Maximaler Gewässerschutz"

5.4. Szenarioberechnungen 5.4.1. Allgemeines Aufbauend auf den Ergebnissen der Modellvalidierung wurden für den Zeitraum 2003 bis 2015 die Nährstoffemissionen aus den diffusen Quellen unter Anwendung verschiedener Szenarios für alle Untersuchungsgebiete berechnet. Zusätzlich wurden die Nährstofffrachten bzw. –konzentrationen am Auslasspegel der Fließgewässer sowie der Wasserhaushalt für das Zwischengebiet Nuthe sowie das Fokusgebiet Hammerfließ untersucht.

Eingang in die Untersuchung fanden sieben Handlungsstrategien zur Änderung der Land-nutzung sowie vier Handlungsstrategien zur Änderung der Siedlungswasserwirtschaft. Die Kombination der Handlungsstrategien beider Handlungsfelder ergab 12 verschiedene Sze-narios. Einen Überblick dazu liefert Tabelle 9.

Tab. 9: Szenarios mit den Handlungsstrategien zu Landnutzung und Siedlungswasserwirt-schaft

Die Nährstoffausträge aus den diffusen Quellen wurden lediglich mit den Szenarios A – C gerechnet, da nur die Handlungsstrategien der Landnutzung relevant waren. Für die Unter-suchungen der Veränderungen der Frachten bzw. Konzentrationen im Fließgewässer kamen

36

zusätzlich die Szenarios D und E zur Anwendung. Die Untervarianten D1.1 bis D1.3 sollen dabei durch Kombination der Maximalen Beiträge der Handlungsfelder Landnutzung und Siedlungswasserwirtschaft eine bestmögliche Gewässergüte erzielen. Für Szenario E gilt das gleiche Ziel. Im Gegensatz zu den Untervarianten des Szenarios D sollen jedoch Reali-sierbarkeit und Akzeptanz aller beteiligten Interessensgruppen berücksichtigt werden.

Im Folgenden sind die alternativen Handlungsstrategien zur Landnutzung und Siedlungs-wasserwirtschaft kurz erläutert.

Handlungsfeld Landnutzung

Mit der Handlungsstrategie „Gängige Praxis – Szenario A“ wird die bisherige Form der Land-nutzung beibehalten. Untervariante A1 dient dabei als Referenzzustand, mit dem die ande-ren Szenarios verglichen werden können. Untervariante A2 berücksichtigt zusätzlich ver-schiedene externe Entwicklungstrends der Landnutzung in ihren Auswirkungen, wie Sied-lungs- und Verkehrsflächenentwicklung, Stilllegung von Ackerflächen und Waldentwicklung auf ehemaligen Truppenübungsplätzen.

Für die Handlungsstrategie „Erweiterte Bewirtschaftungsstandards – Szenario B“ wird die Einhaltung des vorgegebenen rechtlichen Mindestniveaus angestrebt. Dazu zählen insbe-sondere Anforderungen an die land- und forstwirtschaftliche Bodennutzung sowie die Ziele des Naturschutzes. Untervariante B1 ist hauptsächlich auf die Belange der Land- und Forst-wirtschaft ausgerichtet, wobei Handlungsoptionen wie Nutzungsaufgabe auf gut erhaltenem Niedermoor mit geringen Grundwasserflurabständen, extensive Grünlandnutzung auf tief-gründigem Niedermoor, Umwandlung von Acker- in Grünland auf Niedermoor sowie Zwi-schenfruchtanbau auf Flächen mit hohem Erosions- und Grundwassergefährdungsrisiko be-rücksichtigt werden. Untervariante B2 ist dagegen stärker auf die Ziele des Naturschutzes ausgerichtet. Handlungsoptionen hier sind zum einen die Umwandlung von Acker- in Grün-land in den Abflussbereichen festgesetzter Überschwemmungsgebiete und zum anderen die flächendeckende Ausweisung von Gewässerrandstreifen.

In der Handlungsstrategie „Maximaler Beitrag der Landnutzung – Szenario C“ werden alle fachlich relevanten Zielvorgaben und Empfehlungen zum Ressourcenschutz flächendeckend und ohne Rücksicht auf Realisierbarkeit sowie Akzeptanz maximal ausgeschöpft. Erosions-, Niedermoor-, Grundwasser-, vorbeugender Hochwasser- sowie Arten- und Biotopschutz sind dabei Hauptschwerpunkte. Im Gegensatz zur Untervariante C2.2 wird in der Untervariante C2.1 davon ausgegangen, dass bestimmte Handlungsoptionen nur in gewünschten Berei-chen vorgenommen werden, ohne Nachbarregionen zu beeinflussen. Mögliche Handlungs-optionen sind: Nutzungsaufgabe auf gut erhaltenem Niedermoor, extensive Grünlandnutzung auf Niedermoor, Umwandlung von Acker- in Grünland auf Anmoor, extensive Grünlandnut-zung bzw. Dauerstillegung von Ackerflächen auf potenziellen Hochwasserrückhalteflächen, Zwischenfruchtanbau auf Flächen mit hohem Erosions- und Grundwassergefährdungsrisiko, flächendeckende Ausweisung von Gewässerrandstreifen sowie Waldumbau. Zentraler Be-standteil der Untervariante C2.3 ist über den Vorgaben zum Ressourcenschutz hinaus das Ziel, die Gewässergüte zu verbessern, was eine möglichst extensive Form der Landnutzung voraussetzt und mit minimalen Nähr- und Schadstoffausträgen verbunden sein soll. Dafür

37

sind folgende Handlungsoptionen vorgesehen: Nutzungsaufgabe auf allen Nieder-moorstandorten, extensive Grünlandnutzung auf Anmoor sowie in Bereichen von Natur-schutz und FFH-Gebieten, Umwandlung von Acker- in Grünland auf grundwasserbeeinfluss-ten Flächen, extensive Grünlandnutzung bzw. Dauerstillegung von Ackerflächen auf poten-ziellen Hochwasserretentionsflächen, Zwischenfruchtanbau auf Flächen mit hohem Erosi-ons- und Grundwassergefährdungsrisiko, flächendeckende Ausweisung von Gewässerrand-streifen sowie Waldumbau.

Weitere Informationen zu den Handlungsstrategien des Handlungsfeldes Landnutzung sind im Bericht des Teilprojektes 9 (JESSEL et al., 2005) nachzulesen.

Handlungsfeld Siedlungswasserwirtschaft

Im Handlungsfeld der Siedlungswasserwirtschaft wird für den Referenzzustand A1 der ge-genwärtige Zustand beibehalten.

Szenario A2 wird entsprechend dem Entwicklungsrahmen erweitert. Dabei wird eine Bevöl-kerungsentwicklung von 3,6 % im engeren und 8,8 % im äußeren Verflechtungsraum sowie eine Siedlungs- und Verkehrsflächenentwicklung 18,1 % im engeren und 13,2 % im äußeren Verflechtungsraum bis zum Jahr 2015 angenommen.

Für das Szenario B gilt die Einhaltung des gesetzlichen Mindestniveaus. Danach sollen die vorgegebenen Reinigungsziele erfüllt werden, wobei Kläranlagen ab 2000 EWG (Einwoh-nergleichwert 1 EWG = 1 Einwohner) mit einer biologischen Abwasserbehandlung und Klär-anlagen ab 10000 EWG mit Anlagen zur weitergehenden Nährstoffreduktion ausgerüstet sein müssen. Außerdem sollen alle Kläranlagen der Größenklassen 1 (1000 EWG) bis 3 (10000 EWG) mit einer erweiterten P-Eliminierung ausgestattet sein, so dass konstante Phosphorkonzentrationen im Ablauf angenommen werden können.

Neben den Anforderungen im Szenario B müssen im Szenario C alle Kleinkläranlagen bis spätestens Ende 2015 so ausgestattet sein, dass eine biologische Behandlung des Abwas-sers nach dem Stand der Technik möglich ist. Zudem wird eine Erhöhung der Phosphor- und Stickstoff-Eliminierung in Kleinkläranlagen gefordert.

Weiterführende Informationen zum Handlungsfeld Siedlungswasserwirtschaft findet man im Bericht des Teilprojektes 2 (SCHANZE et al., 2005).

5.4.2. Szenariorechnungen zum Wasserhaushalt Eine wichtige Rolle für die chemische Gewässergüte spielt der Wasserhaushalt. Er bestimmt mit, wie viel Nährstoffe aus dem Einzugsgebiet in das Fließgewässer ausgetragen werden können, was besonders für den Stoffaustrag aus diffusen Quellen von Bedeutung ist. Ziel der Szenarios soll somit eine Kombination aus bestmöglicher Gewässergüte und idealem Was-serhaushalt sein. Dazu wurden beispielhaft für die behandelten Untersuchungsgebiete die gewässerkundlichen Kenngrößen (Niedrigwasser, Mittlerer Durchfluss, Hochwasser) von Nuthe und Hammerfließ näher betrachtet.

38

Szenario/GKHZ MNQ MQ MHQA1 3.58 8.18 28.40A2 3.79 8.33 29.30B1 3.93 8.54 29.70B2 3.91 8.52 29.70

C2.1 4.20 8.89 31.00C2.2 4.50 9.35 32.10C2.3 4.96 9.91 34.90

Zeitraum 2003 - 2015Q [m³/s]

0

5

10

15

20

25

30

35

40

A1 A2 B1 B2 C2.1 C2.2 C2.3

Q [m

³/s]

MNQ MQ MHQ


C2.1 4.20 8.89 31.00C2.2 4.50 9.35 32.10C2.3 4.96 9.91 34.90

Zeitraum 2003 - 2015Q [m³/s]

0

5

10

15

20

25

30

35

40

A1 A2 B1 B2 C2.1 C2.2 C2.3

Q [m

³/s]

MNQ MQ MHQ

5.4.2.1. Nuthe In Abbildung 21 wird deutlich, dass für die Nuthe alle Szenarios zu einer Vergrößerung des mittleren Durchflusses (MQ) führen. Am stärksten erhöht sich die Durchflussmenge von 8,2 m³/s im Referenzzustand A1 auf 9,9 m³/s in Szenario C2.3. Das bedeutet, dass der Wasser-rückhalt im Einzugsgebiet am höchsten im Referenzzustand A1 ist. Auch die Gefahr eines Hochwassers (MHQ) ist mit 28,4 m³/s im Referenzzustand am niedrigsten, wobei der Durch-fluss bei Niedrigwasser (MNQ) mit 3,6 m³/s am geringsten ist. Das bedeutet, dass durch An-wendung der Szenarios keine Verbesserung des Wasserrückhaltes möglich ist. Somit kann der Eintrag an Nährstoffen in das Fließgewässer durch geringere Abflussmengen in diesen Szenarios nicht erreicht werden. Der Abfluss als eine Möglichkeit, die Nährstoffeinträge zu verringern, spielt hier somit eine untergeordnete Rolle.

Abb. 21: Vergleich der gewässerkundlichen Kenngrößen [m³/s] (Niedrigwasser MNQ, Mittlerer Durchfluss MQ, Hochwasser MHQ) im Einzugsgebiet der Nuthe für verschiedene Szenarios (Zeitraum 2003 bis 2015)

5.4.2.2. Hammerfließ Im Hammerfließ (Abb. 22) zeigt sich, dass der niedrigste mittlere Durchfluss durch Anwen-dung von Szenario C2.1 erreicht wurde. Er beträgt 0.99 m³/s. Das Niedrigwasser mit dem kleinsten Abfluss zeigen die Ergebnisse der Szenarios C2.1 und B1. Letzteres ist auch durch den kleinsten Abfluss bei Hochwasser gekennzeichnet, der von 3.01 m³/s in A1 auf 2.9 m³/s in B1 gesenkt werden konnte. Es zeigt sich also, dass die Anwendung der Szenarios C2.1 und B1, den größten Effekt auf den Wasserhaushalt haben. Das heißt, im Grunde reicht die Einhaltung des gesetzlichen Mindestniveaus (B1) aus um die Abflussmengen zu verringern.

39

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0

3.5

A1 A2 B1 B2 C2.1 C2.2 C2.3

Q [m

³/s]

MNQ MQ MHQ


C2.1 0.18 0.99 2.97C2.2 0.22 1.09 3.13C2.3 0.20 1.05 3.30

Zeitraum 2003 - 2015Q [m³/s]

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0

3.5

A1 A2 B1 B2 C2.1 C2.2 C2.3

Q [m

³/s]

MNQ MQ MHQ


C2.1 0.18 0.99 2.97C2.2 0.22 1.09 3.13C2.3 0.20 1.05 3.30

Zeitraum 2003 - 2015Q [m³/s]

a) b)

0.0

1.0

2.0

3.0

4.0

5.0

A1 A2 B1 B2 C2.1 C2.2 C2.3Szenario

P [g

/ha*

a]

0

5

10

15

20

25


N [k

g/ha

*a]

Stickstoffaustrag[kg/ha*a]

Veränderungzu A1 [%]

A1 23.39 0.0A2 20.90 -10.6B1 20.27 -13.3B2 20.07 -14.2

C2.1 18.07 -22.7C2.2 18.72 -19.9C2.3 14.98 -36.0

Phosphoraustrag[g/ha*a]


A1 4.45 0.0A2 3.21 -27.8B1 2.44 -45.1B2 2.41 -45.9

C2.1 2.22 -50.0C2.2 2.17 -51.2C2.3 2.02 -54.5

a) b)

0.0

1.0

2.0

3.0

4.0

5.0


P [g

/ha*

a]

0

5

10

15

20

25


N [k

g/ha

*a]



A1 23.39 0.0A2 20.90 -10.6B1 20.27 -13.3B2 20.07 -14.2

C2.1 18.07 -22.7C2.2 18.72 -19.9C2.3 14.98 -36.0



A1 4.45 0.0A2 3.21 -27.8B1 2.44 -45.1B2 2.41 -45.9

C2.1 2.22 -50.0C2.2 2.17 -51.2C2.3 2.02 -54.5

Abb. 22: Vergleich der gewässerkundlichen Kenngrößen [m³/s] (Niedrigwasser MNQ, Mittlerer Durchfluss MQ, Hochwasser MHQ) im Einzugsgebiet des Hammerfließ für verschiedene Szena-rios (Zeitraum 2003 bis 2015)

5.4.3. Szenariorechnungen zur Wasserqualität 5.4.3.1. Nuthe Die Ergebnisse der Szenariorechnungen zum Nährstoffaustrag aus diffusen Quellen mit den Handlungsoptionen der Landnutzung sind für das Zwischengebiet der Nuthe in Abbildung 23 dargestellt.

Abb. 23: Mittlere jährliche Nährstoffausträge a) Stickstoff, b) Phosphor aus diffusen Quellen der Nuthe für verschiedene Szenarios (Zeitraum 2003 bis 2015)

Hier ist zu erkennen, dass alle Szenarios zu einer Verringerung der Nährstoffausträge, so-wohl bei Stickstoff als auch bei Phosphor führen. Die Spannbreite der Nährstoffreduzierung liegt zwischen 11 % und 36 % bei Stickstoff (Abb. 23a) und zwischen 28 % und 55 % bei Phosphor (Abb. 23b). Am deutlichsten zeigt sich die Verringerung der Emissionsraten bei Anwendung des Szenarios C2.3 – „Maximaler Beitrag der Landnutzung bei weitergehender Extensivierung“.

40

Landnutzungsart A1 [%] C2.3 [%]Landwirtschaft 47 36

Intensivacker 29.7 14.1davon mit Zwischenfruchtanbau 0.0 10.0

Intensivgrünland 12.2 7.3Extensivgrünland 3.8 11.5

Brachland 1.7 2.9Wald 42 43

Altbestände 33.3 3.1Jungbestände 8.9 39.4

Rest 10 22Siedlung, Industrie, Verkehr 7.6 9.5

Gewässer 0.7 0.7Feuchtgebiete 1.3 11.5

Offenland 0.8 0.0

a) b)Landnutzungsart A1 [kt/a] C2.3 [kt/a]Landwirtschaft 2.3 1.2



Brachland 0.00 0.00Wald 0.8 0.1


Rest 0.8 1.2Siedlung, Industrie, Verkehr 0.68 0.86


Offenland 0.06 0.00

Landnutzungsart A1 [t/a] C2.3 [t/a]Landwirtschaft 0.6 0.3







Offenland 0.00 0.00

a) b)Landnutzungsart A1 [kt/a] C2.3 [kt/a]Landwirtschaft 2.3 1.2







Offenland 0.06 0.00








Offenland 0.00 0.00

Aufgrund der größten Auswirkungen wird das Szenario C2.3. im Weiteren näher untersucht. Vorrangig verringern sich die landwirtschaftlich genutzten Flächen, Altwaldbestände werden zu Gunsten von Jungbeständen reduziert, und der Anteil der natürlichen, nicht ackerbaulich genutzten Feuchtgebiete wird ausgedehnt (Tab. 10).

Tab. 10: Prozentuale Flächenanteile der Landnutzungsarten im Einzugsgebiet der Nuthe für den Referenzzustand A1 und das Szenario C2.3

Die Stickstoffausträge aus landwirtschaftlichen Flächen sinken von 2 kt/a auf 1 kt/a. Der Um-bau der Waldflächen wirkt sich deutlich mit einer Reduzierung der Stickstoffemissionen von 0.8 kt/a auf 0.1 kt/a aus. Die flächenhafte Ausdehnung der natürlichen, nicht ackerbaulich genutzten Feuchtgebiete führt dagegen zu einer Erhöhung der Stickstoffausträge (Tab. 11a). Die Reduzierung der Phosphorausträge von 0.6 t/a auf 0.3 t/a liegt in der Verringerung der landwirtschaftlichen Fläche begründet (Tab. 11b).

Tab. 11: Mittlerer jährlicher Nährstoffaustrag aus diffusen Quellen im Einzugsgebiet der Nuthe gegliedert nach einzelnen Landnutzungsklassen für den Referenzzustand A1 und das Szenario C2.3 (Zeitraum 2003 bis 2015) a) Stickstoff b) Phosphor

Die mittleren jährlichen Stickstoffausträge pro Hektar aus diffusen Quellen der Nuthe sind in Abbildung 24 dargestellt. Die größte Verringerung ist auf Flächen zu verzeichnen, auf denen Acker- oder Intensivgrünland zu natürlichen, nicht ackerbaulich genutzten Feuchtgebieten umstrukturiert und Waldbestände umgebaut werden. Nur 5 % der Fläche des Einzugsgebie-tes zeigen einen Anstieg der Stickstoffausträge, wobei ein großer Anteil im Referenzzustand Acker- oder Intensivgrünland ist, welches im Szenario C2.3 Grünland oder urbane Fläche umgewandelt wird. Jedoch erhöht sich nicht generell die Austragsrate an Stickstoff, wenn Ackerland in Grünland umgewandelt wird. Dies ist von regionalen Gegebenheiten, wie zum

41

Szenario A1

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

N[kg/ha*a]

Szenario A1

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

N[kg/ha*a]

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

001- 101- 10

11- 2511- 2526- 4026- 4041- 6041- 6061- 8061- 80

81-13081-13081-130

N[kg/ha*a]

Szenario C2.3

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

N[kg/ha*a]

Szenario C2.3

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

N[kg/ha*a]

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

001- 101- 10

11- 2511- 2526- 4026- 4041- 6041- 6061- 8061- 80

81-13081-13081-130

N[kg/ha*a]

Differenz SzenarioC2.3 zu A1

-100 - -21-20 - -6-5 - -1

01 - 20

21 - 120

N[kg/ha*a]


-100 - -21-20 - -6-5 - -1

01 - 20

21 - 120

N[kg/ha*a]

-100 - -21-100 - -21-100 - -21-20 - -6-20 - -6-20 - -6-5 - -1-5 - -1-5 - -1

001 - 201 - 201 - 20

21 - 12021 - 12021 - 120

N[kg/ha*a]

Szenario A1

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

N[kg/ha*a]

Szenario A1

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

N[kg/ha*a]

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

001- 101- 10

11- 2511- 2526- 4026- 4041- 6041- 6061- 8061- 80

81-13081-13081-130

N[kg/ha*a]

Szenario C2.3

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

N[kg/ha*a]

Szenario C2.3

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

N[kg/ha*a]

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

001- 101- 10

11- 2511- 2526- 4026- 4041- 6041- 6061- 8061- 80

81-13081-13081-130

N[kg/ha*a]


-100 - -21-20 - -6-5 - -1

01 - 20

21 - 120

N[kg/ha*a]


-100 - -21-20 - -6-5 - -1

01 - 20

21 - 120

N[kg/ha*a]

-100 - -21-100 - -21-100 - -21-20 - -6-20 - -6-20 - -6-5 - -1-5 - -1-5 - -1

001 - 201 - 201 - 20

21 - 12021 - 12021 - 120

N[kg/ha*a]


- 75 - -11- 10 - -6

-5 - -10

1 - 40

P[g/ha*a]


- 75 - -11- 10 - -6

-5 - -10

1 - 40

P[g/ha*a]

- 75 - -11- 10 - -6

-5 - -10

1 - 40

- 75 - -11- 75 - -11- 75 - -11- 10 - -6- 10 - -6- 10 - -6

-5 - -1-5 - -1-5 - -100

1 - 401 - 401 - 40

P[g/ha*a]

Szenario C2.3

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario C2.3

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

001 - 31 - 31 - 34 - 64 - 64 - 67 - 97 - 97 - 9

10 - 1210 - 1210 - 1213 - 1513 - 1513 - 1516 - 7516 - 7516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario A1

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario A1

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

001 - 31 - 31 - 34 - 64 - 64 - 67 - 97 - 97 - 9

10 - 1210 - 1210 - 1213 - 1513 - 1513 - 1516 - 7516 - 7516 - 75

P[g/ha*a]


- 75 - -11- 10 - -6

-5 - -10

1 - 40

P[g/ha*a]


- 75 - -11- 10 - -6

-5 - -10

1 - 40

P[g/ha*a]

- 75 - -11- 10 - -6

-5 - -10

1 - 40

- 75 - -11- 75 - -11- 75 - -11- 10 - -6- 10 - -6- 10 - -6

-5 - -1-5 - -1-5 - -100

1 - 401 - 401 - 40

P[g/ha*a]

Szenario C2.3

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario C2.3

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

001 - 31 - 31 - 34 - 64 - 64 - 67 - 97 - 97 - 9

10 - 1210 - 1210 - 1213 - 1513 - 1513 - 1516 - 7516 - 7516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario A1

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario A1

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

001 - 31 - 31 - 34 - 64 - 64 - 67 - 97 - 97 - 9

10 - 1210 - 1210 - 1213 - 1513 - 1513 - 1516 - 7516 - 7516 - 75

P[g/ha*a]

Beispiel Bodentyp und Niederschlagsverhältnissen, abhängig. Im Gegensatz dazu zeigen urbane Flächen generell einen hohen Nährstoffaustrag und führen deshalb zu erhöhten Stickstoffemissionen.

Abb. 24: Mittlere jährliche Stickstoffausträge [kg/ha*a] aus diffusen Quellen der Nuthe für den Referenzzustand A1, das Szenario C2.3 sowie die Differenz von C2.3 zu A1 (Zeitraum 2003 bis 2015)

Phosphorausträge im Einzugsgebiet der Nuthe lassen sich am stärksten verringern, wenn Ackerland in eine Form von Grünland umgewandelt wird, die Flächen stillgelegt werden, na-türliche, nicht ackerbaulich genutzte Feuchtgebiete entstehen oder wenn auf den Flächen ein Waldumbau vorgenommen wird. Aufgrund der Ausdehnung von urbanen Flächen ist 1 % des Flächenanteils durch eine Erhöhung der Phosphorausträge gekennzeichnet. In Abbildung 25 sind die mittleren jährlichen Phosphorausträge flächenhaft dargestellt.

Abb. 25: Mittlere jährliche Phosphorausträge [kg/ha*a] aus diffusen Quellen der Nuthe für den Referenzzustand A1, das Szenario C2.3 sowie die Differenz von C2.3 zu A1 (Zeitraum 2003 bis 2015)

Auf verschieden Eintragspfaden, wie Oberflächen-, Zwischen- und Grundwasserabfluss bzw. Erosion, gelangen die Nährstoffe aus diffusen Quellen in das Fließgewässer, wobei sie in ih-rer Menge auf den verschiedenen Wegen und im Fluss selbst durch Retentions- bzw. Ab-bauprozesse reduziert werden. Siedlungswassereinträge werden in der Regel direkt in den Fluss eingeleitet.

Abbildung 26 verdeutlicht, mit welchem Anteil, die punktförmigen bzw. diffusen Nährstoff-

42

a) b)

0200400600800

1000

A1 A2 B1 B2 C1

C2.

1C

2.2

C2.

3D

1.1

D1.

2D

1.3 E

Szenario

N [k

g/d]

Punktquelle Diffuse Quelle

N [kg/d] N diffus [%] N punktuell [%]A1 865 93 7A2 825 93 7B1 826 93 7B2 806 93 7C1 824 93 7

C2.1 713 92 8C2.2 803 93 7C2.3 542 89 11D1.1 713 92 8D1.2 803 93 7D1.3 541 89 11

E 806 93 7

020406080

100

A1

A2

B1

B2

C1

C2.

1C

2.2

C2.

3D

1.1

D1.

2D

1.3 E

Szenario

P [k

g/d]


P [kg/d] P diffus [%] P punktuell [%]A1 80 3 97A2 81 2 98B1 81 2 98B2 81 2 98C1 64 3 97

C2.1 81 1 99C2.2 81 1 99C2.3 81 1 99D1.1 64 2 98D1.2 64 2 98D1.3 63 2 98

E 64 2 98

a) b)

0200400600800

1000

A1 A2 B1 B2 C1

C2.

1C

2.2

C2.

3D

1.1

D1.

2D

1.3 E

Szenario

N [k

g/d]



C2.1 713 92 8C2.2 803 93 7C2.3 542 89 11D1.1 713 92 8D1.2 803 93 7D1.3 541 89 11

E 806 93 7

020406080

100

A1

A2

B1

B2

C1

C2.

1C

2.2

C2.

3D

1.1

D1.

2D

1.3 E

Szenario

P [k

g/d]


P [kg/d] P diffus [%] P punktuell [%]A1 80 3 97A2 81 2 98B1 81 2 98B2 81 2 98C1 64 3 97

C2.1 81 1 99C2.2 81 1 99C2.3 81 1 99D1.1 64 2 98D1.2 64 2 98D1.3 63 2 98

E 64 2 98

quellen an den Frachten in der Nuthe am Pegel Potsdam Babelsberg beteiligt sind. Dabei zeigt sich ein Unterschied zwischen Stickstoff und Phosphor. Während die Stickstofflast mit 89 % bis 93 % hauptsächlich durch diffuse Einträge begründet werden kann, stammt Phos-phor mit 97 % bis 99 % aus den Siedlungswassereinträgen. Aufgrund der hohen Dominanz der jeweiligen Nährstoffquellen wirken sich die Szenarios aus den Handlungsfeldern Land-nutzung bzw. Siedlungswassereinträge dementsprechend stark entweder nur bei Stickstoff oder Phosphor aus.

Abb. 26: Langjähriges Tagesmittel der Nährstofffrachten differenziert nach Herkunft a) Stick-stoff, b) Phosphor in der Nuthe (Pegel Potsdam Babelsberg) für die verschiedenen Szenarios (Zeitraum 2003 bis 2015)

In Abbildung 27 sind die akkumulierten Gesamtnährstofffrachten der Nuthe für den Zeitraum 2003 bis 2015 abgebildet. Für Stickstoff (Abb. 27a) zeigt sich, dass alle angewendeten Sze-narios zu einer Verbesserung der Stickstofffracht in der Nuthe führen. Besonders heben sich jedoch die Szenarios C2.3 und D1.3 heraus. Beide Szenarios sind im Handlungsfeld Land-nutzung durch einen „Maximalen Beitrag der Landnutzung bei weitergehender Extensivie-rung“ gekennzeichnet. Da die diffusen Quellen bei Stickstoff den dominanten Eintragspfad darstellen, führt dieser auch zur starken Reduzierung der Stickstofffracht in der Nuthe.

43

a) b)

N gesamt [t] Veränderung zu A1 [%]A1 4107 0A2 3917 -5B1 3920 -5B2 3829 -7C1 3914 -5

C2.1 3387 -18C2.2 3815 -7C2.3 2573 -37D1.1 3383 -18D1.2 3811 -7D1.3 2570 -37

E 3825 -7

P gesamt [t] Veränderung zu A1 [%]A1 381 0A2 386 1B1 384 1B2 384 1C1 305 -20

C2.1 383 1C2.2 383 0C2.3 382 0D1.1 302 -21D1.2 302 -21D1.3 301 -21

E 303 -21

0500

10001500200025003000350040004500

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

N [t]

A1A2B1B2C1C2.1C2.2C2.3D1.1D1.2D1.3E

050

100150200250300350400450

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

P [t]

A1A2B1B2C1C2.1C2.2C2.3D1.1D1.2D1.3E

a) b)


C2.1 3387 -18C2.2 3815 -7C2.3 2573 -37D1.1 3383 -18D1.2 3811 -7D1.3 2570 -37

E 3825 -7

P gesamt [t] Veränderung zu A1 [%]A1 381 0A2 386 1B1 384 1B2 384 1C1 305 -20

C2.1 383 1C2.2 383 0C2.3 382 0D1.1 302 -21D1.2 302 -21D1.3 301 -21

E 303 -21

0500

10001500200025003000350040004500

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

N [t]

A1A2B1B2C1C2.1C2.2C2.3D1.1D1.2D1.3E

050

100150200250300350400450

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

P [t]

A1A2B1B2C1C2.1C2.2C2.3D1.1D1.2D1.3E

Abb. 27: Akkumulierte Frachten in der Nuthe (Pegel Potsdam Babelsberg) für die verschiede-nen Szenarios (Zeitraum 2003 bis 2015) a) Stickstoff b) Phosphor

Bei Phosphor (Abb. 27b) ist ein differenziertes Muster zu erkennen. Die Szenariorechnungen zeigen eine Einteilung in zwei Gruppen. Die erste ist durch einen Rückgang der Phosphor-frachten um ca. 20 % gekennzeichnet. Zu ihr gehören die Szenarios C1, D1.1, D1.2, D1.3 sowie E, welche im Handlungsfeld Siedlungswasserwirtschaft durch einen „Maximalen Bei-trag der Siedlungswasserwirtschaft“ geprägt sind. Alle anderen Szenarios bewirken keinen Rückgang bzw. sogar einen, wenn auch nur minimalen, Anstieg. Wiederum zeigt sich die Dominanz der, hier punktförmigen, Eintragsquelle, so dass sich Änderungen der Landnut-zung kaum auf die Phosphorfracht in der Nuthe auswirkt.

Betrachtet man die Konzentrationen und 90-Perzentile für Stickstoff am Auslasspegel der Nuthe in Abbildung 28, so ist zu erkennen, dass alle Szenarios nach LAWA-Güteklassifikation (siehe Tab. 2) in den Bereichen I-II bzw. II (= sehr geringe bis mäßige Be-lastung) liegen. Somit wäre das Ziel, die chemische Gewässergüte für Gesamtstickstoff in einen zumindest guten Zustand (=II) zu bringen, erreicht. Am niedrigsten sind die langjähri-gen Mittel der Stickstoffkonzentrationen und 90-Perzentile wiederum bei der Anwendung der Szenarios C2.3 und D1.3.

44

a) b)

1.25

1.18

1.16

1.13

1.17

0.96

1.02

0.65

0.96

1.02

0.65

1.13

0.00.20.40.60.81.01.21.41.61.82.0

A1 A2 B1 B2 C1

C2.

1

C2.

2

C2.

3

D1.

1

D1.

2

D1.

3 E

TN [m

g/l]

90-Perzentil [mg/l]

2003 - 2015

LAWA-Güteklasse

A1 2.15 IIA2 2.06 IIB1 2.02 IIB2 1.97 IIC1 2.05 II

C2.1 1.62 IIC2.2 1.71 IIC2.3 1.10 I-IID1.1 1.62 IID1.2 1.71 IID1.3 1.09 I-II

E 1.97 II

a) b)

1.25

1.18

1.16

1.13

1.17

0.96

1.02

0.65

0.96

1.02

0.65

1.13

0.00.20.40.60.81.01.21.41.61.82.0

A1 A2 B1 B2 C1

C2.

1

C2.

2

C2.

3

D1.

1

D1.

2

D1.

3 E

TN [m

g/l]

90-Perzentil [mg/l]

2003 - 2015

LAWA-Güteklasse

A1 2.15 IIA2 2.06 IIB1 2.02 IIB2 1.97 IIC1 2.05 II

C2.1 1.62 IIC2.2 1.71 IIC2.3 1.10 I-IID1.1 1.62 IID1.2 1.71 IID1.3 1.09 I-II

E 1.97 II

a) b)

0.13

0.13

0.13

0.13

0.10

0.12

0.11

0.10

0.09

0.09

0.08

0.10

0.0

0.1

0.2

0.3

A1

A2

B1

B2

C1

C2.

1

C2.

2

C2.

3

D1.

1

D1.

2

D1.

3 E

TP [m

g/l]

90-Perzentil [mg/l]

2003 - 2015

LAWA-Güteklasse

A1 0.21 II-IIIA2 0.20 II-IIIB1 0.19 II-IIIB2 0.19 II-IIIC1 0.16 II-III

C2.1 0.18 II-IIIC2.2 0.17 II-IIIC2.3 0.16 II-IIID1.1 0.15 IID1.2 0.14 IID1.3 0.13 II

E 0.16 II-III

a) b)

0.13

0.13

0.13

0.13

0.10

0.12

0.11

0.10

0.09

0.09

0.08

0.10

0.0

0.1

0.2

0.3

A1

A2

B1

B2

C1

C2.

1

C2.

2

C2.

3

D1.

1

D1.

2

D1.

3 E

TP [m

g/l]

90-Perzentil [mg/l]

2003 - 2015

LAWA-Güteklasse

A1 0.21 II-IIIA2 0.20 II-IIIB1 0.19 II-IIIB2 0.19 II-IIIC1 0.16 II-III

C2.1 0.18 II-IIIC2.2 0.17 II-IIIC2.3 0.16 II-IIID1.1 0.15 IID1.2 0.14 IID1.3 0.13 II

E 0.16 II-III

Abb. 28: Langjährige mittlere Konzentration (a) und 90-Perzentile mit LAWA-Güteklasseneinteilung (b) für Stickstoff in der Nuthe (Pegel Potsdam Babelsberg) für verschie-dene Szenarios (Zeitraum 2003 bis 2015)

Bei der Phosphorkonzentration in Abbildung 29 zeigt sich ein anderes Ergebnis. Die 90-Perzentile fast aller Szenariorechnungen bewegen sich nach LAWA-Einteilung (siehe Tab. 2) in den Güteklassen II bis II – III (= mäßige bis deutliche Belastung). Nur die Berechnungen auf Grundlage der Szenarios D1.1 bis D1.3 zeigen Werte im Bereich der Güteklasse II (= mäßige Belastung). Somit ist ein guter gewässerchemischer Zustand hinsichtlich der Phos-phorkonzentration nur durch die Anwendung der maximalen Beiträge der Handlungsfelder Siedlungswasserwirtschaft und Landnutzung zu erreichen.

Abb. 29: Langjährige mittlere Konzentration (a) und 90-Perzentile mit LAWA-Güteklasseneinteilung (b) für Phosphor in der Nuthe (Pegel Potsdam Babelsberg) für verschie-dene Szenarios (Zeitraum 2003 bis 2015)

Betrachtet man die 90-Perzentile für die einzelnen Jahre zwischen 2003 und 2015 (Abb. 30), so kann man erkennen, dass zwar Schwankungen existieren, die 90-Perzentile aber im Gro-ßen und Ganzen nicht die LAWA-Güteklasse II (=mäßig belastet) überschreiten. Eine Aus-nahme bildet für wenige Szenarios im Jahre 2013 die Phosphorkonzentration der Nuthe.

45

0.00.51.01.52.02.53.03.54.0


P [g

/ha*

a]



A1 3.48 0.0A2 2.91 -16.3B1 1.80 -48.2B2 1.82 -47.6

C2.1 1.47 -57.7C2.2 0.99 -71.4C2.3 0.62 -82.2

0

5

10

15

20

25

30


N [k

g/ha

*a]



A1 27.36 0.0A2 25.81 -5.7B1 26.40 -3.5B2 26.45 -3.3

C2.1 25.50 -6.8C2.2 25.66 -6.2C2.3 12.48 -54.4

a) b)

0.00.51.01.52.02.53.03.54.0


P [g

/ha*

a]



A1 3.48 0.0A2 2.91 -16.3B1 1.80 -48.2B2 1.82 -47.6

C2.1 1.47 -57.7C2.2 0.99 -71.4C2.3 0.62 -82.2

0

5

10

15

20

25

30


N [k

g/ha

*a]



A1 27.36 0.0A2 25.81 -5.7B1 26.40 -3.5B2 26.45 -3.3

C2.1 25.50 -6.8C2.2 25.66 -6.2C2.3 12.48 -54.4

a) b)

a) b)

0.000.050.100.150.200.250.300.350.40

2003

2005

2007

2009

2011

2013

2015

TP [m

g/l]

A1A2B1B2C1C2.1C2.2C2.3D1.1D1.2D1.3E

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0

2003

2005

2007

2009

2011

2013

2015

TN [m

g/l]

A1A2B1B2C1C2.1C2.2C2.3D1.1D1.2D1.3E

a) b)

0.000.050.100.150.200.250.300.350.40

2003

2005

2007

2009

2011

2013

2015

TP [m

g/l]

A1A2B1B2C1C2.1C2.2C2.3D1.1D1.2D1.3E

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0

2003

2005

2007

2009

2011

2013

2015

TN [m

g/l]

A1A2B1B2C1C2.1C2.2C2.3D1.1D1.2D1.3E

Abb. 30: Jährliche 90-Perzentile für a) Stickstoff b) Phosphor in der Nuthe (Pegel Potsdam Ba-belsberg) für verschiedene Szenarios

5.4.3.2. Hammerfließ Die Stickstoffausträge im Einzugsgebiet des Hammerfließ (Abb. 31a) verringern sich um ca. 3 % bis 7 %. Eine Ausnahme bildet das Szenario C2.3, das eine wesentlich stärkere Verrin-gerung der Stickstoffemissionen um 54 % ermöglicht. Die Phosphoremissionen können zwi-schen 16 % und 82 % reduziert werden. Die Unterschiede variieren stärker als bei Stickstoff, auch wenn Szenario C2.3 wieder am deutlichsten hervortritt (Abb. 31b).

Abb. 31: Mittlere jährliche Nährstoffausträge a) Stickstoff, b) Phosphor aus diffusen Quellen des Hammerfließ für verschiedene Szenarios (Zeitraum 2003 bis 2015)

Im Folgenden wird wiederum das Szenario mit den größten Veränderungen näher erläutert. Im Einzugsgebiet des Hammerfließ verändert sich nach Szenario C2.3 hauptsächlich die Struktur der Waldgebiete. Wiederum werden Altbestände in Jungbestände umgewandelt. Aber auch landwirtschaftlich genutzte Flächen werden reduziert und der Anteil an natürli-chen, nicht ackerbaulich genutzten Feuchtgebieten wird deutlich ausgedehnt (Tab. 12).

46








Offenland 0.9 0.0

a) b) Landnutzungsart A1 [t/a] C2.3 [t/a]Landwirtschaft 0.05 0.01



Brachland 0.00 0.00Wald 0.00 0.00




Offenland 0.00 0.00

Landnutzungsart A1 [kt/a] C2.3 [kt/a]Landwirtschaft 0.35 0.09



Brachland 0.00 0.00Wald 0.11 0.02




Offenland 0.01 0.00

a) b) Landnutzungsart A1 [t/a] C2.3 [t/a]Landwirtschaft 0.05 0.01



Brachland 0.00 0.00Wald 0.00 0.00




Offenland 0.00 0.00




Brachland 0.00 0.00Wald 0.11 0.02




Offenland 0.01 0.00

Tab. 12: Prozentuale Flächenanteile der Landnutzungsarten im Einzugsgebiet des Hammerfließ für den Referenzzustand A1 und das Szenario C2.3

Die Stickstoffausträge können im Szenario C2.3 durch den Umbau des Waldes von 0.1 kt/a auf 0.02 kt/a sinken. Die Verkleinerung der Ackerflächen wirkt sich mit einer Reduzierung der Stickstoffausträge von 0.35 kt/a auf 0.09 kt/a aus. Die flächenhafte Ausdehnung der natürli-chen, nicht ackerbaulich genutzten Feuchtgebiete führt zu einer Erhöhung der Stickstof-fausträge auf 0.11 kt/a (Tab. 13a). Auch im Hammerfließ kann man die Reduzierung der Phosphorausträge von 0.05 t/a auf 0.01 t/a durch die Verringerung der landwirtschaftlichen Fläche begründen. Waldumbau hat dabei keinen maßgeblichen Einfluß (Tab. 13b).

Tab. 13: Mittlerer jährlicher Nährstoffaustrag aus diffusen Quellen im Einzugsgebiet des Ham-merfließ gegliedert nach einzelnen Landnutzungsklassen für den Referenzzustand A1 und das Szenario C2.3 (Zeitraum 2003 bis 2015) a) Stickstoff b) Phosphor

Stickstoffausträge aus den diffusen Quellen des Hammerfließ können am stärksten durch Waldumbau und Extensivierung von Intensivacker und –grünland, d.h. Umwandlung in Ex-tensivgrünland und natürliche, nicht ackerbaulich genutzte Feuchtgebiete, verringert werden. Die mittleren jährlichen Stickstoffausträge pro Hektar für den Referenzzustand A1 und das Szenario C2.3 sind in Abbildung 32 dargestellt. Nur 4 % der Fläche des Einzugsgebietes zeigen einen Anstieg der Stickstoffausträge, wenn Intensivacker in Grünland, Feuchtgebiet oder Siedlungsfläche umgewandelt wird.

47


-100 - -21-20 - -6-5 - -1

01 - 20

21 - 120

N[kg/ha*a]


-100 - -21-20 - -6-5 - -1

01 - 20

21 - 120

N[kg/ha*a]

-100 - -21-100 - -21-100 - -21-20 - -6-20 - -6-20 - -6-5 - -1-5 - -1-5 - -1

001 - 201 - 201 - 20

21 - 12021 - 12021 - 120

N[kg/ha*a]

Szenario C2.3

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

N[kg/ha*a]

Szenario C2.3

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

N[kg/ha*a]

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

001- 101- 10

11- 2511- 2526- 4026- 4041- 6041- 6061- 8061- 80

81-13081-13081-130

N[kg/ha*a]

Szenario A1

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

N[kg/ha*a]

Szenario A1

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

N[kg/ha*a]

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

001- 101- 10

11- 2511- 2526- 4026- 4041- 6041- 6061- 8061- 80

81-13081-13081-130

N[kg/ha*a]


-100 - -21-20 - -6-5 - -1

01 - 20

21 - 120

N[kg/ha*a]


-100 - -21-20 - -6-5 - -1

01 - 20

21 - 120

N[kg/ha*a]

-100 - -21-100 - -21-100 - -21-20 - -6-20 - -6-20 - -6-5 - -1-5 - -1-5 - -1

001 - 201 - 201 - 20

21 - 12021 - 12021 - 120

N[kg/ha*a]

Szenario C2.3

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

N[kg/ha*a]

Szenario C2.3

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

N[kg/ha*a]

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

001- 101- 10

11- 2511- 2526- 4026- 4041- 6041- 6061- 8061- 80

81-13081-13081-130

N[kg/ha*a]

Szenario A1

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

N[kg/ha*a]

Szenario A1

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

N[kg/ha*a]

01- 10

11- 2526- 4041- 6061- 80

81-130

001- 101- 10

11- 2511- 2526- 4026- 4041- 6041- 6061- 8061- 80

81-13081-13081-130

N[kg/ha*a]

Szenario A1

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario A1

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

001 - 31 - 31 - 34 - 64 - 64 - 67 - 97 - 97 - 9

10 - 1210 - 1210 - 1213 - 1513 - 1513 - 1516 - 7516 - 7516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario C2.3

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario C2.3

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

001 - 31 - 31 - 34 - 64 - 64 - 67 - 97 - 97 - 9

10 - 1210 - 1210 - 1213 - 1513 - 1513 - 1516 - 7516 - 7516 - 75

P[g/ha*a]


- 75 - -11- 10 - -6

-5 - -10

1 - 40

P[g/ha*a]


- 75 - -11- 10 - -6

-5 - -10

1 - 40

P[g/ha*a]

- 75 - -11- 10 - -6

-5 - -10

1 - 40

- 75 - -11- 75 - -11- 75 - -11- 10 - -6- 10 - -6- 10 - -6

-5 - -1-5 - -1-5 - -100

1 - 401 - 401 - 40

P[g/ha*a]

Szenario A1

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario A1

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

001 - 31 - 31 - 34 - 64 - 64 - 67 - 97 - 97 - 9

10 - 1210 - 1210 - 1213 - 1513 - 1513 - 1516 - 7516 - 7516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario C2.3

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario C2.3

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

001 - 31 - 31 - 34 - 64 - 64 - 67 - 97 - 97 - 9

10 - 1210 - 1210 - 1213 - 1513 - 1513 - 1516 - 7516 - 7516 - 75

P[g/ha*a]


- 75 - -11- 10 - -6

-5 - -10

1 - 40

P[g/ha*a]


- 75 - -11- 10 - -6

-5 - -10

1 - 40

P[g/ha*a]

- 75 - -11- 10 - -6

-5 - -10

1 - 40

- 75 - -11- 75 - -11- 75 - -11- 10 - -6- 10 - -6- 10 - -6

-5 - -1-5 - -1-5 - -100

1 - 401 - 401 - 40

P[g/ha*a]

Abb. 32: Mittlere jährliche Stickstoffausträge [kg/ha*a] aus diffusen Quellen des Hammerfließ für den Referenzzustand A1, das Szenario C2.3 sowie die Differenz von C2.3 zu A1 (Zeitraum 2003 bis 2015)

In Abbildung 33 sind die mittleren jährlichen Phosphorausträge aus dem Einzugsgebiet des Hammerfließ dargestellt. Sie verringern sich am stärksten, wenn Ackerland in Grünland oder in nicht landwirtschaftlich genutzte Feuchtgebiete umgewandelt wird. 1 % der Fläche ist durch eine Erhöhung der Phosphorausträge aufgrund der Ausdehnung von urbanen Flächen gekennzeichnet.

Abb. 33: Mittlere jährliche Phosphorausträge [kg/ha*a] aus diffusen Quellen des Hammerfließ für den Referenzzustand A1, das Szenario C2.3 sowie die Differenz von C2.3 zu A1 (Zeitraum 2003 bis 2015)

Wie für die Nuthe sollen auch für das Hammerfließ die Auswirkungen der Szenarios auf die Nährstofffrachten bzw. –konzentrationen innerhalb des Fließgewässers dargestellt werden. Dazu wurden die Simulationsergebnisse am Auslasspegel des Einzugsgebietes, Woltersdorf II, verglichen.

Aus Abbildung 34 ist zu entnehmen, dass sich die Quellen der Stickstoff- und Phosphorein-träge wiederum unterscheiden. Stickstoff stammt mit 83 % bis 86 % aus diffusen Quellen, Phosphor dagegen mit 78 % bis 91 % aus punktförmigen Quellen. Trotz der Dominanz der jeweiligen Quellen, liegen diese Anteile erkennbar unter denen in der Nuthe. Der Grund da-für liegt in der unterschiedlichen räumlichen Verteilung der Emissionen aus der Siedlungs-wasserwirtschaft und aus der Landnutzung. Werden Nährstoffe an vom Auslasspegel ent-

48

a) b)


C2.1 23 84 16C2.2 25 85 15C2.3 25 85 15D1.1 23 84 16D1.2 25 86 15D1.3 25 86 15

E 23 84 17

P [kg/d] P diffus [%] P punktuell [%]A1 0.9 22 78A2 0.9 17 83B1 0.8 14 86B2 0.8 13 87C1 0.8 19 81

C2.1 0.8 12 88C2.2 0.8 10 90C2.3 0.8 9 91D1.1 0.8 13 87D1.2 0.7 11 89D1.3 0.7 10 90

E 0.8 15 85

0.00.10.20.30.40.50.60.70.80.91.0

A1

A2

B1

B2

C1

C2.

1

C2.

2

C2.

3

D1.

1

D1.

2

D1.

3 E

Szenario

P [k

g/d]


0

5

10

15

20

25

30

A1

A2

B1

B2

C1

C2.

1

C2.

2

C2.

3

D1.

1

D1.

2

D1.

3 E

Szenario

N [k

g/d]


a) b)


C2.1 23 84 16C2.2 25 85 15C2.3 25 85 15D1.1 23 84 16D1.2 25 86 15D1.3 25 86 15

E 23 84 17

P [kg/d] P diffus [%] P punktuell [%]A1 0.9 22 78A2 0.9 17 83B1 0.8 14 86B2 0.8 13 87C1 0.8 19 81

C2.1 0.8 12 88C2.2 0.8 10 90C2.3 0.8 9 91D1.1 0.8 13 87D1.2 0.7 11 89D1.3 0.7 10 90

E 0.8 15 85

0.00.10.20.30.40.50.60.70.80.91.0

A1

A2

B1

B2

C1

C2.

1

C2.

2

C2.

3

D1.

1

D1.

2

D1.

3 E

Szenario

P [k

g/d]


0

5

10

15

20

25

30

A1

A2

B1

B2

C1

C2.

1

C2.

2

C2.

3

D1.

1

D1.

2

D1.

3 E

Szenario

N [k

g/d]


fernten Lagen des Einzugsgebietes eingetragen, können diese im Fließgewässer aufgrund des längeren Fließweges stärker abgebaut werden als Nährstoffe, die im Unterlauf des Ge-bietes in den Fluss gelangen.

Abb. 34: Langjähriges Tagesmittel der Nährstofffrachten differenziert nach Herkunft a) Stick-stoff, b) Phosphor im Hammerfließ (Pegel Woltersdorf II) für die verschiedenen Szenarios (Zeit-raum 2003 bis 2015)

Die akkumulierten Gesamtnährstofffrachten des Hammerfließ sind in Abbildung 35 darge-stellt. Alle angewendeten Szenarios führen zu einer Verringerung der Stickstoffemissionen um bis zu 11 % (Abb. 35a). Die größte Veränderung zum Referenzzustand zeigt Szenario B1, wobei in den Handlungsfeldern Landnutzung und Siedlungswasserwirtschaft die Einhal-tung des gesetzlich vorgegebenen Mindestniveaus angestrebt wird. Es spielen hier also nicht die maximalen Beiträge der einzelnen Handlungsfelder die bedeutendste Rolle, obwohl durch sie die Nährstofffracht aus den Quellen heraus in das Fließgewässer hinein am stärks-ten reduziert werden kann. Grund dafür ist wiederum die räumliche Verteilung der Stickstof-fausträge aus dem Einzugsgebiet und damit die unterschiedlichen Möglichkeiten des Stoff-abbaus im Fließgewässer. Da der Haupteintrag aus diffusen Quellen stammt, führt dieser auch zur Reduzierung der Stickstofffracht im Hammerfließ.

49

a) b)


C2.1 111 -9C2.2 118 -3C2.3 120 -1D1.1 111 -9D1.2 118 -3D1.3 120 -1

E 110 -9

P gesamt [t] Veränderung zu A1 [%]A1 4.5 0A2 4.2 -6B1 4.0 -10B2 4.0 -10C1 3.8 -14

C2.1 4.0 -11C2.2 3.9 -14C2.3 3.8 -14D1.1 3.6 -19D1.2 3.5 -21D1.3 3.5 -22

E 3.7 -18

00.5

11.5

22.5

3

3.54

4.55

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

P [t]

A1A2B1B2C1C2.1C2.2C2.3D1.1D1.2D1.3E

0

20

40

60

80

100

120

140

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

N [t

]

A1A2B1B2C1C2.1C2.2C2.3D1.1D1.2D1.3E

a) b)


C2.1 111 -9C2.2 118 -3C2.3 120 -1D1.1 111 -9D1.2 118 -3D1.3 120 -1

E 110 -9

P gesamt [t] Veränderung zu A1 [%]A1 4.5 0A2 4.2 -6B1 4.0 -10B2 4.0 -10C1 3.8 -14

C2.1 4.0 -11C2.2 3.9 -14C2.3 3.8 -14D1.1 3.6 -19D1.2 3.5 -21D1.3 3.5 -22

E 3.7 -18

00.5

11.5

22.5

3

3.54

4.55

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

P [t]

A1A2B1B2C1C2.1C2.2C2.3D1.1D1.2D1.3E

0

20

40

60

80

100

120

140

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

N [t

]

A1A2B1B2C1C2.1C2.2C2.3D1.1D1.2D1.3E

Abb. 35: Akkumulierte Frachten im Hammerfließ (Pegel Woltersdorf II) für die verschiedenen Szenarios (Zeitraum 2003 bis 2015)

Phosphor ist durch einen Rückgang der Frachten zwischen 6 % und 22 % gekennzeichnet (Abb. 35b), wobei die Szenarios D1.1, D1.2, D1.3 und E die stärkste Verringerung aufwei-sen. Diese vier Szenarios sind im Handlungsfeld Siedlungswasserwirtschaft durch einen „Maximalen Beitrag der Siedlungswasserwirtschaft“ gekennzeichnet. Zwar zeigt sich hier die Dominanz der punktförmigen Eintragsquelle, Veränderungen der Landnutzung in kleineren Einzugsgebieten sind jedoch nicht zu vernachlässigen, wie sich im Szenario C1 zeigt, wo zwar die Einträge aus punktförmigen Quellen am geringsten sind, Emissionen aus der Land-nutzung jedoch die Gesamtfracht im Gewässer wieder soweit erhöhen, dass sich die Verän-derung zum Referenzzustand mit 14 % nur noch im mittleren Bereich bewegt.

Die 90-Perzentile der Stickstoffkonzentrationen am Auslasspegel des Hammerfließ (Abb. 36) liegen für alle Szenarios nach LAWA-Güteklasseneinteilung (siehe Tab. 2) im Bereich I (= keine Belastung). Somit wäre auch hier das Ziel, die chemische Gewässergüte in einen „gu-ten Zustand“ zu bringen, erfüllt. Die niedrigsten langjährigen mittleren Konzentrationen sowie 90-Perzentile zeigen die Berechnungen der Szenarios C2.2 und D1.2.

50

a) b)

0.36

0.34

0.34

0.35

0.34

0.39

0.32

0.36

0.39

0.32

0.36

0.35

-0.5

0.0

0.5

1.0

1.5

A1 A2 B1 B2 C1

C2.

1

C2.

2

C2.

3

D1.

1

D1.

2

D1.

3 E

TN [m

g/l]

90-Perzentil [mg/l]

2003 - 2015

LAWA-Güteklasse

A1 0.51 IA2 0.49 IB1 0.49 IB2 0.49 IC1 0.49 I

C2.1 0.52 IC2.2 0.49 IC2.3 0.58 ID1.1 0.52 ID1.2 0.49 ID1.3 0.58 I

E 0.49 I

a) b)

0.36

0.34

0.34

0.35

0.34

0.39

0.32

0.36

0.39

0.32

0.36

0.35

-0.5

0.0

0.5

1.0

1.5

A1 A2 B1 B2 C1

C2.

1

C2.

2

C2.

3

D1.

1

D1.

2

D1.

3 E

TN [m

g/l]

90-Perzentil [mg/l]

2003 - 2015

LAWA-Güteklasse

A1 0.51 IA2 0.49 IB1 0.49 IB2 0.49 IC1 0.49 I

C2.1 0.52 IC2.2 0.49 IC2.3 0.58 ID1.1 0.52 ID1.2 0.49 ID1.3 0.58 I

E 0.49 I

a) b)

0.02

0.02

0.02

0.02

0.02

0.03

0.02

0.02

0.02

0.02

0.02

0.02

-0.2

-0.1

0.0

0.1

0.2

A1 A2 B1 B2 C1

C2.

1

C2.

2

C2.

3

D1.

1

D1.

2

D1.

3 E

TP [m

g/l]

90-Perzentil [mg/l]

2003 - 2015

LAWA-Güteklasse

A1 0.02 IA2 0.02 IB1 0.02 IB2 0.02 IC1 0.02 I

C2.1 0.02 IC2.2 0.02 IC2.3 0.02 ID1.1 0.02 ID1.2 0.02 ID1.3 0.02 I

E 0.02 I

a) b)

0.02

0.02

0.02

0.02

0.02

0.03

0.02

0.02

0.02

0.02

0.02

0.02

-0.2

-0.1

0.0

0.1

0.2

A1 A2 B1 B2 C1

C2.

1

C2.

2

C2.

3

D1.

1

D1.

2

D1.

3 E

TP [m

g/l]

90-Perzentil [mg/l]

2003 - 2015

LAWA-Güteklasse

A1 0.02 IA2 0.02 IB1 0.02 IB2 0.02 IC1 0.02 I

C2.1 0.02 IC2.2 0.02 IC2.3 0.02 ID1.1 0.02 ID1.2 0.02 ID1.3 0.02 I

E 0.02 I

Abb. 36: Langjährige mittlere Konzentration (a) und 90-Perzentile mit LAWA-Güteklasseneinteilung (b) für Stickstoff im Hammerfließ (Pegel Woltersdorf II) für verschiedene Szenarios (Zeitraum 2003 bis 2015)

Die 90-Perzentile bzw. langjährigen Mittel der Phosphorkonzentrationen in Abbildung 37 lie-gen für alle Szenariorechnungen sehr eng beieinander. Sie sind der LAWA-Güteklasse I (= keine Belastung) zuzuordnen.

Abb. 37: Langjährige mittlere Konzentration (a) und 90-Perzentile mit LAWA-Güteklasseneinteilung (b) für Phosphor im Hammerfließ (Pegel Woltersdorf II) für verschiedene Szenarios (Zeitraum 2003 bis 2015)

Die Schwankungen der 90-Perzentile zwischen den einzelnen Jahren im Zeitraum 2003 bis 2015 (Abb. 38) bewegen sich sowohl für Stickstoff als auch für Phosphor für alle Szenarios im Bereich der LAWA-Güteklasse I. Eine Ausnahme bilden die Jahre 2003 und 2015, in de-nen jedoch trotzdem die Güteklasse II nicht überschritten wird.

51

a) b)

0

5

10

15

20

25


N [k

g/ha

*a]

0.00.51.01.52.02.53.03.5


P [g

/ha*

a]



A1 3.11 0.0A2 2.37 -23.8B1 1.96 -37.0B2 1.93 -37.9

C2.1 1.83 -41.2C2.2 1.69 -45.5C2.3 1.49 -51.9



A1 21.61 0.0A2 19.91 -7.9B1 19.53 -9.6B2 19.29 -10.7

C2.1 16.62 -23.1C2.2 16.87 -21.9C2.3 13.53 -37.4

a) b)

0

5

10

15

20

25


N [k

g/ha

*a]

0.00.51.01.52.02.53.03.5


P [g

/ha*

a]



A1 3.11 0.0A2 2.37 -23.8B1 1.96 -37.0B2 1.93 -37.9

C2.1 1.83 -41.2C2.2 1.69 -45.5C2.3 1.49 -51.9



A1 21.61 0.0A2 19.91 -7.9B1 19.53 -9.6B2 19.29 -10.7

C2.1 16.62 -23.1C2.2 16.87 -21.9C2.3 13.53 -37.4

a) b)

0.00.20.40.60.81.01.21.41.61.8

2003

2005

2007

2009

2011

2013

2015

TN [m

g/l]

A1A2B1B2C1C2.1C2.2C2.3D1.1D1.2D1.3E

0.000.010.020.030.040.050.060.070.08

2003

2005

2007

2009

2011

2013

2015

TP [m

g/l]

A1A2B1B2C1C2.1C2.2C2.3D1.1D1.2D1.3E

a) b)

0.00.20.40.60.81.01.21.41.61.8

2003

2005

2007

2009

2011

2013

2015

TN [m

g/l]

A1A2B1B2C1C2.1C2.2C2.3D1.1D1.2D1.3E

0.000.010.020.030.040.050.060.070.08

2003

2005

2007

2009

2011

2013

2015

TP [m

g/l]

A1A2B1B2C1C2.1C2.2C2.3D1.1D1.2D1.3E

Abb. 38: Jährliche 90-Perzentile für a) Stickstoff b) Phosphor im Hammerfließ (Pegel Wolters-dorf II) für verschiedene Szenarios

5.4.3.3. Havel Für das Gesamtgebiet Havel sind die mittleren jährlichen Nährstoffausträge in Abbildung 39 aufgeführt.

Abb. 39: Mittlere jährliche Nährstoffausträge a) Stickstoff, b) Phosphor aus diffusen Quellen der Havel für verschiedene Szenarios (Zeitraum 2003 bis 2015)

Deutlich zu erkennen ist, dass alle Szenarios zu einer Verringerung der Nährstoffausträge, sowohl bei Stickstoff als auch bei Phosphor führen. Mit 37 % verkleinert sich dabei der Stick-stoffaustrag im Szenario C2.3 am deutlichsten (Abb. 39a). Ein ähnliches Ergebnis liefern die Ergebnisse zu den Phosphorausträgen, wobei die Veränderungen zum Referenzzustand mit 24 bis 52 % wesentlich größer sind (Abb. 39b).

Im Folgenden soll wieder das Ergebnis des Szenarios mit den größten Auswirkungen, C2.3., genauer erläutert werden. Charakteristisch für dieses Szenario ist eine deutliche Verringe-rung der landwirtschaftlich genutzten Flächenanteile. Vor allem Flächen mit Intensivacker- und -grünland wurden reduziert. Im Gegensatz dazu kommt es zu einer Erhöhung des Antei-les an Extensivgrünland- und Stilllegungsflächen. Weiterhin werden die Altbestände von Laub-, Nadel- und Mischwäldern zu Gunsten von Jungbeständen reduziert und der Anteil der

52








Offenland 0.3 0.1

a) b)Landnutzungsart A1 [t/a] C2.3 [t/a]Landwirtschaft 3.7 1.7







Offenland 0.01 0.00








Offenland 0.16 0.05

a) b)Landnutzungsart A1 [t/a] C2.3 [t/a]Landwirtschaft 3.7 1.7







Offenland 0.01 0.00








Offenland 0.16 0.05








Offenland 0.01 0.00








Offenland 0.16 0.05

natürlichen, nicht ackerbaulich genutzten Feuchtgebiete ausgedehnt (Tab. 14).

Tab. 14: Prozentuale Flächenanteile der Landnutzungsarten im Einzugsgebiet der Havel für den Referenzzustand A1 und für das Szenario C2.3

Tabelle 15a zeigt, dass die Stickstoffausträge aus landwirtschaftlichen Flächen von 17 kt/a auf 10 kt/a deutlich sinken. Auch der Umbau der Waldflächen wirkt sich mit einer Reduzie-rung von 7 kt/a auf 2 kt/a der Stickstoffemissionen aus. Eine Erhöhung der Stickstoffausträge ist bei den natürlichen, nicht ackerbaulich genutzten Feuchtgebieten festzustellen, was je-doch mit ihrer starken flächenhaften Ausdehnung begründet werden kann. Für die Reduzie-rung der Phosphorausträge von 4 t/a auf 2 t/a spielt, wie in Tabelle 15b zu erkennen ist, nur die Verringerung der landwirtschaftlichen Flächen eine Rolle.

Tab. 15: Mittlerer jährlicher Nährstoffaustrag aus diffusen Quellen im Einzugsgebiet der Havel gegliedert nach einzelnen Landnutzungsklassen für den Referenzzustand A1 und das Szenario C2.3 (Zeitraum 2003 bis 2015) a) Stickstoff b) Phosphor

In Abbildung 40 sind die mittleren jährlichen Stickstoffausträge pro Hektar aus diffusen Quel-len der Havel für den Referenzzustand A1 sowie das Szenario C2.3 und deren Differenz dargestellt. Dabei wird auch die flächenhafte Reduzierung der Emissionen deutlich sichtbar. Die größte Verringerung von Stickstoffausträgen ist auf Flächen zu verzeichnen, auf denen Acker- oder Intensivgrünland zu Feuchtgebieten umgewandelt und Altwaldbestände neu aufgeforstet werden. Lediglich 4 % der gesamten Havelfläche zeigt einen Anstieg der Stickstoffausträge, wobei ein großer Anteil im Referenzzustand A1 Acker- oder Intensivgrün-land ist, welches im Szenario C2.3 in Intensiv- bzw. Extensivgrünland oder urbane Fläche umgewandelt wird.

53

01 - 10

11 - 2526 - 4041 - 6061 - 80

81 - 130

N[kg/ha*a]

Szenario A1 Differenz SzenarioC2.3 zu A1

-100 - -21-20 - -6-5 - -1

01 - 20

21 - 120

N[kg/ha*a]

01 - 10

11 - 2526 - 4041 - 6061 - 80

81 - 130

N[kg/ha*a]

Szenario C2.3

01 - 10

11 - 2526 - 4041 - 6061 - 80

81 - 130

N[kg/ha*a]

Szenario A1 Differenz SzenarioC2.3 zu A1

-100 - -21-20 - -6-5 - -1

01 - 20

21 - 120

N[kg/ha*a]

01 - 10

11 - 2526 - 4041 - 6061 - 80

81 - 130

N[kg/ha*a]

Szenario C2.3

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario A1

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario C2.3

- 75 - -11- 10 - -6

-5 - -10

1 - 40

P[g/ha*a]


01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario A1

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario C2.3

- 75 - -11- 10 - -6

-5 - -10

1 - 40

P[g/ha*a]


Abb. 40: Mittlere jährliche Stickstoffausträge [kg/ha*a] aus diffusen Quellen der Havel für den Referenzzustand A1, das Szenario C2.3 sowie die Differenz von C2.3 zu A1 (Zeitraum 2003 bis 2015)

Die mittleren jährlichen Phosphoremissionen aus den diffusen Quellen sind in Abbildung 41 aufgezeigt. Auch hier ist die flächenhafte Verringerung der Austräge zu erkennen. Phospho-rausträge lassen sich am stärksten dann verringern, wenn Ackerland in eine Form von Grün-land umgewandelt wird bzw. wenn die Flächen aufgeforstet oder stillgelegt werden. 1 % des Flächenanteils ist durch eine Erhöhung der Phosphorausträge gekennzeichnet. Diese kommt hauptsächlich durch die Ausdehnung von Siedlungs- bzw. Industrieflächen zustande.

Abb. 41: Mittlere jährliche Phosphorausträge [kg/ha*a] aus diffusen Quellen der Havel für den Referenzzustand A1, das Szenario C2.3 sowie die Differenz von C2.3 zu A1 (Zeitraum 2003 bis 2015)

5.4.3.4. Döllnitz / Kleiner Rhin Die Nährstoffausträge im Einzugsgebiet Döllnitz / Kleiner Rhin verringern sich in allen Szena-rios erheblich, Stickstoffausträge (Abb. 42a) zwischen 17 % bis 65 % und Phosphorausträge (Abb. 42b) zwischen 35 % und 86 %. Die größten Veränderungen für Stickstoff treten durch die Anwendung von Szenario C2.3 und für Phosphor, abweichend zu allen anderen Ein-zugsgebieten, durch Szenario C2.1 – „Weitergehender Beitrag der Landnutzung bei mäßiger Umwandlung von Acker in Grünland“ auf, so dass in diesem Gebiet der Fokus auf die Sze-narios C2.3 und C2.1 gelegt wird. Die Szenarios B2 sowie C2.2 wurden für dieses Einzugs-

54

a) b)

0

5

10

15

20

25

30

A1 A2 B1 C2.1 C2.3Szenario

N [k

g/ha

*a]



A1 23.86 0.0A2 19.77 -17.1B1 19.79 -17.1

C2.1 13.37 -44.0C2.3 8.36 -65.0

0.00.20.40.60.81.01.21.4


P [g

/ha*

a]



A1 1.27 0.0A2 0.19 -85.4B1 0.19 -85.4

C2.1 0.18 -85.6C2.3 0.83 -34.8

a) b)

0

5

10

15

20

25

30


N [k

g/ha

*a]



A1 23.86 0.0A2 19.77 -17.1B1 19.79 -17.1

C2.1 13.37 -44.0C2.3 8.36 -65.0

0

5

10

15

20

25

30


N [k

g/ha

*a]



A1 23.86 0.0A2 19.77 -17.1B1 19.79 -17.1

C2.1 13.37 -44.0C2.3 8.36 -65.0

0.00.20.40.60.81.01.21.4


P [g

/ha*

a]



A1 1.27 0.0A2 0.19 -85.4B1 0.19 -85.4

C2.1 0.18 -85.6C2.3 0.83 -34.8

0.00.20.40.60.81.01.21.4


P [g

/ha*

a]



A1 1.27 0.0A2 0.19 -85.4B1 0.19 -85.4

C2.1 0.18 -85.6C2.3 0.83 -34.8

Landnutzungsart A1 [%] C2.1 [%] C2.3 [%]Landwirtschaft 28 28 9

Intensivacker 11.7 0.1 7.4davon mit Zwischenfruchtanbau 0.0 0.1 0.0

Intensivgrünland 5.5 3.2 0.2Extensivgrünland 2.8 5.2 1.7

Brachland 7.6 19.1 0.0Wald 63 63 72

Altbestände 58.3 25.2 10.8Jungbestände 4.4 37.4 60.9

Rest 10 10 19Siedlung, Industrie, Verkehr 0.9 1.1 6.0

Gewässer 5.3 5.3 1.5Feuchtgebiete 3.5 3.5 11.4

Offenland 0.0 0.0 0.0

gebiet nicht betrachtet, weil sie sich kaum von den Szenarios B1 bzw. C2.1 unterscheiden.

Abb. 42: Mittlere jährliche Nährstoffausträge a) Stickstoff, b) Phosphor aus diffusen Quellen in Einzugsgebiet Döllnitz / Kleiner Rhin für verschiedene Szenarios (Zeitraum 2003 bis 2015)

Die Landnutzung in Szenario C2.3 zeigt starke Veränderungen im Bereich Landwirtschaft, wobei Acker und Grünland von 28 % auf 9 % reduziert werden. Dafür erhöht sich der Anteil an Jungwaldbeständen, an nicht landwirtschaftlich genutzten Feuchtgebieten sowie an Sied-lungsfläche. Durch Anwendung von Szenario C2.1 werden hauptsächlich Ackerflächen still-gelegt und zum Teil Altwaldbestände in Jungbestände umgewandelt. Andere Landnutzungs-änderungen treten nicht auf oder sind von untergeordneter Bedeutung (Tab. 16).

Tab. 16: Prozentuale Flächenanteile der Landnutzungsarten im Einzugsgebiet Döllnitz / Kleiner Rhin für den Referenzzustand A1 und die Szenarios C2.1 und C2.3

Der mittlere jährliche Stickstoffaustrag wird durch Reduzierung landwirtschaftlicher Fläche von 0.05 kt/a auf 0.01 kt/a gesenkt. Das Aufstocken der Jungwaldbestände lässt die Stick-stoffemissionen sogar von 0.1 kt/a auf 0.01 kt/a sinken (Tab. 17a). Die Phosphorausträge verringern sich durch das stillgelegte Ackerland von 0.005 t/a auf 0.001 t/a (Tab. 17b).

55

a) b) Landnutzungsart A1 [t/a] C2.1[t/a]Landwirtschaft 0.005 0.001



Brachland 0.000 0.000Wald 0.000 0.000




Offenland 0.000 0.000




Brachland 0.00 0.00Wald 0.10 0.01




Offenland 0.00 0.00

a) b) Landnutzungsart A1 [t/a] C2.1[t/a]Landwirtschaft 0.005 0.001



Brachland 0.000 0.000Wald 0.000 0.000




Offenland 0.000 0.000




Brachland 0.00 0.00Wald 0.10 0.01




Offenland 0.00 0.00


-100 - -21-20 - -6-5 - -1

01 - 20

21 - 120

N[kg/ha*a]

Szenario C2.3

01 - 10

11 - 2526 - 4041 - 6061 - 80

81 - 130

N[kg/ha*a]

Szenario A1

01 - 10

11 - 2526 - 4041 - 6061 - 80

81 - 130

N[kg/ha*a]


-100 - -21-20 - -6-5 - -1

01 - 20

21 - 120

N[kg/ha*a]

Szenario C2.3

01 - 10

11 - 2526 - 4041 - 6061 - 80

81 - 130

N[kg/ha*a]

Szenario A1

01 - 10

11 - 2526 - 4041 - 6061 - 80

81 - 130

N[kg/ha*a]

Tab. 17: Mittlerer jährlicher Nährstoffaustrag aus diffusen Quellen im Einzugsgebiet Döllnitz / Kleiner Rhin gegliedert nach einzelnen Landnutzungsklassen a) Stickstoff für den Referenzzu-stand A1 und das Szenario C2.3 b) Phosphor für den Referenzzustand A1 und das Szenario C2.1 (Zeitraum 2003 bis 2015)

Die flächenhaften Stickstoffausträge aus den diffusen Quellen des Einzugsgebietes Döllnitz / Kleiner Rhin sind in Abbildung 43 aufgezeigt. Die größte Verringerung wird erwartungsge-mäß und wie oben beschrieben durch Reduzierung der Ackerflächen und Waldumbau er-reicht. 2 % der Fläche des Einzugsgebietes zeigen einen Anstieg der Stickstoffausträge in den Bereichen in denen neue Siedlungsfläche entsteht.

Abb. 43: Mittlere jährliche Stickstoffausträge [kg/ha*a] aus diffusen Quellen im Einzugsgebiet Döllnitz / Kleiner Rhin für den Referenzzustand A1 und das Szenario C2.3 sowie die Differenz von C2.3 zu A1 (Zeitraum 2003 bis 2015)

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- 75 - -11- 10 - -6

-5 - -10

1 - 40

P[g/ha*a]


- 75 - -11- 10 - -6

-5 - -10

1 - 40

P[g/ha*a]

- 75 - -11- 10 - -6

-5 - -10

1 - 40

- 75 - -11- 75 - -11- 75 - -11- 10 - -6- 10 - -6- 10 - -6

-5 - -1-5 - -1-5 - -100

1 - 401 - 401 - 40

P[g/ha*a]

Szenario C2.1

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario C2.1

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

001 - 31 - 31 - 34 - 64 - 64 - 67 - 97 - 97 - 9

10 - 1210 - 1210 - 1213 - 1513 - 1513 - 1516 - 7516 - 7516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario A1

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario A1

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

001 - 31 - 31 - 34 - 64 - 64 - 67 - 97 - 97 - 9

10 - 1210 - 1210 - 1213 - 1513 - 1513 - 1516 - 7516 - 7516 - 75

P[g/ha*a]


- 75 - -11- 10 - -6

-5 - -10

1 - 40

P[g/ha*a]


- 75 - -11- 10 - -6

-5 - -10

1 - 40

P[g/ha*a]

- 75 - -11- 10 - -6

-5 - -10

1 - 40

- 75 - -11- 75 - -11- 75 - -11- 10 - -6- 10 - -6- 10 - -6

-5 - -1-5 - -1-5 - -100

1 - 401 - 401 - 40

P[g/ha*a]

Szenario C2.1

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario C2.1

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

001 - 31 - 31 - 34 - 64 - 64 - 67 - 97 - 97 - 9

10 - 1210 - 1210 - 1213 - 1513 - 1513 - 1516 - 7516 - 7516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario A1

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

Szenario A1

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

P[g/ha*a]

01 - 34 - 67 - 9

10 - 1213 - 1516 - 75

001 - 31 - 31 - 34 - 64 - 64 - 67 - 97 - 97 - 9

10 - 1210 - 1210 - 1213 - 1513 - 1513 - 1516 - 7516 - 7516 - 75

P[g/ha*a]

Die Phosphorausträge werden bei Stilllegung der Ackerflächen am stärksten reduziert. Ein Anstieg der Emissionen ist lediglich auf 0.1 % der Fläche zu verzeichnen und somit vernach-lässigbar klein. Die mittleren jährlichen Phosphorausträge sind in Abbildung 44 dargestellt.

Abb. 44: Mittlere jährliche Phosphorausträge [kg/ha*a] aus diffusen Quellen im Einzugsgebiet Döllnitz / Kleiner Rhin für den Referenzzustand A1 und das Szenario C2.1 sowie die Differenz von C2.1 zu A1 (Zeitraum 2003 bis 2015)

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6. Diskussion Die Ergebnisse zur Validierung des Wasserhaushaltes, der Wasserqualität sowie der vertika-len Stoffumsätze im Boden haben gezeigt, dass das Modell SWIM in der Lage ist die hydro-logischen Prozesse sowie Nährstoffflüsse gut abzubilden. Somit konnten die Szenariorech-nungen für alle Untersuchungsgebiete durchgeführt werden.

Insgesamt hat sich herauskristallisiert, dass die Anwendung von Szenario C2.3 „Maximaler Beitrag zur Landnutzung bei weitergehender Extensivierung“ die größten Auswirkungen auf die Nährstoffausträge aus diffusen Quellen, sowohl bei Stickstoff als auch bei Phosphor zeigt. Eine Ausnahme dabei bilden die Phosphoremissionen im Einzugsgebiet Döllnitz / Klei-ner Rhin, die am stärksten unter Anwendung von Szenario C2.1 „Weitergehender Beitrag der Landnutzung bei mäßiger Umwandlung von Acker in Grünland“ reduziert werden können. Sowohl Szenario C2.1 als auch C2.3 gehören zur Szenariogruppe „Maximaler Beitrag ein-zelner Handlungsfelder“ und sind, wie in Abschnitt 5.4.1. erläutert, durch einen maximalen Ressourcenschutz, ohne Rücksicht auf Akzeptanz und Realisierbarkeit, gekennzeichnet. In Szenario C2.3 soll zusätzlich die bestmögliche Wasserqualität durch geringere Nährstoffein-träge in den Fluss erreicht werden.

Bei den Stickstoffemissionen hat sich gezeigt, dass besonders die Nutzungsaufgabe von A-ckerland bzw. Intensivgrünland, Waldumbau mit standortgerechter Bestockung sowie die Ausdehnung von Feuchtgebieten die größten Möglichkeiten zur Reduzierung der Austräge bieten. Weiterhin wirken sich auch Extensivierungsmaßnahmen bei Acker und Grünland (wie Zwischenfruchtanbau, Reduzierung der Schnittzahl) positiv auf die Verringerung der Austrä-ge aus.

Phosphorausträge lassen sich ebenfalls am Besten reduzieren, wenn eine Umwandlung von Acker in Grünland erfolgt, Flächen stillgelegt werden, Feuchtgebiete entstehen oder Altwald-bestände in Jungbestände umgewandelt werden.

Die obigen Ergebnisse zeigen, dass eine starke Reduzierung von Nährstoffemissionen aus den diffusen Quellen durch strukturelle Veränderungen der Landnutzung durchaus möglich ist. Im Zusammenspiel mit den Austrägen aus der Siedlungswasserwirtschaft erhalten sie als Nährstofffrachten im Fluss jedoch eine andere Gewichtung.

Während bei Stickstoff hauptsächlich Einträge aus diffusen Quellen für die Gewässergüte von Bedeutung sind, so sind es bei Phosphor die Siedlungswassereinträge (aus punktförmi-gen Quellen).

Somit bewirken bei Phosphor Veränderungen in der Landnutzung zwar Reduzierungen im Austrag, allerdings sind sie im Fließgewässer von geringerer Bedeutung. Wesentlich wichti-ger sind veränderte Managementmaßnahmen in der Siedlungswasserwirtschaft.

Hinzu kommt, dass die Nährstoffe auf dem Weg ins Fließgewässer und im Fluss selbst Re-tentions- und Abbauprozessen unterworfen sind, so dass sich die insgesamt eingetragene Menge an Stickstoff und Phosphor verringert. Über das Grundwasser in den Fluss eingetra-gene Stickstoffmengen können so zum Beispiel bis zu 99 % abgebaut werden. Im Oberflä-chen- und Zwischenabfluss sind die Abbauraten deutlich geringer (HATTERMANN et al.,

58

2005). Je kürzer jedoch Wege und Verweilzeit bis zum nächsten Messpunkt sind, desto grö-ßer ist die verbleibende Stickstoffmenge.

Die Berechnungen der Frachten an den Auslasspegeln von Nuthe und Hammerfließ zeigen, dass nicht ausschließlich das Szenario mit den maximalen Veränderungen, sowohl in Land-nutzung als auch in der Siedlungswasserwirtschaft, zur größten Verringerung der Frachten im Fließgewässer führen. Zwar ist jede Reduzierung der Austragsmengen von Vorteil, jedoch sind aber auch Faktoren, wie die räumliche Verteilung der Nährstoffeinträge in den Fluss und die Weglänge zum Auslasspegel nicht zu vernachlässigen.

Zusammen mit der berechneten Wassermenge können an den Auslasspegeln ebenfalls die Nährstoffkonzentrationen unter Anwendung der verschiedenen Szenarios ermittelt werden. Diese sind letztendlich ausschlaggebend, ob das Ziel, die chemische Gewässergüte in einen „guten Zustand“ (LAWA-Güteklasse II) zu überführen, mit den Handlungsoptionen der ein-zelnen Szenarios erreicht werden kann. Für Stickstoff hat sich gezeigt, dass am Auslasspe-gel von Nuthe und Hammerfließ schon für den Referenzzustand, ein sehr guter bis guter ge-wässerchemischer Zustand erreicht worden ist. Die Verringerungen, die zum Teil mit den Szenarios möglich sind, wären demnach nicht unbedingt nötig. Die Phosphorkonzentration des Hammerfließ deutet ebenfalls auf einen sehr guten gewässerchemischen Zustand hin. Am Auslasspegel der Nuthe wird für den Referenzzustand jedoch nur LAWA-Güteklasse II – III erreicht. Demzufolge sind Maßnahmen zur Reduktion der Phosphorkonzentrationen not-wendig. Allerdings können die Konzentrationen des Auslasspegels nicht pauschal auf das Fließgewässernetz des jeweiligen Einzugsgebietes übertragen werden. Bereiche in denen Kläranlagen ihr Abwasser in den Fluss einleiten und Flussabschnitte an Standorten mit in-tensiver landwirtschaftlicher Nutzung sind in der Regel höher belastet, als andere Fließge-wässerabschnitte. Detaillierte Untersuchungen zur Wasserqualität im Fließgewässer selbst wurden für einen Abschnitt der Havel vom Teilprojekt 3 (BRONSTERT et al., 2005) durchge-führt. Des Weiteren zeigen nicht alle Gebiete im Gesamteinzugsgebiet der Havel die gleiche Struktur in Landnutzung und Siedlungswasserwirtschaft. So existieren zum Beispiel im unte-ren Lauf der Havel größere Gebiete auf denen intensive Landwirtschaft praktiziert wird oder im Einzugsgebiet Oberhavel Kläranlagen, die deutlich mehr Nährstoffe abgeben als in Nuthe oder Hammerfließ.

Letztendlich muss jedoch betont werden, dass jede Veränderung, vor allem in der Landnut-zung, nur dann vorgenommen werden sollte, wenn diese im Einklang mit allen beteiligten In-teressengruppen geschieht. Ohne Akzeptanz und ohne eine realistische Chance auf Umset-zung wird selbst das theoretisch beste Szenario nicht zum Erfolg führen. Deshalb wurde das Szenario E entwickelt, welches diese Faktoren mit berücksichtigt. Dabei ist im Handlungsfeld Siedlungswasserwirtschaft der maximale Beitrag (C1) möglich, im Handlungsfeld Landnut-zung dagegen nur die erweiterte Umsetzung rechtlicher Regelungen (B2). Die Ergebnisse zeigen, dass die diffusen Nährstoffausträge in allen Einzugsgebieten zwar nicht maximal, aber dennoch deutlich gesenkt werden können. Auch die Frachten an den Auslasspegeln der Fließgewässer Nuthe und Hammerfließ werden verringert. Die Konzentrationen für Stick-stoff im Fluss erreichen durch Anwendung des Szenarios E generell das Ziel des guten ge-wässerchemischen Zustandes. Das gleiche gilt auch für die Phosphorkonzentration im

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Hammerfließ. Die Phosphorkonzentration der Nuthe erreicht durch die Anwendung von Sze-nario E jedoch nur die LAWA-Güteklasse II-III (= deutlich belastet). Somit reicht das Szenario E nicht ganz aus, um den „guten gewässerchemischen Zustand“ zu erfüllen.

61

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