Zustand und Eigenschaften derAuenböden sowie deren ökologische

Eigenschaften nach Deichrückbau

EndberichtTextband

M. Altermann, O. Rosche,

H. Wiechmann, V. Eisenmann

August 2001

Rückgewinnung von Retentionsflächen und Altauenreaktivierung an der Mittleren

Elbe in Sachsen-Anhalt,

Teilprojekt 2: Bodenkunde und Ökologie:

Zustand und Eigenschaften der Auenböden sowie derenökologische Eigenschaften nach Deichrückbau

Auftraggeber:Landesamt für Umweltschutz Sachsen-Anhalt,Reideburger Straße 47, 06116 Halle/Saale

Auftragnehmer:PD Dr. M. Altermann und Dr. O. RoscheBüro für Bodenökologie, Bodenkartierung, BodenschutzWilhelm-Raabe-Str. 9, 06118 Halle/Saale

Prof. Dr. H. Wiechmann und Dipl. Biol. V. EisenmannUniversität Hamburg, Institut für Bodenkunde,Allende-Platz 2, 20146 Hamburg

Halle/S. und Hamburg, den 31.8.2001

Dieses Vorhaben wurde durch das Bundesministerium für Bildung und Forschung (BMBF)unter dem Förderkennzeichen FKZ 0339576 gefördert.

I

Inhaltsverzeichnis Textband

Zusammenfassung................................................................................................................ 11. Einleitung ....................................................................................................................... 32. Aufgabenstellung, Aufgabenverteilung ........................................................................... 53. Kennzeichnung der Untersuchungsgebiete .................................................................... 73.1 Geologie ..................................................................................................................... 73.2 Naturräumliche Gliederung, Landschaftsgliederung...................................................133.3 Klima .........................................................................................................................153.4 Hydrologie .................................................................................................................184. Methodik .......................................................................................................................214.1 Feldarbeiten (Schürfe, Peilstangenbohrungen, Testflächen)......................................214.2 Bodenaufnahme, Bodenkarten ..................................................................................224.3 Bodenphysikalische und bodenchemische Untersuchungen......................................26

4.3.1 Probenahme.......................................................................................................264.3.2 Probenaufbereitung ............................................................................................274.3.3 Bodenphysikalische Untersuchungen .................................................................284.3.4 In-situ-Messungen an Bodenmonolithen.............................................................294.3.5 Bodenchemische Untersuchungen .....................................................................30

4.4 Bodenzoologische Untersuchungen...........................................................................335. Die Böden und deren Eigenschaften vor und nach Deichrückbau .................................355.1 Ausbildung und Verbreitung der Böden .....................................................................355.2 Entwicklung der Böden ..............................................................................................415.3 Hinweise für die Klassifikation von Böden in Auen.....................................................42

5.3.1 Stellung der Auenböden in der deutschen Bodensystematik ..............................425.3.2 Bodenhorizonte...................................................................................................455.3.3 Substratkennzeichnung ......................................................................................455.3.4 Bodenformen der Auen.......................................................................................46

5.4 Böden der Testflächen...............................................................................................475.5 Wasser- und Lufthaushalt der Böden.........................................................................51

5.5.1 Korn- und Porengrößenverteilung der Substrate und Böden...............................515.5.2 Überflutungsdynamik im Untersuchungsgebiet ...................................................555.5.3 Grundwasserdynamik im Untersuchungsgebiet ..................................................565.5.4 Hydraulische Leitfähigkeit der Böden..................................................................605.5.5 Mögliche Überflutung im Rückdeichungsgebiet ..................................................625.5.6 Sedimentationspotential im Untersuchungsgebiet...............................................66

5.6 Stoffhaushalt der Böden ............................................................................................685.6.1 Organische Substanz .........................................................................................695.6.2 Hydromorphe Merkmale und Redoxzustände .....................................................725.6.3 Austauschkapazität und Bodenreaktion ..............................................................775.6.4 Nährstoffe...........................................................................................................815.6.5 Schadstoffe.........................................................................................................86

5.7 Bodentiergemeinschaften (Lumbriciden, Collembolen) ..............................................936. Auswirkungen des Deichrückbaus auf Bodenfunktionen .............................................1037. Literatur und Unterlagen..............................................................................................1088. Abbildungsverzeichnis.................................................................................................1169. Tabellenverzeichnis.....................................................................................................118

II

Anlagenverzeichnis

Anlagenband 1: Dokumentation der Schürfe

Inhaltsübersicht� Karte: Lage der Bodenprofile (Schürfe) Sandau-Nord� Karte: Lage der Bodenprofile (Schürfe) Sandau-Süd� Fotos und Formblätter (je Profil 1 Foto und 2 Formblätter) der Profile A3100 – A3134� Karte: Lage der Bodenprofile (Schürfe) Rogätz-Nord� Karte: Lage der Bodenprofile (Schürfe) Rogätz-Süd� Fotos und Formblätter (je Profil 1 Foto und 2 Formblätter) der Profile A3182 – A3203

Anlagenband 2: Laboranalysen und bodenbiologische Untersuchungen

Teil Laboranalysen: Inhaltsübersicht� Dokumentation von Mehrfachbeprobungen bei Probenahme� Tabelle Grunddaten� Tabelle Korngrößenverteilung� Tabelle Bodenphysikalische Analytik� Tabelle Schätzwerte Bodenphysik� Tabelle Gesamtgehalte (RFA)� Tabelle Schwermetalle und Arsen� Tabelle Pedogene Oxide� Tabelle Gehalte Phosphor, Kalium und Schwefel� Tabelle Austauscherbelegung� Tabelle Nmin-Stickstoff� Tabelle Redox- u. Tensiometermessungen an Bodensäulen

Teil bodenbiologische Untersuchungen: Inhaltsübersicht� Dokumentation der erfassten Arten, Individuen und Biomassen sowie berechneter

Strukturparameter (Individuendominanz, Gewichtsdominanz) der Lumbricidenzönosen,Untersuchungsgebiet Rogätz

� Dokumentation der erfassten Arten, Individuen und Biomassen sowie berechneterStrukturparameter (Individuendominanz, Gewichtsdominanz) der Lumbricidenzönosen,Untersuchungsgebiet Sandau

� Dokumentation der erfassten Arten, Individuen und Biomassen sowie berechneterStrukturparameter (Individuendominanz, Gewichtsdominanz) der Lumbricidenzönosen,Untersuchungsgebiet Rogätz

� Dokumentation der erfassten Arten und Individuen sowie berechneter Strukturparameter(Individuendominanz, Diversität) der Collembolenzönosen, Untersuchungsgebiet Sandau

� Dokumentation der erfassten Arten und Individuen sowie berechneter Strukturparameter(Individuendominanz, Diversität) der Collembolenzönosen, Untersuchungsgebiet Rogätz

III

Anlagenband 3: Dokumentation der Peilstangenbohrungen

Inhaltsübersicht� Karte: Lage der Peilstangenbohrungen Sandau-Nord� Karte: Lage der Peilstangenbohrungen Sandau-Süd (a)� Karte: Lage der Peilstangenbohrungen Sandau- Süd (b)� Formblätter der Profile 1-146 der Peilstangenbohrungen im Untersuchungsgebiet Sandau� Karte: Lage der Peilstangenbohrungen Rogätz-Süd� Formblätter der Profile 1-31 der Peilstangenbohrungen im Untersuchungsgebiet Rogätz

Anlagenband 4: Dokumentation der Testflächenkartierungen

InhaltsübersichtTestflächen im Untersuchungsgebiet Sandau-Nord� Karte: Lage der Testflächen im Unter suchungsgebiet Sandau-Nord� Bodenkarte (mit Legende) der Testfläche S1� Formblätter der Profile 1-25 der Peilstangenbohrungen der Testfläche S1� Bodenkarte (mit Legende) der Testfläche S2� Formblätter der Profile 1-25 der Peilstangenbohrungen der Testfläche S1Testflächen im Untersuchungsgebiet Sandau-Süd� Karte: Lage der Testflächen im Untersuchungsgebiet Sandau-Süd� Bodenkarte (mit Legende) der Testfläche S3� Formblätter der Profile 1-25 der Peilstangenbohrungen der Testfläche S3� Bodenkarte (mit Legende) der Testfläche S4� Formblätter der Profile 1-25 der Peilstangenbohrungen der Testfläche S4Testflächen im Untersuchungsgebiet Rogätz� Karte: Lage der Testflächen im Untersuchungsgebiet Rogätz� Bodenkarte (mit Legende) der Testfläche R1� Formblätter der Profile 1-25 der Peilstangenbohrungen der Testfläche R1� Bodenkarte (mit Legende) der Testfläche R2� Formblätter der Profile 1-25 der Peilstangenbohrungen der Testfläche R2� Bodenkarte (mit Legende) der Testfläche R3� Formblätter der Profile 1-25 der Peilstangenbohrungen der Testfläche R3� Bodenkarte (mit Legende) der Testfläche R4� Formblätter der Profile 1-25 der Peilstangenbohrungen der Testfläche R4

1

ZusammenfassungIm Rahmen eines interdisziplinären Forschungsvorhabens für das Gebiet der Mittleren ElbeSachsen-Anhalts wurde das Potential zur Regeneration von Auenbereichen durch Deich-rückbau untersucht. Die bodenkundlichen Untersuchungen verfolgten das Ziel, den Statusder Böden in Aufbau, Verbreitung, Stoff- und Wasserhaushalt sowie Bodenbiologie (Boden-tiergemeinschaften) zu erfassen und die Auswirkungen von Renaturierungsmaßnahmen aufBodenfunktionen zu qualifizieren.Für die Untersuchungen wurden zwei je 10 km lange Elbabschnitte im Abstand von ca. 65Elb-km ausgewählt (Untersuchungsgebiete Rogätz und Sandau). Die Auensedimente sind inden Untersuchungsgebieten unterschiedlich zusammengesetzt: im UG Sandau überwiegendie Auenlehme und Auensande, im UG Rogätz dominieren die Auentone und –lehme. DieKlimate lassen sich als subhumid einstufen, wobei sich im südlicheren Gebiet bei Rogätz dieNähe zum Mitteldeutschen Trockengebiet durch geringere Niederschlagsmengen undhöhere Durchschnittstemperaturen äußert. Überflutungen durch Elbhochwässer kommenbevorzugt im Winter und Frühjahr mit höchsten Wasserständen im April vor. Aufgrund der inBezug auf die Elbwasserstände geringeren Geländehöhe im Untersuchungsgebiet Sandautreten dort deutlich höhere Überflutungswahrscheinlichkeiten und größere Beeinflussungender Böden durch Grundwasser auf.Die erstellten Bodenkarten weisen Bodengesellschaften aus. Im UntersuchungsgebietSandau dominieren die in verschiedenen Substratausprägungen vorkommenden Vega-Gleye. Geringerer Grundwassereinfluss im Untersuchungsgebiet Rogätz bedingt dort eineDominanz von Gley-Vegas und in höheren Bereichen das Auftreten der Norm-Vega.Nassgleye, Gleye und Auengleye sind im wesentlichen auf die Altwasserläufe bzw. auf dieRandbereiche der Ohre einschließlich ihres Mündungsgebiets in die Elbe beschränkt. Inbeiden Untersuchungsräumen treten auf größeren Flächen durch Tonabbau oder Ufer-befestigung anthropogen geprägte Böden auf. Die meisten Böden von überwiegend mittlererErtragsfähigkeit werden in beiden Untersuchungsgebieten landwirtschaftlich genutzt, imGebiet bei Rogätz nimmt dabei der Ackerbau gegenüber Grünland einen höheren Stellen-wert ein. Auf den Talsand- und Dünenflächen im Sandauer Gebiet dominieren Kiefern-forsten, andererseits kommen Restauenwälder in beiden Untersuchungsgebieten vor.Aus den bodenkundlichen Untersuchungen ergeht der Vorschlag, die Bodensystematik umdie bisher nicht vorgesehenen Bodensubtypen Paternia-Gley, Gley-Tschernitza, Tschernitza-Gley sowie Gley-Rambla zu erweitern. Zur Behebung von Unschärfen werden Vorschlägezur Benennung von Auengleyen und von Böden mit Grund- und auch Stauwassereinflussunterbreitet und die Auflösung der Klasse der Auenböden diskutiert. Für eine bessereCharakterisierung einiger typischer Auensubstrate wird die Einführung von Bändersubstratenvorgeschlagen.Bei der Substratzusammensetzung der Böden weisen die Auendecken im Untersuchungs-gebiet Rogätz tendenziell eine größere Mächtigkeit und höhere Tongehalte auf als im UGSandau. Sedimentationsbedingt ist in den oberen Horizonten der Außendeichbereiche dasPorenvolumen höher als im Binnendeichbereich. Unter Ackernutzung konnte unabhängigvon der Korngrößenzusammensetzung der Horizonte eine Bodenverdichtung im Pflug-sohlenbereich nachgewiesen werden, die bei künftiger Überflutung eine Verringerung derVersickerungsgeschwindigkeit erwarten lässt. Im Gelände und im Labor gemesseneWasserleitfähigkeiten der Böden machten deutlich, dass die untersuchten Auenböden häufigsowohl von Grund- als auch von Stauwasser beeinflusst werden. In weiten Teilen des Unter-suchungsgebiets Rogätz dämpfen mächtige Auentone den Anstieg des Grundwassers undreduzieren damit dessen Einfluss auf den Wurzelraum. Bei der Ausweisung von Flächen mitVernässungsneigung nach Deichrückbau zeigten sich besonders im UntersuchungsgebietSandau größere Flächen mit starker Vernässungsneigung durch große Überflutungs-häufigkeiten und niedrige Versickerungsgeschwindigkeiten. Anhand der Überflutungs-

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häufigkeiten wurde das Potential zur Sedimentakkumulation nach Deichrückbau eingestuft.Mit höheren Einträgen ist besonders im Untersuchungsgebiet Sandau zu rechnen.Die meisten Standorte weisen eine hohe und sehr hohe Humusqualität auf. Die organischenKohlenstoffgehalte sind nutzungsabhängig und unter Grünland besonders im Außendeich-bereich am höchsten. Im Untersuchungsgebiet Sandau treten in großen Arealen in 40-80 cmTiefe überdeckte fAh-Horizonte auf. In den Böden bilden Eisen- oder Mangananreicherungenteilweise massive, wolkenförmige oder bankartige Konkretionen, die vorwiegend in größerenTiefen vorkommen. In-situ Untersuchungen zeigen die große Bedeutung der Temperatur unddes Gehaltes an organischer Substanz für die Redoxdynamik. Bei künftigen Überflutungenvon Binnendeichstandorten ist dort mit sehr weiten Schwankungen des Redoxpotentials zurechnen.Die carbonatfreien Böden sind größtenteils als mittel sauer einzustufen. Versauerungs-tendenzen im Oberboden zeigten sich sowohl in Wäldern als auch an Ackerstandorten undhoch gelegenen, sandigen Grünlandstandorten. Insgesamt ließ sich jedoch keine deutlicheBeziehung des pH-Wertes zu Humusgehalt, Textur oder Geländehöhe feststellen. Regel-mäßige Basenzufuhr durch Elbüberflutungen im Außendeichbereich äußert sich durch pH-Erhöhungen bis in größere Tiefen. Die Böden zeigen eine nutzungsabhängige Austauscher-belegung. Grundsätzlich dominieren Ca2+ und Mg2+ am Austauscher, lediglich an Wald-standorten finden sich nennenswerte Al3+-Anteile. Untersuchungen des Stickstoffhaushaltsder Böden (Nmin) zeigen im Winterhalbjahr Verluste von ca. 40 kg/ha aus dem Wurzelraum,die vor allem durch Auswaschung zustande kommen. Eine Erhöhung der Stickstoffumsätzeist bei Deichrückbau auch durch erhöhte Denitrifikationsraten zu erwarten. Deutliche Beein-flussungen durch Einträge in Folge von Elbüberflutungen lassen die Phosphorgehalteerkennen. Die höchsten Gehalte und die höchste Pflanzenverfügbarkeit sind für außendeichsgelegene Grünlandstandorte typisch. Im Außendeichgebiet zeigt sich ein sedimentations-bedingter Eintrag von Schadstoffen, der für die Elemente Arsen und Quecksilber zu Über-schreitungen von Maßnahmewerten nach Bundes-Bodenschutzgesetz führte. Nach Bundes-Bodenschutzgesetz muss dies Nutzungseinschränkungen nach sich ziehen. Die Analysenunterstreichen das hohe Schadpotential von Cadmium im Boden, welches bei pH 5-6teilweise zu 50% in mobiler Form vorliegt.Die bodenzoologischen Untersuchungen zeigten, dass alle im Untersuchungsgebiet Sandausiedelnden Lumbricidenarten an Überflutungsereignisse angepasst sind und diese überlebenkönnen. Abundanzrückgänge durch Überflutungen im Frühjahr können offenbar im gleichenJahr ausgeglichen werden. Deichrückverlegungen lassen daher keinen Einfluss auf dieArtenzusammensetzung und die Gesamtzahl der Lumbriciden erwarten. Bei denCollembolen der Außendeichflächen konnten im UG Sandau Unterschiede im Arten-spektrum, in der Abundanzdynamik, in der Individuendominanz und in der Diversität imVergleich zu Binnendeichstandorten festgestellt werden. Aufgrund einer höheren Struktur-vielfalt zeigt sich hier die Tendenz zu höheren Artenzahlen im Außendeichgebiet. Bei dengeringen Überflutungshäufigkeiten des Untersuchungsgebiets Rogätz hat die Bodennutzungeinen größeren Einfluss auf die Collembolenzönosen als die Lage zum Deich.Durch Deichrückbau kommt es wieder zu einer Annäherung an die Verhältnisse der natur-nahen Aue. Da sich der Bodenaufbau mit der Deichrückverlegung nur unwesentlich ändert,wird die Erfüllung der Bodenfunktionen nicht beeinträchtigt sondern in den meisten Fällenverbessert (Bodenfunktionen Lebensgrundlage für Mensch, Tier und Pflanze; Bestandteildes Wasser- und Nährstoffkreislaufs; Abbau-, Ausgleichs- und Aufbaumedium für stofflicheEinwirkungen; Archivfunktion). Die Nutzungsfunktion der Auenböden erfährt im Zuge derRückdeichung die wesentlichsten Veränderungen. Somit ist aus bodenkundlicher Sicht dieim Rahmen des Forschungsprojekts vorgeschlagene optimale Variante des neuenDeichverlaufes ein anzustrebender Kompromiss zwischen dem Ziel der Wiederherstellungdes naturnahen Zustandes und der Notwendigkeit der Beibehaltung der Bodennutzung.

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1. EinleitungDen Böden kommt innerhalb des Landschaftshaushalts der Auen eine zentrale Stellung zu.

Boden und Biozönose sowie Bodennutzung bilden eine untrennbare Einheit und stehen in

Wechselbeziehung. Die Böden erfüllen in unterschiedlichem Maße die Funktion als Lebens-

raum für Pflanzen und Tiere, die Puffer- und Filterfunktion, die Entsorgungs- sowie Ertrags-

und Rohstofffunktion (Erzeugung von Biomasse, Rohstoffe). Jahrhunderte lange Eingriffe in

die Aue durch Flusslaufregulierungen, Eindeichungen, Rohstoffgewinnung (Auenlehm- und

Auentonabbau, Kiesgewinnung), Rodungen der Auenwälder, Meliorationen und Intensivland-

wirtschaft sowie Versiegelungen beeinträchtigten die Böden in ihren Funktionen bzw.

wandelten diese nachhaltig ab. Dadurch bedingte Veränderungen der Bodenentwicklung und

Bodeneigenschaften sowie anthropogen verursachte Belastungen (Überdüngung, Schad-

stoffeinträge, Verdichtungen usw.) sind für die Elbaue nachweisbar.

Die vorgesehenen Renaturierungsmaßnahmen in der Elbaue und der ungenügende

Kenntnisstand über die Elbauenböden in den Untersuchungsgebieten erforderten eine

wissenschaftliche Untersuchung der verschiedenen Böden. Insbesondere ist es notwendig,

die Auswirkungen von Renaturierungsmaßnahmen auf die Bodenfunktionen zu prognosti-

zieren und abzuschätzen, ob und in welchem Maße die Böden nach der Auenrenaturierung

die Zielvorstellungen als Lebensraum für Flora und Fauna, Stofffilter und Stoffspeicher und

für die weitere Bodennutzung erfüllen können. Somit sind die erarbeiteten bodenkundlichen

Grundlagen für die botanischen, faunistischen und hydrologischen (Grundwasserdynamik)

Untersuchungen und auch für weitere - u.a. sozioökonomische - Teilprojekte unerlässlich.

Die bodenkundlichen Ergebnisse werden außerdem für Landnutzungskonzepte, zur Aus-

grenzung und Nutzung von zu schützenden Räumen, für die Bewirtschaftung der aus dem

Deichrückbau entstandenen Retentionsflächen, für die notwendige Veränderung der Nut-

zung bzw. für ggf. notwendige Nutzungsbeschränkungen benötigt. Mit der Realisierung des

vom BMBF geförderten Projekts wurden bestehende Kenntnis- und Forschungslücken über

die Böden und deren Eigenschaften in den hochsensiblen Elbauengebieten abgebaut.

Die im Textband und 4 Anlagenbänden dokumentierten Ergebnisse der bodenkundlichen

Untersuchungen wurden in gemeinschaftlicher Arbeit zwischen dem Büro für Bodenökologie,

Bodenkartierung, Bodenschutz, Halle (abgekürzt: BBB; Bearbeiter: PD Dr. habil. Manfred

Altermann, Dr. Oliver Rosche) und dem Institut für Bodenkunde der Universität Hamburg

(abgekürzt: IfB; Bearbeiter: Dipl. Biol. Volker Eisenmann, Prof. Dr. habil. Horst Wiechmann)

erstellt. Mit den Bearbeitern der weiteren Teilprojekte erfolgte im gesamten Förderzeitraum

ein enges Zusammenwirken und ein intensiver Datenaustausch.

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Wir danken dem BMBF für die Förderung des Teilprojekts, allen Bearbeitern der beteiligten

Teilprojekte, insbesondere auch Herrn Karl-Heinz Jährling (STAU Magdeburg) sowie dem

Leiter des Gesamtprojektes, Herrn Dr. Jörg Haferkorn (LAU Sachsen-Anhalt) für die

kooperative Zusammenarbeit sowie für viele Hinweise und Hilfen. Auch mit Bearbeitern

anderer Forschungsprojekte innerhalb des Förderprogramms Elbe 2000 konnte eine

erfolgreiche Zusammenarbeit aufgebaut werden. Hier gilt unser Dank insbesondere der

Forschungsgruppe von Prof. Miehlich (Institut für Bodenkunde, Universität Hamburg) und

dem Team Prof. Heinz-Ulrich Neue und Jörg Rinklebe (UFZ Umweltforschungszentrum

Leipzig-Halle GmbH). Abschließend danken wir Frau Dipl. Agr.-Ing. Susanne Papaja (Institut

für Acker- und Pflanzenbau, MLU Halle) für die Artenbestimmung der Lumbriciden und Herrn

Dr. Hans-Jürgen Schulz (Naturkundemuseum Görlitz) für die Nachbestimmung von

Collembolenarten.

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2. Aufgabenstellung, AufgabenverteilungMit dem Teilprojekt „Zustand und Eigenschaften der Auenböden sowie deren ökologische

Eigenschaften und Bewertung nach Deichrückbau“ waren 3 Aufgabenkomplexe zu reali-

sieren:

� Untersuchung und Bewertung der Einflüsse des Deichrückbaus auf Böden,Bodeneigenschaften und Bodenfunktionen (Lebensraumfunktion für Flora und Fauna,wirtschaftliche Nutzungsfunktion, Filter-, Speicher- und Pufferfunktion) sowieWechselbeziehungen mit Bodentiergemeinschaften;

� Bereitstellung bodenkundlicher Grundparameter für die Teilvorhaben „TerrestrischeÖkologie“, „Sozioökonomie“ und „Strömungstechnik und Hydrologie“ sowie für dasTeilprojekt „Grundwasserdynamik“ innerhalb des Verbundprojekts „Morphodynamikder Elbe“;

� Zusammenarbeit mit den Bearbeitern der Teilprojekte Terrestrische Ökologie undSoziökonomie zur Klärung folgender Sachverhalte:

o Wechselbeziehung zwischen Boden - Flora - Fauna: Prognostizierung dersich auf Grund der zu erwartenden Bodeneigenschaften nach Deichrückbaueinstellende Tier- und Pflanzenwelt;

o wirtschaftliche Nutzung der renaturierten Auengebiete auf Grund der sichverändernden Böden: Veränderung des Bodenwertes und dessen Einflüsseauf mögliche Bodennutzungen, Notwendigkeit von Nutzungsbeschränkungenoder Nutzungseinschränkungen und deren sozioökonomische Auswirkungensowie deren Rückwirkung auf die Böden.

Das detaillierte Arbeitsprogramm und dessen Realisierung ist in Tab. 1 zusammengestellt.

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Tab. 1: Realisierung des detaillierten bodenkundlichen Arbeitsprogrammsund Zusammenstellung der Ergebnisdokumentationen

Dokumentation der ErgebnisseAufgabenstellung Bearbeitung Kapitel im Text Anlagenbände

Kenntnisstandsermittlung,Datensammlung

BBB, IfB 4.25.1

-

Bodenkartierung,Peilstangenbohrungen

BBB 4.15.1

Anlagenband 3

Großmaßstäbige Detailkartierung(i.M. 1:2 000) von 4 ausgewähltenTestflächen

BBB 4.15.4

Anlagenband 4

Aufnahme von Leitprofilen(Bodencatenen): Aushub undAufnahme von ca. 50Bodenprofilen.

BBB, IfB 4.14.2

Anlagenband 1

Bodenkarte i.M. 1:25 000;Kennzeichnung der Böden

BBB, IfB 4.25.1

-

Probenahme aus ca. 30 Leitprofilen IfB 4.3.1 Anlagenband 2bodenchemische undbodenphysikalischeLaboruntersuchungen

IfB 4.35.55.6

Anlagenband 2

In-situ Messungen desWasserhaushalts

IfB 4.3.4, 5.5.4, 5.6.2 Anlagenband 2

bodenbiologische [zoologische:Lumbriciden (Regenwürmer) undCollembolen (Springschwänze)]Untersuchungen

BBB 4.45.7

Anlagenband 2

Flächenbezogene Kennzeichnungund Bewertung der Böden

BBB, IfB 5.1, 5.5, 5.6, 5.7, 6 -

Versuch der Rekonstruktion derBodenentwicklung in der Elbaue

BBB, IfB 5.2, 5.6, 6 -

Erarbeitung einer Prognose über zuerwartende Veränderung derBöden nach Änderung desWasserhaushalts im Hinblick aufdie Bodenfunktionen

BBB, IfB 5.5, 5.6, 5.7, 6 -

Erarbeitung einer Prognose überdie Einflüsse der verschiedenenBöden auf dieGrundwasserdynamik nach derDeichrückverlegung

BBB, IfB 5.5 -

Mitwirkung bei der Erarbeitung vonStandortmodellen, Leitbildern,Nutzungsvarianten für dieRenaturierungsgebiete

BBB, IfB 5, 6 -

Mitwirkung bei der Konkretisierungder vorgesehenenRenaturierungsmaßnahmen,Vorschläge zum Bodenschutz

BBB, IfB 6 -

7

3. Kennzeichnung der Untersuchungsgebiete

3.1 GeologieDie Elbe gehört zu den größten Flüssen Europas. Sie entspringt im Riesengebirge bei einer

Höhenlage von 1384 m ü. NN und mündet bei Cuxhaven in die Nordsee. Es wird ange-

nommen, dass bereits seit dem ausgehenden Perm im heutigen Elbegebiet eine nordwärts

gerichtete Entwässerungsbahn existierte. Aber erst aus dem Tertiär gibt es Hinweise auf

eine Urelbe (Wolf und Schubert, 1992).

Im Untersuchungsraum streicht das paläozoische Grundgebirge der Flechtingen-Rosslauer-

Scholle nahe Magdeburg aus und ist dann zwischen Magdeburg und Wolmirstedt mit dem

Abbruch von Haldensleben ca. 2000 m in der Scholle von Calvörde abgesenkt. Im

Untersuchungsgebiet Rogätz folgt im Hangenden des Paläozoikums eine mächtige

Schichtenfolge des Permosiles, Zechsteins und der Trias, die aber in nördlicher Richtung an

Mächtigkeit abnimmt, um mit dem Abbruch von Gardelegen unmittelbar nördlich des Unter-

suchungsgebiets Rogätz auf mehr als 4.000 m unter NN wiederum abzufallen und in die

Altmark-Senke mit einer mächtigen mesozoischen und känozoischen Schichtenfolge über

dem abgesenkten Fundament überzuleiten.

Obwohl der weitere Untersuchungsraum als eine breit ausgelegte Wanne ausgebildet war,

wurde der heutige Elbelauf erst im Pleistozän entscheidend geprägt. Frühpleistozäne

Schotterterrassen der Elbe wurden für den sächsischen Raum des Elbelaufes durch Wolf

und Schubert (1992) nachgewiesen. Auch für die Altmark wurden Sande und Kiese erbohrt

(Knoth, 1995), die zum frühpleistozänen bzw. frühelsterzeitlichen Lauf der vereinigten Saale-

Mulde-Elbe gehören sollen. Dieser Lauf war von SE nach NW gerichtet und bildete eine

Abflussbahn in Richtung Niederlande. Der heutige Elbelauf bestand also damals noch nicht.

Die Mittelterrassen (Hauptterrassen) – mehrfach untergliedert und stratigraphisch der Elster-

Kaltzeit bis frühen Saale-Kaltzeit zugeordnet - der Elbe befinden sich außerhalb des

Untersuchungsgebietes. Statt der Elbe floss die vereinigte Saale und Mulde über Magdeburg

nach Stendal in eine Bucht, die mit dem Holstein-See in Verbindung stand (Ruske, 1973).

Die Elbe floss damals von Torgau über Jüterbog in den Berliner Raum (Berliner Elbelauf)

und floss weiter getrennt von Saale und Mulde in den Holstein-See. Mit dem Rückgang des

Meeresspiegels vereinigten sich beide Flusssysteme und flossen nach NW in Richtung der

Niederlande. Erst mit dem Ende der Saale-Kaltzeit folgte die Elbe etwa dem heutigen

Verlauf. Die Weichsel-Kaltzeit erreichte den Untersuchungsraum nicht mehr – abgesehen

von randlich davon vorkommenden Satzendmoränen des Brandenburger Stadiums zwischen

Genthin und Havelberg im Gebiet der Klietz-Kamernschen Berge. Jedoch prägten die

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Urstromtäler als Schmelzwasser-Abflussbahnen dieser Kaltzeit (Baruther, Berliner, Ebers-

walder Urstromtal) entscheidend das Elbtal. Hier setzte – wie auch in anderen Tälern – mit

Beginn der Weichsel-Kaltzeit eine Tiefenerosion ein, und ältere pleistozäne Ablagerungen im

heutigen Elbtalverlauf fielen der Erosion zum Opfer. Danach wurden mächtige mehrphasige

Niederterrassen (bis 15 m) und die Talsande der Urstromtäler aufgeschüttet. Die

Niederterrasse hatte meistens eine Kornverfeinerung vom Liegenden in den hangenden

Bereich zur Folge. In der Elbe-Niederterrasse herrschen wechselkörnige kiesige Sande vor.

Sie geht am Rand der Aue fast unmerklich in die Talsandebene über. Reste der Talsand-

ebene sind im Untersuchungsgebiet im wenig höher gelegenen Sandauer Wald und westlich

von Wulkau erhalten geblieben. Mit dem Abschmelzen des Toteises am Ende der Weichsel-

Kaltzeit und zu Beginn des Holozäns wurde die Niederterrasse erodiert. Im Atlantikum kam

es zur Ablagerung von Kiesen und Sanden der holozänen Terrasse. Sie ist 6..12 m mächtig,

und in ihr wurden zwischen Torgau und Wittenberge Baumstämme gefunden. In die

Terrasse des Atlantikums schnitt sich während der subborealen Regression die Elbe gering-

fügig ein, und die heutigen Auen wurden geschaffen. In den Auen wurden die 0,5....>2 m

mächtigen Auensedimente abgelagert. In Altwasserläufen kam es nach der Eindeichung

auch lokal zu Torfbildungen (Knoth, 1995). Die Dünen im Untersuchungsgebiet Sandau

(Sandauer Wald) wurden im Holozän durch Wiederaufleben der Winderosion und dadurch

hervorgerufene Umlagerung der Talsande gebildet.

Der Beginn der holozänen Sedimentation der Auensedimente (im geologischen Sinne

meistens als „Auenlehme“ zusammengefasst) ist auf Rodung und Ackerbau der Band-

keramiker zurückzuführen. Im Subboreal kam es zu seitlichen Flussbettverlagerungen und

außerhalb des Flussbetts zu verstärkter Ablagerung von Auensedimenten, ältere Ablage-

rungen wurden überdeckt. Im Subatlantikum verstärkten sich anthropogene Einflüsse, und

damit kam es auch zu vermehrter Akkumulation in den Auen (Eissmann und Litt, 1994). Im

Untersuchungsgebiet Rogätz hat neuerdings Rommel (1998) anschaulich neun Sedi-

mentationsphasen nachweisen und auskartieren können. Nach seinen Untersuchungen

stellte sich der rezente Elbelauf dort vor etwa 500 Jahren ein, besonders auch unter der

Einwirkung der Unwetterkatastrophen des 14. Jahrhunderts (Rommel, 1998). Nach eigenen

Geländeuntersuchungen konnten für das Untersuchungsgebiet Sandau zwei übereinander

liegende und durch fossile Humushorizonte abgetrennte Auensedimentkomplexe nach-

gewiesen werden (Anlagenband 1: Profile A3101, A3103, A3108, A3109, A3110, A3111,

A3112, A3126). Eine stratigraphische Zuordnung kann nicht erfolgen, da entsprechende

Untersuchungen nicht Gegenstand der Aufgabenstellung waren. Im Rogätzer Gebiet wurden

bodenkundliche Anzeichen (fossile Humushorizonte) für übereinander liegende Auen-

sedimentkomplexe nicht gefunden, jedoch sind diese Erscheinungen auch hier nicht aus-

9

zuschließen. Der vertikale Substratwechsel der Böden weist ebenfalls – wie auch Sand-

bänder in Auenlehmen und Auentonen - auf unterschiedliche Sedimentationsbedingungen

und –phasen hin, wobei eine stratigraphische Aussage aber nicht möglich ist.

Die Auensedimente sind in den Untersuchungsgebieten unterschiedlich zusammengesetzt:

im Untersuchungsgebiet Sandau überwiegen die Auenlehme (und –schluffe) (Abb. 1) und

Auensande (und –lehmsande). In den Auensanden sind allerdings die Talsande und Flug-

sande im Bereich des Sandauer Waldes mit enthalten. Im Gebiet Sandau sind die Auentone

auf das Gebiet um Havelberg und westlich von Wulkau beschränkt (Abb. 1). Im Havelberger

Raum wurden die Tone großflächig als Rohstoffe für Ziegeleien abgebaut. Im Unter-

suchungsgebiet Rogätz dominieren dagegen die Auentone und Auenlehme (und –schluffe),

während die Auensande (und –lehmsande) deutlich zurücktreten (Abb. 2). Im Rogätzer

Gebiet spiegeln die Auensedimente deutlich die Nähe zur Lösslandschaft und zu den

tertiären tonigen Stauchmoränen als Liefergebiete wider. In Abb. 1 und Abb. 2 ist allerdings

jeweils nur die Zusammensetzung der an der Oberfläche verbreiteten Auensedimente

dargestellt, deren vertikale Schichtabfolge wurde nicht berücksichtigt. Der in der Kornzusam-

mensetzung wechselnde Vertikalaufbau der Auensedimente wurde dagegen in der Substrat-

kennzeichnung der ausgeschiedenen Kartiereinheiten berücksichtigt (siehe Kap. 5.1) und

wird hier nicht näher erörtert. Dabei sind die übereinanderliegenden Schichtkomplexe häufig

auch nicht einheitlich aufgebaut, d.h. beispielsweise können die Auenlehme von

Sandbändern (Sandlinsen) und die Auensande durch Schluff- und Lehmbänder durchzogen

sein. Auch die liegenden Sande (holozäne Flusssande) der Auensedimentdecken weisen

häufig Lehm- (Schluff-) oder Tonbänder auf, wobei die kiesig sandige Körnung der Fluss-

sande dominiert. Der teilweise heterogene Substrataufbau der Pedosphäre ist anschaulich

mit den Profilfotos im Anlagenband 1 dokumentiert. Die Auensedimente wurden nach der

bodenkundlichen Substratkennzeichnung im Zuge der Bodenformenansprache differenziert

wiedergegeben (siehe Kap. 4.2 und 5.1). Die mittlere Kornzusammensetzung nach den

Körnungsanalysen der Auensedimente geht aus Abb. 3 hervor.

10

Abb. 1: Kornzusammensetzung der Auensedimente an der Oberfläche imUntersuchungsgebiet Sandau.

11

Abb. 2: Kornzusammensetzung der Auensedimente an der Oberflläche imUntersuchungsgebiet Rogätz.

12

Tab. 2: Mittelwerte (�) und Standardabweichung (s) für die Kornfraktionen derAuensedimente in den Untersuchungsgebieten (UG) Sandau (S) und Rogätz (R).n = Probenzahl

� KornfraktionenAuensedimente UG ns gS mS fS Sand gU mU fU Schluff Ton� 7,3 60,1 16,5 86,3 5,2 2,3 1,6 9,1 4,7S 65s 10,5 18,7 14,1 11,9 6,1 2,5 1,9 9,6 3,6� 11,9 61,5 16,2 90,7 3,3 1,3 1,0 5,6 3,8

Auensande

R 32s 12,7 21,9 16,8 11,8 6,2 1,9 1,1 8,8 3,9� 2,8 21,3 17,8 41,8 14,6 11,1 7,8 35,5 24,8S 60s 3,0 14,3 10,7 17,9 6,8 4,1 3,8 11,1 9,3� 2,9 18,8 17,5 39,1 15,1 11,6 7,9 34,6 26,4

Auenlehme

R 41s 3,2 13,2 9,8 17,3 6,3 4,6 4,2 10,2 10,1� 1,4 10,1 10,0 21,4 32,1 15,5 9,5 57,0 21,6S 19s 1,1 9,0 5,8 8,4 8,7 3,7 4,0 5,3 6,0� 0,8 4,9 14,0 19,7 36,3 15,5 9,2 60,9 19,4

Auenschluffe

R 9s 0,9 6,2 9,0 9,2 8,8 6,2 4,4 5,9 6,3� 1,1 3,8 3,5 8,4 14,9 15,7 12,7 43,3 48,3S 22s 1,1 2,8 2,8 4,2 9,4 3,7 2,3 11,4 12,2� 0,6 3,2 3,9 7,7 9,0 16,4 17,1 42,6 49,7

Auentone

R 23s 0,5 3,0 2,4 5,3 5,0 4,1 2,6 9,6 9,4

Die verschiedenen Auensedimente weichen in beiden Untersuchungsräumen nur wenig

voneinander ab (Abb. 3). Allerdings sind die Auenschluffe im Rogätzer Gebiet etwas schluff-

reicher, insbesondere grobschluffreicher, als im Untersuchungsgebiet Sandau. Zudem sind

die Auentone in Rogätz etwas tonreicher als die im Sandauer Raum. Beide genannten

Unterschiede sind – wie bereits angeführt – auf die größere Nähe zum Löss- bzw. tonigen

Stauchmoränengebiet des Rogätzer Untersuchungsraumes zurückzuführen.

Abb. 3: Korngrößenfraktionen der Auensedimente (jeweils Mittelwerte).

13

3.2 Naturräumliche Gliederung, LandschaftsgliederungDie Elbtalniederung wird nach Meynen und Schmithüsen (1953) als der Abschnitt der Elbe

verstanden, in den die Urströme der Weichselvereisung einmündeten und in dem ihre

Schmelzwasser zur Nordsee abflossen. Die Elbtalniederung beginnt im Bereich der

Ohremündung beim Durchbruch der Elbe durch den südlichen Landrücken bei Burg und

reicht bis zum Ende des Gezeiteneinflusses bei Geesthacht. Die Elbtalniederung wird in die

Märkische und die Untere Mittelelbe-Niederung differenziert. In der ersten verläuft die Fließ-

richtung des Stromes in nördlicher Richtung, sie reicht bis zur Mündung der Stepnitz bei

Wittenberge und schließt die linkselbische, altmärkische Wische ein. Mit dem Wechsel der

Laufrichtung nach Nordwesten und der Einmündung in das Elbeurstromtal bei Havelberg

beginnt die Untere Mittelelbeniederung.

In der Landschaftsgliederung des Landes Sachsen-Anhalt (MUN Sachsen-Anhalt, 1994)

werden innerhalb der Altmark die Altmarkplatten von den ertragsschwächeren und höher

liegenden Altmarkheiden unterschieden. Östlich der Elbe im Elb-Havel-Dreieck wird die

Landschaftseinheit Ländchen im Elb-Havel-Winkel ausgegliedert. Die Ländchen (z.B. Land

Schollene, Rhinower Ländchen, Friesacker Ländchen) sind als Moräneninseln der Weichsel-

Kaltzeit zu verstehen. Nördlich schließt sich das teilweise vermoorte Niederungsgebiet Rhin-

Havel-Luch an. Die Landschaftsgliederung für das Elbetal (LAU Sachsen-Anhalt, 2000) sieht

die Dreiteilung in das Dessauer, das Tangermünder und das Werbener Elbetal vor. Diese

Untergliederung ist nicht vollständig in Deckung zu bringen mit der naturräumlichen

Gliederung nach Meynen und Schmithüsen (1953). Erstere zählt bei der Grenzziehung zwi-

schen Tangermünder und Werbener Elbetal die südlich der Elbe liegende Wische zum unte-

ren Elbeabschnitt, also zum Werbener Elbetal. Aufgrund der Ausrichtung der Wische in

nordwestlicher Richtung und damit der engen Bindung an die weichselzeitlichen Urstromtäler

soll der Landschaftsgliederung nach LAU Sachsen-Anhalt (2000) und MUN Sachsen-Anhalt

(1994) gefolgt werden.

Vegetation und Nutzung in den UntersuchungsgebietenDie Erfassung der Biotoptypen in den Untersuchungsgebieten erfolgte durch die Inter-

pretation von CIR-Luftbildaufnahmen und eine anschließende umfassende Überprüfung und

Modifizierung im Gelände (Baufeld et al., 2001). Es fand dabei eine über die Untersuchungs-

gebietsgrenzen hinausgehende Aufnahme statt. Die Berechnung der hier gezeigten Flächen-

aufteilung der Biotoptypen greift auf Daten dieses Aufnahmebereiches zu, daher ist die

Gesamtfläche der Biotoptypen in den Untersuchungsgebieten größer als die des eigentlichen

Untersuchungsgebietes.

14

Tab. 3: Verteilung von Biotoptypen in den Untersuchungsgebieten (UG)Sandau und Rogätz. Einteilung der Biotoptypen nach Peterson undLangner (1992).

Biotoptyp UG Sandau UG RogätzFläche [ha] Anteil [%] Fläche [ha] Anteil [%]

Krautige Vegetation 910 37 543 21davon Grünland 648 26 412 16

Staudenflur 146 6 92 4Wildgrasflur/Calamagrostis 17 1 3 0

Flachmoor, Sumpf 67 3 32 1Magerrasen 32 1 4 0

Ackerflächen 692 28 1396 54Gewässer 329 13 276 11Wald 326 13 237 9Gehölze (Hecken u. Baumreihen) 101 4 57 2Bebauter Bereich 93 4 67 3Vegetationslose Fläche 36 1 17 1

Bei einem Vergleich der Biotop- und Nutzungstypen der beiden Untersuchungsgebiete zeigt

sich im Untersuchungsgebiet Rogätz eine überwiegend ackerbauliche Prägung mit mehr als

50% Ackerflächen. Diese dominierende Nutzungsform mag mit dem Auftreten von

bindigeren Böden zusammenhängen, aber auch mit der geringeren Überflutungshäufigkeit

und dem geringeren Grundwassereinfluss gegenüber dem Untersuchungsgebiet Sandau. Im

UG Sandau dominiert krautige Vegetation, landwirtschaftlich genutzte Grünlandflächen

besitzen hier mit 26% nahezu den gleichen Flächenanteil wie Ackerflächen (28%). Als

Resultat des im nördlichen Untersuchungsgebiet vorhandenen ausgeprägten Reliefs mit

einer Vielzahl trockener, sandiger und höher gelegener Standorte findet sich dort ein höherer

Anteil von Magerrasen. Der höhere Waldanteil im UG Sandau (13% gegenüber 9% im UG

Rogätz) ergibt sich durch dort vorhandene Kiefernforsten auf den Talsandinseln. Die Wälder

im Untersuchungsgebiet Rogätz sind überwiegend Laubmischwälder oder reine Laubwälder,

teilweise besitzen sie eine auwaldcharakteristische Artenzusammensetzung. Der höhere

Gehölzanteil im UG Sandau ergibt sich aus dem häufigeren Auftreten von Baumgruppen und

Einzelbäumen im ausgedehnten Außendeichbereich sowie aus der durch Hecken

gegliederten Feldflur.

15

3.3 Klima

Klimatische Einordnung der UntersuchungsgebieteDie Klimate beider Untersuchungsgebiete (UG) lassen sich nach Henning und Henning

(1977, zitiert in Liedtke und Marcinek, 1994) als subhumides Klima einordnen. Das UG

Rogätz ist durch ca. 65 Elbkilometer vom nördlicher liegenden UG Sandau getrennt. Für eine

genauere klimatische Einordnung der Untersuchungsgebiete liegen unterschiedliche Daten-

grundlagen vom Deutschen Wetterdienst (DWD) vor. In Tab. 4 findet sich eine Gegenüber-

stellung statistischer Niederschlagswerte an den verschiedenen Messstationen. Zu beachten

ist, dass die angegebenen langjährigen Mittelwerte z. T. aus verschiedenen Zeiträumen

stammen.

Tab. 4. Vergleich von Niederschlags-Wertegesamtheiten verschiedenerDWD-Stationen.Angegeben ist jeweils der mittlere Monatsniederschlag im Zeitraum und die darausaufsummierte Jahresniederschlagsmenge (Datenquelle DWD).

Station MD-Buckau

Glinden-berg

Burg beiMD

Magdeburg See-hausen

Havel-berg

Kamern

Zeit-raum

1970-2000

1970-2000

1970-2000

1991-2000

1961-1990

1991-2000

1970-2000

1970-2000

[mm]Jan 31 32 34 32 33 43 37 40Feb 27 29 31 27 31 35 28 31Mär 38 37 38 41 38 44 37 40Apr 32 32 34 32 40 35 31 34Mai 43 42 46 50 47 49 39 38Jun 60 54 57 55 62 59 57 61Jul 45 49 47 53 48 60 54 55Aug 50 48 53 64 51 55 52 50Sep 38 37 40 40 36 47 44 39Okt 31 32 35 38 29 46 37 35Nov 33 35 37 34 38 39 37 39Dez 41 42 43 45 41 47 45 50

Summe 470 469 494 511 494 559 499 512

Sowohl die Werte aus dem Untersuchungsgebiet selbst als auch von den benachbarten

Stationen lassen auf eine höhere Niederschlagssumme im nördlichen gegenüber dem

südlichen Untersuchungsgebiet schließen. Es handelt sich hierbei um einen mittleren Unter-

schied in der Größenordnung von 30-50 mm/Jahr (Tab. 4). In den vergangenen sechs

Jahren waren in Havelberg (UG Sandau) durchschnittlich mehr Tage mit Niederschlags-

ereignissen zu beobachten als in Glindenberg (UG Rogätz, s. Tab. 5). Im Bereich um

Glindenberg wirkt sich trotz größerer Entfernung noch der Regenschatten des Harzes aus

(LAU Sachsen-Anhalt, 2000). In den beobachteten Zeitraum fiel auch das sehr nieder-

16

schlagsreiche Jahr 1998 in Havelberg (824 mm) sowie das außerordentlich niederschlags-

arme Jahr 1996 (398 mm) in Glindenberg. Niederschlagssummen über 600 mm wurden im

Beobachtungszeitraum nur selten gemessen, über 700 mm nie. Die höchsten Niederschläge

treten in beiden Untersuchungsgebieten im Juli auf, die niedrigsten im Februar und April.

Die Schwankungen der Niederschlagssummen ist teilweise erheblich. In den vergangenen

sechs Jahren traten im Untersuchungsgebiet Sandau (Station Havelberg) Jahresnieder-

schlagssummen von 465 bis 824 mm auf, im UG Rogätz (Station Glindenberg) zwischen 398

und 526 mm. Im Zeitraum von 1970 bis 2000 ist die niedrigste gemessene Jahresnie-

derschlagssumme in Havelberg 287 mm, die höchste 662 mm (Faktor 2,3).

Tab. 5: Niederschlagssummen im Zeitraum 1995-2000 (Datenquelle DWD).Jahr Niederschlagssumme

[mm/a]Tage mit Niederschlag

[d/a]Havelberg Glindenberg Havelberg Glindenberg

1995 504 526 177 1731996 465 398 166 1531997 475 411 150 1391998 824 518 221 1921999 704 474 193 1692000 565 437 150 185Mittelwert 590 461 176 169

Die höchsten Temperatur-Monatsmittel (aus Tagesmittelwerten) sind mit 18,6 bzw. 18,7 °C

für Juli zutreffend, die niedrigsten mit 1,3 und 1,5 °C im Januar und Dezember (s. Abb. 5).

Abb. 4: Mittlere Klimawerte im Zeitraum 1991-2000 für die DWD Klima-station Seehausen (Datenquelle DWD).

Abb. 5: Mittlere Klimawerte im Zeitraum 1991-2000 für die DWD Klima-station Magdeburg (Datenquelle DWD).

Eine höhere mittlere Tagessonnenscheindauer für die Klimastation Magdeburg (Bezug: UG

Rogätz) bewirkt dort eine höhere mittlere Jahrestemperatur (1991 bis 2000) als in See-

hausen (Bezug UG Sandau): 9,5 °C bei durchschnittlich 4,7 Sonnenstunden pro Tag gegen-

über 9,2 °C bei 4,5 Sonnenstunden in Seehausen (s. Abb. 4 und Abb. 5). Auch im Winter

zeichnen sich in Magdeburg mildere Temperaturen ab: die durchschnittliche Zahl der Tage

mit einer Tagesmitteltemperatur < 0°C beträgt in Magdeburg 34,8, in Seehausen 36,2.

Die klimatischen Daten verdeutlichen die unmittelbare Nähe des Untersuchungsgebietes

Rogätz zum Mitteldeutschen Trockengebiet mit geringen Jahresniederschlägen (<500 mm)

und höheren Jahresdurchschnittstemperaturen.

17

Witterung und Klima im UntersuchungszeitraumDer Vergleich der Niederschlagsereignisse im Untersuchungszeitraum von 1998 bis 2000

zeigt in der Tendenz eine gute Übereinstimmung zwischen den Untersuchungsgebieten

(Abb. 6 und Abb. 7). Die Niederschlagsmengen in Seehausen sind von allen Stationen am

höchsten. Beispielsweise betrug der Monatsniederschlag im Oktober 1998 in Seehausen

über 140 mm, in Magdeburg dagegen um 95 mm. Die mittleren Niederschlagssummen

liegen im Untersuchungsgebiet Sandau in den drei Jahren deutlich über dem langjährigen

Mittel. Im UG Rogätz ist dies nur 1998 der Fall, 2000 ist der Wert sogar unterdurchschnittlich

(Tab. 5).

Die mittleren Jahrestemperaturen im Untersuchungszeitraum zeigen geringe Unterschiede

zwischen den Untersuchungsgebieten: in Magdeburg in den Jahren 1998, 1999, 2000 bei

9,7 °C, 10,3 °C und 10,5 °C, gegenüber 9,5 °C, 10,0 °C und 10,1 °C in Seehausen.

Abb. 6: Temperaturen und Niederschläge im Untersuchunszeitraum 1998-2000, DWD Station Seehausen (Datenquelle DWD), stellvertretend für dasUntersuchungsgebiet Sandau (Balken: Niederschläge, Linien: Temperatur).

Abb. 7: Temperaturen und Niederschläge im Untersuchungszeitraum 1998-2000, DWD Station Magdeburg (Datenquelle DWD), stellvertretend für dasUntersuchungsgebiet Rogätz (Balken: Niederschläge, Linien: Temperatur).

18

3.4 HydrologieDie Elbe umfasst ein Einzugsgebiet von 148.268 km². Sie mündet nach einer Lauflänge von

1091 km in die Nordsee. Knapp 2/3 der Laufstrecke wie auch des Einzugsgebietes liegen in

der Bundesrepublik Deutschland. Die größten Flussgebiete im Stromnetz der Elbe sind die

der Moldau, der Havel und der Saale. Weitere wichtige Nebenflüsse sind auf tschechischem

Gebiet die Iser, die Eger und die Bilina, auf deutschem Gebiet die Schwarze Elster und die

Mulde. Rund 30% des Elbeeinzugsgebietes liegen in tschechischen und deutschen

Mittelgebirgslandschaften, in denen die Speicherung von Niederschlag in Form von Schnee

eine große Rolle für den Landschaftswasserhaushalt spielt. Während hohe Abflüsse in der

Regel im Winter und Frühjahr auftreten, sind die Wasserstände im Spätsommer und Herbst

niedrig. Im Jahresverlauf können enorme Spannweiten in der Abflussmenge auftreten. Im

Zeitraum 1964-1999 lag der höchste Tagesabflusswert am Pegel Havelberg ca. 30x höher

als der niedrigste Abflusswert. Mittlere Abflüsse (MQ) betragen an der Grenze zwischen

Tschechischer Republik und der Bundesrepublik Deutschland (Elb-km 0) 315 m³/s, im

Untersuchungsgebiet Rogätz (Pegel Niegripp, Elb-km 343,6, Zeitraum 1964-1999) 584 m³/s,

im Untersuchungsgebiet Sandau (Pegel Havelberg, Elb-km 422,8, Zeitraum 1964-1999) 605

m³/s und an der Mündung in die Nordsee (Elb-km 1091) 877 m³/s.

Charakterisierung der Elbe in den UntersuchungsgebietenDas Untersuchungsgebiet Sandau liegt im Flussabschnitt zwischen den Elb-km 412 und

422. Die sich im Untersuchungsgebiet Sandau befindlichen Pegel Sandau (Elb-km 416,0)

und Havelberg UP (Elb-km 422,8) liegen in einer Distanz von 6,8 km. Die Pegel-

schwankungen bewegen sich am Pegel Sandau zwischen 24,10 und 29,25 m NN (� 5,2 m,

Standardabweichung 0,95 m) sowie am Pegel Havelberg Unterer Pegel (UP) zwischen 22,69

und 28,16 m NN (� 5,5 m, Standardabweichung 0,99 m). Der mittlere Pegelstand (MW) in

Sandau beträgt 25,89 m NN, jener am Pegel Havelberg UP 24,66 m NN. Der mittlere Abfluss

(MQ) liegt im Untersuchungsgebiet Sandau bei 605 m³/s. Bei einer Betrachtung der

Ganglinien im Zeitraum 1967-1999 zeigt sich im UG Sandau zwischen den beiden Pegeln

eine mittlere Höhendifferenz von 122 cm, was einem mittleren Gefälle von 17,9 cm/km Fließ-

strecke (0,179 ‰) entspricht. Durch die bei Elb-km 438 liegende Mündung der Havel in die

Elbe bei Gnevsdorf kann es in diesem Abschnitt zeitweise zu einer Gefälleumkehr kommen.

Im Untersuchungsgebiet Sandau weist die Elbe Breiten zwischen ca. 200 und ca. 450 m auf.

Die größten Flussbreiten befinden sich im Bereich Möwenwerder (Sandau Nord). Die

Wassertiefen bewegen sich im Bereich zwischen 2,5 und 2,8 m. Die Fließgeschwindigkeit

beträgt im Mittel ca. 0,9 m/s (Angaben entnommen aus TK1:10.000 des Untersuchungs-

gebietes).

19

Das Untersuchungsgebiet Rogätz erstreckt sich von Elb-km 341 bis Elb-km 351. Hier

befinden sich in einer Distanz von 7,1 km zwei Elbe-Pegel: Niegripp (Elb-km 343,6) und

Rogätz (bei km 350,7). Die Pegelschwankungen bewegen sich am Pegel Rogätz (Auf-

zeichnungszeitraum 1997-1999) zwischen 35,65 m NN und 40,84 m NN (� 5,2 m), etwas

größere Schwankungen treten am Pegel Niegripp auf (Zeitraum 1964-1999), sie liegen

zwischen 36,36 und 42,76 m NN (� 6,4 m). Mittlere Pegelstände (MW) liegen am Pegel

Rogätz bei 37,2 m NN, am Pegel Niegripp bei 38,5 m NN. Der mittlere Abfluss (MQ) beträgt

im Untersuchungsgebiet Rogätz 584 m³/s. Eine langfristige Betrachtung des Wasserspiegel-

gefälles ist hier nicht in dem Umfang möglich wie im Teilgebiet Sandau, da Pegeldaten vom

Pegel Rogätz erst seit 1997 vorliegen. Im Zeitraum 1997 bis 1999 zeigt sich ein mittleres

Wasserspiegelgefälle von 15,3 cm/km Fließstrecke (entsprechend 0,153 ‰). Die mittlere

Höhendifferenz der beiden Pegel (1997-1999) beträgt 109 cm. Der Pegel Niegripp wies im

Betrachtungszeitraum immer höhere Wasserstände auf, es kommt also nicht zu einer

Gefälleumkehr wie es im Bereich der Havelmündung der Fall ist.

Im Untersuchungsgebiet Rogätz hat die Elbe Breiten von 195 bis 300 m. Die Wassertiefen

liegen zwischen 3,8 und 4 m, die mittlere Fließgeschwindigkeit beträgt 1,2 bis 1,4 m/s

(Angaben entnommen aus TK 1:10.000 des Untersuchungsgebietes).

Damit ist die Elbe im flussaufwärts liegenden UG Rogätz schmaler, tiefer und weist eine

höhere Fließgeschwindigkeit als im UG Sandau auf.

In beiden Untersuchungsgebieten zeigen die Pegelstände Maximalwerte im April und ein

anschließendes Absinken bis September. Nach einem steilen Anstieg der Wasserstände von

September bis Januar folgt ein flacherer Anstieg von Januar bis April (Abb. 8). Im Teilgebiet

Rogätz treten größere Spannbreiten der Wasserstände auf, die Wasserstände sinken im

Sommer tiefer ab, die Höchstwerte im April sind höher und treten schneller ein als im

Teilgebiet Sandau.

Zwischen Wasserstand am Pegel und Abflussmenge Q besteht eine enge, nichtlineare Be-

ziehung. Als Folge davon ist der statistische Wert Mittelwasser (MW) als arithmetisches

Mittel der Wasserstände eines Zeitraumes nicht identisch ist mit MQ, dem arithmetischen

Mittel der Abflüsse. Die Nichtlinearität der Beziehung ist in der nichtlinearen Veränderung

des Fließquerschnittes bei geänderter Wasserführung begründet. Der Abfluss Q am Pegel

erweist sich aufgrund des wechselnden Wasserspiegelgefälles und unterschiedlich starker

Schwankungen der Pegelstände in den Untersuchungsgebieten als geeigneter für den

Bezug von Hochwasserereignissen auf Flächen oder Punkte. Daher sind im Folgenden zur

Kennzeichnung von hydrologischen Haupt- oder Dauerwerten Abflussmengen und nicht

Pegelstände angegeben.

Abb. 8: Langjährige Monatsmittel der Pegelstände in den Untersuchungs-gebieten (Datenquelle Wasser- und Schifffahrtsamt WSA Magdeburg).

20

Die Hochwasserjährlichkeiten besitzen in den Untersuchungsgebieten charakteristische

Eintrittswahrscheinlichkeiten (in Tagen pro Jahr). Niedrige Eintrittswahrscheinlichkeiten

(beispielsweise <1 Tag/Jahr) kennzeichnen dabei nicht jährlich auftretende Hochwasser-

ereignisse (Tab. 6).

Tab. 6: Hochwasserjährlichkeit, Eintrittshäufigkeit und durchschnittlicheDauer bei Eintreten des Ereignisses (Datenquelle RWTH Aachen).

UG Sandau: Pegel Havelberg UG Rogätz: Pegel RogätzEreignis Q [m³/s] durchschn.

Überflutungs-dauer [d]

stat. jährl.Eintrittshäufig-

keit [d]

Q [m³/s] durchschn.Überflutungs-

dauer [d]

stat. jährl.Eintritts-

häufigkeit [d]HQ2 1603 9,7 12,4 1705 9,8 11,9MHQ 1704 8,4 9,7 1776 10,0 10,0HQ3 1951 6,6 4,9 2029 6,9 4,5HQ5 2290 6,0 1,7 2393 6,0 1,5HQ10 2706 4,0 0,6 2795 4,0 0,6HQ20 3096 1,5 0,1 3154 1,5 0,1HQ50 3573 <0,1 <0,1 3563 0,0 <0,1HQ100 3895 <0,1 <0,1 3844 0,0 <0,1

Abflüsse im UntersuchungszeitraumWährend der Winter 1997/1998 insgesamt eher unterdurchschnittliche Wasserstände

brachte, war der folgende Winter 1998/1999 durch hohe Wasserstände sowohl im Novem-

ber/Dezember als auch im März/April gekennzeichnet (Abb. 9). Es traten in beiden Unter-

suchungsgebieten HQ3 bis HQ5 im Winter und HQ5 bis HQ10 im Frühjahr auf. Die Abflüsse

im Sommer können als normal bis unterdurchschnittlich bezeichnet werden. Im

Winter/Frühjahr 1999/2000 kommen wiederum Abflüsse mit HQ5 bis HQ10 vor. Das

Frühjahrshochwasser hielt hier außerordentlich lang an, ein schneller Rückgang begann erst

Ende April.

Abb. 9: Abflüsse im Untersuchungszeitraum 1998-2000, dargestellt amPegel Havelberg. Unterschiede im Untersuchungsgebiet Rogätz sind nichtdarstellbar.

21

4. Methodik

4.1 Feldarbeiten (Schürfe, Peilstangenbohrungen, Testflächen)Eine bodenkundliche Neukartierung des Untersuchungsgebiets war nicht Gegenstand der

Aufgabenstellung. Vielmehr sollten die Kenntnislücken über die Böden durch

Unterlagenauswertung und - von einem schematischen Raster unabhängige – Gelände-

arbeiten sowie durch ein umfangreiches Laborprogramm geschlossen werden. Nach der

Auswertung verfügbarer, bodenkundlich relevanter Unterlagen für das Untersuchungsgebiet

[geologische Karten i.M. 1:25.000, Karten der Bodenschätzung i.M. 1:10.000, Karten der

Mittelmaßstäbigen Landwirtschaftlichen Standortskartierung (MMK) i.M. 1:25.000 und

1:100.000, Karten der Forstlichen Standortserkundung i.M. 1:10.000] wurde eine Konzept-

bodenkarte i.M. 1:10.000 entworfen. Auf deren Grundlage sowie nach mehreren Übersichts-

befahrungen und Abstimmungen mit den Bearbeitern der weiteren Teilprojekte wurden die

Transsekte für die Peilstangenbohrungen, die Lagepunkte für die vorgesehenen Schürfe und

die Lage der Testflächen festgelegt. Die Peilstangenbohrungen, Schürfe und Testflächen

wurden so in repräsentativen Geländebereichen angesetzt.

Die Schürfe wurden mit dem Bagger meistens bis zu einer Tiefe von 2 m - sofern dies die

Grundwasserverhältnisse zuließen - ausgehoben. In der Regel lag die Schurfsohle im

Bereich 2...2,5 m, bei grundwasserbeeinflussten Standorten im Bereich 1...2 m unter Flur.

Die Lage der Schürfe wurde mit GPS eingemessen und auf topographischen Karten i.M.

1:25.000 (Anlagenband 1) dokumentiert. Die Fotodokumentation und bodenkundliche

Beschreibung der Schürfe ist im Anlagenband 1 enthalten.

Für die Peilstangenbohrungen (Handbohrungen) wurden die Schlagbohrer mindestens

1 m, ein großer Teil bis 2 m in den Boden eingeschlagen. Die Lage der Bohrungen wurde mit

Schrittmaß eingemessen und auf topographischen Karten i.M. 1:10000 (Anlagenband 3)

dokumentiert. Die bodenkundliche Beschreibung Peilstangenbohrungen ist im Anlagen-

band 3 enthalten.

Um den Ist-zustand der Elbauen im rezenten Überschwemmungsbereich (Außendeich) und

im gegenwärtigen eingedeichten Bereich (Binnendeich) erfassen zu können, wurden

gemeinsam von allen Teilprojektverantwortlichen 8 Testflächen ausgewählt. Von diesen

befanden sich jeweils 4 Testflächen in den Untersuchungsgebieten Sandau und Rogätz. Ihre

Anordnung erfolgte paarweise, wobei ein Testflächenpaar jeweils aus einer Außendeich-

fläche und einer Binnendeichfläche gebildet wurde. Die Lage geht aus den Übersichtskarten

der Untersuchungsgebiete im Anlagenband 4 hervor. Im Rahmen der bodenkundlichen

Untersuchungen erfolgte eine ausschnittsweise Detailkartierung der Böden der Testflächen

im Maßstab 1:500. Dazu wurden jeweils auf einer Fläche von 50x50 m insgesamt 25

Peilstangenbohrungen bis 2 m unter Flur durchgeführt. Der Abstand der Peilstangen-

22

bohrungen untereinander betrug 10 m, der Abstand der außenliegenden Bohrungen zum

Flächenrand betrug 5 m. Außerdem wurde für jede Testfläche ein Leitbodenprofil (Schurf)

angelegt. Die Ergebnisse der Testflächenkartierungen (Peilstangenbohrungen, Bodenkarten)

sind im Anlagenband 4 dokumentiert, die Schürfe der Testflächen im Anlagenband 1.

4.2 Bodenaufnahme, BodenkartenDie bodenkundliche Aufnahme der durchgeführten Peilstangenbohrungen und Schürfe

erfolgte nach den Richtlinmen der KA 4 (AG Boden, 1994) und nach der Systematik der

Böden und der bodenbildenden Substrate Deutschlands (AK Bodensystematik, 1998). Die

Ansprache, Kennzeichnung und Ausgrenzung der Böden erfolgt heute mit Hilfe der

Bodenform, welche sowohl vom Ausgangsgestein abhängige (Substrat-) Eigenschaften, als

auch bodengenetische Aspekte berücksichtigt (AG Boden, 1994). In der Bodennomenklatur

sind neben der Substratansprache, d.h. der Festsubstanz des Bodens (Korngrößen-

zusammensetzung), auch Angaben zur Substratgenese und zum vertikalen Substratwechsel

(Schichtaufbau innerhalb der Pedosphäre) bis 12 bzw. 20 dm (in Abhängigkeit vom sys-

tematischen Niveau) unter Flur enthalten. Durch die Nennung eines Bodentyps bzw.

Bodensubtyps wird der genetische Entwicklungszustand verdeutlicht, der sich im

wesentlichen auf Humusakkumulation, Vernässung (=Hydromorphie), abgelaufene

Verlagerungs-, Akkumulations- und Umbildungsprozesse bezieht. Eine differenzierte An-

sprache der Böden ist mit Hilfe der Bodenvarietäten möglich. Für die in den Profilbeschrei-

bungen ausgewiesenen Bodenvarietäten wurde auf die in Diskussion befindlichen Nomen-

klaturvorschläge des Arbeitskreises für Bodensystematik zurückgegriffen (schriftliche

Mitteilung von D. Kühn, 2001). Die ausgewiesenen Bodenvarietäten der Bodensubtypen

wurden mit folgenden Symbolen gekennzeichnet (Tab. 7).

23

Tab. 7: Ausweisung von Bodenvarietäten und deren Kennzeichnung (nachKühn, 2001)

Varietätenmerkmal Varietäten-symbol

Beispiel (Symbol) Bezeichnung der Varietät

Acker- ....p AB-GGp Acker-Vega-GleyAuen.. a.... aGGx Auen-Oxigleyeutroph ....r AB-GGr eutropher Vega-Gleykolluvial k..... kAB-GG kolluvialer Vega-Gleytiefvergleyt g4..... g4ABn tiefvergleye Vegakultotroph .....k SS-GGk kultotropher Pseudogley-Gleyvergleyt g.... gABn vergleyte Vegahaftnässevergleyt sh.... shABn haftnässevergleyte Vegalessiviert l..... lGG-SH lessivierter Gley-Haftpseudogleypseudovergleyt s…. sGG-AB pseudovergleyte Gley-Vega

Beim Symbol- oder Textausdruck der Bodenform wird zuerst der Bodensubtyp bzw. die

Bodenvarietät genannt, und an zweiter Stelle wird das Substrat angegeben. An folgendem

Beispiel wird die Bodenformenansprache als Symbol und in der Textfassung erläutert :

Bodenform gebildet aus Bodensubtyp und Substrattyp:

Symbol: AB-GG:f-l(Lf)/f-t(Tf)

sprachliche Fassung: Vega-Gley in Fluvilehm (aus Auenlehm) über Fluviton (aus Auenton)

Bodenform gebildet aus Bodenvarietät und Substratsubtyp:

Symbol: AB-GGp:fo-ll(Lf)/fo-ut(Tf)

sprachliche Fassung: Acker-Vega-Gley in Auennormallehm (aus Auenlehm) überAuenschluffton (aus Auenton)

24

Erläuterung:

AB-GG: Bodensubtyp Vega-Gley

AB-GGp: Bodenvarietät Acker-Vega-Gley, d.h. in Ackernutzung befindlicher Vega-Gley

: Doppelpunkt trennt die bodengenetische und die Substrat-Ansprache

f-l Substratkennzeichnung auf der Substratarten-Gruppe:

Fluvilehmlehm (Substrat an der Oberfläche)

fo-ll Substratkennzeichnung auf der Substratarten-Untergruppe:

Auennormallehm (Substrat an der Oberfläche) = detaillierterangegeben

als bei f-lf Genese: fluviatil gebildet, Fluvi....

fo Genese: fluviatil in Auen gebildet, Auen... = detaillierter angegeben als bei f

- Bindestrich trennt das Genesesymbol von den Symbolen für die Substrat-zusammensetzung

l Substratzusammensetzung: Lehm (Bodenartenhauptgruppe)

ll Substratzusammensetzung: Normallehm (Bodenartengruppe)

(Lf) Angabe der geologischen Herkunft (nach geologischer Nomenklatur) desSubstrats; hier Auenlehm (als geologischer Begriff)

/ Schrägstriche drücken die Substratmächtigkeit der ersten Schicht aus:

/ = >0,3.....0,7 m mächtig

//= >0,7...1,20 m mächtig

///= >1,20...2,00 m mächtig

f-t Substratkennzeichnung auf der Substratarten-Gruppe

Fluviton

fo-ut Substratkennzeichnung auf der Substratarten-Untergruppe:

Auenschluffton

f Genese: fluviatil gebildet, Fluvi........

fo Genese: fluviatil in Auen gebildet, Auen.....

- Bindestrich trennt das Genesesymbol von den Symbolen für die Substrat-zusammensetzung

t Substratzusammensetzung: Ton (Bodenartenhauptgruppe)

ut Substratzusammensetzung: Schluffton (Bodenartengruppe)

(Tf) Angabe der geologischen Herkunft (nach geologischer Nomenklatur) desSubstrats; hier Auenton (als geologischer Begriff)

25

Nach den durchgeführten Geländearbeiten ergaben sich Änderungsvorschläge für die

gegenwärtig gültige Bodensystematik, die in Kap. 5.3 aufgeführt sind. Es betrifft sowohl die

bodengenetische Ansprache als auch Vorschläge für die Erweiterung der Substrat-

systematik.

In der Natur wechseln die Böden meist auf kleinstem Raum. Das trifft besonders für die Auen

zu. Deshalb werden auf den Bodenkarten (siehe Kap. 5.1) Boden(formen)gesellschaftenausgewiesen. Die für die verschiedenen ausgegrenzten Kartiereinheiten formulierten Boden-

gesellschaften wurden nach der Unterlagenauswertung und nach den Geländearbeiten

(Schürfe, Peilstangenbohrungen) durch Präzisierung der Konzeptbodenkarte gebildet. Nach

Abschluss der Laborarbeiten erfolgte eine nochmalige Überprüfung. Für die Darstellung,

Benennung und Kennzeichnung der Kartiereinheiten wurden die nach dem Dominanzprinzip

ermittelten Leitbodenformen herangezogen (vergl. Tab. 9 und Tab. 12, Kap. 5.1). Das für

die Kartiereinheit vergebene Symbol auf den Karten und in den Tabellen zur Kennzeichnung

der Bodengesellschaften ist als Kurzsymbol ausgewiesen, das sich aus dem Symbol für

einen Leitbodentyp und für die vorherrschende Substratabfolge, hier lediglich angegeben

durch die dominierende Bodenart, zusammensetzt; z.B.: Symbol AB-GG:ls/s bedeutet:

Bodengesellschaft mit den Leitbodenformen Vega-Gley und Gley-Vega aus (Fluvi-)Lehm-

sand über (Fluvi-)Sand, wobei zur Symbolgebung nur der Vega-Gley herangezogen wurde.

Beim Substratsymbol für die Bodengesellschaft wurde auf das Genesesymbol aus Gründen

der Vereinfachung verzichtet (also ls/s und nicht f-ls/f-s). Bei der Beschreibung der

Bodenprofile wurde hingegen das komplette Bodenformensymbol dokumentiert (siehe

Anlagenband 1). Das Symbol der Bodengesellschaft (Kartiereinheit) ist also nur ein redu-

zierter Kurzausdruck für die Bodengesellschaft. Die Begleitböden (Begleitbodenformen) -

neben den Leitbodenformen in wesentlich geringerem Flächenanteil innerhalb der Kartier-

einheit vertreten - sind nicht einzeln aufgeführt, um die Lesbarkeit und Nutzbarkeit der

Bodenkarte zu erleichtern. Die Begleitböden ergeben sich aus den ausführlichen Legenden

zur den Kartiereinheiten, wo die Bodensubtypen und die Schwankungsbreite für die

Substratausbildung dokumentiert sind (siehe Tab. 9 und Tab. 12, Kap. 5.1). Auf den Boden-

karten ist nur eine Kurzlegende aufgedruckt, die ausführliche Legende für die Bodenkarten

sind in Tab. 9 und Tab. 12 (Kap. 5.1) dokumentiert. Während bei den Profilaufnahmen eine

Ansprache der Böden auf niedrigem bodensystematischen Niveau erfolgte (Bodenvarietät +

Substratsubtyp), muss zwangsläufig bei der Erstellung von Bodenkarten mit der Ausweisung

von Bodengesellschaften eine Aggregierung erfolgen, d.h. es werden Leitbodenformen eines

höheren systematischen Niveaus (Bodensubtyp + Substrattyp) herangezogen.

26

4.3 Bodenphysikalische und bodenchemische Untersuchungen

4.3.1 Probenahme

HorizontprobenAus den Bodenhorizonten wurden direkt aus der Profilwand Mischproben über die gesamte

Horizontmächtigkeit entnommen. Zur Klärung von Fragen der horizontalen und vertikalen

Stoffverteilung wurden zusätzliche Proben entnommen. Es handelt sich um Oberflächen-

proben von Acker- und Grünlandstandorten, wobei Proben von zehn Pürckhauer-Einstichen

bis 30 cm zu einer Mischprobe vereinigt wurden. Die Entnahme erfolgte ringförmig mit einem

Radius von 5 m um die Schürfe. Bei Waldstandorten erfolgte eine Beprobung der

organischen Auflage. Diese stellt eine Mischprobe der Streu aus 5 kreisrunden Probenahme-

punkten mit einem Durchmesser von je 30 cm dar. Die Beprobung erfolgte im Bereich der

Profilwand. An denselben Stellen wurden unabhängig von der Mächtigkeit des Oberbodens

die oberen 5 cm des Mineralbodens entnommen und ebenfalls zu einer Mischprobe

vereinigt. Weitere Zusatzproben stammen aus sehr mächtigen Horizonten (i.d.R. >60 cm

Mächtigkeit) oder aus Horizonten mit heterogener Morphologie. Bei deutlichen Körnungs-

oder Farbgradienten innerhalb eines Horizontes ist die Zusammenführung zu einer

Mischprobe nicht angezeigt und es wurde Material aus verschiedenen Tiefenstufen bzw. aus

den verschiedenen morphologischen Einheiten entnommen. Im Anlagenband 2 findet sich

eine Dokumentation von Mehrfachbeprobungen innerhalb eines Horizontes durch die An-

gabe von Labornummer (Probenbezeichnung), Entnahmetiefe und Grund der Mehrfach-

beprobung.

StechzylinderprobenNeben lagerungsgestörten Proben fand eine Entnahme von Bodenmaterial im ungestörten

Zustand mittels Stechzylindern statt. Sofern die Durchwurzelungsintensität und die Hori-

zontmächtigkeit dies zuließen, wurden je beprobtem Horizont fünf Stechzylinder mit einem

Volumen von 100 cm3 für die Porengrößenverteilung und drei mit einem Volumen von

250 cm3 zur Ermittlung der gesättigten Wasserleitfähigkeit vertikal entnommen.

Proben für Analysen im feldfrischen ZustandDie Analyse von pflanzenverfügbarem Stickstoff im Bodenprofil erfolgte auf einem ausge-

wählten, binnendeichs gelegenen Ackerschlag. Dazu wurde ein Raster mit 44 Probenahme-

punkten festgelegt, welche nach der ersten Beprobung im Herbst mit Magneten markiert

wurden, um eine Wiederfindung bei der zweiten Probenahme im Frühjahr zu gewährleisten.

Die Gitterpunkte des Probenahmerasters weisen Abstände von 100 m auf. Die Probenahme

erfolgte nach den Vorschriften des VDLUFA (VDLUFA, 1991) in zwei Tiefenbereichen (0 bis

27

30 cm und 30 bis 60 cm). Das Bodenmaterial wurde zur Vermeidung von Stoffumsetzungen

unmittelbar nach der Entnahme gekühlt.

Entnahme von BodenmonolithenAn voraussichtlich besonders aussagekräftigen und flächenrepräsentativen Profilstandorten

wurden zusätzliche Bodenmonolithe für in-situ Messungen von Wasserhaushalt und Redox-

geschehen entnommen. Dazu wurde im Bereich der Profilwand Boden in ungestörter

Lagerung für die Entnahme in einem Hart-PVC-Rohr (Länge 1,0 m, Durchmesser 30 cm)

freipräpariert. Aufgrund eines hohen Reibungswiderstandes des Bodenmaterials muss ein

Zwischenraum zwischen Entnahmerohr und Bodenmaterial von bis ca. 1,5 cm bei der Probe-

nahme toleriert werden.

4.3.2 Probenaufbereitung

Der Großteil der Laboranalysen wurde an lufttrockener Feinerde durchgeführt. Die Trennung

vom Grobboden erfolgte mit einem Edelstahl-Prüfsieb mit Maschenweite 2 mm. Bei bindigen

Proben erfolgte zuvor eine Zerkleinerung von Aggregaten mit einem Keramikmörser. Bei

Proben mit sehr hohem Tongehalt musste vorher teilweise ein maschinelles Zerdrücken auf

Aggregatgrößen < 1 cm durchgeführt werden.

Für die Bestimmung von Gesamtkohlenstoff und –stickstoff mit CHN-Elementaranalysator,

die Bestimmung der Gesamtelementgehalte mit Röntgenfluoreszenzanalyse und Analysen

im Königswasseraufschluss wurden staubfeine, wasserfreie Proben verwendet. Dazu wurde

die lufttrockene Feinerde der Proben vier Minuten mit einer Scheibenschwingmühle mit

Wolfram-Carbid-Einsatz staubfein vermahlen (Korngröße < 63 µm). Vor der Verwendung für

Analysen erfolgte eine Trocknung bei 105 °C.

Für die Gesamtelementanalyse mit RFA wurde bei einem Großteil der Proben eine geson-

derte Probenaufbereitung durchgeführt. Das Verfahren ist bei der Beschreibung der Methode

geschildert.

Das Bodenmaterial für die Bestimmung des mineralischen Stickstoffs (Nmin) wurde im Labor

unter Zuhilfenahme eines Edelstahl-Prüfsiebes mit Maschenweite 4 mm homogenisiert. Bis

zur Extraktion des Stickstoffs wurden die Proben über Nacht bei –25 °C gelagert.

Die Stechzylinder für die bodenphysikalischen Untersuchungen wurden im Labor gereinigt

und gegebenenfalls nachpräpariert, eine Lagerung bis zur Analyse erfolgte zur Reduzierung

von Umsetzungen sowie Austrocknung bei ca. 8 °C.

28

4.3.3 Bodenphysikalische Untersuchungen

Hydraulische LeitfähigkeitZur Bestimmung der hydraulischen Leitfähigkeit der Böden und Horizonte wurden

Messungen im Labor an Stechzylindern sowie Geländemessungen durchgeführt. Dabei

wurden lediglich dichtere und feinkörnigere Horizonte analysiert, die durch größere Wasser-

speicherkapazität und niedrige Wasserleitfähigkeit eine große Bedeutung für den Wasser-

haushalt der Standorte erwarten lassen. Die Wasserleitfähigkeit und Porenverteilung von

sandigen Horizonten wurden nach DIN 4220 (entsprechend AG Boden, 1994) aus den

Parametern Lagerungsdichte und Bodenart abgeschätzt.

Die Bestimmung der gesättigten Wasserleitfähigkeit erfolgte im Labor an vertikal ent-

nommenen Stechzylinderproben (Volumen 250 cm3) mit Hilfe eines Haubenpermeameters

nach Hartge (1966) (entsprechend DIN 19683 Teil 9, 1973).

Zur Präzisierung der Aussagen über die hydraulische Leitfähigkeit der Böden erfolgten im

Gelände an 8 repräsentativen Standorten (5 Standorte im Untersuchungsgebiet Sandau,

3 Standorte im Untersuchungsgebiet Rogätz) zusätzliche Messungen mit der Schurfversicke-

rungsmethode und einem modifizierten Guelph-Permeameter (18 bzw. 16 durchgeführte

Messungen). Diese Messungen wurden von der Fa. Geo-i-d, Hannover, durchgeführt. Mit

der Schurfversickerungsmethode und mit dem Modified-Guelph-Permeameter (MGP)

kommen zwei verschiedene Verfahren zum Einsatz, die im natürlichen Zustand am

ungesättigten Boden durchgeführt werden. Zur Sicherstellung der Verknüpfung von Labor-

und Geländeverfahren wurden aus den hier untersuchten Horizonten zusätzliche Stech-

zylinder analysiert.

Für die Messungen mit der Schurfversickerungsmethode wurden Schürfe mit ebener

Grundfläche von mindestens ½ m² Grundfläche angelegt. Nach Einstellung eines konstanten

Wasserspiegels im Schurf wird die pro Zeiteinheit in den Boden infiltrierende Wassermenge,

ermittelt. Das Wasser infiltriert bei diesem Verfahren sowohl aus dem Bohrlochboden als

auch aus den Bohrlochwandungen in den anstehenden Boden.

Bei den Messungen mit einem modifizierten Guelph-Permeameter (Modified Guelph

Permeameter nach Akkermann et al., 1999) wird die pro Zeit aus einem zylindrischen,

unverrohrten Bohrloch (Radius 4 cm) in den Boden infiltrierende Wassermenge bei zuvor

eingestellten konstanten Wasserständen (Wassernachfuhr durch Messgerät) gemessen.

Methodische Ausführungen finden sich bei Altermann et al. (1999, „Zwischenbericht 1999“),

Akkermann et al. (1999), Akkermann und Gieska (2000), Reynolds und Elrick (1987).

29

Wasserspannungskurve und PorengrößenverteilungDie bodenphysikalischen Untersuchungen zur Kennzeichnung des Porenraumes, der Luft-

und Wasserkapazität sowie der gesättigten Wasserleitfähigkeit erfolgen in ungestörter Lage-

rung an Stechzylindern mit 100 cm3 Volumen. Zur Bestimmung der Wasserspannungskurve

wurde die Überdruckmethode unter Verwendung keramischer Platten nach DIN 19683, Teil 5

(1973) herangezogen. Anschließend erfolgte eine Messung des Gesamtporenvolumens am

Vakuumluftpyknometer nach Langer (DIN 19683 Teil 13, 1997). Aus der Wasser-

spannungskurve wurde die Porengrößenverteilung berechnet, woraus die Parameter Feld-

kapazität, nutzbare Feldkapazität und Totwasseranteil resultieren.

KorngrößenverteilungDie Korngrößenverteilung wurde an je 20 g lufttrockener Probe durch ein kombiniertes Sieb-

und Pipettverfahren nach Köhn bestimmt (DIN 18123, Nasssiebung DIN 19683, Teil 1,

Pipettanalyse DIN 19683, Teil 2). Bei humosen Proben wurde ab organischen Kohlenstoff-

gehalten von >1% vor der Analyse eine Zerstörung der organischen Substanz mit H2O2

durchgeführt. Eisen- sowie Carbonatzerstörung (Böden sind alle carbonatfrei) fand nicht

statt. Die Berechnung der Anteile der Fraktionen in der Probe erfolgte mit Hilfe eines am

Institut für Bodenkunde verwendeten Datenbankmoduls (Berger, 1990). Verluste in der

Wiederfindung wurden bis 5 % der Einwaage toleriert.

4.3.4 In-situ-Messungen an Bodenmonolithen

Für die Teststandorte erfolgten in entnommenen Bodenmonolithen in-situ Messungen des

Wasserhaushaltes und Redoxgeschehens.

Die entnommenen Bodenmonolithe in Hart-PVC-Rohren mit 100 cm Länge und 30 cm

Durchmesser wurden so in einen Betonbehälter eingebaut, dass über ein Zulaufrohr Grund-

wasserschwankungen simuliert und gezielt eingestellt werden konnten. Bodenmonolithe von

sechs Profilstandorten des Untersuchungsgebiets Sandau wurden horizontweise mit je zwei

Druckaufnehmer-Tensiometern zur Messung der Saugspannung im Boden und je zwei

Platinelektroden zur Messung von Redoxpotentialen bestückt. An einem repräsentativen

Bodenprofil erfolgte im Labor die Messung der Bodentemperatur in drei Tiefen mit Pt100-

Messsensoren. Der Einbau der Böden im Labor gestattete eine kontinuierliche Messung un-

ter einheitlichen Temperaturbedingungen und damit eine genauere Zuordnung von dynami-

schen Prozessen zu Änderungen des Wassergehaltes im Boden. Der Einbau der

Bodenmonolithe ist in Abb. 10 und Abb. 11 dargestellt.

a) b) c)

Abb. 10: Bodenmonolithe: Entnahme und Einbau.

30

Abb. 11: Schema: Einbau der Bodenmonolithe im Labor.

Mit den hier verwendeten Tensiometern kann das Matrixpotential im Boden gemessen wer-

den, welches als Maß der Wassersättigung im Boden dient (Melchior, 1993). Jeder Druck-

sensor wurde vor dem Einbau einer individuellen Eichung unterzogen, bei der ein

Umrechnungsparameter ermittelt wird, mit dessen Hilfe die Berechnung des im Boden

vorliegenden Matrixpotentials aus dem gemessenen Strom durchgeführt werden kann. Eine

detailiertere Dokumentation von Aufbau und Messtechnik ist bei Melchior (1993) zu finden.

Die Messung des elektrischen Stroms, in welchen die Druckverhältnisse des Wassers im

Boden umgewandelt werden, erfolgt mit einem Multimeter Fluke 6080 A. Die Tensiometer

wurden in die Bodenmonolithen ca. 5 cm tief eingebaut.

In der vorliegenden Untersuchung wurden zur Messung des Redoxpotentials selbstgebaute

Platinelektroden verwendet (Bauprinzip nach Müller et al., 1985, abgeändert nach Pfisterer

und Gribbohm, 1989, detailierte Beschreibung bei Schmidt, 1998, schematisch dargestellt in

Abb. 12). Gemessen wird eine Spannung gegen eine Standard-Bezugselektrode mit

Argenthal-Ableitsystem (Inlab 301, Fa. Mettler Toledo). Die Bezugselektrode steht über eine

Salzbrücke mit 3 M KCl (Prinzip nach Veneman und Pickering, 1983) in Kontakt mit der

Bodenlösung. Die Messung der Spannung erfolgt mit einem Fluke-Multimeter 8060A. Vor

dem Einbau wurden die Sonden mit einer Redox-Pufferlösung auf Messgenauigkeit überprüft

und bei verschiedenen Temperaturen geeicht.

Abb. 12: Schematischer Bau der Redoxelektroden und Funktionsweise derSalzbrücken.

Ein repräsentativer Bodenmonolith wurde in drei Tiefen mit Pt100-Messensoren mit Vier-

leitertechnik zur Temperaturmessung bestückt. Gemessen wird hier mit einem Multimeter

Fluke 8060A der Widerstand im Sensor, der sich nahezu proportional zur Temperatur ändert.

Die Berechnung der Temperatur in °C erfolgt nach DIN IEC 751 (1983). Die Messgenauigkeit

beträgt +/- 0,3 °C. Der Einbau der Messsensoren in den Bodenmonolithen erfolgte ca. 5 cm

tief.

4.3.5 Bodenchemische Untersuchungen

Die bodenchemische Analytik erfasst folgende Parameter, die nach gängigen Standard-

methoden analysiert werden (vgl. VDLUFA, 1991, vgl. Schlichting et al. 1995):

� pH-Werte in 0,01 M CaCl2: DIN 19684 Teil 1 (1977).

� Gesamtkohlenstoff und -stickstoff mit Elementaranalysator CHN-O-Rapid Fa. Heraeus:

über Verbrennnung bei 970 °C und Ermittlung der Wärmeleitfähigkeitsänderung bzw.

eine Messung von bei der Verbrennung entstehenden Gasen.

31

� pedogene Eisen- und Manganoxide: Oxalatlösliches Eisen: Extraktion mit einem Oxal-

säure-Ammoniumoxalatgemisch nach Schwertmann (1964), Messung im Extrakt am

Atomabsorptionsspektrometer (Perkin Elmer 1100). Dithionitlösliches Eisen und -Man-

gan: Komplexierung mit Natriumcitrat und Extraktion mit Natriumdithionit nach Mehra und

Jackson (1960). Messung im Extrakt am Atomabsorptionsspektrometer (Perkin Elmer

1100).

� Austauschbare Kationen und Austauschkapazität: erschöpfende Extraktion mit 1 M

Ammoniumchloridlösung nach DIN ISO 11260 (1996), Messung der basischen Kationen

am Atomabsorptionsspektrometer (Ca, Mg) bzw. Atomemissionsspektrometer (K, Na).

Austauschbares Aluminium und austauschbare Protonen wurden mit Kaliumchlorid ex-

trahiert und ihre Menge über Titration bestimmt (nach Schlichting et al., 1995).

� Gesamtelementgehalte mittels Röntgenfluoreszensanalyse (RFA): aufgrund des hohen

Probenaufkommens erfolgte für die Messungen eine Aufteilung der Gesamt-

probenmenge, wobei die Analyse von RFA-Probengesamtheit 1 durch Herrn E. Eichwald

am Institut für Bodenkunde der Universität Hamburg und von RFA-Probengesamtheit 2

am UFZ Umweltforschungszentrum Leipzig-Halle GmbH, Leipzig, durch Herrn Dr. P.

Morgenstern durchgeführt wurde. Die Messungen erfolgten an verschiedenen Geräten

mit unterschiedlicher Probenvorbehandlung.

� RFA-Probengesamtheit 1 (Profile 1 bis 9 sowie A3182 bis A3185, A3201,

organmsche Auflagen sowie 5 cm Mineralboden von Waldstandorten): Messung der

Elemente Al, Ba, Ca, Cu, Cr, Fe, K, Mg, Mn, Na, Ni, P, Pb, S, Si, Ti, Zn mit Philips

Spektrometer PW 1404; Vorbehandlung der lufttrockenen Feinerde: 4 min Mahlen mit

Scheibenschwingmühle mit Wolfram-Carbid-Einsatz. Messung an Pulvertabletten mit

einem Gemisch aus 8 g Probe und 1,6 g HWC-Wachs.

� RFA-Probengesamtheit 2 (übrige Proben): Messung der Elemente Al, As, Ca, Cd

(>2 ppm), Cr, Cu, Fe, Hg (>2 ppm), K, Mg, Mn, Na, Ni, P, Pb, S, Si, Ti, V, Zn mit

Siemens Spektrometer SRS 3000. Vorbehandlung der lufttrockenen Feinerde: 15 min

Mahlen mit Achatkugelmühle. Messung an Pulvertabletten aus 4 g Probe und 0,8 g

Hoechst-Wachs. Für eine exakte Bestimmung der Hauptkomponenten wurde zu-

sätzlich ein Teil des Probepulvers mit Li2B4O7 verdünnt und zu Schmelzaufschlüssen

verarbeitet.

Die Verteilung der Proben auf die RFA-Probengesamtheit erfolgte nach räumlichen Krite-

rien um eine Vergleichbarkeit sicherzustellen. Ungeachtet dessen wird von einer Ver-

gleichbarkeit der Ergebnisse der Probengesamtheiten ausgegangen, da beide konform

sind mit DIN 51418, Teil 2 (1996). Die Messung an unterschiedlichen Geräten findet

nachfolgend keine Erwähnung mehr.

32

� Gesamtelementgehalte Cadmium, Quecksilber sowie Arsen aus dem Königswasserauf-

schluss: Aufschluss und Extraktion mit einem stark sauren Gemisch aus HCl und HNO3

nach DIN 38414, Teil 7 (1982). Messung der Elemente Cd, Hg und As am Atomab-

sorptionsspektrometer (Perkin Elmer 4100 ZL). Die Messung von Hg wurde dankens-

werterweise vom UFZ Umweltforschungszentrum Leipzig-Halle GmbH, Leipzig, durch-

geführt.

� Lösliche und leicht mobilisierbare Fraktion von Cadmium: Extraktion mit NH4NO3, an-

schließende Messung am Atomabsorptionsspektrometer (nach DIN 19730, 1997, Zeien

und Brümmer, 1989).

� pflanzenverfügbare Nährstoffe Phosphat und Kalium im Doppellactat (DL)-Auszug: Ex-

traktion mit Calciumlactatlösung, photometrische Messung von Phosphor (Perkin Elmer

Spectrophotometer 550), Messung von Kalium mit dem Atomemissionsspektrometer

Perkin-Elmer 1100 (nach VDLUFA, 1991).

33

4.4 Bodenzoologische UntersuchungenDie Untersuchungen der Bodentiere erfolgten in beiden Untersuchungsgebieten auf jeweils 4

Testflächen, die in Kap. 5.4 näher charakterisiert werden. Die Lage der Testflächen erlaubte

den Vergleich der Bodentierzönosen im rezenten Überschwemmungsbereich (Außendeich)

und im gegenwärtig eingedeichten Bereich (Binnendeich) der Elbauen.

Erfassung der BodentiereFolgende Methoden wurden zur Erfassung der Bodentiergruppen angewendet:

� Lumbriciden- Fang durch Handauslese bis 20 cm Tiefe auf 0,125 m2 Fläche je Wiederholung- anschließende Formalinmethode (5 l 0,02%ige Formalinlösung je Wiederholung)- pro Untersuchungstermin 4 Wiederholungen je Testfläche- Artenbestimmung unter Auflichtmikroskop- Bestimmung der Biomasse der Individuen mittels Präzisionswaage

� Collembolen- Fang durch Bodenprobenentnahme mittels Stechzylinder (Ø 45 mm) bis 10 cm Tiefe- pro Untersuchungstermin 8 Wiederholungen je Testfläche- Austreiben der Tiere in einer Macfadyen-High-Gradient-Apperatur mit Temperatur-

steigerung von 20°K auf 60°K im Verlauf von 9 Tagen- Artenbestimmung unter Durchlichtmikroskop

Die Probenahmen wurden an den in Tab. 8 enthaltenen Terminen durchgeführt:

Tab. 8: Termine der Probenahmen zur Untersuchung der Lumbriciden undder Collembolen in den Untersuchungsgebieten Sandau und Rogätz

Untersuchte BodentiergruppeProbenahme-termin

Untersuchungs-gebiet Lumbriciden Collembolen

16. Mai 2000 Sandau x x17. Mai 2000 Rogätz x x02. Juli 2000 Sandau x03. Juli 2000 Rogätz x15. August 2000 Sandau x x16. August 2000 Rogätz x x06. September 2000 Sandau x07. September 2000 Rogätz x04. Oktober 2000 Sandau x x05. Oktober 2000 Rogätz x x

Anzahl Probenahmetermine/Tiergruppe 6 10

34

AuswertungDie Auswertung der Fangergebnisse erfolgte mit Hilfe verschiedener biozönotischer

Parameter, die im folgenden erläutert werden.

Abundanz: Individuenzahl von Organismen bezogen auf eine Flächen- oder Raumeinheit.

Die Angabe von Abundanzwerten erfolgt im Bericht in Individuen/m2 nach linearer Um-

rechnung ausgehend von der erfassten Bodenfläche.

Artenspektrum: artenmäßige Zusammensetzung von Zönosen. Die Angabe des Arten-

spektrums beinhaltet die Artenzahl und die qualitative Artenzusammensetzung einer

Gemeinschaft.

Artenidentität (syn.: Artenähnlichkeit): Grad der Übereinstimmung im Artenspektrum im

Vergleich von Zönosen. Die Berechnung erfolgte durch den Sørensen-Quotienten

(Sørensen’s quotient of similarity) (in Schaefer und Tischler, 1983):

SQ [%] = 2c•100

a+b

a Artenzahl in Biotop 1b Artenzahl in Biotop 2c in 1 und 2 gemeinsam vorkommende Arten

Diversitätsindex: Ausdruck für die Mannigfaltigkeit (diversity) von Zönosen. Bestimmend für

die Höhe des Diversitätsindexes sind somit die Anzahl und die Individuendominanzen der

Arten.

Berechnung:

S

H’ = -� hi mit hi = pi • ln 1/pi

i=1

mit S Artenzahlhi partielles Informationsmaß der Art ipi Individuendominanz der Art i von 0.0...1,0

Individuendominanz (syn.: relative Häufigkeit): relative Individuenzahl einer Art im

Vergleich zur Gesamtindividuenzahl (Gesamtabundanz) einer Zönose.

Auf Grund der Verschiedenheit der untersuchten Bodentierzönosen kam bei der Auswertung

ein unterschiedliches Parameterspektrum zur Anwendung. Bei den Lumbriciden wurden die

Artenspektren, die Abundanz und die Individuendominanz ausgewertet. Aufgrund der

geringen Artenzahlen schieden hier die Parameter Artenähnlichkeit und Diversitätsindex aus.

Bei den Collembolen wurden dagegen alle aufgeführten Parameter in die Auswertung einbe-

zogen.

35

5. Die Böden und deren Eigenschaften vor und nach Deich-rückbau

5.1 Ausbildung und Verbreitung der BödenObwohl die Oberflächengestaltung in der Elbaue eine relativ einheitliche Bodenausbildung

erwarten lässt, ist eine große Vielfalt der Böden anzutreffen. Die Ausbildung der Elbauen-

böden ist im wesentlichen durch folgende Faktoren bestimmt:

� Substratausbildung (Mächtigkeit und Zusammensetzung der Auensedimente),� Wasserdynamik in der Aue (schwankender Grundwassereinfluß, Lage zum

Flusslauf und zum Deich, Auftreten von Qualmwasser),� Relief (Vorkommen höher liegender Talsandterrassen ohne holozäne Ablagerung

von Auensedimenten, Altwasserarme),� Bodennutzung,� anthropogene Einwirkungen.

Die heute verbreiteten Böden sind das Ergebnis des Zusammenspiels der genannten

Faktoren. Es liegt ein kleinflächiger Bodenwechsel vor, so dass nur eine Ausgrenzung von

Bodengesellschaften möglich ist. Bei der bodensystematischen Einordnung der Böden in der

Elbaue wurden z.T. Defizite in der Bodensystematik festgestellt, die im Kap. 5.3 behandelt

werden.

Eine Übersicht über die im gesamten Untersuchungsraum vorkommenden Leitbodenformen

vermittelt die Abb. 13. Die Leitbodenformen sind Bestandteile der ausgewiesenen

Boden(formen)gesellschaften (Kartiereinheiten).

Die Boden- und Substratunterschiede zwischen beiden Untersuchungsgebieten bringen Abb.

14 und Abb. 15 zum Ausdruck. Der höhere Anteil der Gruppe der Regosole, Gley-Regosole

und Regosol-Gleye ist auf die im Sandauer Wald und Umgebung vorkommenden Talsande

zurückzuführen. Die Paternien im Sandauer UG sind durch dort verbreiteten jüngere

Flussanschwemmungen bedingt. Die hydrologischen Unterschiede zwischen beiden

Untersuchungsgebieten veranschaulicht die Dominanz der Vegas und Vega-Gleye im

Rogätzer Raum einerseits und die der Vega-Gleye und Gley-Vegas im Sandauer Gebiet

andererseits. Der höhere Anteil der Sande im Sandauer Untersuchungsgebiet wird auch

durch den deutlich höheren Anteil der Sandsubstrate (Sand; Sand über Lehm; Sand über

Ton) gegenüber dem Rogätzer Raum dokumentiert, die Tondominanz im letztgenannten

Gebiet wird ebenfalls sichtbar (Abb. 14).

36

Bodensubtypen Substrattypen

OLn oj-s

RQn oj-l

PP-RQ oj-t/f-t

GG-RQ f-s

PP-BB f-ls/f-s 2)

GG-SS f-bs 3)

AB-SS 1) a-s/f-l

AQn f-s/f-l

GG-AQ f-s/f-t

ABn f-l\f-s

GG-AB f-l/f-s

SS-AB 1) f-l/f-bs 3)

GGn f-l//f-s

GGa f-l

RQ-GG f-l/f-t

SS-GG f-t/f-s

AB-GG f-t//f-s

AQ-GG 1) f-t/f-l//f-s

GNn f-t

1) Bodensubtyp neu gebildet, in der Bodensystematik (DBG 1998) nicht ausgewiesen2) Sand wurde hier auf der Substrattyp-Ebene differenziert und als ls ausgewiesen3) Substrattyp neu gebildet, in der Bodensystematik (DBG 1998) nicht ausgewiesen

Abb. 13: Leitbodenformen (gebildet aus Bodensubtyp und Substrattyp) derUntersuchungsgebiete Sandau und Rogätz

37

Abb. 14: Flächenanteile der Leitbodentypen-Gesellschaften in den Unter-suchungsgebieten Sandau und Rogätz.

Abb. 15: Flächenanteile der Substrat-Gesellschaften (Bodenarten-Abfolgen)in den Untersuchungsgebieten Sandau und Rogätz.

Die im Untersuchungsgebiet Sandau vorherrschenden Boden(formen)gesellschaften

(Kartiereinheiten) sind in der Abb. 16 wiedergegeben.

Abb. 16: Vorherrschende Bodengesellschaften im UntersuchungsgebietSandau

Die Vega-Gleye sind im Sandauer Untersuchungsgebiet am häufigsten, sie kommen in sehr

verschiedenen Substratausprägungen (schwankende Mächtigkeiten und Zusammensetzung

der Auensedimente) vor. Es dominieren die Bodengesellschaften AB-GG:l//s und AB-GG:l/s

(Vega-Gley aus Lehm bis Ton über tiefem Sand und Vega-Gley aus Lehm über Sand). Der

Sand im Liegenden der Auensedimente fungiert als Grundwasserleiter. Das jahreszeitlich

stark schwankende Grundwasser beeinflusst in unterschiedlichem Maße die basalen und

mittleren Bereiche der Auensedimentdecke. Gespanntes Grundwasser prägt die Böden bei

tonigem Substrat. Die Tone dichten den Grundwasserleiter nach oben ab, deshalb sind die

Böden aus mächtigen Auentondecken weniger durch Grundwasser vernässt. Andererseits

kann das gespannte Grundwasser an sog. „Fenstern“ als Druckwasser bis an die Oberfläche

gelangen, und als Stauwasser – ebenso wie das Niederschlagswasser – bei den Auentonen

eine (zusätzliche) Stauvernässung, z.T. mit Nassstellen, verursachen. Nassgleye, Gleye und

Auengleye sind im wesentlichen auf die Altwasserläufe beschränkt. Paternien kommen

meistens nur in Flussnähe vor, es handelt sich um relativ junge Böden auf jungen sandigen

Aufschotterungen. Auf den in beachtlichen Anteilen vorkommenden Talsanden nördlich von

Sandau und westlich von Wulkau, die meist unmerklich in die Aue übergehen und nur im

Gebiet des Sandauer Waldes wenig über der Höhenlage der Aue liegen, dominieren Gley-

Regosole aus Sand. Diese sind durch anthropogen bedingte Grundwasserabsenkung ge-

kennzeichnet. In den Dünengebieten des Sandauer Waldes verzahnen sich diese Böden mit

- nur geringe Flächenanteile einnehmenden - mehr oder weniger podsolierten und z. T.

verbraunten Böden. Stark anthropogen beeinflusste Böden entstanden im Untersuchungs-

gebiet Sandau durch Tonabbau. Hier wurde zuerst der humose Oberbodenhorizont

abgetragen und aufgehaldet, und danach Tone des Unterbodens/Untergrundes in einer

Mächtigkeit von etwa 6...10 dm als Ziegelrohstoff gewonnen. Anschließend erfolgte der

Wiederauftrag des humosen Bodenmaterials. Diese Standorte fallen heute durch ihre

geringere Höhenlage – im Vergleich zur unverritzten Umgebung – auf. Erkennbar ist das an

den höher gelegenen angrenzenden Wegen. Das Bodenprofil dieser Tonböden in der Elbaue

ist also verkürzt. Lokal erfolgten in unmittelbarer Flussnähe sandige Aufschüttungen infolge

38

militärischer Nutzung bzw. durch Uferbefestigungen, so dass in diesen Bereichen heute

Lockersyroseme verbreitet sind.

Die Verbreitung der Bodengesellschaften ist in den Kartenbeilagen ausgewiesen (s. S. 39

und 39). Die detaillierte Kennzeichnung der ausgegrenzten Bodengesellschaften erfolgt in

Tab. 9 (S. 39). Der Flächenanteil (ha) sowie die Anzahl der Einzelflächen der verschiedenen

Bodengesellschaften (Kartiereinheiten) ist in Tab. 10 (S. 39) angegeben. Der Profilaufbau

der Böden geht aus der Fotodokumentation und der Beschreibung der Bodenprofile im

Anlagenband 1 hervor. Die für die einzelnen Kartiereinheiten repräsentativen Bodenprofile

sind ebenfalls in Tab. 10 (S. 39) aufgelistet. Dabei sind die Profile mit den Nummern 1, 2, 3,

4, 5, 6, 7 im Anlagenband 1 nicht beschrieben, da es sich hierbei um Profile aus einer

Diplomarbeit handelt, die dort bereits dokumentiert sind (Eisenmann, 1999).

Die meisten Böden des Untersuchungsgebiets Sandau werden ackerbaulich und auch als

Grünland genutzt. Im Hinterland des Deiches dominiert eindeutig die Ackernutzung, wobei

für fast alle Kartiereinheiten aber auch die Grünlandnutzung kennzeichnend ist. Nur die

Nassgleye und die meisten Flächen mit Auentonen werden ausschließlich als Grünland

bewirtschaftet. Große Teile der Talsandterrasse (einschließlich der Dünengebiete) sind der

forstlichen Nutzung vorbehalten. Die Ackernutzung beschränkt sich in den Talsandgebieten

um den Sandauer Wald (Gley-Rogosol aus Sand) auf Bereiche, die zumindest ab etwa

8 ..9 dm unter Flur noch grundwasserbeeinflusst sind. Das Außendeichgebiet dient aus-

schließlich der Grünland(Weide-)nutzung. Die dominierende Nutzung für die auskartierten

Bodengesellschaften ist in Tab. 11 (S. 39) ausgewiesen. Der agronomische Wert der Böden

kann durch die Bodenzahlen bzw. Grünlandgrundzahlen der Bodenschätzung

wiedergegeben werden. Diese Zahlen spiegeln im sandigen Elbauenbereich meistens

geringwertige, selten mittlere Böden wider. Mittlere Böden, z.T. auch bessere stellen die

lehmigen und tonigen Auenböden dar. Dabei sind die Grünlandböden meistens geringer

bewertet, insbesondere bei den tonigen Standorten, als die Ackerböden. Die Schwankungen

der Wertzahlen für die verschiedenen Kartiereinheiten sind in Tab. 11 (S. 39) zusammen-

gestellt.

39

Abb. 17: Karte: Bodengesellschaften Sandau-Nord.

Abb. 18: Karte: Bodengesellschaften Sandau-Süd.

Tab. 9: Bodenausbildung und Substrataufbau der Kartiereinheiten imUntersuchungsgebiet Sandau (Legende zur Bodenkarte).

Tab. 10: Flächenstatistik und Belegung durch Bodenprofile für dasUntersuchungsgebiet Sandau

Tab. 11: Bewertung der Kartiereinheiten nach Bodenschätzung unddominierende Bodennutzung für das Untersuchungsgebiet Sandau.

Die im Untersuchungsgebiet Rogätz vorherrschenden Boden(formen)gesellschaften

(Kartiereinheiten) sind in der Abb. 19 wiedergegeben.

Abb. 19: Vorherrschende Bodengesellschaften im UntersuchungsgebietRogätz

Im Unterschied zum Untersuchungsgebiet Sandau ist der Grundwassereinfluss auf die

Böden im Rogätzer Raum deutlich geringer (vergl. auch Kap. 3.4). Außerdem herrschen hier

die tonigen Auenböden vor. Die Bodengesellschaft mit der Leitbodenform Gley-Vega aus

lehmunterlagertem Auenton über tiefem Sand dominiert. Danach folgen die Vega-Gleye und

Gley-Vegas aus sandunterlagertem, mächtigem Auenlehm. In den geringfügig höher

gelegenen Auengebieten mit gleicher Substratfolge sind allerdings Vegas verbreitet. Die

Vergleyung ist in den Auenbereichen mit jüngeren Auensedimenten (Subatlantikum)

intensiver ausgeprägt als in den älteren Sedimentationsräumen (Subboreal, Atlantikum;

Differenzierung durch Rommel, 1998). Das trifft für den Nordteil des Untersuchungsgebietes

Rogätz zu (Kuhwerder, Ohre-Zuflussgebiet). Kaum unter Grundwassereinfluss innerhalb der

Bodendecke stehen die forstlich genutzten Gebiete mit Vega-Pseudogleyen, die eine

mächtige Auentondecke aufweisen. Der >2 m mächtige Ton dichtet den liegenden sandigen

Grundwasserleiter meistens völlig ab. Allerdings sind die Vega-Pseudogleye durch

Staunässe geprägt. Diese Böden werden nach der gültigen Bodensystematik nicht zu den

klassischen Auenböden gezählt (siehe Kap. 5.3). Bei den sandigen Elbauenböden

dominieren Gley-Vegas und Gleye im oben bereits genannten jüngeren Sedimentations-

gebiet. Gleye und Nassgleye sind die am stärksten durch Grundwasser geprägten Auen-

böden. Sie sind auf den Ohre-Flusslauf und das Ohre-Mündungsgebiet beschränkt und lokal

auch am Elbrand vorkommend. Anthropogene Einwirkungen veränderten die natürliche

Bodendecke im Uferbereich der Elbe. Bei der Beseitigung von Hafenanlagen wurden Sand

und Steinpackungen aufgeschüttet, so dass dort heute Regosole und Gley-Regosole

verbreitet sind. Kleinflächig kommen auch Lockersyroseme am Elbufer (Uferbefestigungen)

40

vor. Im nördlichen Teil des Untersuchungsgebiets (Ohre-Mündungsgebiet, zwischen Ohre-

lauf und nördlichem Auenrand) wurde Auenlehm abgebaut und früher in der unmittelbar dort

ansässigen Ziegelei verarbeitet. Die hier verbreiteten Gleye aus Sand (Flusssand, Auen-

sand, -kies) entstanden also durch Bodenabtrag, so dass heute das Liegende der Auen-

sedimentdecken die Oberfläche bildet. Daneben sind in diesem Abbaugebiet aber auch noch

Auenlehmdecken oder deren Reste vorhanden. Etwa 2 km südwestlich von Heinrichsberg

wurde Ton abgebaut. Die Abbauflächen wurden mit lehmig-sandigem Material verfüllt, so

dass hier heute Regosole und Gley-Regosole vorkommen. Durch Sand- und Kiesabbau ist

eine größere Wasserfläche im südlichen Untersuchungsteil entstanden, und die Böden um

diesen See sind stark anthropogen beeinflusst (Umlagerungen, lokale Aufschüttungen usw.).

Die Verbreitung der Bodengesellschaften ist in den Kartenbeilagen ausgewiesen (s. S. 41

und 41). Die detaillierte Kennzeichnung der ausgegrenzten Bodengesellschaften erfolgt in

Tab. 12 (S. 41). Der Flächenanteil (ha) und die Anzahl der Einzelflächen der verschiedenen

Bodengesellschaften (Kartiereinheiten) ist aus Tab. 13 (S.41) ersichtlich. Den Aufbau der

Bodenprofile vermittelt deren Beschreibung und die Fotodokumentation im Anlagenband 1.

Die für die einzelnen Kartiereinheiten repräsentativen Bodenprofile sind in Tab. 13 (S.41)

aufgeführt.

Die sandigen Elbauenböden werden meistens als Grünland genutzt, und nur die Gley-Vegas

und Vega-Gleye aus lehmsandigen Decken sind Ackerstandorte. Bei den lehmigmn

Elbauenböden dominiert die Ackernutzung, die z.T. auch im Außendeichgebiet im Bereich

einer etwas höheren Geländestufe anzutreffen ist. Die Vega-Pseudogleye aus Ton werden

ausschließlich forstlich genutzt, und nur bei Tondecken unter 15...20 dm Mächtigkeit liegen

Ackerböden vor. In diesen Fällen erreichen die Tongehalte auch meistens nicht die hohen

Werte der Waldböden. Gleye und Nassgleye werden fast ausschließlich als Grünland

bewirtschaftet, überwiegend auch die anthropogenen Standorte. Die dominierende Nutzung

für die auskartierten Bodengesellschaften ist in Tab. 14 (S. 41) ausgewiesen.

Die Bodenzahlen bzw. Grünlandgrundzahlen der Bodenschätzung spiegeln im sandigen

Elbauenbereich meistens geringwertige Böden wider, wobei die Böden mit lehmsandigen

Auendecken bereits zu den mittleren Böden überleiten. Die besten Böden mit den höchsten

Bodenzahlen (bis >70) erreichen die Vegas, Gley-Vegas und Vega-Gleye aus Auenlehmen.

Das trifft – etwas eingeschränkt – auch für die landwirtschaftlich genutzten Böden aus Auen-

tonen über Sand zu. Generell sind die Grünlandböden meistens geringer bewertet als die

Ackerböden. Die Schwankungen der Wertzahlen für die verschiedenen Kartiereinheiten sind

in Tab. 14 (S. 41) aufgeführt.

41

Abb. 20: Karte: Bodengesellschaften Rogätz Nord

Abb. 21: Karte: Bodengesellschaften Rogätz Süd

Tab. 12: Bodenausbildung und Substrataufbau der Kartiereinheiten imUntersuchungsgebiet Rogätz (Legende zur Bodenkarte).

Tab. 13: Flächenstatistik und Belegung durch Bodenprofile für dasUntersuchungsgebiet Rogätz

Tab. 14: Bewertung der Kartiereinheiten nach Bodenschätzung unddominierende Bodennutzung für das Untersuchungsgebiet Rogätz.

5.2 Entwicklung der BödenDie Böden der Elbaue entstanden durch Ablagerung von Auensedimenten in verschiedenen

Abschnitten des Holozäns. Spätglaziale Auensedimente sind nicht auszuschließen, aber die

entscheidende Sedimentation begann mit der Besiedlung und Inkulturnahme des Umlandes

der Auen. Klimaschwankungen und Klimakatastrophen verstärkten oder verlangsamten den

Sedimentationsprozess. Auensedimente setzen sich überwiegend aus umgelagertem

Bodenmaterial mit unterschiedlichen Humusgehalten zusammen. Humusgehalt, Körnung

und Färbung dieser Sedimente wurden durch deren Herkunftsgebiet, den Anteil von

verlagertem Bodenmaterial und die Sedimentationsbedingungen (Fließgeschwindigkeit des

Überflutungswassers) bestimmt. Vor der Eindeichung bildeten sich hydromorphe Böden, die

durch unterschiedlichen Grundwasser-, Stauwasser-, Überschwemmungswasser-Einfluss

und unterschiedliche Sedimentationsraten von sandigen bis tonigen Auenmaterialien geprägt

wurden. In einigen etwas höher gelegenen Auenbereichen konnte – zumindest vorüber-

gehend – im Holozän auch eine terrestrische Bodenbildung ablaufen, so dass z.B. im

Sandauer Wald schwach verbraunte Böden vorkommen. Erst mit der Eindeichung wurde die

landwirtschaftliche Nutzung der Auenböden möglich und der Überschwemmungswasser-

Einfluss auf die Außendeichbereiche beschränkt. Im Außendeichgebiet erfolgten weiterhin

Erosion und Sedimentation, und die Böden werden ständig beeinflusst und verändert (Sand-,

Lehmbänder in den Auensedimenten, Humuszufuhr). Im Hinterland des Deiches trat mit der

Eindeichung Druckwasser auf. Flussbegradigungen und Meliorationen in verschiedenen

Etappen (Anlage von Grabensystemen) bewirkten eine Verringerung des hydromorphen

Einflusses (Grundwasserabsenkung). Die Böden wurden jedoch in ihrem Aufbau nicht

wesentlich verändert. Intensivlandwirtschaft hatte für die Böden ein Nährstoffüberangebot

zur Folge.

Mit der Deichrückverlegung unterliegen heute eingedeichte Gebiete der Überschwemmung,

und sie werden durch erneute Sedimentation im Oberboden verändert. Die Sedimentations-

42

raten und die Zusammensetzung der neuerlichen Auenablagerungen werden in Abhängigkeit

von der Entfernung vom Flusslauf und vom Kleinrelief unterschiedlich sein. Die Sedi-

mentationsraten werden unter den gegenwärtigen klimatischen Bedingungen und Nutzungs-

verhältnissen im Einzugsgebiet wenige mm pro Jahr nicht überschreiten (s.a. Schwartz,

2001). In bestimmten Teilen der Aue werden die Böden wieder stärker vernässen – im

wesentlichen durch Überschwemmungswasser und kaum durch ansteigendes Grundwasser

bedingt - was vor allen Dingen Nutzungsänderungen (Reduzierung des Ackerbaus) zur

Folge haben wird. Der Bodenaufbau wird sich jedoch mit Deichrückbau in absehbarer Zeit

kaum verändern. Nutzungseinschränkungen infolge Deichrückverlegung erfordern eine neue

landwirtschaftliche Bewertung durch die Bodenschätzung. Dabei werden die gegenwärtigen

zutreffenden Bodenzahlen dann nicht mehr erreicht.

5.3 Hinweise für die Klassifikation von Böden in AuenAn diesem Kapitel hat entscheidend Herr Dipl. Agr.-Ing. Jörg Rinklebe (UFZ Leipzig-Halle

GmbH) mitgewirkt.

Die Klassifikation von Auenböden ist in ständiger Diskussion, wie z.B. Schröder (1979),

Benzler (1981), Schirmer (1991), Gröngröft und Schwartz (1999), Wiechmann (1999),

Rinklebe et al. (2000) zeigen. Bei den bodenkundlichen Arbeiten verschiedener Fach-

kollegen und der Autoren im Gebiet der mittleren Elbe erwies sich die Ansprache der Auen-

böden nach der deutschen Bodensystematik, speziell nach der bodengenetischen

Systematik (AK Bodensystematik, 1998), als zum Teil problematisch, Unschärfen und

Defizite wurden deutlich.

5.3.1 Stellung der Auenböden in der deutschen Bodensystematik

Die Auenböden sind in der deutschen Bodensystematik als Klasse innerhalb der Abteilung

der semiterrestrischen Böden ausgewiesen. Sie sind als Böden aus holozänen fluviatilen

Sedimenten in Fluss-/Bachtälern mit z.T. periodischer Überflutung, in der Regel durch stark

schwankendes Grundwasser (mit dem Flusswasserspiegel in Verbindung stehend) und mit

der Obergrenze des aG unterhalb 8 dm definiert. Bei Übergängen zum Gley liegt der aG im

Bereich 4-8 dm. Nach der Bodensystematik haben die Auenböden eine morphologische und

standörtliche Bindung an die Aue. Jedoch können gemäß Definition nicht alle untersuchten

„typischen“ Böden der Elbaue der Klasse der Auenböden zugeordnet werden.

43

Gegenwärtig verteilen sich die Böden der Auen auf verschiedene Bodenklassen, sogar auf

2 Abteilungen:

Abteilung semiterrestrische Böden:Klasse Auenböden:

Typen: Rambla, Paternia, Kalkpaternia, Tschernitza, Vega

Klasse Gleye:Subtypen: Auengley, Vega-Gley

(weitere Gleye in Auen vorkommend)Abteilung terrestrische Böden:Klasse Pelosole:

Varietät: Auenpelosol

Klasse Braunerden:Varietät: Auenbraunerde

Klasse Lessives: Varietät: Auenparabraunerde

Klasse Podsole: Varietät: Auenpodsol

Klasse Stauwasserböden: Varietät: Auenpseudogley

Die Typen der Klasse der Auenböden und die genannten Varietäten der terrestrischen

Böden sind durch Auen(grundwasser)dynamik gekennzeichnet, die der Klasse der Gleye

durch Gleydynamik. Die Gley-Vegas und Vega-Gleye (letztere in der Elbaue im Raum

Sandau-Havelberg weit verbreitet) sind aber häufig kleinflächig vergesellschaftet, obwohl die

Grundwasserdynamik nicht kleinflächig wechselt. Somit ist die systematische Einordnung

beider genannter Subtypen in unterschiedliche Bodenklassen nicht begründbar. Die gegen-

wärtig unterschiedliche bodensystematische Stellung der Böden in Auen kann am besten mit

der Bodenformenansprache und durch die ersatzlose Streichung der Klasse der Auenböden

überwunden werden.

44

Folgende Böden treten in der Aue auf, sind jedoch in der derzeit gültigen Bodensystematik

weder in der Klasse der Auenböden noch in anderen Bodenklassen ausgewiesen:

Paternia-Gley: Bei der Gley-Paternia liegt definitionsgemäß die Obergrenze des aGoim Bereich von 4-8dm unter Flur. Es kommen aber auch Paternien mit einem aGo-Horizont höher als 4 dm unter Flur vor, die dann als Paternia-Gleye anzusprechensind.

Gley-Tschernitza, Tschernitza-Gley: Innerhalb des Bodentyps Tschernitza istausschließlich die (Norm-) Tschernitza definiert. Die Vergleyung kann gegenwärtignur auf dem Niveau der Bodenvarietät (aGo - Horizont in einer Tiefe von 8-13 dmunter Flur) ausgedrückt werden. Bei höher reichendem Go sind genannte Subtypenerforderlich. (Rinklebe et al., 2000).

Gley-Rambla: Die Rambla wird nur als Norm-Rambla in der Bodensystematikgeführt, mit einem tiefer als 8 dm liegenden aG-Horizont. Bereits durch Gröngröft undSchwartz (1999) wurde gefordert, die Gley-Rambla als Subtyp aufzunehmen.

Die Definition des Auengley (Subtyp der Gleye) führt zwangsläufig zu Unsicherheiten in der

Bodenansprache. Für den Auengley wird ein aGo-Horizont oberhalb 4 dm und ein aGr-

Horizont nicht unterhalb 8 dm unter Flur gefordert. Meistens beginnt aber der aGr in

Flusslandschaften tiefer (z.T. unterhalb 20 dm oder nicht ausgebildet). Konsequenterweise

müssten diese Böden als Oxigleye oder – einem Vorschlag von Gröngröft und Miehlich

(1998) folgend - als Wechselgleye aus Auensubstrat angesprochen werden. Andererseits

könnte die geforderte aGr-Tiefengrenze beim Auengley aufgehoben werden (Rinklebe et al.,

2000).

Die Unterscheidung von Rostflecken durch Grundwasser- oder Staunässeeinfluss ist bei

bindigen Substraten nicht sicher möglich, da Interferenzen beider Vernässungen in der Aue

nebeneinander auftreten. Hier folgen wir dem Vorschlag von Gröngröft und Schwartz (1999),

die die Einführung des Bodentyps Amphigley zur Zusammenfassung der Gley-Pseudogleye

und Pseudogley-Gleye anregten (Amphigley bereits in der DDR-Bodenklassifikation

enthalten). Diese Problematik ist nicht nur auf die Auenstandorte beschränkt.

45

5.3.2 Bodenhorizonte

Die geforderten Humusgehalte für den M-Horizont sind bei Feldaufnahmen aufgrund der

Eigenfärbung der Auensedimente nicht eindeutig feststellbar. Der M-Horizont von Auen-

böden ist als Ausgangsmaterial der Bodenbildung eigentlich C-Horizont, unabhängig von der

„Herkunft“ (Genese) des Materials. Der M-Horizont in Böden der Auen kann entfallen und

durch den C-Horizont ersetzt werden. Bei deutlich erkennbaren organischen Anteilen

(Humus) >1% kann das Horizontsymbol oC ausgewiesen werden.

Das vorangestellte Zusatz-Horizontsymbol a ist bisher nur kombinierbar mit den Haupt-

horizonten A, C, G und M. Die Horizontsymbole aSw und aSd sind nicht vorgesehen, aber

erforderlich für in den Auen vorkommende Pseudogleye. Kontrastierend muss in diesem

Zusammenhang aber eindeutig darauf verwiesen werden, dass mit der Substratansprache

für die Ausweisung von Bodenformen generell auf das „geogene“ Horizontsymbol a

verzichtet werden sollte, damit Doppelungen in der Bodenansprache unterbleiben. Auf

diesen Sachverhalt, der für alle geogenen Zusatzsymbole über die Systematik von Böden in

Auen hinaus gilt, haben bereits Altermann und Kühn (1999) hingewiesen.

5.3.3 Substratkennzeichnung

Im Unterboden/Untergrund der Böden in den Auen sind die Schichten oft durch Bänderung

bzw. engräumige Wechsellagerung verschiedener Körnungen gekennzeichnet. So kommen

im sandigen Substrat Lehm-/Schluff- oder Tonbänder bzw. die Wechsellagerung von Sand,

Lehm, Schluff oder Ton, andererseits in bindigen Substraten Sandbänder vor. Für diese

Bänderungen/Wechsellagerungen gibt es gegenwärtig noch keine geregelte Substrat-

kennzeichnung, so dass folgende Substrattypen eingeführt werden sollten:

Sandsubstrat: es dominiert Sand, Bänderanteil >10% und <50% aus Lehm, Schluff

oder Ton: Sand-Bänderlehm, Sand-Bänderschluff, Sand-BändertonLehmsubstrat: es dominiert Lehm, Bänderanteil >10% und <50% aus Sand oder

Ton:

Lehm-Bändersand, Lehm-BändertonSchluffsubstrat: es dominiert Schluff, Bänderanteil >10% und <50% aus Sand oder

Ton: Schluff-Bändersand, Schluff-BändertonTonsubstrat: es dominiert Ton, Bänderanteil >10% und <50% aus Sand oder

Lehm/Schluff: Ton-Bändersand, Ton-Bänderlehm (einschl. Schluff)

46

5.3.4 Bodenformen der Auen

In den letzten 10 Jahren hat sich bei den meisten Bodenforschern die Erkenntnis

durchgesetzt, dass neben einer bodengenetischen Ansprache die Substratkennzeichnung

unverzichtbar ist, um eine umfassende Bodenbeschreibung und -klassifikation sowie darauf

aufbauend eine bodenökologische Einschätzung zu ermöglichen. Mit der Ausweisung der

Bodenformen als Koppelung von Auensubstraten und Auenbodentypen kommt es jedoch zu

Ansprache-Doppelungen, wie nachfolgende Beispiele zeigen:

Auengley aus Auensand: Doppelung des Begriffes Auen; vorzuschlagende

Vereinfachung: Gley aus AuensandPaternia (Auenregosol) aus Auensand: Doppelung des Begriffes Auen;

vorzuschlagende Vereinfachung: Regosol aus Auensand.

Die Auensedimente werden mit der Substratansprache eindeutig erfasst und sprachlich

ausgedrückt (Kennsilbe Auen...), daher entfällt für die Klasse der Auenböden das Kriterium:

Bildung aus holozänen fluviatilen Sedimenten in Fluss- und Bachtälern. Somit wird die

geogene Besonderheit der Auenböden zweifelsfrei durch das Substrat angesprochen.

Dadurch kann letztlich eine eigene Klasse der Auenböden entfallen, damit auch die Rambla,

Paternia, Kalkpaternia, Tschernitza als eigenständige Auenbodentypen. Sie sind in andere

Bodenklassen einzuordnen und als Bodenformen der Lockersyroseme, Regosole,

Pararendzinen, Schwarzerden zu führen. Die Vega ist als Typ innerhalb der Klasse der

Ah/C-Böden, ggf. mit den Subtypen Braunerde-Vega, Parabraunerde-Vega auszuweisen.

Nachfolgende Beispiele für die Bodenformenansprache bei Wegfall der Klasse der Auen-

böden (Wegfall der Doppelansprachen) verdeutlichen diese Vorschläge:

Gley aus Auenlehm über Auensandbisher Auengley aus Auenlehm über Auensand

Pelosol aus Auentonbisher Auenpelosol aus Auenton

Pseudogley aus Auentonbisher Auenpseudogley aus Auenton

Regosol aus Auensandbisher Paternia aus Auensand

Pararendzina aus Auenschluffbisher Kalkpaternia aus Auenschluff

Tschernosem aus Auenlehmbisher Tschernitza aus Auenlehm

47

5.4 Böden der TestflächenDie Lage der Testflächen ist in Übersichtskarten der UG Sandau und Rogätz im Anlagen-

band 4 dargestellt. Ebenfalls im Anlagenband 4 befinden sich die Ergebnisse der feldboden-

kundlichen Untersuchungen der Testflächen: Dokumentationen der Peilstangenbohrungen

und der daraus erstellten Bodenkarten. Die Dokumentation der Leitprofile (Bodenprofile) der

Testflächen ist im Anlagenband 1 enthalten. Diese Leitprofile spielten eine Schlüsselrolle für

die Erarbeitung der Bodenkarten der 8 Testflächen. Die Bodenanalysen der Leitprofile sind

im Anlagenband 2 zusammengestellt. Angaben zur Nutzung, zur Überflutungsdauer und zum

mittleren Grundwasserflurabstand für die Testflächen gehen aus Tab. 15 hervor.

Tab. 15: Nutzung, mittlere Überflutungsdauer pro Jahr und mittlerer Grund-wasserflurabstand der Testflächen in den Untersuchungsgebieten Sandau (S1 –S4) und Rogätz (R1 – R4)

Bezeich-nung der

Test-flächen

Lagezum

Deich

Gelände-höhe

ü. NN [m]

MittlereÜberflutungs-

dauer1)

[d/a]

MittlererGrundwasser-flurabstand1)

[m]

Nutzung

S1 außen- 26,0 35 1,8 Mähweide deich 1-2x pro Jahr gemäht

S2 binnen- 25,7 0 1,6 Wiese deich 2-3x pro Jahr gemäht

S3 außen- 28,0 13 2,4 Extensivweide deich nicht gemäht

S4 binnen- 27,0 0 1,5 Mähweide deich 2x pro Jahr gemäht

R1 außen- 42,3 1 4,2 Mähweide deich 1-2x pro Jahr gemäht

R2 binnen- 41,2 0 2,7 Mähweide deich 2x pro Jahr gemäht

R3 außen- 41,3 14 2,4 Restauwald deich Hartholzaue Streuschicht 2 cm

R4 binnen- 41,0 0 2,8 Restauwald deich Hartholzaue Streuschicht 2 cm

1) Durchschnittswerte der Jahre 1964-1995, berechnet mit 2D-HN Modell (Teilprojekt "Strömungs-technik und Hydrologie")

48

Es wird ersichtlich, dass der überwiegende Teil der Grünlandflächen als Mähweide genutzt

wird. Dagegen findet auf Testfläche S2 lediglich Mahd ohne Weidewirtschaft statt und

Testfläche S3 war zum Untersuchungszeitpunkt Teil einer Extensivweide im Außendeich-

gebiet. Die Restauenwälder im Gebiet Rogätz werden forstwirtschaftlich genutzt. Hinsichtlich

der mittleren Überflutungsdauer pro Jahr unterscheiden sich die untersuchten

Außendeichgebiete bei Sandau und bei Rogätz erheblich, wobei hier die größere relative

Geländehöhe (im Vergleich zum Flussspiegel) der Testflächen bei Rogätz ausschlaggebend

ist. Diese schlägt sich auch im mittleren Grundwasserflurabstand nieder, der im Gebiet

Rogätz höhere Werte erreicht – also tiefer liegt - als im Gebiet Sandau.

Die Ergebnisse der feldbodenkundlichen Untersuchungen sind im Anlagenband 4 enthalten.

Sie lassen sich für die Testflächen wie folgt zusammenfassen:

Testfläche S1 (Leitprofil A 3127)Der Boden der Testfläche S1 ist fast durchgängig zweischichtig aufgebaut. Die erste Schicht

besteht aus Schlufftonen und schwankt in ihrer Mächtigkeit von 50 bis 80 cm. Darunter

schließt sich Sand (Reinsand) an, der teilweise Kiesbeimengungen - überwiegend als

Bänder - enthält. Als auffallende Inhomogenität der Fläche ist eine am östlichen Rand im

Bereich der Peilstangenbohrung Nr. 23 erkannte Lehmschicht in 50 bis 80 cm Tiefe zu

nennen. Hier sind Gley-Vegas verbreitet, während auf der restlichen Fläche Vega-Gleye

vorkommen. Die festgestellten Grundwassertiefen schwankten zwischen 120 cm und 170 cm

unter GOF (Grundwasserstände am 16.6.1999).

Testfläche S2 (Leitprofil A 3131)Testfläche 2 ist gekennzeichnet durch eine Lehmdecke (schwach sandiger Lehm) von

ca. 30...50 cm Mächtigkeit, die auf ca. 4/5 der Fläche von einer Tonschicht (schwach

schluffiger Ton) unterlagert wird. Ab ca. 170...220 cm unter Flur folgt Sand (Reinsand). Auf

etwa der Hälfte der Fläche ist zwischen Ton und Sand eine Schicht aus schluffigem Lehm

eingelagert. Ausgehend vom nordwestlichen Eckpunkt der Testfläche in südöstliche

Richtung lässt sich auf der Bodenkarte (Anlagenband 4) ein Übergang der Bodentypen von

der Gley-Vega zum Vega-Gley verfolgen. Die ermittelte Grundwassertiefe schwankte auf der

Testfläche zwischen 145 cm und 175 cm unter GOF (Grundwasserstände am 28.10.2000).

49

Testfläche S3 (Leitprofil A 3113)Sandlehme und z.T. Lehmsande mit Mächtigkeiten von 3 dm bis 1 m bilden das Substrat der

oberen Bodenschicht, die von Sand (Reinsand und Lehmsand) unterlagert wird. Dieser Sand

(im Leitprofil deutlich kreuzgeschichtet) enthält Lehm-, Schluff- und Tonbänder unter-

schiedlicher Mächtigkeit. Auf der Testfläche dominiert der Vega-Gley, außerdem tritt die

Gley-Vega auf. Der Grundwasserschwankungsbereich der Testfläche betrug 135 cm bis

>2 m (durch Bohrungen nicht erreicht) unter GOF (Grundwasserstände am 17.6.2000).

Testfläche S4 (Leitprofil A 3118)Die etwa 2..3 dm mächtige oberste Lehmschicht im Boden wurde vermutlich anthropogen

aufgetragen, denn es waren im Leitprofil zahlreiche Ziegelbruchstücke erkennbar. Darunter

folgen bis ca. 8...13 dm unter Flur überwiegend Auenlehme (Sandlehme bis Tonlehme), die

von Reinsand mit deutlicher Schrägschichtung unterlagert werden. Der Sand wird stellen-

weise von geringmächtigen (wenige Zentimeter starken) Schluffbändern durchzogen. Auf der

Testfläche sind Gley-Vegas und Vega-Gleye verbreitet. Das Grundwasser schwankte im

Bereich 185 cm bis >200 cm (durch Bohrungen nicht erreicht) unter GOF (Grund-

wasserstände am 28.10.2000).

Testfläche R1 (Leitprofil A 3187)In der oberen Hälfte der Testfläche wurde innerhalb der ersten Bodenschicht ein von Nord

nach Süd verlaufender Übergang von lehmigem (Normallehme) zu schluffigem (Tonschluffe)

Auensubstrat festgestellt. Darunter folgt jeweils in einer Tiefe von 8 bis 10 dm Sand, der im

oberen Bereich z.T. als Lehmsand und darunter als Reinsand ausgebildet ist. Der Sand (im

Leitprofil kreuzgeschichtet) ist überwiegend von Schluffbändern (bis 1 dm mächtig) durch-

zogen. Als Bodentypen sind überwiegend Norm-Vegas und daneben Gley-Vegas vertreten.

Grundwasser wurde weder im Leitprofil (270 cm tief) noch bei den Peilstangenbohrungen

erreicht.

Testfläche R2 (Leitprofil A 3186)Die Testfläche wird in ihrer Mitte von einer Rinne durchzogen, die in Ost-West-Richtung

verläuft. Den Boden dieser Rinne bildet eine 10-12 dm mächtige Tonschicht (Schluffton), die

von Lehm und Sand unterlagert wird. Nördlich und südlich dieser Rinne ist die Tonschicht

geringmächtiger. Von Schluff- und Lehmbändern durchzogener Sand wurde hier in einer

Tiefe von ca. 9 bis 15 dm angetroffen. Überwiegend sind auf der Testfläche Gley-Vegas,

vereinzelt auch Norm-Vegas verbreitet. Das Grundwasser wurde im Leitprofil bei 240 cm

unter GOF (5.6.2000) ermittelt, bei den Peilstangenbohrungen jedoch nicht erreicht.

50

Testfläche R3 (Leitprofil A 3203)Von Lehmen über Schluffen bis Tonen ist eine breite Palette von Bodenarten über die

Testfläche verteilt, der sich jeweils in einer Tiefe von ca. 7-9 dm Sand (Reinsand, im oberen

Teil mitunter auch Lehmsand) anschließt. Im südlichen Teil der Testfläche nimmt der Ton-

gehalt des Bodens über dem Sand tendenziell zu. Auf Grund des tiefen Grundwasserflur-

abstandes – im Leitprofil wurde bis 315 cm Tiefe kein Grundwasser erreicht – treten als

Bodentypen ausschließlich Norm-Vegas auf.

Testfläche R4 (Leitprofil A 3202)Überwiegend Normallehme, die z.T. von Tonschluff (1-2 dm mächtig) überlagert werden, und

Schlufftone über einer Sandschicht bilden das Substrat der Testfläche. Die Sandschicht

(Reinsand bis Lehmsand) wurde jeweils in einer Tiefe von ca. 7 bis 9 dm erreicht. Wie auf

Testfläche R 3 wurden als Bodentypen ausschließlich Norm-Vegas angesprochen. Das

Grundwasser konnte weder im Leitprofil (210 cm tief) noch bei den Bohrarbeiten erreicht

werden.

51

5.5 Wasser- und Lufthaushalt der BödenDer Wasser- und Lufthaushalt der Böden in der Aue wird geprägt durch die starke zeitliche

Variabilität der hydrologischen Eingangsgrößen Grundwasserstand und Überflutung (z.B.

Schwanenberg et al., 2001, Montenegro et al., 2000, Böhnke und Geyer, 2000). Eine hohe

räumliche Variabilität des Bodenwasserhaushalts ist ein weiteres wichtiges Merkmal von

Auenböden. Sie wird verursacht durch kleinräumigen Substratwechsel und ein bewegtes

Kleinrelief (Miehlich, 2000).

Nachfolgend werden zunächst die Textur und Struktur der Substrate und Böden in den

Untersuchungsgebieten vorgestellt. Hierzu wird ein Überblick über die Korngrößenverteilung

gegeben und die Auswirkungen von Eindeichung, Nutzung und bodenbildender Prozesse auf

die Porengrößenverteilung der Böden diskutiert. Für die untersuchten Standorte wird

tabellarisch sowie anhand von Kartendarstellungen die unterschiedliche Einwirkung von

Überflutungs- und Grundwasser dargestellt. Den wesentlichen differenzierenden Faktor stellt

hier die Geländehöhe der Standorte dar. Die tatsächlichen Grundwasserstände in der Aue

werden neben der vom Elbwasserstand abhängigen Druckhöhe auch durch die

anschließend dargestellte hydraulische Leitfähigkeit der Böden gesteuert. Ihre zusätzliche

Rolle bei der Versickerung von Oberflächenwasser liegt auf der Hand und bildet eine

wesentliche Grundlage bei einer Abschätzung der Auswirkung von Überflutungsereignissen

auf das Rückdeichungsgebiet. Aus der Kenntnis der Überflutungshäufigkeit der Standorte

erfolgt anschließend anhand von Untersuchungen anderer Autoren an der Mittelelbe eine

Prognose der Sedimentationsintensität des Rückdeichungsgebietes.

5.5.1 Korn- und Porengrößenverteilung der Substrate und Böden

In den Untersuchungsgebieten wurden insgesamt 271 Korngrößenanalysen an ausge-

wählten Profilen und in ausgewählten Horizonten durchgeführt. Zusätzlich liegen von den

Geländearbeiten für weitere 202 Proben die mit Fingerprobe (AG Boden, 1994) ermittelte

Bodenart vor. Im Außendeichgebiet zeigen sich vor allem im Oberboden höhere Schluff-

gehalte, während im Binnendeichgebiet die Tongehalte höher sind (Abb. 22). Im Vergleich zu

Untersuchungen von Schwartz (2001) im Bereich Lenzen/Brandenburg ist die Trennung

zwischen Binnen- und Außendeichproben jedoch weniger deutlich.

Abb. 22: Laboranalytisch ermittelte Korngrößenverteilung in den Unter-suchungsgebieten Sandau und Rogätz (n=271).

Die Auswertung der Gelände- und Laborarbeiten offenbart in den Außendeichprofilen des

Untersuchungsgebietes Sandau auffallend mächtige Sandschichten unter geringmächtigen

schluffigen Auenlehmen. Nur im UG Sandau wurden Bändersande mit eingeschalteten

Schluff- oder Tonbändern gefunden. Solche Bändersande treten meist an höhergelegenen

52

Standorten auf, die im Elbtal flussbegleitende Uferwälle bilden. Das dortige Vorkommen von

Bändersanden deutet auf hohe Sedimentationsraten hin (Rupp et al., 2000). Reine Sande

wurden an den untersuchten Standorten nie im Oberboden sondern erst in tieferen

Horizonten gefunden (Abb. 23).

Im flussfernen, meist tiefer gelegenen Bereich dominieren dagegen in beiden Unter-

suchungsgebieten mächtige Lehm- und Tonschichten. Die Akkumulation von Lehmen und

vor allem Tonen wird mit der Sedimentation bei niedrigen Fließgeschwindigkeiten oder unter

Stillwasserbedingungen in Zusammenhang gebracht. Im Binnendeichbereich treten sowohl

in Oberböden als auch in Unterböden Tongehalte bis 68 % auf. Es finden sich hier deutlich

höhere Tongehalte als im Außendeichbereich. Die jeweiligen Anteile der <20µm-Fraktion

betragen dann bis 93%.

Tendenziell weisen die Auenlehmdecken im Untersuchungsgebiet Rogätz eine größere

Mächtigkeit und höhere Tongehalte als im UG Sandau auf. Dieses wichtige Merkmal hat

Auswirkungen auf die Ausprägung von Grundwasserschwankungen und auf die Ver-

sickerung von Oberflächenwasser.

Abb. 23: Verteilung der Tongehalte in Abhängigkeit von der Horizonttiefe inden Untersuchungsgebieten.

Aus den Oberbodeneigenschaften in den Außendeichbereichen der Untersuchungsgebiete

lassen sich ansatzweise Schlüsse ziehen auf die zu erwartenden Sedimentzusammen-

setzungen der Rückdeichungsflächen. Wie auch im aktuellen Überflutungsgebiet wird in

dortigen Oberböden mit einer von der Geländehöhe abhängigen Korngrößenverteilung zu

rechnen sein: feinere Sedimente werden in tieferen Lagen abgelagert und höhere Sand-

gehalte treten in höher gelegenen Bereichen auf.

Die Porengrößenverteilung bestimmt das Wasserbindungsvermögen und hat Einfluss auf

die Wasserleitfähigkeit der Böden. Sie ist vor allem abhängig von der Korngrößenverteilung,

von biotischer Aktivität im Boden und vom Wasserhaushalt. Letzterer wirkt sich z.B. in

tonigen Böden durch die Prozesse Quellung und Schrumpfung auf die Porengrößen-

verteilung aus.

In den Untersuchungsgebieten streuen die Porenklassen wie auch die Eigenschaften der

Substrate in weiten Bereichen, in der Gesamtheit sind keine Abhängigkeiten von der Tiefe zu

erkennen. Die für die Wasserdurchlässigkeit der Böden bedeutsamen weiten Grobporen

treten mit höchsten Werten von 30 bis 40% des Gesamtvolumens in den Sanden auf.

Feinporenanteile >20 % finden sich substratbedingt in Tonen und Lehmen. Sehr hohe

Gesamtporenvolumen >50 % treten in Oberflächennähe sowie in tonreichen Profilen auch in

größerer Tiefe auf. Dabei fällt auf, dass ackerbaulich genutzte Oberbodenhorizonte selten

50 % Gesamtporenvolumen erreichen, sondern meist niedrigere Porenvolumina aufweisen

53

(Probenahme Mai und August). Bei der Betrachtung der Porengrößenverteilung in

Abhängigkeit von der Lage zum Deich zeigen sich im Außendeichgebiet in oberflächennahen

Horizonten geringere Lagerungsdichten. Auf eine Beprobung mit Stechzylindern im jeweils

obersten, intensiv durchwurzelten und stark aggregierten Horizont musste jedoch verzichtet

werden. In den jeweils zweiten Horizonten findet sich im rezenten Überflutungsbereich

gegenüber dem Binnendeichbereich ein um 10 % höheres durchschnittliches Gesamt-

porenvolumen von 58 %, wobei die Differenz nahezu vollständig von weiten Grobporen

gebildet wird. Dabei ist festzustellen, dass dieser Unterschied auftritt, obwohl binnendeichs

im Mittel höhere Tongehalte herrschen. In den Horizonten bei einer mittleren Tiefe von 75 cm

sind gleichgerichtete Unterschiede des Gesamtporenvolumens weniger deutlich (3-5 %).

Durch das höhere Gesamtporenvolumen besitzen die außendeichs gelegenen Standorte in

den oberen Horizonten eine höhere Feldkapazität und damit auch eine höhere

Pufferkapazität für Überflutungswasser. Aufgrund der Substratverteilung mit höheren

Tongehalten im Binnendeichgebiet ist jedoch bei Betrachtung des gesamten Profils in der

Regel dort ein höheres Porenvolumen bei einer gleichzeitig höheren Feldkapazität

festzustellen.

Auf ackerbaulich genutzten Flächen konnten Verdichtungserscheinungen bis in Tiefen von

45 cm festgestellt werden. Nach Indizien aus Geländearbeiten und den ersten Labor-

untersuchungen der Porengrößenverteilungen wurde auf den ausgedehnten Ackerflächen im

Bereich Sandau-Nord (zwischen Mühlenholz und Sandauer Wald) eine stichprobenartige

Detailuntersuchung durchgeführt. Hier wurde an zwei Standorten („A“ und „W“) im Abstand

von 30 m der untere Bereich des Pflughorizontes sowie der sich nach unten anschließende

Horizont mit je drei 100 cm³-Stechzylindern pro Horizont beprobt und analysiert (Tab. 16).

Beide Probenahmestandorte liegen innerhalb der Kartiereinheit Vega-Gley aus Ton über

Sand.

54

Tab. 16: Detailuntersuchungen auf landwirtschaftlich bedingte Ver-dichtungserscheinungen im Pflugsohlenbereich.

Horizont Tiefenbereich wGP[%]

eGP[%]

MP[%]

FP[%]

GPV[%]

RG[g/cm³]

20-25 cm 13,4 0,8 5,6 27,8 47,7 1,9A: aAp25-35 cm 8,8 1,1 15,5 19,2 44,6 1,5

A: aM 35-45 cm 11,6 2,1 13,5 9,4 36,6 1,720-25 cm 14,8 1,4 17,2 12,7 46,1 1,5W: aAp25-35 cm 6,4 0,8 16,1 15,1 38,4 1,7

W: aM 35-45 cm 9,9 2,3 14,7 12,0 38,9 1,7wGP: weite Grobporen, eGP: enge Grobporen, MP: Mittelporen, FP: Feinporen,GPV: Gesamtporenvolumen (alle in Volumen-%), RG: Raumgewicht (in g/cm3).Standorte A und W, Erläuterung s. Text.

Es zeigt sich, dass der untere Bereich des Oberbodenhorizontes Ap sowie lie liegenden

10 cm ein reduziertes Gesamtporenvolumen aufweisen. Die stärkste Verdichtung findet sich

in den unteren 10 cm des Ap-Horizontes (25-35 cm Tiefe). Die hier erkennbare Pflugsohle

weist durch die Bodenbearbeitung den niedrigsten Grobporenanteil im untersuchten Bereich

auf. Der überlagernde Tiefenbereich von 20-25 cm hat noch einen 3,6 bis 8,6 % höheren

Anteil der weiten Grobporen am Bodenvolumen. Im Bereich der Pflugsohle ist eine Erhöhung

des Mittelporenanteils festzustellen, welche deutlich über die Größenordnung des Medians

der zweiten Horizonte im Binnendeichbereich hinausgeht (7,5 %). Die Feinporen zeigen

deutliche Unterschiede, die auf die Textur des Substrates zurückzuführen sind und

veranschaulichen, dass die Verdichtungserscheinungen in diesen Bereichen unabhängig von

der Korngrößenverteilung auftreten.

Bei einer möglichen Deichrückverlegung ist im Gebiet von ehemaligen Ackerflächen durch

die Verdichtung eine verringerte Versickerungsgeschwindigkeit von Oberflächenwasser zu

erwarten. Ackerflächen, die mit größerer Häufigkeit überflutet werden, finden sich nur im

Untersuchungsgebiet Sandau. Es ist damit zu rechnen, dass die Verdichtung der Pflug-

sohlenbereiche durch Pflanzenwachstum, Quellung und Schrumpfung sowie durch

Bioturbation innerhalb weniger Jahre abnimmt.

Die in der Aue abgelagerten rezenten Sedimentschichten weisen ein hohes Gesamtporen-

volumen mit einem hohen Anteil von weiten Grobporen auf. Obwohl der Grobporenanteil

durch Setzungsprozesse wieder reduziert wird, ist im Rückdeichungsgebiet durch die

Überflutungen und Sedimentation mit einer Erhöhung der Pufferkapazität für Überflutungs-

wasser zu rechnen.

55

5.5.2 Überflutungsdynamik im Untersuchungsgebiet

Hohe Elbwasserstände überfluten die Böden in der Aue in unterschiedlichem Maße.

Wichtigstes Kriterium für die Überflutungshäufigkeit der Standorte ist die Geländehöhe.

Vorliegende Daten zum Überflutungsgeschehen entstammen der zweidimensionalen hydro-

dynamischen Modellierung im Verbundprojekt (2D-HN-Modell, Schwanenberg et al., 2001).

Im Untersuchungsgebiet Sandau liegen die Standorte in Bezug auf den Flusswasserspiegel

niedriger als im Untersuchungsgebiet Rogätz. Daher treten bei Sandau auch höhere Über-

flutungshäufigkeiten auf. Während der am stärksten von Überflutung betroffene Standort im

UG Rogätz statistisch an 31 Tagen/Jahr überflutet ist, finden sich im UG Sandau Bereiche,

die statistisch an 136 Tagen/Jahr überflutet werden. Rinnenstrukturen, die dort sowohl im

Binnen- wie auch im Außendeichbereich auftreten, werden länger überflutet als z.B.

Uferwallstrukturen. Im UG Sandau treten hohe Überflutungshäufigkeiten auch im zur Havel

hin abfallenden Gebiet bei Havelberg auf (z.B. Tonabgrabungen Havelberg). Die relativ

niedrigsten Standorte im UG Rogätz finden sich im Mündungsbereich der Ohre in die Elbe.

Durch eine Deichrückverlegung können Auenbereiche wieder in die Überflutungsdynamik

einbezogen werden, die durch den Deichbau von der Elbe abgeschnitten wurden. Im

Verbundvorhaben wurden verschiedene Deichvarianten mit unterschiedlichem Retentions-

flächenrückgewinn untersucht, ihr Verlauf ist aus Abb. 34 und Abb. 35 (S. 68 bzw. 68) zu

ersehen. Durch eine Vergrößerung der Retentionsflächen ist im Allgemeinen mit einer

Absenkung von Hochwasserspitzen zu rechnen, die meist eine Verringerung der

Überflutungsdauer der Aue nach sich zieht. Für Standorte im heutigen Außendeichgebiet

kann sich die Dauer von Überflutungsereignissen dadurch um bis zu zwei Tage verringern

(Tab. 17,Tab. 18).

56

Tab. 17: Ergebnisse der Simulation des Oberflächenwassers, Unter-suchungsgebiet Sandau. Der überflutende Abfluss ist die Abflussmenge am PegelHavelberg, die erreicht werden muss, damit der Standort überflutet wird. Daneben ist dieÜberflutungshäufigkeit als jährliche Eintrittswahrscheinlichkeit in Tagen pro Jahr sowiedie statistische Dauer des Ereignisses bei Eintritt angegeben. Neben den Verhältnissenim Ist-Zustand sind diejenigen bei zwei möglichen Rückverlegungsvarianten dargestellt.Bei Überflutungshäufigkeit und Dauer ist jeweils die Differenz in Tagen zurkleinstmöglichen Variante mit Überflutung angegeben. Fehlende Werte bedeuten, dassder Standort nicht überflutet wird. Datenquelle: RWTH Aachen.

Die Überflutungshäufigkeit in Tagen/Jahr stellt einen langjährigen Mittelwert von

Überflutungsereignissen dar. Eine entsprechende Überflutung muss jedoch nicht

zwangsläufig in jedem Jahr eintreten. Von daher kommt der Überflutungsdauer in Tagen

eine größere ökologische Bedeutung zu, da sie die tatsächliche Überflutungsdauer fei Eintritt

des entsprechenden Hochwasserereignisses kennzeichnet.

Tab. 18: Ergebnisse der Simulation des Oberflächenwassers, Unter-suchungsgebiet Rogätz. Der Überflutende Abfluss ist die Abflussmenge am PegelRogätz, die erreicht werden muss, damit der Standort überflutet wird. Daneben ist dieÜberflutungshäufigkeit als jährliche Eintrittswahrscheinlichkeit in Tagen pro Jahr sowiedie statistische Dauer des Ereignisses bei Eintritt angegeben. Neben den Verhältnissenim Ist-Zustand sind drei mögliche Rückverlegungsvarianten dargestellt. Bei Überflu-tungshäufigkeit und Dauer ist jeweils die Differenz in Tagen zur kleinstmöglichen Variantemit Überflutung angegeben. Fehlende Werte bedeuten, dass der Standort nicht überflutetwird. Datenquelle: RWTH Aachen.

5.5.3 Grundwasserdynamik im Untersuchungsgebiet

Der Einfluss des Flusswasserstandes auf den Grundwasserspiegel nimmt mit zunehmender

Entfernung von der Elbe ab. Die Grundwasserflurabstände zeigen jedoch aufgrund des

Oberflächenreliefs keine proportionale Beziehung zur Entfernung vom Fluss. Die teilweise

mächtigen Auensande der Untersuchungsgebiete wirken als Grundwasserleiter, in welchem

bei mittleren Wasserständen der Elbe eine flussparallele Fließrichtung zu beobachten ist. Ein

Anstieg des Wasserspiegels im Fluss führt zu einem Anstieg des Grundwasserspiegels,

worauf eine Änderung der Grundwasserfließrichtung zum Rand der Aue eintritt (Böhnke und

Geyer, 2000).

Aus hydrodynamischen Modellierungen innerhalb des Forschungsverbundes (Schwanen-

berg et al., 2001) liegen für die Untersuchungsstandorte Jahresmittel des Grundwasser-

flurabstandes sowie die jeweiligen Schwankungsamplituden vor.

Im UG Rogätz zeigen sich insgesamt höhere Grundwasserflurabstände (meist >3 m u. GOF,

Abb. 25) als im UG Sandau (häufig 1-2 m u. GOF, Abb. 24). Im UG Rogätz sind lediglich im

Mündungsbereich von Ohre und Elbe sowie in eng begrenzten Bereichen des südlichen

Teilgebiets zwischen Heinrichsberg und Glindenberg oberflächennähere Grundwasserstände

festzustellen (teilweise <2 m). Im UG Sandau finden sich geringe mittlere

57

Grundwasserflurabstände (<1m) im Bereich der Tonabgrabungen südlich von Havelberg, im

Bereich zwischen Sandau und dem Sandauer Wald sowie linkselbisch im Bereich von

Rosenhof und Büttnershof. Hohe mittlere Grundwasserflurabstände (>3m) sind besonders an

höhergelegenen sandigen Bereichen wie z.B. dem Sandauer Wald oder dem außendeichs

gelegenen Möwenwerder zu beobachten (Abb. 24).

Die Grundwasser-Schwankungsamplituden nehmen in beiden Untersuchungsgebieten in der

Regel mit zunehmender Entfernung von der Elbe ab. Die Standorte besitzen Haupt-

Schwankungsamplituden von 1,3 m an flussfernen bis 4,1 m an flussnahen Standorten (s.a.

Schwanenberg et al., 2001). Die Haupt-Schwankungsamplituden kennzeichnen dabei den

zentralen Bereich der Grundwasserstände unter Nichtberücksichtigung von je 10% oberen

und unteren Extremwerten.

Nach einer Deichrückverlegung sind an flussferneren Standorten höhere Grundwasser-

stände und eine Vergrößerung der Grundwasser-Schwankungsamplituden zu erwarten.

Änderungen der mittleren Grundwasserstände würden sich dabei in Größenordnungen

<10 cm bewegen, Schwankungsamplituden erfahren Änderungen bis ca. 80 cm. Dabei sind

flussnahe Standorte in geringerem Umfang von Änderungen betroffen (s.a. Schwanenberg et

al., 2001).

Aufgrund der Beschaffenheit der hydrodynamischen Modelle konnten in die Simulation der

Grundwasserdynamik keine genauen Informationen über den Substrataufbau der Aue

eingehen. Die Angaben zu Grundwasserständen für Flächen oder Punkte sind daher als

Potentiale bzw. Druckhöhen zu verstehen: angegebene Grundwasserstände würden sich

einstellen, wenn das Substrat einem Anstieg keinen Widerstand entgegenstellen würde. In

beiden Teilgebieten treten jedoch nahezu flächendeckend Auenlehmdeckschichten auf, die

im UG Rogätz meist größere Mächtigkeiten von nicht selten >15 dm erreichen. In

Abhängigkeit von Grundwasser-Druckhöhe und Auenlehmmächtigkeit treten in unter-

schiedlichem Maße gespannte Grundwasserverhältnisse auf (s.a. Gröngröft et al, 2000).

Bereiche mit häufig gespanntem Grundwasser finden sich im UG Sandau vor allem im

Bereich der ehemaligen Tonabgrabungen bei Havelberg. Dort stehen mächtige Tone und

Lehme an, die geringe hydraulische Leitfähigkeiten von teilweise <1 cm/d aufweisen. Auch in

übrigen Bereichen des Binnendeichgebietes finden sich grundwasserdämpfende

Auenlehme, die Mächtigkeiten bis >12 dm aufweisen. Jene sind vor allem innerhalb der Kar-

tiereinheiten Vega-Gley aus Lehm über Ton oder aus Sand über Ton sowie Pseudogley-Gley

aus Ton nebst assoziierten Einheiten zu beobachten. Im UG Rogätz treten Auenlehme mit

hohen Tongehalten und geringen oder sehr geringen kf-Werten bevorzugt innerhalb der

Kartiereinheiten Pseudogley-Vega aus Ton über Sand und Vega-Pseudogley aus Ton auf.

58

Aufgrund der häufig größeren Auenlehmmächtigkeiten im UG Rogätz, ist dort bereits in

größerer Tiefe mit gespanntem Grundwasser zu rechnen als im UG Sandau.

Standorte mit fehlenden Auenlehmen erlauben einen schnellen Grundwasseranstieg bis zur

Grundwasser-Druckhöhe. Solche Standorte finden sich im UG Sandau einerseits in

höhergelegenen Bereichen der Kartiereinheit Gley-Regosol aus Sand und assoziierter

Einheiten. Die Einheiten befinden sich im Binnendeichgebiet und sind überwiegend unter

forstlicher Nutzung. Aufgrund der Höhenlage und der Entfernung zur Elbe ist hier jedoch

selten mit bis an die Geländeoberfläche reichenden Grundwasserständen zu rechnen.

Andererseits treten fehlende oder geringmächtige Auenlehm-Deckschichten im ufernahen

Bereich innerhalb der Einheiten Paternia aus Lehmsand oder Bändersand sowie Paternia-

Gley aus Sand auf. Diese Kartiereinheiten sind mit Uferwällen assoziiert.

Im UG Rogätz sind geringmächtige Auenlehmdecken auf schmale Bereiche in Ufernähe

beschränkt. Sie finden sich innerhalb der Kartiereinheiten Regosol aus Sand. Höhere

Sandgehalte mit mittleren Leitfähigkeiten im Auenlehm finden sich wie in Sandau auch hier

im Außendeichbereich.

59

Abb. 24: Median der Grundwasserflurabstände des UntersuchungsgebietesSandau im Ist-Zustand.

Abb. 25: Median der Grundwasserflurabstände des UntersuchungsgebietesRogätz im Ist-Zustand.

Zur Verifizierung der Simulationsergebnisse erfolgte bei der Probenahme an den

Profilstandorten eine Bestimmung der scheinbaren Grundwasseroberfläche, sofern sie bei

den Schürfarbeiten erreicht werden konnte (Tab. 19). Zum Zeitpunkt der ersten

Probenahmekampagne im Mai 1999 finden sich noch vergleichsweise oberflächennahe

Grundwasserstände. Im Juli desselben Jahres sind bereits Grundwasserstände >150 cm u.

GOF die Regel. Im Untersuchungsgebiet Rogätz wurden im Mai und Juli 2000 ausschließlich

Grundwasserstände >200 cm u. GOF festgestellt, bei einem großen Teil der Standorte

wurde das Grundwasser bei den Arbeiten nicht erreicht.

Tab. 19: Bei Geländearbeiten gemessener Grundwasserstand im Unter-suchungsgebiet Sandau. Frühjahr/Sommer 1999.

Profil-Nr. Datum GW-Flurabstand[cm u. GOF]

A3100 7. Mai 1999 165A3101 7. Mai 1999 130A3102 7. Mai 1999 95A3103 5. Mai 1999 150A3104 5. Mai 1999 95A3105 5. Mai 1999 110A3106 5. Mai 1999 135A3107 5. Mai 1999 160A3108 6. Mai 1999 150A3109 6. Mai 1999 120A3110 6. Mai 1999 160A3111 6. Mai 1999 140A3112 6. Mai 1999 160A3113 27. Juli 1999 220A3114 27. Juli 1999 >240A3115 27. Juli 1999 195A3116 27. Juli 1999 110A3117 27. Juli 1999 200A3118 27. Juli 1999 140A3119 27. Juli 1999 250A3120 27. Juli 1999 180A3121 28. Juli 1999 210A3122 29. Juli 1999 75A3123 28. Juli 1999 250A3124 29. Juli 1999 300A3125 29. Juli 1999 >260A3126 28. Juli 1999 200A3127 28. Juli 1999 165A3128 29. Juli 1999 130

60

A3129 29. Juli 1999 120A3130 29. Juli 1999 180A3131 29. Juli 1999 160A3132 29. Juli 1999 230A3133 29. Juli 1999 >240A3134 29. Juli 1999 180

Es zeigt sich, dass die Simulationsergebnisse tendenziell gut mit den gemessenen

Grundwasserständen übereinstimmen. Lediglich an je einem Standort wurden im UG

Sandau die Extremwerte der hydrologischen Modellierung durch die gemessenen

Grundwasserstände über- (Höchststand) bzw. unterschritten (Tiefststand). Bei der Probe-

nahme im Mai ist nach hohen Wasserständen im Winter mit sinkenden Grundwasserständen

zu rechnen (Abb. 26). Bei den im Juli untersuchten Standorten zeigen sich bereits sehr tiefe

Grundwasserstände, sie nähern sich den D10-Werten der Simulation an. Insgesamt ist fest-

zuhalten, dass sämtliche im Mai beprobten Standorte auch nach dem Winter mit sehr hohen

Elbwasserständen zu diesem Zeitpunkt wieder frei von Grundwasser im Wurzelraum waren.

In sandigen Böden kann eine Einstellung des Grundwasserpotentials schnell erfolgen. Dass

Grundwasserbewegungen von tonigen und lehmigen Auenlehmdeckschichten gedämpft

werden, verdeutlichen die Standorte A3107 bis A3112. Hier liegen innerhalb der

Extremwerte der Simulation sehr niedrige tatsächliche Grundwasserstände vor, die für eine

Verlangsamung des Grundwasseranstiegs bei Hochwasser sprechen.

Abb. 26: Vergleich von gemessenen Grundwasserständen mit Ergebnissender hydrologischen Modellierung im Untersuchungsgebiet Sandau.Standorte sind sortiert nach Profilaufbau: links Auenlehme, rechts: Auensande an derOberfläche. D10: Vertreter für den niedrigsten Grundwasserstand, D90: Vertreter für denhöchsten GW-Stand. Punkte mit vertikalen Banden kennzeichnen Probenahme im Mai,übrige: Probenahme im Juli (Erläuterung s. Text).

5.5.4 Hydraulische Leitfähigkeit der Böden

Die hydraulische Leitfähigkeit der Böden besitzt sowohl beim Anstieg von Grundwasser als

auch bei der Versickerung von Oberflächenwasser eine herausragende Bedeutung für die

standortökologischen Bedingungen in der Aue.

Aufgrund der Strukturvariabilität sandiger Horizonte lassen sich deren hydraulische

Eigenschaften mit hoher Genauigkeit aus Korngrößenverteilung und Lagerungsdichte nach

DIN 4220 abschätzen. Bei bindigeren Horizonten ist dies in viel geringerem Maße möglich.

Der jahreszeitliche Wechsel von Vernässung und Austrocknung bewirkt hier eine intensive

Aggregierung, die in ihrer Ausprägung in der Regel nach unten abnimmt. Als Folge davon ist

die Versickerungsgeschwindigkeit durch Transport in den so entstandenen Sekundärporen

erhöht. Die schlechte Vorhersagbarkeit der Wasserleitfähigkeit bei höheren Tongehalten

61

(Abb. 27) bedingt die Notwendigkeit von Messungen für eine ökologische Charakterisierung

der Standorte.

Abb. 27: Mess- und Schätzwerte von kf in Abhängigkeit vom Tongehalt.

Für die Analysen im Labor und im Feld wurden daher jene Standorte ausgewählt, an denen

Horizonte auftreten, die aufgrund ihrer Struktur eine schlechte Abschätzbarkeit erwarten

ließen. Bei jenen vorwiegend tonigen Horizonten wird gleichzeitig von einer großen

Bedeutung für den Wasserhaushalt der Aue ausgegangen. Diese Auswahl wird durch die

Gegenüberstellung der Ergebnisse aus Analyse und Schätzungen durch eine nur mäßige

Übereinstimmung von Mess- und Schätzwerten bestätigt (Abb. 28).

Abb. 28: Beziehung zwischen ermitteltem und geschätztem kf-Wert bei 93Horizonten in Untersuchungsgebieten Sandau und Rogätz.

Durch zusätzliche Geländemessungen wurde die Übertragbarkeit der Laboruntersuchungen

auf die Verhältnisse im Gelände überprüft. Bei den Feldmessungen wurden mit Modified

Guelph Parameter (MGP) und Schurfversickerung (Akkermann und Gieska, 2000) zwei

unterschiedliche Methoden angewandt, die trotz der kleinräumigen Heterogenität im Gelände

eine gute Übereinstimmungen untereinander zeigen. Lediglich an zwei Standorten ist die

Schurfversickerung höher (Standorte durchlässiger) als mit MGP ermittelt, an einem verhält

es sich umgekehrt. Die mit Stechzylindermessungen ermittelten kf-Werte zeigen bei fünf

Parallelen je Horizont erwartungsgemäß einen großen Streubereich. Hier gelten die je-

weiligen Medianwerte als mittlere hydraulische Leitfähigkeit der Horizonte (Hartge, 1966). An

den meisten Standorten stimmen sie in der Größenordnung mit der Schurfversickerung

überein. Lediglich an einem Standort wurde im Oberboden eine 15-40mal geringere hydrauli-

sche Leitfähigkeit mit Stechzylindern ermittelt. Offensichtlich wurde hier bei der Beprobung

das Sekundärporensystem nur ungenügend erfasst.

Bei den Geländearbeiten wurden im Untersuchungsgebiet Sandau an 3 Standorten und im

Untersuchungsgebiet Rogätz an 7 Standorten anhand von morphologischen Kriterien

Stauhorizonte ausgewiesen. Durch die Laboranalysen wurden die Geländeansprachen teil-

weise bestätigt, zusätzlich konnten an 8 Standorten im UG Sandau und an 3 im UG Rogätz

durch die Erfüllung von Staukriterien nach AG Boden (1994) weitere Sd- und Übergangs-Sd-

Horizonte nachgewiesen werden.

Staumerkmale in Böden treten vor allem an tonigeren Standorten im Binnendeichgebiet auf.

Dies kann sowohl in Oberflächennähe als auch in größerer Tiefe der Fall sein (Abb. 29).

Besonders im Binnendeichgebiet des UG Sandau tritt durch die großflächige Verbreitung von

bindigen Auenlehmschichten bei Hochwasserbedingungen eine Verlangsamung des

Grundwasseranstiegs ein. Aktuell ist in Abschnitten des Binnendeichgebietes im Frühjahr

62

teilweise eine längere Vernässung durch die nur langsame Versickerung von Qualmwasser

zu beobachten. Aufgrund des ebenfalls verlangsamtem Grundwasseraufstieges treten

solche Situationen nur bei langanhaltenden Hochwasserereignissen ein. Im Außendeich-

bereich wurden lediglich an zwei Standorten im UG Sandau Horizonte mit Sd-Eigenschaften

festgestellt. In den Außendeichbereichen beider Untersuchungsgebiete ist aufgrund der

Ergebnisse mit einer geringen Pufferung des Grundwasseranstiegs bei Hochwasser und der

Versickerung bei Rückgang der Elbwasserstände zu rechnen. Sowohl im Binnen- als auch

im Außendeichgebiet treten Stauhorizonte vorwiegend unter Grünlandstandorten auf, bei

Waldstandorten zeigt sich besonders im Untersuchungsgebiet Rogätz eine tiefer reichende

Aggregierung mit höheren Wasserleitfähigkeiten. Hier wurden mit den Laboruntersuchungen

häufig höhere hydraulische Leitfähigkeiten ermittelt als nach DIN 4220 geschätzt (Abb. 29).

Dies ist in tonreichen Böden auf die gefügeverbessernde Wirkung durch tief reichenden

Wasseraufbrauch (Transpiration) und durch geringere Wassereinnahme (Interzeption) bei

Waldbestockung zurückzuführen.

Abb. 29: Stauhorizonte in Abhängigkeit von der Tiefe in den Unter-suchungsgebieten.Da nicht für alle Horizonte Messwerte vorliegen, ist jeweils der Schätzwert und fallsvorhanden der Messwert angegeben.

5.5.5 Mögliche Überflutung im Rückdeichungsgebiet

Der Wiedereintritt von Überflutungssituationen nach Deichrückverlegung stellt für Auen-

standorte eine Annäherung an einen natürlichen Zustand dar, der im gesamten

Forschungsverbund Elbe-Ökologie angestrebt wird (BMBF, 1995). Um das ökologische

Potential der im Rückdeichungsgebiet gelegenen Standorte zu beurteilen, sollen für die

Untersuchungsgebiete Überflutungsszenarien unter veränderter Deichführung dargestellt

werden. In Abhängigkeit von Höhenlage und hydraulischer Leitfähigkeit der Böden ist für die

Standorte mit einer unterschiedlich starken Veränderung des Wasserhaushalts durch eine

Deichrückverlegung zu rechnen.

Bei der Beurteilung der Auswirkung von Überflutungen auf den Wasserhaushalt wurde in

zwei Arbeitsschritten vorgegangen. Zunächst wurden die Standorte in Abhängigkeit von ihrer

Überflutungshäufigkeit in so genannte Überflutungsstufen eingestuft. Anschließend wurde für

die Teilflächen eine mögliche Versickerungsgeschwindigkeit ermittelt. Aus der Zusammen-

führung beider Arbeitsschritte konnten die Teilflächen nach ihrer Vernässungsneigung

beurteilt werden. Eine Vernässung von Standorten kann zu einer Beeinträchtigung des

Pflanzenaufwuchses zu Beginn der Vegetationsperiode führen. Eine Folge hiervon kann die

Änderung der Pflanzenartenzusammensetzung sein.

63

Für den Aufwuchs von Pflanzen und damit auch für die Zusammensetzung der Pflanzen-

decke sind die standörtlichen Bedingungen im Zeitraum März bis Mai prägend. Eine Be-

trachtung der Abflussmengen der Jahre 1964-2000 zeigt einen unstetigen Verlauf innerhalb

dieses frühjährlichen Zeitraums (Abb. 30 und Abb. 31). Bei einer Beurteilung der

Wachstumsbedingungen für Pflanzen muss daher eine Orientierung an kritischen

Zeitpunkten der Wasserführung der Elbe erfolgen. Neben dem Spitzenwasserstand ist die

tendenziell stetige Abnahme des Elbwasserstandes im Frühjahr als Annäherung an

sommerliche Bedingungen von Bedeutung:

� Tag des durchschnittlich höchsten Wasserstandes (Median im langjährigen Mittel):

UG Sandau: 9. April: Q=991 m3/s. UG Rogätz: 7. April mit Q=950 m3/s.

� Beginn der kontinuierlichen frühjährlichen Wasserspiegelabsenkung: UG Sandau:

16. April, Q=781 m3/s, UG Rogätz: 17. April mit 765 m3/s

� Letzter Wasserspiegelanstieg bei überflutenden Wasserspiegellagen: UG Sandau:

7. Mai, Q=708 m3/s. UG Rogätz: 6. Mai mit 658 m3/s.

Abb. 30: Medianwerte der Abflüsse im Frühjahr/Frühsommer, Pegel Rogätz,Zeitraum 1964 bis 2000.

Abb. 31: Medianwerte der Abflüsse im Frühjahr/Frühsommer, PegelHavelberg (Untersuchungsgebiet Sandau), Zeitraum 1964 bis 2000.

Von selten auftretenden Sommerhochwässern sind nur geringe Flächenanteile in der Aue

betroffen. Sie sollen daher als „Katastrophenereignisse“ keine Berücksichtigung finden.

Mit Hilfe des GIS wurden Teilbereiche des Untersuchungsgebietes lokalisiert, auf denen zu

den genannten Terminen statistisch alle zwei Jahre Überflutungen eintreten. Treten inner-

halb von Kartiereinheiten der Bodenkarte Teilflächen auf, die zu den entsprechenden Termi-

nen überflutet sind, erfolgte eine Einordnung in die Überflutungsstufen 1 bis 3.

Die Überflutungsszenarien sind jeweils für die Deichvariante mit dem größten möglichen

Retentionsflächengewinn dargestellt. Betroffene Flächen bei der Realisierung einer Variante

mit kleinerem Rückdeichungsbereich sind dennoch unmittelbar aus den Kartendarstellungen

zu ersehen (Abb. 32 und Abb. 33). Die Überflutungsstufen sind wie folgt definiert:

a) Überflutungsstufe 1: Einstufung von Standorten, die bei Deichrückverlegung eine hohe

Überflutungshäufigkeit aufweisen und die statistisch am 7. bzw. 9. April jeden zweiten

Jahres noch überflutet sind.Die Abflüsse im Untersuchungsgebiet Sandau am 9. April schwanken im Zeitraum von

1964 bis 2000 in Grenzen von 447 und 2619 m3/s. Der Median liegt bei 991 m3/s, was

bedeutet, dass in der Hälfte der Jahre zu diesem Termin (9.4.) ein größerer Abfluss

auftritt und an der anderen Hälfte ein niedrigerer. Der Mittelwert der Abflüsse liegt bei

1041 m3/s, die über dem Median liegenden Werte weichen stärker von diesem ab als

die Abflüsse, die niedriger sind als der Median.

64

b) Überflutungsstufe 2: Einstufung von Standorten, die eine sehr hohe Überflutungshäu-

figkeit aufweisen und statistisch am 16. bzw. 17. April in jedem zweiten Jahr überflutet

sind.

c) Überflutungsstufe 3: Einstufung von Standorten, die eine extrem hohe Überflutungs-

häufigkeit aufweisen und noch sehr spät im Jahr überflutet werden können. Grenzwert

hierfür kann die mittlere Abflussmenge am 6. bzw. 7. Mai sein. Standorte, die zu diesem

Zeitpunkt noch überflutet werden können, sind von einer landwirtschaftlichen Nutzung

vermutlich ausgeschlossen.

Den Überflutungsstufen wurden im UG Sandau insgesamt 291 ha zugeordnet (Abb. 32):

� Überflutungsstufe 1 (193 ha, 58 ha bei Optimaler Deichvariante): Vega-Gleye aus Ton

oder Lehm über Sand oder Lehm über tiefem Sand, sowie Lehm oder Sand über Ton,

Gleye oder Nassgleye aus Ton oder Sand.

� Überflutungsstufe 2 (59 ha, 22 ha bei Optimaler Deichvariante): Gleye und Nassgleye

aus Sand, Lehm oder Ton, Pseudogley-Gleye aus Ton sowie Vega-Gleye aus Lehmsand

über Sand.

� Überflutungsstufe 3 (40 ha, 17 ha bei Optimaler Deichvariante): Pseudogley-Gleye aus

Ton und Nassgleye aus Ton, Vega-Gleye aus Lehm über tiefem Sand.

Im UG Rogätz werden statistisch betrachtet keine binnendeichs gelegenen Flächen zu den

kritischen Terminen überflutet (Abb. 32b). Daher erfolgt keine Zuordnung von Flächen zu

Überflutungsstufen.

Abb. 32: Überflutungsstufen nach Deichrückbau im Untersuchungsgebiet Sandau.

Für die in Überflutungsstufen eingeordneten Standorte muss zur Lokalisierung vernässungs-

gefährdeter Bereiche flächengenau geprüft werden, wie schnell Oberflächenwasser in kriti-

schen Bereichen versickern kann. Resultat ist die Abschätzung eines Zeitraumes, innerhalb

dessen der Oberboden (40 cm, Hauptwurzelraum bei Grünland) der spät überfluteten Böden

vermutlich frei von Sickerwasser in den Grobporen sein wird. Dazu wurden sämtliche

vorhandenen Daten für die hydrologische Leitfähigkeit der Böden herangezogen. Zur

Verfügung standen Labormessungen an Stechzylindern, Versickerungsmessungen im

Gelände sowie Leitfähigkeitsschätzungen nach DIN 4220. Die Bereiche, die den Über-

flutungsstufen 1-3 zugewiesen wurden, können mit den innerhalb der jeweiligen Flächen auf-

tretenden niedrigsten kf-Werten bzw. kf-Werteklassen (AG Boden 1994) hinterlegt werden.

Daraus kann die Dauer einer Versickerung bis unterhalb 40 cm berechnet werden. Bei gut

untersuchten Kartiereinheiten konnten die Bereiche der kf-Werteklassen sogar durch

vorhandene Messwerte enger gefasst und damit eine genauere Aussage erzielt werden.

65

Durch die Zusammenführung der Arbeitsschritte bei der Ausgrenzung von Vernässungs-

flächen wird die Möglichkeit eingeräumt, dass die tiefst gelegenen Bereiche innerhalb einer

Kartiereinheit auch die dort auftretenden geringsten Wasserleitfähigkeiten besitzen. Die

Menge von anstehendem Oberflächenwasser bzw. dessen Tiefe über GOF kann für die

Kartiereinheiten nicht zusammenfassend angegeben und damit bei der Berechnung der

Versickerungsdauer auch nicht berücksichtigt werden. Durch teilweise unterschiedliche

Wasserstandshöhen zwischen den bodenkundlichen Kartiereinheiten würde sich jedoch

keine Verschiebung in der Einstufung der Flächen ergeben.

Nach unterschiedlichen Zeitpunkten der erwarteten Versickerung unterhalb 40 cm u. GOF

ergibt sich eine dreistufige Einteilung in sehr starke, starke und mittlere Vernässungsneigung

(Abb. 33), die sich lediglich auf das UG Sandau bezieht. Das UG Rogätz wird hier aufgrund

der geringen Überflutungshäufigkeiten außer Betracht gelassen, dort besteht für die

auszudeichenden Flächen nur ein geringes Veränderungspotential im Hinblick auf den

Wasserhaushalt und im o.g. Sinne keine Vernässungsneigung.

Als Flächen mit sehr starker Vernässungsneigung wurden im UG Sandau 12 ha Nassgleye

aus Lehm oder Ton eingestuft (Abb. 33, Tab. 21), wobei jedoch die gesamte Fläche nur bei

Realisierung der Maximalvariante in den Außendeichbereich tritt. Eine starke Vernässungs-

neigung weisen 188 ha auf (bei Maximalvariante bzw. 36 ha bei der vorgeschlagenen

Optimalen Deichvariante, Tab. 22). Hier dominieren die Kartiezeinheiten Pseudogley-Gley

aus Ton sowie Nassgleye aus Ton oder Lehm. Eine weniger ausgeprägte Rolle spielen

Vega-Gleye aus Lehmsand, Lehm oder Sand über Sand oder Ton. Kartiereinheiten mit

mittlerer Vernässungsneigung (Tab. 20) sind Nassgleye aus Sand sowie Vega-Gleye aus

Lehm oder Sand über Sand, Lehm oder Ton (92 ha bzw. 61 ha bei Optimaler Deichvariante).

Abb. 33: Vernässungsneigung nach Deichrückbau im Untersuchungsgebiet Sandau.

66

Tab. 20: Flächen mit mittlerer Vernässungsneigung bei Deichrückbau imUG Sandau – bezogen auf die Kartiereinheiten (KE).

Tab. 21: Flächen mit sehr starker Vernässungsneigung bei Deichrückbauim UG Sandau – bezogen auf die Kartiereinheiten (KE).

Tab. 22: Flächen mit starker Vernässungsneigung bei Deichrückbau im UGSandau – bezogen auf die Kartiereinheiten (KE).

5.5.6 Sedimentationspotential im Untersuchungsgebiet

Die Menge der mit dem Elbwasser bewegten Schwebstoffe beträgt zwischen 10 und

70 g/cm³ und ist abhängig von der Wasserführung des Flusses (Monatsmittelwerte, Schmidt

und Dröge, 1999). Die Größenordnung des an Außendeichstandorten sedimentierten

Materials ist von verschiedenen Faktoren abhängig. Die wichtigsten sind die Entfernung zur

Elbe, die relative Höhenlage zum Wasserstand des Stromes (Schwartz, 2001, Friese et al.,

2000, Kunert et al., 2000), die vor allem durch die Vegetation bedingte Oberflächenrauigkeit

sowie die topografische Situation am Standort (Höhn et al., 2000). Aufgrund des

Zusammenspiels von Sedimentation und Erosion ist die abgesetzte Sedimentmenge nicht

streng proportional zur Überflutungsdauer (Friese et al., 2000, Winde 2000), jedoch in

höchstem Maße durch sie geprägt (Neumeister und Villwock, 1997). Schwartz (2001)

ermittelte im Außendeichbereich von Lenzen/Mittelelbe Sedimentationsraten von 2.000 bis

40.000 kg/ha�a. Die Menge an sedimentiertem Material hat durch den gleichzeitigen Eintrag

von Stoffen einen entscheidenden Einfluss auf den stofflichen Status der Böden. Auf

Grundlage der Ergebnisse von Schwartz soll für die Rückdeichungsgebiete bei Sandau und

Rogätz eine Prognose von Bereichen unterschiedlicher Sedimentakkumulation erstellt

werden. Zuvor muss die Vergleichbarkeit der Bedingungen in den Untersuchungsgebieten

überprüft werden.

Das Vergleichsgebiet bei Lenzen liegt wie die Untersuchungsgebiete im Naturraum

Mittelelbe. Durch seine Lage bei Elbe-km 485 befindet es sich 134 km stromabwärts von

Rogätz und 69 km stromabwärts von Sandau. Der Einfluss von veränderter Topografie,

verändertem Flussgefälle und von Nebenflüssen (z.B. Ohre, Havel) hat zwar Auswirkungen

auf den Sedimenttransport und die Hydrologie, jedoch zeigt sich innerhalb der betrachteten

Fließstrecke ein einheitliches Bild im Hinblick auf die Schwebstoffkonzentration in der Elbe

(Prange et al., 1994).

Schwartz (2001) klassiert bei der Abschätzung von Sedimentationsraten die Standorte in

Abhängigkeit von ihrer Höhenlage zum langjährigen Sattelwasserstand der Elbe: tief

gelegene Standorte (<1m MW), mittelhoch und sehr hoch gelegene Standorte (Höhenlage 1-

67

2 bzw. >2 m über MW). Um die Vergleichbarkeit der hydrologischen Bedingungen von

Untersuchungsgebieten und Vergleichsgebiet zu beurteilen, erfolgte eine Gegenüberstellung

der Überflutungshäufigkeit entsprechender Höhenlagen. Dazu wurde für Lenzen aus

verschiedenen Angaben (Schwartz, 2001, Gröngröft, 1999) der Mittelwasserstand

(arithmetisches Mittel der Tageswerte von 1964 bis 1997) und die zugehörige Zahl der

Überflutungstage ermittelt. Aus Pegeldaten der Untersuchungsgebiete Sandau und Rogätz

(Pegel Havelberg und Niegripp bzw. Rogätz) wurde MW berechnet und der zugehörige

Abfluss Q ermittelt. Aus einer extrapolierten Aufstellung der hydrologischen Hauptzahlen von

Schwanenberg et al. (2001) konnte dann die zugehörige Zahl der Überflutungstage (+/- 0,5

Tage) in den Untersuchungsgebieten Sandau und Rogätz ermittelt werden. Im

Untersuchungsgebiet Rogätz wurde MW am Pegel Niegripp ermittelt, anschließend erfolgte

eine Übertragung auf Werte des Pegels Rogätz. Eine Gegenüberstellung der ent-

sprechenden Größen ist in Tab. 23 zu finden.

Tab. 23: Vergleich Mittelwasser und zugehörige Überflutungstage(Tage/Jahr) in den Untersuchungsgebieten Lenzen, Sandau und Rogätz. InKlammern ist angegeben, bei welchem Abfluss Standorte im Untersuchungs-gebiet überflutet werden (Daten aus 2D-HN-Simulation, Schwanenberg et al.,2001). Damit kann eine rechnerische Berücksichtigung des Wasserspiegel-gefälles entfallen und eine gebietsumfassende Aussage getroffen werden.

Lenzen Sandau Rogätz

Höhe MW [m NN] (Q in m³/s) 15,6 24,7 (Q=527) 37,3 (Q=502)

Höhe 1 m MW [m NN] (Q in m³/s) 16,6 25,7 (Q=913) 38,3 (Q=764)

Höhe 2 m MW [m NN] (Q in m³/s) 17,6 26,7 (Q=1443) 39,3 (Q=1318)

Überflutungstage MW [d/a] 158 152 158

Überflutungstage 1 m MW [d/a] 71 59 80

Überflutungstage 2 m MW [d/a] 16 19 27

Die Gegenüberstellung von hydrologischen Eigenschaften der Untersuchungsgebiete und

des Vergleichsgebiets Lenzen zeigt bei den betrachteten Wasserspiegellagen eine gute Ver-

gleichbarkeit der Überflutungshäufigkeiten. Daher soll für die Untersuchungsgebiete die von

Schwartz (2001) vorgenommene Einteilung in sehr hohe, mittel hohe und tief gelegene

Standorte übernommen werden. Dort wird für sehr hohe Standorte ein Sedimenteintrag von

0,2 bis 0,5 kg/m²�a, für mittel hohe Standorte 0,5 bis 1,5 kg/m²�a und für tief gelegene

Standorte 2,0 bis 4,0 kg/m²�a angegeben. Basierend darauf erfolgt eine prognostische

Einstufung in Bereiche mit mittlerem, hohem und sehr hohem Sediment-Akkumulations-

potential. Bei der Prognose von Sedimenteinträgen in das Rückdeichungsgebiet wurden in

den Kartendarstellungen (Abb. 34, Abb. 35) zusätzlich die Standorte ausgegrenzt, die nur

68

von Abflüssen >HQ3 überflutet werden und sich dadurch durch ein niedrigeres Sediment-

Akkumulationspotential absetzen (Sedimenteintrag <0,2 g/m²�a).

Abb. 34: Sediment-Akkumulationspotential im UG Sandau.

Bei Deichrückbau können die eingetragenen Sedimentmengen wie auch im jetzigen

Außendeichbereich innerhalb kurzer Zeit in den Boden eingearbeitet werden. Die

Auswertung der in Abb. 34 und Abb. 35 dargestellten Sedimentakkumulationspotentiale

zeigen für die beiden Untersuchungsgebiete sehr verschiedene Resultate. Im Unter-

suchungsgebiet Sandau herrschen binnendeichs flächendeckend hohe Sediment-

Akkumulationspotentiale (Abb. 34), im tieferliegenden Bereich zwischen Elbe und Havel

(Bereich der Tonabgrabungen) treten in größerem Umfang Flächen mit sehr hohem

Sediment-Akkumulationspotential auf. Lediglich die sandigen, höherliegenden Bereiche im

Sandauer Wald oder auf dem Höhenrücken bei Wulkau werden als Bereiche mit geringem

Sediment-Akkumulationspotential eingestuft. Flächen mit mitterem Sediment-Akkumulations-

potential können für die Randbereiche des Sandauer Waldes sowie für einige höhergelegene

Ackerflächen im südlichen Teilbereich angenommen werden.

Demgegenüber ist im Untersuchungsgebiet Rogätz größtenteils mit einem geringen

Sediment-Akkumulationspotential zu rechnen (Abb. 35). Im südlichen Teilbereich treten elb-

fern gelegene Flächen auf, die ein mittleres Sediment-Akkumulationspotential aufweisen, im

nördlichen Teilbereich zeigt sich im Mündungsgebiet der Ohre in die Elbe ebenfalls ein

trichterförmiger Bereich mit mittlerem Akkumulationspotential. Hohes Sediment-Akku-

mulationspotential tritt dort nur punktuell auf.

Eine nennenswerte Erosionsgefahr würde nur bei einer Beibehaltung der Ackernutzung auf

den dann außendeichs gelegenen Standorten bestehen. Eine Überflutung von Ackerflächen

ist daher auch aus Sicht des Gewässerschutzes zu vermeiden (s.a. BMBF, 1995). Für

Grünland- und Waldstandorte ist in Anlehnung an Schwartz (2001) nur mit einem

geringfügigen Bodenabtrag zu rechnen. Rupp et al. (2000) sowie Winde (2000) sprechen

von einer nur lokalen Bedeutung der Prozesse Erosion und Resuspension in der Aue.

Abb. 35: Sediment-Akkumulationspotential im UG Rogätz.

5.6 Stoffhaushalt der BödenDas folgende Kapitel gibt einen Überblick über die stofflichen Eigenschaften der Böden in

den Untersuchungsgebieten. Zunächst werden die Böden im Hinblick auf Mengen und

Gehalte organischer Substanz charakterisiert. Die anschließend dargestellte Bodenreaktion

stellt gemeinsam mit der Austauscherbelegung eine wichtige Steuergröße für Umwandlungs-

69

prozesse in Böden dar. Die durch hydromorphe Prozesse bedingte Verteilung der

pedogenen Oxide in Bodenprofilen kann als Indikator für die dominierenden Redoxprozesse

der Böden interpretiert werden. An Bodenmonolithen erfolgte die Analyse der Auswirkungen

verschiedener Grundwasserstände auf die Redoxbedingungen. Die nachfolgend dar-

gestellten Vorräte pflanzlicher Makronährstoffe im Boden charakterisieren zu einem

entscheidenden Teil die Standortsbedingungen von Böden. Zuletzt erfolgt ein Überblick über

die Schadstoffgehalte in den Böden der Untersuchungsgebiete, die besonders im

Außendeichbereich höhere Werte erreichen. Für die jeweiligen Bodeneigenschaften und

Stoffkomplexe erfolgt eine Darstellung und Bewertung des Ist-Zustandes der Standorte und

Kartiereinheiten und eine prognostische Abschätzung der Entwicklung bei einer möglichen

Deichrückverlegung.

5.6.1 Organische Substanz

Die organische Substanz im Boden übernimmt mit ihrer großen spezifischen Oberfläche eine

wichtige Rolle für die Sorptionskapazität wie auch für den Wasserhaushalt der Böden. Die

Kohlenstoffgehalte und die Qualität des Humuskörpers (als C/N-Verhältnis) lassen Aussagen

über Bedingungen für biochemische und chemische Umsetzungen im Boden zu. Da es sich

bei den Ausgangsmaterialien der Mittelelbe um carbonatfreie Sedimente handelt (s.a.

Gröngröft et al., 1999b), können die Kohlenstoffgehalte in den Böden als organischer Koh-

lenstoff interpretiert werden. Neben den Gehalten an organischer Substanz im Oberboden

erhalten humusreiche Horizonte in tieferen Schichten aufgrund ihrer Sorptionskapazität, ihrer

sedimentologischen Aussagekraft sowie ihrer bodentypologischen Stellung eine besondere

Aufmerksamkeit.

Die Kohlenstoffgehalte der Böden in den Untersuchungsgebieten zeigen eine deutliche

Abhängigkeit von der Nutzung bzw. der Vegetation der Standorte (Abb. 36). Die Gehalte in

Oberböden der Ackerstandorte reichen von 0,7-2,2 % Kohlenstoff und sind damit niedriger

als bei Grünlandstandorten (1,8-8,6 % Corg.) und bei Waldstandorten (2,0-4,5 % Corg.). Sehr

stark humose Horizonte (AG Boden, 1994) finden sich ausschließlich unter Grünland. Die

aufgeführten Gehalte gelten für unterschiedlich mächtige Oberbodenhorizonte. Durch die

regelmäßige Bodenbearbeitung treten auf Ackerstandorten vergleichsweise mächtigere

Oberbodenhorizonte (Pflughorizonte, Ap) mit durchschnittlichen Mächtigkeiten (Median) von

35 cm auf. Die Ah-Horizonte unter Grünland und Wald sind deutlich geringer mächtig

(Median 10 cm bzw. 20 cm). Bei einer Betrachtung der vorhandenen Kohlenstoffmengen im

Oberbodenhorizont weisen Ackerstandorte die geringsten Werte auf (Median 6,6 kg/m²), die

Grünlandstandorte im Außendeichgebiet mit 35,6 kg/m² die höchsten. Da an den unter-

suchten binnendeichs gelegenen Grünlandstandorten jedoch niedrigere Kohlenstoffmengen

70

akkumuliert sind, weisen Waldstandorte mit 21,5 kg/m² höhere Werte auf als die Gesamtheit

der Grünlandstandorte (17,2 kg/m²). Besonders die Waldstandorte im Untersuchungsgebiet

Rogätz zeichnen sich durch tiefreichend humose Oberbodenhorizonte aus, in denen große

Mengen an organischer Substanz gespeichert sind. Höhere Kohlenstoffprozente und –

mengen unter Grünland im Außendeichbereich sind auf Einträge mit humosen Sedimenten

(Krüger et al., 2000b) und auf veränderte Umsetzungsbedingungen durch den dort typischen

Wasserhaushalt zurückzuführen (hohe Grundwasserstände im Winter, Überflutung). Bei den

durchgeführten Untersuchungen ist kein direkter Zusammenhang zwischen Geländehöhe

und Humusgehalt festzustellen.

Abb. 36: Wertebereiche organischer Kohlenstoff in Abhängigkeit vonNutzung und Lage.

In Auensedimenten können auch in Unterbodenhorizonten noch nennenswerte Mengen an

organischem Kohlenstoff gespeichert sein. Vergleicht man darauf hin die untersuchten

Böden über eine Tiefe von einem Meter, so finden sich die größten Kohlenstoffmengen auf

außendeichs gelegenem Grünland (Median Acker 104,5 t Corg./ha�1m Bodentiefe, Wald

147,6 t Corg./ha�1m, Grünland binndendeichs 124 t Corg./ha�1m, Grünland außendeichs

153,5 t Corg./ha�1m).

Das Kohlenstoff-Stickstoff-Verhältnis in Böden dient als einfaches Maß für die Humusqualität

in mineralischen Horizonten. Es kennzeichnet neben den Umsetzungsbedingungen auch die

Umsetzbarkeit der organischen Bodensubstanz. Die meisten Standorte im Untersuchungs-

gebiet weisen eine hohe und sehr hohe Humusqualität auf (AG Boden, 1994). Sogar der

Median aller Oberböden ist mit eimen C/N-Verhältnis von 11 einer hohen Humusqualität

zuzuordnen. Dabei finden sich sowohl nutzungs- als auch lagespezifische Unterschiede. Im

Außendeichbereich wurden etwas ungünstigere C/N Verhältnisse als im Binnendeichgebiet

gefunden (Median 12 bzw. 10), dabei liegt jedoch ebenfalls noch eine hohe Humusqualität

vor. Hierbei ist zu berücksichtigen, dass im Außendeichbereich Grünlandstandorte

überrepräsentiert sind, die sowohl insgesamt als auch besonders im Außendeichbereich

höhere C/N-Verhältnisse als andere Nutzungstypen aufweisen (Median gesamt 12,

binnendeichs 11). Die günstigsten C/N-Verhältnisse im Oberboden weisen Ackerflächen auf

(C/N-Median 9).

Im Außendeichbereich wird im Oberboden die in-situ-Humusbildung durch die Deposition

von humosen Sedimenten überlagert. In tieferen Schichten finden beiderseits des Deiches

humose Auenlehme, die entweder ausschließlich allochtone organische Substanz führen

(aM-Horizonte im engeren Sinn) oder zusätzlich durch autochthone Humusbildung überprägt

und nachträglich durch weitere Sedimentation überdeckt sind (fAh-Horizonte, f: fossil, vergl.

AG Boden, 1994). Eine Unterscheidung der Humuskomponenten ist anhand ihrer

71

Eigenschaften nicht ohne weiteres möglich. Im Gelände wurden an neun Standorten fAh-

Horizonte ausgewiesen. Besonders im binnendeichs gelegenen Bereich zwischen Mühlen-

holz und Sandauer Wald im UG Sandau fanden sich regelmäßig fAh-Horizonte, so dass hier

auf ein flächendeckendes Auftreten zu schließen ist. Eine nähere Betrachtung der Analysen-

ergebnisse dieser Horizonte zeigt, dass sie sich weder durch besonders hohe Humusgehalte

noch durch auffällige Besonderheiten im C/N-Verhältnis auszeichnen. Die fAh-Horizonte

weisen meist hohe Tongehalte bis >60% auf. Vermutlich spielt hier die Zusammensetzung

der Humuskomponente die entscheidende Rolle für die typisch dunkle Färbung der

Horizonte.

Abb. 37: Wertegesamtheit Kohlenstoffgehalte (n=389) in Abhängigkeit vonder Tiefe (aufgetragen ist das Tiefenmittel des Horizontes).

Humose Auenlehme weisen in den Untersuchungsgebieten trotz ihres Auftretens in größerer

Tiefe Kohlenstoffgehalte bis 2,3 % auf (mittel humos, AG Boden, 1994). Treten im Unter-

boden Humusgehalte in der Größenordnung von Oberbodenhorizonten auf (Abb. 37),

rechtfertigt dies eine Kennzeichnung als aM-Horizont (AG Boden, 1994). In den Untersu-

chungsgebieten bilden Standorte, die solche Horizonte besitzen, die Regel. Höhere Gehalte

organischer Substanz im Unterboden (in M oder fAh-Horizonten) können durch ihre

günstigen Sorptionseigenschaften eine wichtige Rolle im Zusammenhang mit Stoff-

verlagerungen spielen. Die Kohlenstoffgehalte der Böden beider Untersuchungsgebiete in

Abhängigkeit von der Tiefe unter GOF sind in Abb. 37 dargestellt. Auch die organische

Substanz in tieferliegenden M-Horizonten weist in der Regel hohe Humusqualitäten auf. Die

Humusqualität in Unterbodenhorizonten mit Humusgehalten >1% ist mit der in Oberböden

vergleichbar. Bei einem mittleren C/N von 10 (Median) treten teilweise sogar niedrigere C/N-

Verhältnisse von 6 auf. Lediglich ein ufernaher Standort im Untersuchungsgebiet Rogätz

weist sehr geringe Humusqualität auf (C/N=30, A3198b), was auf eine Sedimentation von

sehr schwach zersetzter organischer Substanz bei hohen Sedimentationsraten zurück zu

führen sein dürfte.

Im Rückdeichungsgebiet ist bei einer Deichverlegung je nach der Lage der Standorte in

unterschiedlichem Maße mit Sedimentation zu rechnen. Die von der Elbe transportierten

humosen Sedimente besitzen mit Oberböden vergleichbare Eigenschaften sowie

entsprechende Kohlenstoffgehalte (Rupp et al., 2000). Daher kann je nach Sediment-

akkumulation auch mit einer Akkumulation von organischer Substanz gerechnet werden. Die

Horizontmächtigkeit der humosen Oberböden kann auf diese Art stetig zunehmen. Durch

eine Erhöhung des Grünlandanteils sowie durch überflutungsbedingt höhere Wassergehalte

der Standorte kann durch zeitweise ungünstigere Zersetzungsbedingungen eine zusätzliche

Akkumulation organischer Substanz erwartet werden.

72

5.6.2 Hydromorphe Merkmale und Redoxzustände

Hydromorphe Merkmale und Verteilung pedogener OxideDie Verteilung der Elemente Eisen und Mangan im Bodenprofil kann als Indikator für abge-

laufene, vom Wasserhaushalt gesteuerte, dynamische Prozesse dienen. Der Wechsel von

Vernässung und Austrocknung führt in Bodenprofilen zur Ausbildung von Oxidations- und

Reduktionshorizonten. Ihre Lage und Ausprägung ermöglichen eine Abschätzung der

dominierenden Redoxzustände in Abhängigkeit von der Bodentiefe. Aufgrund viel höherer

Gehalte kommt dabei Eisen gegenüber Mangan eine größere Bedeutung in der Ausbildung

von hydromorphen Merkmalen und bei der Färbung von Bodenhorizonten zu. Neben der

Funktion als Indikator für hydrodynamische Prozesse spielen Eisen- und Manganoxide im

Boden mit einer großen spezifischen Oberfläche eine wichtige Rolle als Sorbent für Ionen

aus der Bodenlösung. Rostflecken und Konkretionen stellen außerdem strukturelle Elemente

im Boden dar, die Auswirkungen auf den Wasserhaushalt der Böden oder auf die

Durchwurzelbarkeit für Pflanzen haben.

Substrat- und umlagerungsbedingt manifestieren sich Eisen und Mangan in weiten

auftretenden Wertebereichen: die Gesamtgehalte in den Böden der Untersuchungsgebiete

reichen bei Eisen von 1,3 g Fe2O3/kg bis 79,6 g Fe2O3/kg, bei Mangan von 33 ppm bis

28900 ppm (28,9 g Mn/kg). Die unter terrestrischen Bedingungen zu beobachtende enge

Bindung von Eisen-Gesamtgehalten an die Korngrößenverteilung (Tonfraktion) ist in Auen

aufgrund der ablaufenden hydromorphen Prozesse mit der Translokation von Eisenionen nur

schwach zu erkennen (Abb. 38). Die Mangan-Gesamtgehalte zeigen sich auch in

terrestrischen Böden nahezu unabhängig vom Tongehalt.

Abb. 38: Beziehung zwischen Tongehalt und Eisen-Gesamtgehalt mitRegressionsgerade. Ebenfalls dargestellt ist die Trendlinie der linearenBeziehung zwischen Tongehalt und silicatisch gebundenem Eisen (Feges-Fed).

Die dithionitlöslichen Fraktionen von Eisen (Fed) und Mangan (Mnd) stellen den nicht

silicatisch gebundenen, verlagerbaren Anteil im Boden dar. Bei Mangan stehen meist

größere verlagerbare Anteile am Gesamtgehalt zur Verfügung, während bei den analysierten

Proben im Mittel 64% des Mangans in dithionitlöslicher Form vorliegen (5,4 bis 100%), sind

es bei Eisen lediglich 26% (1,2 bis 70%). Höhere Gehalte an Fed und Mnd treten tendenziell

in Oberböden auf (im Mittel 69% Mn bzw. 28% Fe; Abb. 39 und Abb. 40, jeweils links).

73

Die dithionitlöslichen Gehalte der beiden Elemente zeigen besonders unter nicht-

hydromorphen Bedingungen eine lineare Beziehung zum Tongehalt. Hierbei spielt die

intensivere Eisenfreisetzung durch Verwitterung aus der Tonfraktion die größte Rolle.

Abweichungen von dieser Beziehung lassen auf eine hydromorphe Zu- oder Abfuhr

schließen. Mit einem Bezug auf den jeweiligen Tongehalt der Proben soll der Frage nach

möglichen Anreicherungen von Eisen und Mangan durch hydromorphe Umlagerungen

nachgegangen werden (Abb. 39, Abb. 40, jeweils rechts).

Abb. 39: Tiefenverteilung von dithionitlöslichen Mangangehalten (links) undauf Ton bezogene Mnd-Gehalte (rechts). Vier Spitzenwerte sind jeweils nichtdargestellt.

Abb. 40: Tiefenverteilung von dithionitlöslichen Eisengehalten (links) undauf Ton bezogene Fed-Gehalte (rechts).

Hohe Fed und Mnd-Gehalte je g Ton zeigen sich meist in größerer Tiefe. Die entsprechenden

Horizonte lassen im Profil in der Regel Rostflecken und/oder Konkretionen erkennen (Go-

Horizonte). Sie kennzeichnen den Grundwasserschwankungsbereich der Standorte. In den

Untersuchungsgebieten sind Eisen- und Mangananreicherungshorizonte häufig verzahnt.

Nur selten lässt sich die für grundwasserbeeinflusste Böden typische Auftrennung in

Mangan-Anreicherungshorizont über Eisen-Anreicherungshorizont erkennen (Fittschen und

Gröngröft, 2000). Dies verdeutlicht das in der Aue komplexe Zusammenspiel der Einflüsse

von Überflutungs- und Grundwasser auf die Böden.

Die Tiefenbereiche der Go-Horizonte befinden sich typischerweise zwischen 50 und

250/300 cm. Auenböden im engeren Sinne weisen Rostflecken und/oder Konkretionen

unterhalb 80 cm auf (AG Boden, 1994). Ausfällungen finden sich häufig in Bereichen von

Schichtgrenzen mit deutlichen Korngrößensprüngen, selten treten dabei Mangangehalte

(Mnd) auf, welche die Fed-Gehalte übertreffen (in zwei Fällen: um 64%, A3199/5 und um

33%, A3118/5a, s. Abb. 41). Ausfällungshorizonte mit starken Eisen- oder Mangan-

anreicherungen bilden teilweise massive, wolkenförmige oder bankartige Konkretionen. Ent-

sprechende Erscheinungen wurden jedoch in beiden Untersuchungsgebieten ausschließlich

im Binnendeichbereich gefunden. Sie sind durch die schnellere Austrocknung der Böden bei

Hochwasserrückgang aufgrund der fehlenden Nachfuhr von Überflutungswasser bedingt.

Eisenausfällungen im Außendeichbereich zeigen sich oft als schmale Bänder an Schicht-

grenzen.

Tieferliegende Horizonte mit niedrigen dithionitlöslichen Gehalten je g Ton charakterisieren

solche Bereiche, die lange Zeit unter Grundwassereinfluss stehen und entsprechend häufig

reduzierende Bedingungen aufweisen (Gr-Horizonte). Die Eisengehalte sind meist absolut

höher als die Mangangehalte. Aufgrund des im Sommer sehr tief absinkenden Grundwasser-

74

spiegels treten in den Untersuchungsgebieten Gr-Horizonte meist erst in Tiefen unterhalb

250 bis 300 cm auf.

Besonders im Außendeichbereich treten häufig Sande auf, die sich in Tiefen oberhalb

250 cm u. GOF durch niedrige Gehalte von pedogenen Oxiden auszeichnen. Die im Gelände

als C oder Gw gekennzeichneten Horizonte stellen Bereiche dar, die bei ansteigenden

Wasserständen als Grundwasserleiter fungieren. Durch die dann herrschenden redu-

zierenden Bedingungen sowie eine laterale Wasserbewegung erfolgte hier vermutlich mit

dem Wasserstrom eine Umlagerung von Eisen- und Manganionen.

Im Oberboden ist ein höherer Eisen-Aktivitätsgrad zu beobachten. Die organische Substanz

verhindert durch Komplexbildung die Auskristallisation zu stabilen Eisenoxiden. Das

Verhältnis Feo/Fed beträgt in Oberbodenhorizonten im Mittel 0,68 und ist damit knapp 20%

höher als der Mittelwert in tieferliegenden Horizonten. Die stabilere Struktur der pedogenen

Oxide im Unterboden bewirkt, dass dithionitlösliche Eisen- und Manganverbindungen unter

reduzierenden Bedingungen nur teilweise gelöst werden können.

Abb. 41: Verhältnis von Mnd:Fed in Abhängigkeit von der Tiefe.

Bei der Interpretation der Verteilung der pedogenen Oxide in Bodenprofilen muss daher

damit gerechnet werden, dass hydromorphe Merkmale z.T. auf reliktischen Prozessen

beruhen. Genauere Aussagen zu aktuell ablaufenden Prozessen erlauben nur Messungen

des Redoxpotentials im ungestörten Boden.

Messung von Redoxzuständen an BodenmonolithenReduktions- und Oxidationsprozesse gehören zu den wichtigen Mechanismen von Stoff-

mobilisierung und –immobilisierung im Boden. Die Redoxbedingungen weisen in hydro-

morphen Böden mit Grundwasserschwankungen und Überflutung eine besonders große

Dynamik auf, die eine wichtige Rolle bei der Verfügbarkeit und Mobilität von Nähr- und

Schadstoffen spielt. Im Boden ablaufende Redoxprozesse werden überwiegend durch die

Stoffwechselaktivität von Mikroorganismen gesteuert, welche wiederum abhängig ist von

Sauerstoffangebot, Temperatur sowie Substratangebot (Fiedler, 1997). Das Redoxpotential

im Boden unterliegt tageszeitlichen und jahreszeitlichen Schwankungen und kann sehr klein-

räumige Differenzierungen aufweisen. Eine Messung des Redoxpotentials erfolgt als Gleich-

spannungsdifferenz zwischen einer Mess- und einer Bezugselektrode.

Im Ökosystem der Aue ist das Frühjahr der Zeitraum der intensivsten Stoffdynamik. Hier

kommt es bei einem Zusammentreffen von hohen Wasserständen und ansteigender Tempe-

ratur zu einer Überlagerung der Haupteinflussgrößen auf die Redoxbedingungen. Durch in-

75

situ-Messungen an Bodenmonolithen im Labor können relativ konstante Temperaturen ein-

gestellt werden, die eine Übertragung der Ergebnisse auf die Verhältnisse im Frühjahr

ermöglichen. An den Bodenmonolithen wurden gezielt Wasserstände eingestellt, die den

Geländeverhältnissen im Frühjahr entsprechen. Die Messungen konzentrieren sich auf hohe

Wasserstände und wechselnde Bedingungen in deren Umfeld, da hier ökologisch relevante

Stoffwechselprozesse zu erwarten sind. Es wurden sechs Standorte mit Bodenmonolithen

beprobt. Die mit Messgeräten bestückten Horizonte sind in Tab. 24 aufgeführt.

Tab. 24: Mit Bodenmonolithen beprobte Profile und Horizonte.Profil-Nr. Bodentyp Nutzung Lage Beprobte Horizonte Horizont-

symbolHor. 1: 0- 35 cm aApA3105 Vega-Gley Ackerbau binnendeichsHor. 2: 35-75 cm aM-GoHor. 1: 0-35 cm aApA3106 Vega-Gley Ackerbau binnendeichsHor. 2: 35-50 cm aGo-MHor. 1: 0-35 cm aApA3107 Vega-Gley Ackerbau binnendeichsHor. 2: 35-65 cm aGo-MHor. 1: 0-35 cm aApHor. 2: 35-65 cm aGo-MHor. 3: 65-80 cm II aGo

A3108 Auengley Ackerbau binnendeichs

Hor. 4: 80-95 cm III aGo-fAh1Hor. 2: 10-25 cm aAh2Hor. 3: 25-55 cm aM-Go

A3113 Vega-Gley Grünland außendeichs

Hor. 4: 55-80 cm II aGoHor. 1: 0-30 cm jaGo-AhHor. 2: 30-65 cm II aM-Go

A3118 Vega-Gley Grünland binnendeichs

Hor. 3: 65-85 cm III aGo1Die Bodenmonolithe wurden mit einer Ausnahme im Binnendeichgebiet entnommen. Die

entsprechenden Standorte sind im jetzigen Zustand nicht von Überflutungen betroffen, treten

jedoch bei einer möglichen Deichrückverlegung ins Außendeichgebiet. Für diese Standorte

können daher im Versuch künftige Überflutungen und sehr hohe Grundwasserstände

exemplarisch simuliert und deren Auswirkungen untersucht werden. Neben einer Simulation

von Grundwasserständen erfolgte auch eine gezielte Wasserzufuhr von oben. In den Boden-

monolithen wurden so anhand des Redoxpotentials Versickerungsfronten sichtbar gemacht.

Ein Anstieg des Grundwassers sowie kapillarer Aufstieg sind im Versuch durch Änderung

der Redoxbedingungen ebenfalls gut nachzuvollziehen. An den Bodenmonolithen wurden

Wasserstände von 0 cm u. GOF bis ca. 60-80 cm u. GOF eingestellt. An den Messonden der

verschiedenen Tiefen wurden Redoxpotentiale im Bereich von 600 mV bis ca. –300 mV ge-

messen. Redoxpotentiale im Bereich <100 mV treten an den Standorten je nach Höhenlage

und Substratbedingungen in unterschiedlichem Maße auf. Es konnte jedoch die unter-

schiedliche Sensitivität der Standorte auf Änderungen der Temperatur- oder Wasserhaus-

haltsbedingungen bei Auftreten derart niedriger Redoxbedingungen gezeigt werden.

76

Unter Wassersättigung lässt sich bei Fehlen größerer Temperatursprünge eine stetige

Sauerstoffzehrung und damit eine Absenkung des Redoxpotentials beobachten. Eine

Absenkung des Wasserspiegels bewirkt in trockengefallenen Zonen eine intensive

Aktivierung der Redoxdynamik. Die Mächtigkeit der wassergesättgten Zone über einer Mess-

Sonde hat Auswirkung auf die Sauerstoffzufuhr durch Diffusion. Sonden, die wenige

Zentimeter unterhalb des Wasserspiegels liegen, zeigen dennoch Zunahmen des Redox-

potentials (besonders bei konstant niedrigen Temperaturen). Im Gegensatz dazu bewirken

günstige Bedingungen für kapillaren Aufstieg teilweise oberhalb des Wasserspiegels noch

stark reduzierende Bedingungen.

Bei nahezu allen untersuchten Standorten lässt sich im vorliegenden Falle der insgesamt

hohen Wasserstände festhalten, dass die Temperatur entscheidende Ausschläge zur Akti-

vierung der mikrobiellen Aktivität gibt, welche wiederum über das Redoxpotential Stoff-

umsetzungsreaktionen beeinflusst. Eine Temperaturerhöhung von 3 °C bewirkt an einem

Standort bei gleichbleibender Wasserspannung durch mikrobielle Sauerstoffzehrung eine

Redoxpotentialabnahme von teilweise mehr als 200 mV. Temperaturhöchstwerte von 25 °C

im Boden bewirken bei hohem Wassersättigungsgrad Absenkungen des Redoxpotentials in

stark reduzierende Bereiche. Dieser Temperatureffekt lässt sich ebenfalls sehr deutlich zu

einem anderen Zeitpunkt beobachten, an dem eine rasche Temperaturerhöhung nach sehr

tiefen Temperaturen erfolgt. An einem Standort kommt durch eine Temperaturerhöhung von

9 auf 17 °C eine Redoxdynamik mit Schwankungen von bis zu 400 mV in Gang. Gleichzeitig

erhöht sich die kleinräumige Variabilität der Redoxbedingungen. Nach dem Temperatur-

anstieg zeigen die vorher gleichlaufenden Mess-Sonden innerhalb eines Horizontes

Differenzen des Redoxpotentials von bis zu 200 mV. Von anderen Autoren werden bei

vergleichbaren Bedingungen teilweise noch höhere Differenzen berichtet (Schwartz, 2001,

Fiedler, 1997). Dagegen bleiben bei relativ konstanten Temperaturen die Wasser-

gehaltsschwankungen, die sich im Bereich hoher Wassersättigung bewegen, teilweise ohne

Auswirkungen auf die Werte des Redoxpotentials, bzw. die Reaktionen treten erst zeitlich

verzögert ein. Bei einer Absenkung der Temperatur erfolgt dann trotz hoher Wassersättigung

durch Sauerstoffdiffusion wieder eine Erhöhung des Redoxpotentials. Erst Wasser-

spannungen im negativen Bereich überwiegen die Bedeutung der Temperatur, so dass keine

Wirkung von mäßig hohen Temperaturerhöhungen zu beobachten ist. Dagegen werden an

anderer Stelle Temperatureffekte erst bei solchen niedrigen Wasserspannungen sichtbar.

Bei hohen Wassergehalten kann also von einer allmählichen Sauerstoffzehrung mit all-

mählicher Redoxpotentialerniedrigung gesprochen werden, die durch die Erhöhung der Bo-

dentemperatur verstärkt und beschleunigt wird. Ähnlich starke Temperatureinflüsse auf das

Redoxpotential wurden z.B. auch von Schwartz (2001) beobachtet.

77

An sehr bindigen Standorten läuft die Sauerstoffzehrung trotz hoher Wassergehalte lang-

samer oder abgeschwächt ab. Ebenso setzt die Erhöhung des Redoxpotentials als ge-

genläufiger Effekt teilweise verlangsamt ein. Andererseits besteht besonders nach längerem

Messbetrieb auch die Gefahr der Sondenträgheit durch Oxidationsprozesse an der

Oberfläche („Vergiftung“, Fiedler, 1997, Schmidt, 1998). In sandigen Böden und Horizonten

sind teilweise niedrigere Wasserspannungen als in tonigen Böden nötig, um eine ähnlich

starke Reduktion zu bewirken. Dagegen wurden in Sanden auch träge Reaktionen auf

Wassergehaltsschwankungen beobachtet, die vermutlich mit günstigen Bedingungen für

Sauerstoffnachlieferung zusammenhängen. Große Auswirkungen auf die Potentialdynamik

haben die Gehalte an organischer Substanz (s.a. Schwartz, 2001). Bei vergleichbaren

Temperaturbedingungen und Wassergehalten treten in humusreicheren Horizonten meist

größere Schwankungen des Redoxpotentials auf.

Bei Deichrückbau wird in den Böden ein weiteres Spektrum von Redoxbereichen durch-

laufen. Hohe Wasserstände und Überflutungen bewirken an den untersuchten Standorten

eine Verringerung der Redoxpotentiale bis in Bereiche, in denen Methanbildung stattfinden

kann. Im Feld sind solche Verhältnisse nur in humosen Auenlehmen tieferliegender Stand-

orte zu erwarten (s.a. Schwartz, 2001). Die Reduktion und Verlagerung von Eisen und

Mangan tritt je nach deren Höhenlage an nahezu allen Standorten ein, eine wichtige Rolle für

deren Intensität spielt neben den Wassergehalten auch die Beschaffenheit (Körnung,

Humusgehalt) des Substrates. Während des gesamten Jahres ist mit Redoxzustände zu

rechnen, die eine Denitrifikation ermöglichen. Entsprechende Bedingungen treten aufgrund

der höheren Wasserzufuhr im Deichvorland häufiger auf (s.a. Schwartz, 2001).

5.6.3 Austauschkapazität und Bodenreaktion

Die Bodenreaktion beeinflusst die chemischen, physikalischen und biologischen Boden-

eigenschaften und das Pflanzenwachstum direkt oder indirekt (Schachtschabel et al., 1998)>

Der pH-Wert ist eine zentrale Steuergröße der Stoffdynamik in Böden, er ermöglicht Rück-

schlüsse auf ablaufende Umwandlungsprozesse (Franke und Neumeister, 2000) und

beeinflusst neben der Pflanzenverfügbarkeit von Nährstoffen u.a. auch die Mobilität von

Schadstoffen. Die Höhe der im Boden auftretenden Werte ist abhängig vom Ionenbelag der

Austauscher. In der Regel weist die Bodenreaktion Beziehungen zur Textur der Böden, zu

Gehalten organischer Substanz sowie zur Nutzung bzw. Vegetation auf. Bei Krüger et al.

(2000a) wird in Elbauenböden das Fehlen einer Beziehung zur Textur, hingegen eine Tiefen-

abhängigkeit als Ausdruck des Wasserstandes und der Zufuhr basischer Kationen

festgestellt. Die Elbauen stellen im Vergleich zu anderen Auen insofern eine Besonderheit

78

dar, als hier das Ausgangssubstrat der Bodenbildung grundsätzlich carbonatfrei ist (Grön-

gröft et al., 1999b).

In den Untersuchungsgebieten Sandau und Rogätz wurden die pH-Werte von insgesamt 449

Horizonten analysiert. Die ermittelten Werte bewegen sich im Bereich zwischen pH 3,0 und

pH 7,4 (Abb. 42, Abb. 44) und decken damit eine Spannbreite von sehr stark sauer bis sehr

schwach alkalisch ab (AG Boden, 1994).

Abb. 42: Verteilung der Gesamtheit der pH-Werte in den Untersuchungs-gebieten. Werte sortiert und in 20%-Perzentil-Klassen eingeteilt.

Von den ermittelten Werten liegen 80% zwischen pH 5,0 und 6,1 (mittel sauer nach AG Bo-

den, 1994), 90 % finden sich im Bereich zwischen 4,4 und 6,4 (stark sauer bis schwach

sauer nach AG Boden, 1994, s.Abb. 42). Lediglich ein direkt am Elbufer gelegener Standort

im Untersuchungsgebiet Rogätz (mit einem Profil und einem Begleitprofil) weist pH-Werte >7

auf. Diese nur punktuell beobachteten hohen pH-Werte lassen auf anthropogene Einflüsse

schließen (z.B. Einbringung von Bauschutt im Uferböschungsbereich).

Die größte Streubreite von Werten tritt in Oberflächennähe auf (Abb. 43), sie entspricht un-

gefähr der Spannbreite der Wertegesamtheit. Im Oberboden zeigen sich Einflüsse von Ver-

sauerung oder Düngung/Überflutung auf die Bodenreaktion. Mit größerer Tiefe verlieren

diese Einflüsse an Bedeutung, die Streubreite der Werte wird geringer.

Abb. 43: Streubreite auftretender pH-Werte in Abhängigkeit von der Tiefe(Horizontoberkante).Dargestellt ist eine Gesamtheit von 449 Proben aus den Untersuchungsgebieten Sandauund Rogätz.

Zwischen den Untersuchungsgebieten unterscheiden sich die auftretenden Werte dadurch,

dass die unteren Extremwerte in Sandau und die oberen in Rogätz auftreten. Die höchste

Bodenacidität tritt in Sandau im Oberboden eines Waldstandortes (Mühlenholz) und im redu-

zierenden Unterboden eines Senkenstandortes auf (s. Abb. 43, Ausreißer bei pH3 und 200

cm Tiefe). Der Medianwert liegt in Sandau mit pH 5,7 etwa gleich hoch wie im UG Rogätz

(pH 5,5). Außen- und Binnendeichstandorte weisen gleiche pH-Mediane auf, auch die

Höchstwerte unterscheiden sich nicht in Abhängigkeit von der Lage zum Deich. Dem-

gegenüber treten Werte < pH 4 nur im Binnendeichgebiet auf.

An Waldstandorten treten insgesamt deutlich niedrigere Werte auf (jedoch bei geringerer

Probenzahl, vgl. auch Abb. 44), zwiwchen Acker- und Grünlandstandorten lassen sich bei

Betrachtung der Wertegesamtheit keine nennenswerten Unterschiede feststellen.

Abb. 44: Auftretende pH-Werte in Abhängigkeit von Lage und Nutzung.

Eine positive Korrelation zwischen Geländehöhe und pH-Werten wurde von Höhn et al.

(2000) an der Oder, Köhnlein (1999) an der Mittelelbe sowie von Erber (1998) in der Weser-

79

marsch beobachtet. Durch die hier vorliegenden Untersuchungen kann dies nicht bestätigt

werden, im Gegenteil treten tendenziell die niedrigsten pH-Werte eher an höhergelegenen

Standorten auf. In anderen Elbeabschnitten wurden bei kleinräumigen Untersuchungen von

Auenböden sowohl proportionale als auch antiproportionale Zusammenhänge zwischen

Geländehöhe und pH-Wert festgestellt (Franke und Rinklebe, 2001). Die größte Messwert-

variabilität zeichnete sich dort in Senken ab (Franke und Neumeister, 2000).

Obwohl zu erwarten, lässt sich weder im Oberboden noch bei der Probengesamtheit eine

deutliche Beziehung der Bodenacidität zum Humusgehalt oder zur Textur des Bodens

feststellen. Lediglich bei einer nutzungs- und lagedifferenzierten Betrachtung der Ober-

boden-pH-Werte deuten sich Beziehungen zu den Humus- und Tongehalten an. Diese

zeigen sich auf Ackerflächen und außendeichs gelegenen Grünlandflächen proportional und

auf binnendeichs gelegenen Grünlandstandorten antiproportional. Die Beziehung hängt

vermutlich mit der Substratbeschaffenheit und der Lage der untersuchten Standorte

zusammen: die binnendeichs gelegenen Grünlandstandorte zeichnen sich meist durch

niedrige Geländehöhen in größerer Entfernung zur Elbe aus. Hier nimmt mit höherem Ton-

gehalt die Vernässung zu, und es wird mehr organische Substanz akkumuliert. Die außen-

deichs gelegenen Grünlandstandorte sind meist höhergelegene Standorte. Höhere

Tongehalte und höhere Humusgehalte verbessern die Sorptionseigenschaften, eingetragene

Nährstoffe können besser zurückgehalten werden und bedingen einen höheren pH-Wert. Ein

ähnliches Bild zeigt sich auf den Ackerstandorten, auf Waldstandorten sind derartige Trends

aufgrund der geringen Probenzahl nicht abzusichern. Die Waldstandorte weisen im

Oberboden sehr niedrige und niedrige pH-Werte auf, nur bei einem Profil findet sich im Ober-

boden ein hoher pH-Wert (Einstufung nach LUFA Sachsen-Anhalt, 1996, unter Berück-

sichtigung von Bodenart und Humusgehalt, s. Abb. 45). Bei Grünlandstandorten tritt eine

Spannbreite von sehr niedrigen bis extrem hohen pH-Werten auf, bei Ackerstandorten fehlen

dagegen die Extremwerte.

Abb. 45: Einstufung der Oberboden-pH-Werte in den Untersuchungs-gebieten Sandau und Rogätz.Werte sind sortiert nach Nutzungstyp. pH-Stufen A-F (sehr niedrig bis extrem hoch)berücksichtigen Bodenart und Humusgehalt für Acker- und Grünland (nach LUFASachsen-Anhalt).

Versauerungstendenzen im Oberboden lassen sich besonders bei den Waldstandorten so-

wie bei hochgelegenen, sandigen Grünlandprofilen finden. Auf Ackerflächen finden sich in

Oberböden sowohl leichte Versauerungstendenzen, wie auch vermutlich durch Düngung be-

wirkte pH-Erhöhungen gegenüber liegenden Horizonten mit höherer Bodenacidität. Böden im

Deichvorland zeigen häufig einen im gesamten Profil gleichmäßigen Tiefenverlauf des pH-

80

Wertes, was auf eine regelmäßige Basenzufuhr durch Elbüberflutungen hindeutet. So ist

auch für die Rückdeichungsflächen bei Überflutung mit einer pH-Wert-Erhöhung zu rechnen.

Austauschkapazität und AustauscherbelegungDie Sorptionskapazität kennzeichnet dme Fähigkeit der Böden, Ionen austauschbar zu

binden. Die tatsächliche Belegung der Austauscherplätze stellt ein wichtiges Standorts-

charakteristikum dar. Für das Pflanzenwachstum bilden hohe Anteile an kationischen Makro-

nährelementen günstige Standortsbedingungen, während eine zunehmende Versauerung in

höheren Anteilen von H+, Al3+ oder Fe2+-Ionen und einer geringeren Verfügbarkeit von Nähr-

ionen im Wurzelraum resultiert. Im Überflutungswasser gelöste Ionen sorgen in Auen für

eine kontinuierliche Nährstoffzufuhr. Gleichzeitig spielt die Sorptionskapazität für die

Pufferung von Schadstoffeinträgen eine bedeutende Rolle.

Durch die große spezifische Oberfläche von Tonmineralen und organischer Substanz

besit~en ton- und humusreiche Böden die größte Kationenaustauschkapazität. An den

Austauschern dominieren die Elemente Ca, Mg, K und Na, nur an wenigen Standorten mit

niedrigen pH-Werten sind nennenswerte Anteile von H+, Al3+ oder Fe2+ vorhanden. Nutzungs-

einflüsse oder die Überflutung mit Elbwasser können die Elementverhältnisse der Makro-

nährelemente am Kationenbelag verändern. In Oberböden der Untersuchungsgebiete

dominiert an den Austauschern Ca2+ (im Mittel 84%), vor Mg2+(13%), K+(2%) und Na+ (<2%).

Die Summe der vier Makronährelemente im Oberboden beträgt im Mittel ca. 196 mmolc/kg

Boden.

Das Ca/Mg-Verhältnis in den untersuchten Oberböden zeigt enge Beziehungen zur Nutzung.

Während sich an Ackerstandorten ein weites Ca/Mg-Verhältnis von 10,4 findet, ist es an

Standorten der anderen Nutzungstypen deutlich enger (Grünland 7,4, Wald 5,8). Damit

einhergehend verändern sich die Anteile der Elemente an der Summe der basisch wirkenden

Kationen: der Ca-Anteil ist auf Ackerstandorten am höchsten und an Waldstandorten am

geringsten (durchschnittlich 87,6 % gegenüber 81,7 %). Ein Vergleich von binnendeichs und

außendeichs gelegenen Grünlandstandorten zeigt im Binnendeichgebiet eine geringe

Bevorzugung von Ca gegenüber Mg an den Austauschern. Die Nutzungsunterschiede in der

Austauscherbelegung überwiegen die durch die Lage zum Deich bedingten Unterschiede.

Nennenswerte Anteile von Al3+ am Kationenbelag wurden nur an Waldstandorten gefunden,

die naturgemäß stärker von Versauerung betroffen sind. Diese Tendenz zur Versauerung ist

an allen Waldprofilen zu erkennen, es wurden bis zu 70 mmolc/kg austauschbares Al3+ ge-

funden, was dort ca. 50 % der Menge der basisch wirkenden Kationen darstellt (Boden-profil

A3185). Dadurch wird hier die Basensättigung am Austauscher auf 66% reduziert. Über 90%

der Al3+-Gehalte größer null liegen unter 20 mmolc/kg. Al3+-Gehalte auf Acker- oder Grün-

landstandorten liegen in der Regel <2 mmolc/kg Boden. In viel geringerem Umfang wurde

81

austauschbares H+ auch in Oberböden von stärker sauren Grünlandstandorten gefunden,

dagegen praktisch nie auf Ackerstandorten. Trotz der möglichen Überflutung mit Elbwasser

weist z.B. das Grünland-Bodenprofil A3134 im UG Sandau im Oberboden 11 mmolc/kg

austauschbares H+ auf. Wenn austauschbares H+ nachgewiesen wurde, dann in der Regel in

Größenordnungen <2 mmolc/kg.

Charakteristisch zeigt sich das Verhältnis von Gesamt Ca : Gesamt Mg in den organischen

Auflagen der Waldstandorte. Hier finden sich gegenüber Mg in der Regel nahezu doppelt so

hohe Ca-Gehalte, während in mineralischen Oberböden häufig Mg dominiert und doppelt so

hohe Gehalte aufweist. Auch an außendeichs gelegenen Standorten mit Deposition von grö-

ßeren Mengen organischer Substanz (besonders Bodenprofile A3198, A3119) finden sich im

Oberboden hohe Ca/Mg-Verhältnisse, die denen der organischen Auflagen in Wäldern na-

hekommen.

5.6.4 Nährstoffe

Mit dem Ziel einer umfassenden standörtlichen Charakterisierung der Untersuchungsgebiete

wurden im Rahmen der vorliegenden Untersuchungen verschiedene ökologisch bedeutsame

Pflanzennährstoffe analytisch erfasst. Nachfolgend werden die Untersuchungsergebnisse

der Makronährstoffe Stickstoff (Nmin), Phosphor und Kalium dargestellt und diskutiert.

Mineralischer Stickstoff (Nmin-Stickstoff) im BodenDie Analyse von löslichem Nitrat vor und nach dem für Translokation relevanten

Winterhalbjahr ermöglichte eine Bilanzbetrachtung, um Größenordnungen von Eingangs-

und Ausgangsströmen des Stickstoffkreislaufes in der Aue zu identifizieren.

Hierzu wurde im Untersuchungsgebiet Sandau ein Ackerschlag im Winter 1999/2000 sowohl

vor der Hochwassersaison im Herbst als auch danach im Frühjahr, beprobt und an 44

Probenahmepunkten in zwei Tiefen auf mineralischen Stickstoff (Nmin) untersucht. Da die

Ammoniumgehalte weniger stark von dynamischen Prozessen im Boden geprägt sind und

wesentlich niedrigere und einheitlichere Gehalte als bei Nitrat auftreten, liegt das Haupt-

augenmerk auf den Gehalten an Nitratstickstoff. Die Stickstoffvorräte auf den hier unter-

suchten, landwirtschaftlich genutzten Böden werden von Düngerzufuhr gespeist, eine

Überflutungszufuhr ist aufgrund der Lage zum Deich nicht gegeben. In geringerem Umfang

ist mit einer Zufuhr durch atmosphärische Deposition (in Deutschland ca. 20-50 kg N/ha*a,

Schachtschabel et al., 1998) und mit Grundwasserzufuhr zu rechnen (z.B. Lenzen im

Sommer 1998 Werte <1 mg/l NO3–N, Schwartz, 2001).

Anbaufrucht auf den Untersuchungsflächen war sowohl vor als auch nach der Beprobung

Wintergerste. Hier vorherrschende Böden sind Vega-Gleye aus Lehmsand über Sand, aus

Lehm über tiefem Sand sowie aus Ton über Sand. Sie weisen im Oberboden bei pH-Werten

um pH 6 Kohlenstoffgehalte von ca. 1,4 % auf. Das C/N-Verhältnis bewegt sich im Bereich

82

zwischen 8 und 10. Nahezu flächendeckend findet sich in Tiefen von 8-9 dm ein fossiler

Oberbodenhorizont (fAh).

Die Lage der Probenahmepunkte ist Abb. 46 zu entnehmen. Aufgrund der kleinräumigen

Heterogenität sowohl von Stickstoffgehalten als auch von dynamischen Prozessen ist eine

punktgenaue Beprobung von großer Bedeutung für die Interpretation der Ergebnisse. Daher

wurden im Herbst zur Markierung der Probenahmepunkte Magnete im Boden versenkt, die

im Frühjahr zur Wiederfindung genutzt werden konnten. Zur Darstellung der Nitratgehalte

wurden die Werte des Probenahmerasters mittels Gridding in eine reguläre Matrix über-

tragen. Die Berechnung von Matrixwerten, die dann für die Darstellung als Gitternetzmodell

(s. Abb. 47) verwendet wird, erfolgt nach der Korrelationsmethode (Davis, 1986).

Abb. 46: Lage des N-min Probenahmerasters im UntersuchungsgebietSandau (Sandau-Nord).Bereich Möwenwerder/Mühlenholz zwischen Sandau und Havelberg. 44 Probenahme-punkte befinden sich jeweils in einem Abstand von ca. 100 m.

Abb. 47: Interpolationsergebnis der Nitratgehalte zu zwei Probenahme-zeitpunkten (Erläuterungen im Text).

Die Nitratgehalte im Herbst zeigen im Oberboden der Untersuchungsflächen viel größere

Inhomogenitäten als im Unterboden (Abb. 47). Höchstmengen liegen im Tiefenbereich 0-

30 cm bei 120 kg N/ha, der Median der Probenahmepunkte beträgt ca. 35 kg N/ha. Im

Unterboden (30-60 cm) schwanken die Gehalte im Herbst weniger stark und sind insgesamt

deutlich niedriger. Der Höchstwert beträgt hier ca. 47 kg N/ha, der Median der Probenahme-

punkte liegt ca. 19 kg N/ha (40%) niedriger als im Oberboden. Am Probenahmepunkt mit den

höchsten Nitratgehalten wurde in der gesamten Untersuchungstiefe (0-60 cm) ein Wert von

146 kg N/ha ermittelt. Er liegt damit oberhalb der für die Aufwuchsphase im Frühjahr

anzustrebenden Stickstoffmenge für Wintergetreide (ca. 100-120 kg N/ha, LUFA Sachsen-

Anhalt, o.J.).

Im Frühjahr sind sowohl im Oberboden als auch im Unterboden niedrigere Nitratgehalte als

vor dem Winterhalbjahr festzustellen. Im Oberboden liegt der Medianwert ca. 87 % niedriger

(bei 4,6 kg N/ha) als im Herbst und ist damit nur noch knapp höher als der Medianwert der

Unterbodenproben (3,7 kg N/ha). Letzerer hat gegenüber dem Herbst auf knapp ein Viertel

abgenommen. Im Unterboden treten im Frühjahr höhere Maximalwerte (50,7 kg N/ha) auf

als im Oberboden (34,8 kg N/ha), gleichzeitig liegt dieser über dem Unterboden-Maximalwert

im Herbst.

Auf den untersuchten Ackerflächen wurden über das Winterhalbjahr Stickstoffverluste aus

den Wurzelraum (0-60 cm) nachgewiesen. Wird bei der Bilanzierung der Flächenverluste

das arithmetische Mittel der Probenahmepunkte benutzt, dann kann hier mit einem Verlust

83

von ca. 41 kg N/ha gerechnet werden, der zu beinahe 80 % aus dem Oberboden stammt.

Die punktbezogenen Verluste im Oberboden liegen mit durchschnittlich (Median) 25 kg N/ha

mehr als doppelt so hoch wie im Unterboden (11,4 kg N/ha). Während im Oberboden an

allen Probenahmepunkten Gehaltsabnahmen auftreten, finden sich im Unterboden an einem

Viertel der Probenahmepunkte Zunahmen, die bis zu ca. 44 kg N/ha erreichen. Dabei finden

sich solche Zunahmen im Unterboden an Standorten, die bei der Probenahme im Herbst in

0-30 cm sehr hohe Gehalte aufwiesen. Diese Ergebnisse können als Auswaschung mit der

Grundwasserneubildung gedeutet werden, da hier die Frühjahrsgehalte im Unterboden

teilweise höher liegen als die jeweiligen Gehalte im Herbst. In Flussauen ist eine Sicker-

wasserbildung und damit eine Auswaschung von Nitratstickstoff ins Grundwasser erst nach

Rückgang der Hochwässer zu beobachten (vgl. Quast et al., 2000). Jährliche Aus-

waschungsverluste können nach DVWK (1985) mit Schwerpunkt im Winterhalbjahr unter

Getreide 30->200 kg N/ha und Jahr betragen.

Für die Nitratabreicherung im Boden kann auch eine Verdünnung durch hochanstehendes

Grundwasser eine nennenswerte Rolle spielen (Schlüter et al., 1996). Die sehr niedrigen

Gehalte im Oberboden lassen dabei auf Grundwassereinfluss bis in Oberflächennähe

schließen. In Auen ist neben der vertikalen Verlagerung von Stickstoff aus dem Wurzelraum

mit dem Sickerwasser auch mit Stickstoffverlusten durch Denitrifikation zu rechnen. Sie

findet bevorzugt bei hohen Wassersättigungen (70-80 %, Aulakh et al., 1992) im Oberboden

statt. Mit einer stärkeren Denitrifikation ist daher besonders an tiefergelegenen Standorten

mit längeren Nassphasen zu rechnen. Neben qualmwasserbeeinflussten Bereichen mit

niedriger Versickerungsgeschwindigkeit sind auf den untersuchten Ackerschlägen auch pH-

Werte zu beobachten, die innerhalb des pH-Optimums für Denitrifikation liegen (pH 6-8,

Schachtschabel et al., 1998). Es ist daher zu erwarten, dass im Untersuchungsgebiet die

Verringerung der Gehalte an Nitratstickstoff über das Winterhalbjahr sowohl durch Aus-

waschung als auch durch Denitrifikation bedingt ist. Brettar et al. (o.J.) schätzen aus in-situ-

Denitrifikationsversuchen in Rheinauenböden für überschwemmungsfreie Jahre Denitrifi-

kationsraten von 100 kg N/ha ab und betonen die Möglichkeit wesentlich höherer Raten in

Abhängigkeit von unterschiedlichen Überflutungszeitpunkten. Andere Quellen geben deutlich

niedrigere Denitrifikationsraten an, die in der Regel < 40 kg N/ha und Jahr betragen, wovon

ca. 50% auf das Winterhalbjahr entfallen (DVWK, 1985, Ottow, 1992, Nieder et al., 1993,

Benckiser et al., 1987, Lippold et al., 1991, Kaiser und Ruser, 2000, Bouwman, 1990, zitiert

in Kaiser und Ruser, 2000). Eine Verringerung von Stickstoffmengen im Boden erfolgt auch

durch Pflanzenaufnahme. Bei Getreidesorten kann dabei von jährlich 100-200 kg N/ha

ausgegangen werden (DVWK, 1985), Pflanzenentzug spielt auf Ackerflächen im

Winterhalbjahr aufgrund der niedrigeren Stoffwechselaktivität der Pflanzen und der

geringeren Biomasse eine weniger bedeutende Rolle.

84

Bei einer möglichen Deichrückverlegung ist einerseits mit dem Wegfall der land-

wirtschaftlichen Düngung, andererseits jedoch mit partikulären und in geringerem Maße

gelösten (im Elbwasser bei bei Lenzen im Median 14,2 mg NO3-N/l, Schwartz, 2001)

Stickstoffeinträgen durch Überflutung zu rechnen. Als prognostizierte Größenordnung der

partikulären Einträge gibt Schwartz (2001) für mittelhohe Standorte im Bereich Lenzen einen

Eintrag von 40-120 kg N/ha an. Die Einträge an tiefgelegenen Standorten vergleicht er mit

Düngungseinträgen intensiv landwirtschaftlich genutzer Flächen. Daher ist besonders in den

elbfernen, tiefergelegenen Standorten im Untersuchungsgebiet Sandau mit einer Zunahme

von Einträgen zu rechnen. Gleichzeitig aber ist besonders an diesen tief gelegenen

Standorten mit einer deutlich höheren Denitrifikation und daher mit einer Zunahme des

Stickstoffumsatzes zu rechnen (Schwartz, 2001, Brettar et al., o.J.).

Verfügbares Phosphat und Kalium im BodenVon der Elbe werden nennenswerte Phosphatmengen im Sediment und in geringerem

Umfang in der Wasserphase transportiert. Durch den Eintrag in Vorlandbereiche treten dort

Gehalte auf, die oft über denen von gedüngten Ackerflächen liegen. Hier können vertikale

Verlagerungenen von Phosphat zu Belastungen des Grundwassers führen. Die Phosphor-

gesamtgehalte der Probengesamtheit betragen im Mittel 0,7 g P/kg und zeigen enge

Beziehungen zum Kohlenstoffgehalt sowie zur Menge an oxalatlöslichem Eisen (Co-

präzipitation, Abb. 48).

Abb. 48: Beziehung von Gesamtphosphorgehalt zu Gehalt an organischemKohlenstoff und oxalatlöslichem Eisen. Als horizontale Bande ist derhöchste im Binnendeichgebiet gemessene Wert aufgetragen.

Während die Oberbodengesamtgehalte der Nutzungstypen Acker, Wald und Binnendeich-

grünland in vergleichbaren Größenordnungen liegen (durchschnittlich 0,8 bis 1,0 g P/kg),

treten im außendeichs gelegenen Grünland Spitzenwerte bis 3,6 g P/kg und mittlere Gehalte

von 1,8 g P/kg auf. Die mittleren Gehalte an pflanzenverfügbaren Phosphaten (DL-P) zeigen

einen deutlichen Einfluss von Nutzung und Lage, sie sind unter außendeichs gelegenen

Grünlandstandorten nahezu zehnmal höher als an Waldstandorten:

Grünland außendeich > Ackerstandorte > Grünland binnendeich > Waldstandorte

Abnahme2,7-fach �

Abnahme2,4-fach �

Abnahme1,5-fach �

Der pflanzenverfügbare Anteil am Gesamtgehalt beträgt in den Untersuchungsgebieten im

Mittel 3,6%. Die Höhe des pflanzenverfügbaren P-Anteils zeigt proportionale Beziehungen zu

den Gesamtgehalten, zum pH-Wert (Abb. 49), zum Kohlenstoffgehalt sowie zum Anteil des

anthropogenen Eintrags durch Düngung und Elbüberflutung. An den untersuchten

85

Waldstandorten sowie an binnendeichs gelegenen Grünlandstandorten ist kaum mit einer

anthropogenen Zufuhr von Phosphaten zur rechnen. DL-Anteile am Gesamtphosphor

betragen hier 1,9 bzw. 2,7 %. Landwirtschaftliche Düngung auf Ackerflächen und Einträge

mit Überflutung auf außendeichs gelegenen Grünlandstandorten resultieren in höheren

verfügbaren P-Anteilen: auf Ackerflächen finden sich durchschnittlich 6,2 %, auf außen-

deichs gelegenen Grünländern 8,2 % DL-Anteil am Gesamtgehalt.

Anhand der pflanzenverfügbaren Gehalte können die Böden in Gehaltsklassen für landwirt-

schaftlich genutzte Böden nach LUFA Sachsen-Anhalt (1996) eingestuft werden (A: sehr

niedrig bis E: sehr hoch). Waldstandorte würden mit einer Ausnahme in die Klasse A (sehr

niedrige Gehalte) eingestuft werden. Die Grünlandstandorte weisen binnendeichs ebenfalls

sehr niedrige Gehalte auf, lediglich ein Standort besitzt hohe Gehalte (Gehaltsklasse D).

Dagegen sind Außendeichgrünländer mit Ausnahme von zwei sandigen Standorten in die

Gehaltsklasse E (sehr hohe Gehalte) einzustufen. Untersuchte Ackerflächen zeigen zu 42%

niedrige Gehalte (Gehaltsklasse B), besetzen jedoch auch die übrigen Klassen mit 3 bzw. 2

(Gehaltsklasse E) Standorten.

Mit einer erhöhten Löslichkeit und damit Verlagerbarkeit von Phosphor ist an Standorten mit

hohen Gehalten sowie an Standorten mit hoher Durchlässigkeit, höheren pH-Werten oder

häufig hohen Wassergehalten zu rechnen. In den grundwasserführenden Schichten kann ein

lateraler Stofftransport in Grundwasserfließrichtung erfolgen (Quast et al., 2000, Schwartz et

al., 2001, Böhnke und Geyer, 2001). Eine besondere Rolle spielt hier der Austausch

zwischen Landschaftsteilen mit unterschiedlichem stofflichem Status, in der Aue sind dabei

Stoffströme in Richtung Auenrand hervorzuheben. Einem Stofftransport im Grundwasser-

leiter in Richtung Elbe, z.B. bei sinkenden Flusswasserspiegeln, ist eine kaum Bedeutung

beizumessen (Böhnke und Geyer, 2000). Dennoch finden Stofftransporte über größere

Distanzen in Richtung Auenrand vermutlich nur im Grundwasserleiter statt. Stofffrachten aus

dem Außendeichgebiet können im Binnendeichgebiet mit kapillar aufsteigendem Wasser aus

dem Grundwasserleiter in die Auenlehme aufsteigen und bei Absinken des Grundwassers

mit zunehmend oxidierenden Bedingungen dort verbleiben bzw. akkumuliert werden (z.B.

Eisen und Mangan, Fittschen und Gröngröft, 2000). Eine Stoffinfiltration ins Grundwasser tritt

bei Hochwassersituationen praktisch nicht ein (Quast, 2000, Böhnke und Geyer, 2001), im

Zustand ungespannten Grundwassers ist jedoch mit einer Belüftung des Grundwasserleiters

und mit Stoffausträgen ins Grundwasser zu rechnen (Quast, 2000). Das Ausmaß vertikaler

Verlagerungen ist von den Eigenschaften und der Mächtigkeit der Auenlehmdecke sowie von

der Entfernung zur Elbe und der Häufigkeit des Eintretens von gespannten Grundwasser-

ständen abhängig (s.a. Rupp et al., 2000). Die tiefe Grundwasserabsenkung im Sommer und

die damit einhergehende Austrocknung führt an lehmigen und tonigen Standorten zur

86

Ausbildung eines teilweise tiefreichenden Kluftsystems im Boden. Eine Verlagerung von

Bodenmaterial in größere Tiefe innerhalb der Klüfte muss bei Phosphat als Prozess des

vertikalen Stofftransports ebenfalls in Betracht gezogen werden (Kerschberger, 1999).

Die Verlagerung von Phosphaten ist besonders an höhergelegenen, sehr schwach sauren

Standorten mit geringen Grundwasserflurabständen (Werner, 1999) zu beobachten und zeigt

damit eine Prozessbindung an ufernahe Paternien, jedoch auch an flussfernere, sandige

Standorte mit geringer Bodenacidität (Vega-Gleye aus Lehm oder Lehmsand). Insgesamt ist

weder nach den Vorräten noch nach den Bodeneigenschaften bei zunehmender Überflutung

mit einem nennenswert erhöhten P-Austrag zu rechnen.

Abb. 49: Anteil des pflanzenverfügbaren Phosphors am Gesamtphosphor inAbhängigkeit von Gesamtgehalten (links) und pH-Wert (rechts).

Die Größenordnung des Eintrags von Phosphor in die Rückdeichungsgebiete bei einer

Deichverlegung ist vom Sedimenteintrag abhängig. Schwartz (2001) prognostizierte im

Bereich Lenzen an mittelhohen Standorten einen Eintrag von 15-45 kg P/ha�a.

Die Größenordnung der Kaliumgesamtgehalte liegen bei durchschnittlich 15,8 g K/kg

Boden. Sie zeigen eine enge Beziehung zum Tongehalt. Im Oberboden sind gegenüber

tieferen Bodenhorizonten durchschnittlich 17% höhere Gesamtgehalte und 85% höhere

Gehalte der doppellactatlöslichen Fraktion zu finden. Die Unterschiede in Nutzung und Lage

zum Deich stellen sich hier in geringerem Umfang dar als bei Phosphat. In den

Untersuchungsgebieten wurden die höchsten mittleren Gesamtgehalte in Oberböden von

Waldstandorten, die niedrigsten in außendeichs gelegenen Grünlandstandorten ermittelt

(23 % niedriger). Im Gegensatz dazu weist Grünland im Außendeichbereich die höchsten

pflanzenverfügbaren Gehalte auf. Die Einstufung der pflanzenverfügbaren Kaliumgehalte in

Gehaltsklassen (nach LUFA Sachsen-Anhalt, 1996) erfolgt in Abhängigkeit von der Nutzung

sowie wegen der eingeschränkten Verfügbarkeit in Tonen unter Berücksichtigung der

Bodenart. Die Ackerstandorte des Untersuchungsgebietes werden überwiegend in die

Gehaltsklassen A und B eingestuft (sehr niedrige bzw. niedrige Gehalte). Höhere

Einstufungen ergeben sich bei Grünlandstandorten, wobei auch hier der Schwerpunkt in

Gehaltsklasse B liegt. Die Gehalte an 5 von 20 Standorten werden als sehr hoch eingestuft.

Der mittlere Anteil der pflanzenverfübaren Fraktion am Gesamtgehalt ist zehnmal niedriger

als der von Phosphat und beträgt 0,4 %. Bei einer Betrachtung der Oberbodenhorizonte

zeigt sich mit 0,5 % eine etwas höhere Verfügbarkeit von Kalium. Nutzungsunterschiede sind

in der relativen Verfügbarkeit kaum auszuweisen.

5.6.5 Schadstoffe

Die Elbaue weist im Überflutungsbereich aufgrund von Schadstofffrachten in Sedimenten

und im Elbwasser teilweise erhebliche Schadstoffgehalte auf (Schwartz et al., 1999, Duve,

87

1999, Vogt et al., 2000). Die nicht eingedeichten Auen wirken bei kontinuierlicher Stoff-

aufnahme als Senke für die wenig mobilen Schwermetalle und für Arsen (Miehlich, 1994,

Miehlich, 2000, Quast et al., 2000, Krüger et al., 2000a). Auenböden können so einer zeitlich

nahezu unbegrenzten Kontamination entgegensehen (Miehlich, 1994). Die Belastungen in

Außendeichböden erreichen im Untersuchungsgebiet und in anderen Bereichen der

Mittelelbe (z.B. Rupp et al., 2000, Rinklebe et al., 1999) Größenordnungen, die Nutzungs-

einschränkungen nach sich ziehen müssen. Entsprechende Gehalte sind im Außendeich-

bereich meist bis in Tiefen von höchstens 40 cm zu finden und sind Sedimentationen der

vergangenen 80-100 Jahre zuzuordnen (Dehner et al., 2000, Vogt et al., 2000). Zur Identi-

fizierung von sedimentationsbedingten schädlichen Bodenveränderungen in der Aue werden

die in der Bundesbodenschutzverordnung (BbodSchV, Deutscher Bundesrat, 1999)

vorgelegten Prüf- und Maßnahmenwerte sowie die Handlungsempfehlung zum Umgang mit

kontaminierten Böden im Land Sachsen-Anhalt (MUN Sachsen-Anhalt, o.J.) herangezogen.

Im UG Sandau können aufgrund der früheren Nutzung der Aue als Truppenübungsplatz

zusätzliche Belastungen vorhanden sein, die nicht auf die Elbüberflutung zurückzuführen

sind. Die Ergebnisse liefern für eine derartige Belastungsquelle jedoch keine näheren

Indizien.

Eine stoffliche Betrachtung erfolgt für die Schwermetalle Cadmium, Chrom, Kupfer, Nickel,

Blei, Quecksilber, Zink und für das Halbmetall Arsen. In Böden stellen sie in charakteris-

tischen Größenordnungen natürliche Bestandteile von Mineralen dar (geogene Hintergrund-

gehalte). Die untersuchten Schadelemente zeigen bei Vorkommen in natürlichen Größen-

ordnungen eine lineare Abhängigkeit vom Tongehalt und verdeutlichen damit den hohen an

Tonminerale sorbierten Anteil. Bei den höheren Gehalten an außendeichs gelegenen

Standorten bestehen engere Zusammenhänge zum Gehalt an organischer Substanz. Diese

Zusammenhänge zeigen die Elemente Cd, Cr, Cu (Abb. 50), Ni, Pb, Hg, Zn und As.

Entsprechende Ergebnisse werden auch aus anderen Elbeabschnitten berichtet, so z.B. von

Schwartz (2001) oder Rupp et al. (2000).

Abb. 50: Beziehung zwischen Kupfergehalt und Tonanteil bzw. Kohlenstoff-gehalt in Abhängigkeit von der Lage zum Deich.

Während von anderen Autoren Schadstoffeinträge und –anreicherungen über den Grund-

wasserpfad beobachtet wurden (Schwartz et al., 2001), können in den Untersuchungs-

gebieten ausschließlich sedimentationsbedingte Anreicherungen im Oberboden oder in

rezent überdeckten Horizonten ausgemacht werden (Abb. 51, Abb. 52). Auch die Analysen

an sorptionsstarken Fe- und Mn-Anreicherungshorizonten lassen nicht auf solche Einträge

über den Grundwasserpfad schließen.

88

Abb. 51: Blei- und Arsengehalte in Abhängigkeit von der Tiefe und der Lagezum Deich.

Abb. 52: Zink- und Kupfergehalte in Abhängigkeit von der Tiefe und derLage zum Deich.

Die anthropogenen Anteile der Elementkonzentrationen in Wasser und Schwebstoffen der

Elbe sind bei den verschiedenen Elementen unterschiedlich hoch (z.B. Rupp et al., 2000).

Daraus resultieren in Außendeichproben in unterschiedlichem Maße erhöhte Konzentratio-

nen gegenüber Binnendeichproben. Bei einem Vergleich der Medianwerte zeigen sich nied-

rigere anthropogene Akkumulationen bei Chrom und Nickel (41 % bzw. 48 % höhere

Medianwerte im Außendeichbereich), hohe Anreicherungen durch Überflutungen dagegen

bei Kupfer, Blei und Zink (186% Erhöhung, Tab. 25).

Tab. 25: Schadstoffgehalte im Oberboden in Abhängigkeit von der Lagezum Deich. Keine Medianwerte für Cadmium und Quecksilber.

Element Median binnendeichs[mg/kg]

Median außendeichs[mg/kg]

Erhöhungaußendeichs

Cr 64 90,5 41 %Ni 28 41,5 48 %As 18 36 100 %Cu 23 60 161 %Pb 40 105,5 164 %Zn 109 312 186 %

Neben der Bewertung anhand der gesetzlichen Vorgaben nach Bundes-Bodenschutzgesetz

erfolgt eine Einstufung unter Berücksichtigung der regionalen Gegebenheiten (MUN

Sachsen-Anhalt, o.J.). Aus Tab. 26 wird ersichtlich, dass sich die entsprechenden Werte

teilweise unterscheiden.

Tab. 26: Maßnahmenwerte nach BBodSchV und Sanierungsschwellenwertenach Handlungsempfehlung für den Umgang mit kontaminierten Böden imLand Sachsen-Anhalt (MUN Sachsen-Anhalt, o.J.).Element Maßnahmenwert

Grünlandnutzung(BBodSchV)

Sanierungsschwellenwertlandw. Nutzung

(MUN Sachsen-Anhalt, o.J.)Arsen (As) 50 50Cadmium (Cd) 20 5Chrom (Cr) 500Kupfer (Cu) 1300, Schafbew.: 200 200Quecksilber (Hg) 2 30Blei (Pb) 1200 1000Nickel (Ni) 200Zink (Zn) 600

89

Maßnahmenwerte nach § 8 Abs. 1 Satz 2 Nr. 2 des Bundes-Bodenschutzgesetzes für den

Schadstoffübergang Boden-Nutzpflanze auf Grünlandflächen im Hinblick auf die Pflanzen-

qualität liegen vor für die Elemente Arsen, Blei, Cadmium, Kupfer, Nickel und Quecksilber.

Die gesetzlichen Vorgaben stehen für eine Bezugstiefe von 10 cm, die mit der horizont-

weisen Beprobung nicht immer übereinstimmt: die untersuchten Horizonttiefen sind bis auf

eine Ausnahme (8 cm) mächtiger als 10 cm. Es ist zu erwarten, dass aufgrund der jüngeren

Einträge die Gehalte in den oberen 10 cm höher sind als in Mischproben aus mächtigeren

Horizonten. Dennoch erfolgt auch bei größeren Horizontmächtigkeiten ein Vergleich der

Messwerte mit den Maßnahmewerten nach BBodSchV. Als Vorgabe für die Analytik ist nach

BBodSchG die Bestimmung der Gesamtgehalte aus dem Königswasseraufschluss

vorzunehmen. Für die Elemente mit kritischen Gehalten (As, Hg) wurden Analysen mit dieser

Methodik durchgeführt. Dennoch kann auch bei der Gesamtgehaltsbestimmung mittels RFA

von einer guten Vergleichbarkeit der Messwerte ausgegangen werden (Hornburg und Lüer,

1999). Die Anmerkungen gelten in gleicher Weise für die Sanierungsschwellenwerte nach

MUN Sachsen-Anhalt.

Bei Grünlandnutzung mit Rinderbeweidung oder Mahd ist bezüglich der Elemente Blei,

Kupfer und Nickel an keinem Standort mit einer schädlichen Bodenveränderung zu rechnen

(BBodSchG). Dagegen werden Sanierungsschwellenwerte für Kupfer und Zink teilweise

überschritten (Abb. 53). Von drei bzw. sieben entsprechenden Standorten sind die meisten

im UG Sandau angesiedelt (zwei bzw. fünf).

Abb. 53: Kupfer- und Zinkgehalt und jeweiliger pH-Wert der Proben.

Für Cadmium bleiben alle analysierten Gesamtgehalte unter den Maßnahmenwerten, wäh-

rend die Sanierungsschwellenwerte an sieben Außendeichstandorten im UG Sandau und

einem ufernahen Standort im UG Rogätz überschritten werden (Abb. 54).

Abb. 54: Cadmium- und Nickelgehalt und jeweiliger pH-Wert der Proben.

Für Arsen treten Überschreitungen des Maßnahmenwertes und des Sanierungsschwellen-

wertes um bis zu mehr als 100 % an elf von 21 Außendeichstandorten auf (Abb. 55). Wäh-

rend im Untersuchungsgebiet Rogätz lediglich ufernahe Standorte betroffen sind, muss im

Untersuchungsgebiet Sandau aufgrund von Überschreitungen an zehn von 16 Außendeich-

standorten großflächig mit schädlichen Bodenveränderungen gerechnet werden.

Abb. 55: Arsen- und Bleigehalt und jeweiliger pH-Wert der Proben.

Eine Überschreitung des Maßnahmenwerts von Quecksilber-Gesamtgehalten tritt an sechs

Außendeichstandorten auf (Abb. 56). Bei Rogätz ist ein ufernaher Standort betroffen, die

übrigen fünf entfallen auf das Untersuchungsgebiet Sandau, wobei hier neben deichnahen

90

auch höhergelegene Standorte eingeschlossen sind. Der Sanierungsschwellenwert bleibt

dagegen unterschritten.

Abb. 56: Chrom- und Quecksilbergehalt und jeweiliger pH-Wert der Proben.

Für Lebewesen sind die Schadpotentiale der Elemente abhängig von den mobilen und

mobilisierbaren Gehalten im Boden. Der pH-Wert im Boden (Sauerbeck, 1985, Dües, 1987,

Koch, 1993) hat neben dem Redoxpotential und den vorherrschenden Bindungsformen

(Dües, 1987) entscheidenden Einfluss auf die Mobilisierung von Schwermetallen und Arsen.

Verschiedene Autoren fanden in Auenböden die größten mobilen und damit ökotoxikologisch

relevanten Metallgehaltsanteile bei den Elementen Cadmium und Zink (Rupp et al., 2000,

Schwartz, 2001, Höhn et al., 2000). In verschiedenen Böden und Sanden bestätigen auch

Taylor (1989), Dües (1987) und Koch (1993) die größte Mobilität dieser Elemente.

Aufgrund des höheren Grenz-pH-Wertes (Abb. 54) und einer größeren ökotoxikologischen

Relevanz (Sauerbeck, 1985) wurde bei der analytischen Bestimmung von mobilen

Schwermetallanteilen mittels NH4-NO3-Extraktion (nach Zeien und Brümmer, 1989) ein

besonderes Augenmerk auf das Element Cadmium gelegt. Hierfür wurden die Standorte

ausgewählt, die aufgrund hoher Gesamtgehalte oder niedriger pH-Werte höhere mobile

Anteile erwarten ließen.

Die Untersuchungen bestätigen die große Bedeutung des pH-Wertes für die Verfügbarkeit

und damit auch für das Schadpotential von Cadmium. Oberhalb des Cd-Grenz-pH-Werts von

pH 6 befinden sich 1,7 bis 6,0 % der Gesamtgehalte in der mobilen Phase. Dabei sind bei

selten auftretenden pH-Werten >7 weniger als 3 % mobil. Bei mittel sauren pH-Werten (AG

Boden, 1994) zwischen 5 und 6 treten mobile Anteile von 30-50 % auf. An zwei

nahegelegenen Grünlandstandorten, die in Bezug auf den Profilaufbau vergleichbar sind und

die gleichen Gesamtgehalte aufweisen, treten bei pH 5,6 sechsmal höhere Anteile in der

mobilen Phase auf als bei pH 6,4. Weiterhin wird die Bedeutung der organischen Substanz

als Sorbent bestätigt und damit die Bedeutung der Nutzung hervorgehoben. Bei gleichem

pH-Wert von 5,4 sind in einem Wald im Untersuchungsgebiet Rogätz mit 4,2 % Corg. mehr

als 50% des Gesamtcadmiums verfügbar, während der Anteil in einem Grünlandstandort im

Untersuchungsgebiet Sandau mit einem Kohlenstoffgehalt von 5,6% lediglich 42% beträgt.

In beiden Untersuchungsgebieten wurden mobile Cadmiummengen festgestellt, die den

Maßnahmewert nach BbodSchG für ackerbauliche Nutzung (kein Wert für Grünlandnutzung

vorhanden) überschreiten. Aufgrund der Verteilung der Böden ist anzunehmen, dass dies auf

großen Flächen im Außendeichbereich der Fall ist. Im Untersuchungsgebiet Sandau treten

Überschreitungen des Maßnahmenwertes mit Faktor vierzig auf. Im Untersuchungsgebiet

Rogätz sind lediglich im direkten Uferbereich vergleichbar hohe Gesamtgehalte festzustellen,

die dann jedoch gemeinsam mit hohen pH-Werten >7 auftreten. Dennoch wird der

91

Maßnahmenwert Ackerbau für die mobile Phase um bis zu 200% übertroffen. In den

höhergelegenen Bereichen in größerer Entfernung zur Elbe treten aufgrund niedrigerer

Überflutungshäufigkeiten ca. 5-10 mal niedrigere Gesamtgehalte auf. Dennoch werden hier

die o.g. Maßnahmenwerte für mobile Cadmiummengen (Ackerbau) um ein vielfaches

überschritten, da unter den entsprechenden Waldstandorten deutlich niedrigere pH-Werte

auftreten.

Die Größenordnungen der untersuchten Schadelemente lassen sich gut mit anderen

Untersuchungen in der Elbaue in Einklang bringen (z.B. Villwock et al., 1997, Schwartz et al.,

2001, Rupp et al., 2000). Aus der Überschreitung von Maßnahmewerten für Grünland-

nutzung (Bundes-Bodenschutzgesetz) für die Elemente Quecksilber und Arsen ergibt sich

als Konsequenz die Notwendigkeit einer Beweidungseinschränkung in belasteten Bereichen.

Hier sind vor allem ufernahe und tiefer gelegene Standorte im Überflutungsbereich betroffen.

Schwartz et al. (2001) empfehlen mittelfristig eine Einstellung der landwirtschaftlichen

Produktion im Überflutungsbereich.

Durch die weiteren überflutungsbedingten Schwermetalleinträge ist mit einer Beein-

trächtigung von Bodenfunktionen zu rechnen (Rupp et al., 2000). Eine hohe Puffer- und

Filterleistung der Auenböden kann bei gesteigerter Schwermetallretention sowohl die

Lebensraum- als auch die Nutzungsfunktion einschränken. Die Kartiereinheiten besitzen vor

allem durch Unterschiede im Substrataufbau eine unterschiedliche Leistungsfähigkeit als

Ausgleichsmedium für stoffliche Einwirkungen. Für eine Bewertung erfolgt eine Einstufung

der relativen Bindungsstärke des Oberbodens für Schwermetalle nach einem Verfahren des

Niedersächsischen Landesamtes für Bodenforschung (NLfB: Müller, 1997). Dieses

Verfahren wurde gegenüber anderen (z.B. DVWK, 1988, s.a. Fränzle et al., 1993) vor-

gezogen, weil es eine einfache Differenzierung anhand wesentlicher Bodeneigenschaften

erlaubt. Die Bindungsstärke der Böden ist für einzelne Schwermetallelemente aufgrund

verschiedener Bindungsstärke an die Sorbenten organische Substanz, Ton und Sesquioxide

unterschiedlich. Die Bewertung erfolgt in Anlehnung an Gröngröft et al. (1999a) nur für Cd,

da dieses Element als besonders mobiles und toxisches Element nahezu immer die

geringste Bindungskapazität besitzt.

Grundlage für die Bewertung bilden die Eingangsdaten pH-Wert, Gehalt an organischer

Substanz sowie Tongehalt. Sie sind auf die Oberbodenhorizonte bis 30 cm Tiefe bezogen.

Anhand dieser Ergebnisse kann eine näherungsweise Übertragung der Bindungskapazität

auf die Kartiereinheiten erfolgen. Eine geringe Bindungsstärke für Cd weist lediglich ein

untersuchter Standort im Untersuchungsgebiet Sandau auf. Mit dem Vorkommen solcher

Böden ist nur an sandigen Waldstandorten mit sehr stark sauren pH-Werten (<4) zu rechnen,

92

wie sie z.B. im Sandauer Wald oder auf aufgewehten Sanden im Mühlenholz vorkommen.

Vereinzelt sind solche Standorte innerhalb der Kartiereinheiten Vega-Gley aus Sand über

Lehm anzutreffen. Mit ausgedehnteren Vorkommen von Standorten geringer Bindungsstärke

für Cd ist innerhalb der mit Gley-Regosol aus Sand assoziierten Kartiereinheiten zu rechnen.

Mittlere Bindungsstärken finden sich sowohl binnen- als auch außendeichs im UG Sandau

auf sandigen Standorten mit stark sauren pH-Werten (<4,5). Solche Standorte wurden in als

Grünland genutzten Bereichen der Kartiereinheit Vega-Gley aus Lehmsand über Sand im

südlichen Teilgebiet des Untersuchungsgebiets Sandau gefunden. Weiterhin ist ein

vereinzeltes Auftreten an versauerten Waldstandorten innerhalb der Kartiereinheit Vega-

Pseudogley aus Ton zu erwarten. Alle übrigen untersuchten Standorte weisen in beiden

Untersuchungsgebieten sowohl im Binnen- als auch im Außendeichbereich hohe und sehr

hohe Bindungsstärken für das Element Cd auf.

Die höchsten potentiell verlagerbaren Schwermetallanteile finden sich an Extremstandorten

in der Aue: an feuchten Senkenstandorten und Altarmen sowie an höhergelegenen, ufer-

nahen, sandigen Standorten, die niedrige pH-Werte, aber noch keine Sulfidbildung

aufweisen. Während erstere in den Untersuchungsgebieten nahezu in der gesamten Aue

auftreten und kaum an bestimmte Kartiereinheiten gebunden sind, zeigen letztere eine enge

Bindung an die Kartiereinheiten Paternia aus Sand oder Lehmsand.

Bei einsetzender Sedimentation auf vormals unbelasteten Flächen muss daher mit künftigen

Bodenbelastungen gerechnet werden (Rupp et al., 2000). Obwohl die Schwermetall-

belastung der von der Elbe transportierten Schwebstoffe innerhalb der letzten zehn Jahren

einen fallenden Trend zeigt (Heininger, 2000), bestehen immer noch erhebliche Über-

schreitungen der Zielvorgaben für die Gewässerqualität (Heininger, 2000). Schwartz (2001)

prognostizierte für neu überflutete Böden im Bereich Lenzen eine Überschreitung von

Maßnahmenwerten für das Element Hg nach Bundes-Bodenschutzgesetz (BBodSchG,

Deutscher Bundestag, 1998) innerhalb von 9-15 Jahren an Rinnenstandorten sowie inner-

halb weniger Jahrzehnte auf mittel hohen Plateauflächen. Einträge von Schadstoffen, die zur

Überschreitung von Maßnahmenwerten führen, müssen als schädliche Bodenveränderung

im Sinne von BBodSchG §2 Abs. 3 betrachtet werden, die Nutzungseinschränkungen nach

sich ziehen.

Die Menge eingetragener Stoffe in die Aue der Elbe ist in erster Linie vom Trockensubstanz-

eintrag an Flusssedimenten abhängig (Kunert et al., 2000). Daher kann für die Prognose der

künftigen Schadstoffbelastung die im Kap. 5.5.6 dargestellte Ausweisung von potentiellen

Sediment-Akkumulationsbereichen verwendet werden. Bereiche mit hohem Sediment-Akku-

93

mulationspotential sind dementsprechend gleichzusetzen mit einem hohen Schadstoff-

akkumulationspotential.

5.7 Bodentiergemeinschaften (Lumbriciden, Collembolen)

LumbricidenInsgesamt wurden in den Untersuchungsgebieten Sandau und Rogätz im Jahre 2000 rund

1000 Lumbriciden erfasst. Eine Übersicht über die zu den Untersuchungsterminen auf den

Testflächen gefundenen Arten und deren Individuenzahlen ist in Anlagenband 2 enthalten.

Artenspektrum Lumbriciden: Auf den untersuchten Standorten beider Untersuchungs-

gebiete konnten im Jahr 2000 folgende 6 Lumbricidenarten nachgewiesen werden

Allolobophora chlorotica (Savigny, 1826)Allolobophora antipai var. tuberculata (Černosvitov)Aporrectodea caliginosa (Savigny, 1826)Aporrectodea rosea (Savigny, 1826)Lumbricus terrestris Linnaeus, 1758Lumbricus rubellus Hoffmeister, 1843

__________________________________________________________________________________________

Ansprüche der nachgewiesenen Arten an ihren Lebensraum:Allolobophora chlorotica

Diese Art bevorzugt nach GRAFF (1953) feuchte Mineralböden und ist an Gewässern zu finden. SIMS UNDGERRARD (1985) fanden sie als co-dominante Art mit Aporrectodea caliginosa in kultivierten Böden und Wiesen,an Flußufern und Böden mit einem hohen Anteil organischer Substanz. Diese Art besiedelt eine Vielzahlunterschiedlichster Bodentypen.

Allolobophora antipai v. tuberculata

Die Art A. antipai ist besonders auf lehmigen, gut durchfeuchteten Böden (z.B. Aueböden) zu finden (GRAFF1953). Nach Zicsi (1965) und WILCKE (1967) besiedelt sie feuchte, bindige Böden, während als bevorzugtesHabitat der Unterart A. antipai v. tuberculata Überschwemmungsgebiete von Flüssen und Schlamm auf sandigenBöden genannt werden.HÖSER (1986) konnte in seinen Untersuchungen feststellen, dass beide Unterarten kalkhaltige Böden meiden undeher in Böden mit einem ausgeprägten Kalkverlagerungsgeschehen und damit einhergehender Tonverlagerungvorkommen, wobei A. a. tuberculata kolluvial und fluviatil verlagerte Lössböden bevorzugt und besonders auch B-Horizonte besiedelt.

Aporrectodea caliginosa

Diese ubiquitäre Art findet sich in Mitteleuropa fast regelmäßig in allen Kulturböden und zählt zu den größerenAckerarten. Sie ist zahlenmäßig dominant in Gärten, Ackerland und auch in Grünland (SIMS UND GERRARD 1985).Sie besiedelt alle Standorte, vom schwersten Ton bis hin zum Heidesand (GRAFF 1953).

Aporrectodea rosea

GRAFF (1953) bescheinigt A. rosea eine breite ökologische Valenz. Sie kommt sowohl in feuchten als auch insehr trockenen, in tonigen und lehmigen sowie auch in vorwiegend sandigen Böden vor. Man findet sie in Acker-und Grünland, aber auch im Wald. SIMS UND GERRARD (1985) bescheinigen ihr ebenfalls eine hohe ökologischeValenz und nennen als bevorzugte Habitate limnische Örtlichkeiten wie Fluss- und Seeufer.

Lumbricus terrestris

Diese anözische Art lebt überall im Wald, im Acker- und Grünland, wo der Boden tiefgründig ist. Sie fehlt beianstehendem Gestein oder hohem Grundwasserstand (GRAFF 1953). Nach SIMS UND GERRARD (1985) ist diese Artin terrestrischen Habitaten weit verbreitet am zahlreichsten ist sie jedoch im Grünland vertreten. Sie bevorzugttonige Habitate und wurde auch in stark alkalischen Böden mit pH-Werten von 6,2 bis 10,0 gefunden.

Lumbricus rubellus

94

Diese mittelgroße Art ist im Grünland weit verbreitet (GRAFF 1953). Sie gilt als Leitform humosen, nährstoffreichenGrünlandes und reagiert relativ empfindlich auf Viehtritt (SIMS UND GERRARD (1985). Laubstreu wird von dieser Artebenfalls zahlreich besiedelt (ZICSI 1965).Die gefundenen Arten lassen sich nach unterschiedlichen Lebensformtypen1 unterscheiden.

Der überwiegende Teil der Arten gehört der endogäischen Gruppe an. Die Art Lumbricus

terrestris war der einzige Vertreter der anözischen Lebensform, während L. rubellus als

einziger die epigäische Gruppe repräsentierte. Die Artenverteilung der Lumbriciden in den

Untersuchungsgebieten geht aus Tab. 27 hervor. Es lässt sich erkennen, dass im Gebiet

Sandau 6 Arten und im Gebiet Rogätz 4 Arten vertreten waren.

Tab. 27: Artenverteilung der Lumbriciden in den UntersuchungsgebietenSandau (S1-S4) und Rogätz (R1-R4) und Gesamtartenzahlen derTestflächen (Stichprobenumfang: alle Probenahmen des Jahres 2000)

Art Vorkommen S1 S2 S3 S4 R1 R2 R3 R4Allolobophora chlorotica X X X XAllolobophora antipai var. tuberculata X X X X X XAporrectodea caliginosa X X X X X X XAporrectodea rosea X X X X X X XLumbricus terrestris X X X X X X XLumbricus rubellus X

Gesamtartenzahlen 6 5 5 5 4 4 2 1

Die epigäische Art Lumbricus rubellus und die endogäische Art Allolobophora chlorotica

fehlten im Gebiet Rogätz. Betrachtet man die Artenzusammensetzung der Lumbriciden-

zönosen auf den Grünlandflächen vor und hinter dem Deich, so zeigten sich sowohl im

Gebiet Sandau als auch im Gebiet Rogätz weitgehende Übereinstimmungen. Der Unter-

schied zwischen S1 und S2 verliert an Bedeutung wenn man berücksichtigt, dass Lumbricus

rubellus nur als Einzelfund nachgewiesen wurde.

Die Restauwaldflächen R3 und R4 fielen durch ihre geringe Artendichte und die

abweichende Artenzusammensetzung auf. Es kamen maximal zwei Arten miteinander ver-

1 Nach BOUCHÉ (1977, in HEMMANN, 1994) werden drei Lebensformtypen der Lumbriciden mit

unterschiedlichen Überlebensstrategien unterschieden:

Endogäischer Typ (Mineralbodenformen): besiedeln mineralische Oberbodenhorizonte, mittelgroß,

Grabemuskulatur entwickelt, unpigmentiert, begrenzte Reproduktion, fressen mit organischer Substanz

angereicherten Mineralboden, überdauern ungünstige Lebensbedingungen in Quieszenz, mehrjährige

Lebensdauer;

Anözischer Typ (Tiefgräber): leben in permanenten Gängen oder Gangsystemen im Boden bis unterhalb 1m

Tiefe, groß, Grabemuskulatur sehr gut entwickelt, fressen von der Bodenoberfläche und ziehen Nahrung in die

Röhren hinein, Vorderkörper dnkel pigmentiert, Hinterkörper unpigmentiert, begrenzte Reproduktion, lange

Lebensdauer, echte Diapause;

Epigäischer Typ (Streubewohner):

leben in der Streuauflage, klein, Grabemuskulatur schwach entwickelt, stark pigmentiert, hohe Reprodution,

überdauern ungünstige Zeiten im Kokon, kurze Lebensdauer.

95

gesellschaftet vor. Hinter dem Deich konnte nur eine Art – L. terrestris – nachgewiesen

werden. Neben der geringen Artendichte wurden auch geringe Individuenzahlen festgestellt.

Insgesamt weisen diese Untersuchungsergebnisse darauf hin, dass auf den Restauwald-

flächen ungünstige Entwicklungsbedingungen für Lumbriciden vorherrschen.

Abundanz, Biomasse Lumbriciden: Die Dynamik der Gesamtabundanz der Lumbriciden-

zönosen verdeutlichen Abb. 57 und Abb. 58. Im Gebiet bei Sandau ließen sich keine

Beziehungen der Abundanz zur Lage der Flächen im Außen- bzw. im Binnendeichgebiet

erkennen. Parallele Entwicklungen konnten jeweils auf den Flächen S1 und S4 sowie S2 und

S3 verfolgt werden, wobei diese Flächenpaare weder die gleiche Lage zum Deich aufwiesen

noch unmittelbar benachbart waren.

Im Vergleich zum Sandauer Gebiet waren die Testflächen bei Rogätz insgesamt geringer

dicht besiedelt. Die Außendeichfläche des Grünlandes wies besonders im Oktober erhöhte

Individuenzahlen gegenüber der Binnendeichfläche auf. Auf den Restauwaldflächen war die

Abundanz dagegen im gesamten Untersuchungszeitraum gleichmäßig niedrig.

Die Entwicklungen der Biomasse der Lumbriciden folgen weitgehend proportional den

Entwicklungen der Gesamtabundanz (s. Abb. 59 und Abb. 60).

Abb. 57: Abundanz der Lumbricidenzönosen im UntersuchungsgebietSandau, Jahr 2000

Abb. 58: Abundanz der Lumbricidenzönosen im UntersuchungsgebietSandau, Jahr 2000

Abb. 59: Biomasse der Lumbricidenzönosen im UntersuchungsgebietSandau, Jahr 2000

Abb. 60: Biomasse der Lumbricidenzönosen im UntersuchungsgebietRogätz, Jahr 2000

Individuendominanz Lumbriciden: Die Dominanzwerte der dominanten und sub-

dominanten Arten (nach Engelmann, 1978 Arten mit relativer Häufigkeit >10% bzw. >3,2%)

auf den Grünlandtestflächen verdeutlicht Abb. 61.

Es zeigte sich, dass auf allen Testflächen die Arten des endogäischen Lebensformentyps

überwogen. Im Untersuchungsgebiet Rogätz war die Dominanz der anözischen Art

Lumbricus terrestris höher als bei Sandau, was mit den bei Rogätz durchschnittlich

niedrigeren Grundwasserständen zu erklären ist (vgl. Kap. 5.5.3). Obwohl nach Angaben von

Graff (1953) und Sims und Gerrard (1985) diese Art Überflutungsbereiche und hohe

96

Grundwasserstände meidet, ist ihr Überleben offenbar auch auf den Außendeichflächen der

Untersuchungsgebiete gesichert.

Von den Arten des endogäischen Lebensformentyps reagierte Allolobophora antipai var.

tuberculata offenbar besonders empfindlich auf Überflutungsereignisse. Während sie bei

Sandau zu den dominanten bzw. subdominanten Arten auf den Binnendeichflächen zählte,

war sie auf den Außendeichflächen nur noch als rezedente Art (nach Engelmann, 1978,

Arten mit relativer Häufigkeit <3,2%) vertreten.

Abb. 61: Individuendominanz der Lumbricidenarten in denUntersuchungsgebieten Sandau und Rogätz (ohne Restauwald-Testflächen; Stichprobenumfang: alle Probenahmen des Jahres 2000)

Abkürzungen der Artennamen: A.antipai: Allolobophora antipai var. tuberculata;A.caligin.: Aporrectodea caliginosa; A.rosea: Aporrectodea rosea; L.terrestris: Lumbricusterrestris; Juv.unpigm.: Juvenile, unpigmentiert (endogäischer Typ)

CollembolenAus den im untersuchten Gebiet der Elbaue entnommenen Bodenproben wurden insgesamt

rund 20.000 Collembolen extrahiert. Eine Übersicht über die zu den Untersuchungsterminen

auf den Testflächen gefundenen Arten und deren Individuenzahlen ist in Anlagenband 2

enthalten.

Artenspektrum Collembolen: Im Verlaufe der Untersuchungen wurden insgesamt 46

Collembolenarten erfasst:

Tab. 28: Artenliste der Collembolen, Untersuchungsgebiete Sandau undRogätz, Jahr 2000.

Isotomidae NeanuridaeFolsomia quadrioculata s.l. (Tullberg, 1871) Anurida forsslundi (Gisin, 1949)Isotoma antennalis Bagnall, 1940 Anurida pygmaea (Börner, 1901)Isotoma notabilis Schäffer, 1896 Brachystomella parvula (Schäffer, 1896)Isotoma olivacea var. stachi Denis 1929 Friesea mirabilis (Tullberg, 1871)Isotoma viridis Bourlet, 1839 Neanura muscorum (Templeton, 1835)Isotomiella minor (Schäffer, 1896) Pseudachorutes dubius Krausbauer, 1898Isotomina bipunctata (Axelson, 1903) Pseudachorutes spec.Isotomina pontica Stach, 1947 Willemia spec.Isotomodes productus (Axelson, 1906)Isotomurus palustris (Müller, 1776) OdontellidaeProisotoma abisconensis Agrell, 1939 Odontella armata Axelson, 1903

Entomobryidae TomoceridaeEntomobrya multifasciata (Tullberg, 1871) Tomocerus longicornis (Müller, 1776)Entomobrya nivalis (Linné, 1758)Heteromurus nitidus (Templeton, 1835) SminthuridaeLepidocyrtus cyaneus Tullberg, 1871 Caprainea marginata (Schött, 1893)Lepidocyrtus lanuginosus (Gmelin, 1788) Sminthurus nigromaculatus Tullberg, 1872Orchesella flavescens (Bourlet, 1839) Sminthurus viridis (Linné, 1758)Pseudosinella alba (Packard, 1873)

97

Seira domestica (Nicolet, 1841) SminthurididaeSphaeridia pumilis (Krausbauer, 1898)

OnychiuridaeMesophorura gen. (Börner, 1901) NeelidaeMetaphorura affinis (Börner, 1902) Neelus minimus Folsom, 1896Neonaphorura adulta (Gisin, 1944)Onychiurus armatus (Tullberg, 1869) ArrhopalitidaeOnychiurus meridiatus Gisin, 1952 Arrhopalites caecus (Tullberg, 1871)Onychiurus cebennarius Gisin, 1956Paratullbergia callipygos (Börner, 1902) KatiannidaeStenaphorurella denisi (Bagnall, 1935) Sminthurinus aureus (Lubbock, 1862)

HypogastruridaeHypogastrura denticulata (Bagnall, 1935)Hypogastrura succinea (Gisin, 1949)

Von diesen Arten kamen 34 bei Sandau und 40 bei Rogätz vor. 30 Arten traten in beiden

Untersuchungsgebieten auf. Hieraus lässt sich mit Hilfe des Sørensen-Quotienten (vgl.

Schaefer und Tischler, 1983) eine 81%ige Artenübereinstimmung der beiden Unter-

suchungsgebiete ableiten. Die zu den Differentialarten zu rechnenden Collembolenarten sind

in Tab. 29 enthalten.

Tab. 29: Differentialarten der Collembolenzönosen der Untersuchungs-gebiete Sandau und Rogätz und Gesamtartenzahlen der Testflächen(Stichprobenumfang: alle Probenahmen des Jahres 2000).

Differentialarten Vorkommen S1 S2 S3 S4 R1 R2 R3 R4Isotoma antennalis X X Isotoma olivacea var. stachi X XMetaphorura affinis X X X Odontella armata X XOnychiurus cebennarius X XParatullbergia callipygos X X XProisotoma abisconensis X XPseudosinella alba X X X XSeira domestica XStenaphorurella denisi X X Tomocerus longicornis X

Gesamtartenzahlen 22 20 28 22 26 27 29 32

Alle weiteren, nicht in Tab. 29 enthaltenen Artenunterschiede zwischen beiden Unter-

suchungsgebieten lassen sich zum einen auf Einzelfunde oder auf das Vorkommen

epedaphischer Arten, deren Erfassung durch die Entnahme von Bodenproben nicht sicher

gewährleistet ist, zurückführen.

Aus Tab. 29 geht hervor, dass die festgestellten höheren Artenzahlen im Untersuchungs-

gebiet Rogätz zum Teil auf die höhere Artendichte der Testflächen in den Restauwäldern

98

(R3, R4) zurückzuführen waren. Hinzu kommt, dass 8 Arten ausschließlich auf diesen

Testflächen vorgefunden wurden.

Bei der Betrachtung der Gesamtartenzahlen der Testflächen (Tab. 29) fällt der hohe Wert bei

S3 auf, der auf eine höhere Artenvielfalt im Außendeichgebiet südlich von Sandau hin-

deutete. In den übrigen untersuchten Gebieten zeigten sich die Artenzahlen der Flächen vor

und hinter dem Deich ausgeglichen.

Artenähnlichkeit Collembolen: Die Ähnlichkeit der Artenspektren im paarweisen Vergleich

der Testflächen geht aus Tab. 30 hervor.

Tab. 30: Artenidentität (SØRENSEN-Quotient) beim paarweisen Vergleichder Collembolenzönosen der Testflächen (Stichprobenumfang: alle Probe-nahmen des Jahres 2000)

Vergleich der Testflächen Artenidentität in %außendeich binnendeich

S1 S2 62S3 S4 72

S1;S3 72S2;S4 86

R1 R2 79R3 R4 79

R1;R3 64R2;R4 62

Beim Vergleich der Außen- und Binnendeichfläche Sandau-Nord (S1;S2) zeigen sich in der

Artenzusammensetzung der Collembolenzönosen größere Unterschiede als beim Vergleich

der beiden Außendeichflächen S1;S3 oder der Binnendeichflächen S2;S4. Hieraus leitet sich

der Hinweis ab, dass in diesem Gebiet die Hochwasserereignisse einen primären Einfluss

auf die Artenzusammensetzung ausüben. Gleiches lässt sich allerdings nicht für das Gebiet

Sandau Süd feststellen, da die Artenähnlichkeit zwischen den Flächen S2 und S4 den

gleichen Wert aufwies wie die Artenähnlichkeit zwischen S1 und S3.

Im Untersuchungsgebiet Rogätz trat der Hochwassereinfluss deutlich zurück. Dagegen

überwiegt der Einfluss der Ökofaktoren, die aus der Nutzung der jeweiligen Testfläche

(Grünland bzw. Restauwald) resultieren.

Abundanz Collembolen: Die Dynamik der Gesamtabundanz der Collembolenzönosen im

Untersuchungsgebiet Sandau verdeutlicht Abb. 62. Die Abundanzdynamik war auf der

Außendeichfläche am augeprägtesten und erreichte im Untersuchungszeitraum Werte von

ca. 8.000 bis ca. 72.000 Individuen/m2. Übereinstimmend wiesen die Außendeichflächen S1

und S3 im Frühjahr, vermutlich als Folge der vorangegangenen Überflutung, geringere

Individuendichten auf als die Binnendeichflächen S2 und S4. Die Maxima der

Individuendichte wurden auf den Außendeichflächen nach einem starken Anstieg im

99

Sommer bereits Anfang September erreicht. auf den Binnendeichflächen jedoch erst Anfang

Oktober.

Die Befunde zur Dynamik der Gesamtabundanz im Untersuchungsgebiet Rogätz liefern

einen weiteren Hinweis, dass hier der Hochwassereinfluss gegenüber dem Einfluss der

Flächennutzung stark zurücktritt. Im gesamten Untersuchungszeitraum ließ sich auf den

Restauwaldflächen R3 und R4 eine mehr als doppelt so hohe Gesamtabundanz wie in den

Grünlandflächen R1 und R2 nachweisen. Anders als bei Sandau wiesen auch die Außen-

deichflächen im Gebiet Rogätz bereits im Frühjahr vergleichsweise hohe Werte der Gesamt-

abundanz auf. Die Dynamik der Gesamtabundanz verlief im Untersuchungszeitraum auf den

jeweils benachbarten Testflächen vor und hinter dem Deich weitgehend parallel.

Abb. 62: Gesamtabundanz der Collembolenzönosen im Untersuchungs-gebiet Sandau, Jahr 2000

Abb. 63: Gesamtabundanz der Collembolenzönosen im Untersuchungs-gebiet Rogätz, Jahr 2000

Individuendominanz Collembolen: Die Dominanzwerte der dominanten und subdomi-

nanten Arten (nach Engelmann, 1978, Arten mit relativer Häufigkeit >10% bzw. >3,2%) auf

den Testflächen im Mittel aller Untersuchungstermine gehen aus Abb. 64 hervor. Im Ver-

gleich jeweils benachbarter Testflächen vor und hinter dem Deich zeigen sich Unterschiede

in der Artenrangfolge (Rangfolge der Arten, geordnet nach abnehmender Dominanz). S1 und

S2 hatten mit Mesophorura gen. nur eine gemeinsame Dominante, bei S3 und S4 trat

Folsomia quadrioculata hinzu. Im Untersuchungsgebiet Rogätz hatten die Grünlandflächen

R1 und R2 entsprechend ihrer höheren Artenidentität (s.o.) mit 6 Arten auch eine größere

Anzahl gemeinsamer Dominanter Die beiden Restauwaldflächen stimmten in 3 dominanten

Arten überein, welche zusammen jeweils mehr als 80% der Individuen auf sich vereinigten.

S1 S2 S3 S4Arten Domi- Arten Domi- Arten Domi- Arten Domi-

nanz[%] nanz[%] nanz[%] nanz[%]M.gen 55,4 I.min 34,5 M.gen 32,7 F.qua 17,5I.pro 14,3 M.gen 24,8 F.qua 30,3 M.gen 17,3F.qua 8,4 L.cya 11,5 I.pro 17,0 I.pal 11,8S.aur 6,6 I.not 8,7 O.arm 5,8 I.bip 11,4

I.pal 5,1 L.cya 9,8H.nit 3,5 I.not 9,4

I.vir 7,2

R1 R2 R3 R4Arten Domi- Arten Domi- Arten Domi- Arten Domi-

100

nanz[%] nanz[%] nanz[%] nanz[%]I.vir 13,1 M.gen 28,2 F.qua 58,7 F.qua 44,7M.gen 12,6 I.not 15,4 I.not 20,0 I.not 31,0M.aff 9,5 L.cya 14,5 I.min 9,0 M.gen 6,7L.cya 8,8 I.vir 8,5 P.alb 3,6 P.cal 4,6I.not 8,1 H.den 7,9 I.min 4,5I.pal 7,3 S.aur 3,9I.min 6,6 F.qua 3,6S.aur 6,5P.alb 4,4E.mul 3,9S.pum 3,9F.qua 3,2Abkürzungen der Artennamen:E.mul: Entomobrya multifasciata, F.qua: Folsomia quadrioculata, H. den: Hypogastrura denticulata,H.nit: Heteromurus nitidus; I. bip: Isotomina bipunctata, I.min: Isotomiella minor, I.not: Isotomanotabilis, I.vir: Isotoma viridis, I. pal.: Isotomurus palustris,I.pro: Isotomodes productus, L.cya:Lepidocyrtus cyaneus, M.aff.: Metaphorura affinis, M.gen: Mesaphorura gen., O.arm: Onychiurusarmatus, P.alb: Pseudosinella alba, P.cal: Paratullbergia callipygos, S.aur: Sminthurinus aureus,S.pum: Sphaeridia pumilis

Abb. 64: Individuendominanz der Collembolenarten mit >3,2% relativerAbundanz in den Untersuchungsgebieten Sandau (S1-S4) und Rogätz (R1-R4) (Stichprobenumfang: alle Probenahmen des Jahres 2000)

Artendiversität Collembolen: Die Diversitätsindices der Collembolenzönosen zu den Unter-

suchungsterminen gehen aus Abb. 65 und Abb. 66 hervor.

Es zeigte sich, dass die Diversität der Collembolen bei Sandau auf den Außendeichflächen

zu verschiedenen Untersuchungsterminen geringer war als auf den jeweils benachbarten

Binnendeichflächen. Diese Tendenz ließ sich auch auf den Restauwaldflächen bei Rogätz zu

Beginn der Untersuchungenverfolgen. Im weiteren Verlauf näherten sich die Werte von R3

und R4 stark an. Die Diversitätswerte der Grünlandflächen R1 und R2 unterschieden sich im

gesamten Untersuchungszeitraum nur geringfügig. Vergleicht man dagegen die

Grünlandflächen mit den Restauwaldflächen, so fallen die im Frühjahr und Spätsommer

verzeichneten geringeren Werte der Restauwaldflächen auf.

Abb. 65: Diversität (H’) der Collembolenzönosen im UntersuchungsgebietSandau, Jahr 2000

Abb. 66: Diversität (H’) der Collembolenzönosen im UntersuchungsgebietRogätz, Jahr 2000

Diskussion und SchlussfolgerungenObwohl die untersuchten Bodentiergruppen in überfluteten Lebensräumen keine optimalen

Entwicklungsbedingungen vorfinden, sind sie in unterschiedlichem Maße an Über-

schwemmungen angepasst. Nach Dunger (1983) überlebten Exemplare von Lumbricus

101

rubellus und L. terrestris eine 50 Wochen anhaltende Überschwemmung und hielten 72 bis

137 Tage in Leitungswasser aus. Junge Allolobophora chlorotica entwickelten sich normal in

Leitungswasser, dem etwas Boden und organische Stoffe beigefügt waren. Bei den

Collembolen sorgt zum Teil die Schwerbenetzbarkeit der Haut und die Körperbehaarung bei

untergetauchten Exemplaren dafür, dass eine Lufthülle um den Körper erhalten bleibt. So

können nach Dunger (1983) verschiedene Arten (z.B. Isotoma) längere Überschwemmungen

überstehen. Eigelege der Collembolen überstehen Überschwemmungen weitgehend unbe-

schadet, wodurch aufgrund der Entwicklungszyklen vieler Arten besonders Frühjahrsüber-

schwemmungen überdauert werden können. Nach Beck (1972) scheinen Collembolen kurz-

fristige Überstauungen ihres Lebensraumes (wenige Tage) zu überstehen; längere Über-

schwemmungen von mehreren Wochen oder Monaten können jedoch die Besiedlungsdichte

um 90 bis 100% reduzieren. Nach Rückgang von Überflutungen stellen sich die ursprüng-

lichen Individuendichten oft im selben Jahr, mitunter schon nach sechs Wochen wieder ein

(Beck, 1972; Rusek, 1984). Dies kann für die untersuchten Flächen bei Sandau bestätigt

werden. Nach geringeren Individuendichten im Frühjahr 2000 auf den Außendeichflächen

wurden im Vergleich zu den Binnendeichflächen erhöhte Werte im Sommer erreicht. Rusek

(1984) fand in einer südmährischen Überschwemmungswiese, dass Überschwemmungen im

Frühjahr Collembolen nur wenig schadeten, im Sommer aber fast 90% der Collembolen-

bestände vernichteten. Hiervon konnten z.B. Populationen von Isotomiella minor als Ei über-

leben und sich anschließend stark vermehren, Folsomia quadrioculata wurde dagegen völlig

vernichtet und wanderte erst allmählich von höhergelegenen Stellen wieder ein. Dieses

Beispiel zeigt, dass Überflutungen selektiv auf Bodentierzönosen wirken und dadurch Ein-

fluss auf die Artenzusammensetzung nehmen können.

Der Einfluss der Hochwasserereignisse auf die Lumbriciden- und Collembolenzönosen der

Außendeichflächen in den Untersuchungsgebieten lässt sich wie folgt zusammenfassen:

Bei den Lumbriciden war im UG Sandau kein Einfluss auf die Artenzusammensetzung und

die Gesamtabundanz erkennbar. Dagegen konnte ein Einfluss auf die Individuendominanz

der Arten festgestellt werden. Dadurch wird deutlich, dass alle im Untersuchungsgebiet

Sandau siedelnden Lumbricidenarten mehr (bei erhöhter Dominanz) oder weniger (bei

geringerer Dominanz) an Überflutungsereignisse angepasst sind und diese überleben

können. Bei den Collembolen der Außendeichflächen konnten Veränderungen des Arten-

spektrums, der Abundanzdynamik, der Individuendominanz und der Diversität im Vergleich

mit benachbarten Zönosen im Binnendeichgebiet festgestellt werden. Dabei zeigte sich die

Tendenz zu höheren Artenzahlen im Außendeichgebiet, die auf eine höhere kleinräumige

Vielfalt dieser Lebensräume hindeutete. Geringe mittlere Überflutungen pro Jahr, wie sie im

untersuchten Elbauenbereich im UG Rogätz herrschten (vgl. Tab. 17 und Tab. 18) schienen

102

keinen nachhaltigen Einfluss auf die untersuchten Bodentiergruppen zu haben. Stärker als

der Einfluss der Lage der Lebensräume vor bzw. hinter dem Deich machte sich der Einfluss

der Nutzung (Grünland bzw. Forst) bemerkbar.

Im Falle von Deichrückverlegungen in den untersuchten Gebieten bei Sandau ist zu

erwarten, dass sich die Lumbriciden- und Collembolenzönosen der Binnendeichflächen

denen der Außendeichflächen angleichen. Dies bedeutet für die Tiergruppen im einzelnen:

Die Deichrückverlegung wird nach den gewonnenen Erkenntnissen keinen Einfluss haben

auf die Artenzusammensetzung und die Gesamtabundanz der Lumbriciden auf den

zukünftigen Überflutungsflächen, wohl aber auf die Dominanzverhältnisse der Arten. Die

Collembolen der rezenten Binnendeichflächen werden nach einer Deichrückverlegung

möglicherweise eine Erhöhung der Artenzahlen erfahren, einhergehend mit einer Ver-

änderung der Abundanzdynamik und der Dominanz der Arten. Deichrückverlegungen in den

untersuchten Gebieten bei Rogätz werden dagegen wahrscheinlich keinen messbaren

Einfluss auf die Lumbriciden- und Collembolenzönosen haben.

103

6. Auswirkungen des Deichrückbaus auf BodenfunktionenBöden haben in der Landschaft im Zusammenwirken mit weiteren Kompartimenten der

Ökosysteme verschiedene Funktionen (Abb. 67)

Bodenfunktionen

Lebens-grundlage

für Mensch,Tier, Pflanze

Bestandteildes Wasser- u.

Nährstoff-kreislaufs

Abbau-,Ausgleichs- u.

Aufbaumedium f.stoffl. Einwirkungen

Nutzungs-funktion

Archiv d.Natur- u.Kultur-geschichte

Abb. 67: Darstellung der Bodenfunktionen.

Die Bedeutung der einzelnen Bodenfunktionen ist in den verschiedenen Landschaften

unterschiedlich. In der naturnahen Aue (ohne Eindeichung) ist die Nutzungsfunktion nur

untergeordnet. Mit der Eindeichung wurde die Erfüllung der Bodenfunktionen „Bestandteil

des Wasser- und Nährstoffkreislaufes“ sowie die Funktion „Abbau-, Ausgleichs- und

Aufbaumedium für stoffliche Einwirkungen“ räumlich eingeschränkt bzw. gemindert. Das

hatte Auswirkungen auf den Landschaftswasserhaushalt sowie auf die Stoffdynamik im

Außendeichgebiet bis zum Mündungsbereich. Dagegen gewann die Nutzungsfunktion an

Bedeutung. Durch Deichrückbau kommt es wieder zu einer Annäherung an die Verhältnisse

der naturnahen Aue, trotzdem hat die Nutzungsfunktion weiterhin einen hohen Stellenwert.

Aus bodenkundlicher Sicht ist die vorgeschlagene optimale Variante des neuen Deich-

verlaufs ein anzustrebender Kompromiss zwischen dem Ziel der Wiederherstellung des

naturnahen Zustandes und der Notwendigkeit der Beibehaltung der Bodennutzung.

Durch Deichrückbau können sich die gegenwärtigen ökologischen Eigenschaften der Böden

ändern. Dabei ist gemäß den Zielen des Bodenschutzes zu prüfen, inwieweit sich diese

Veränderungen ggf. auf die Erfüllung der Bodenfunktionen in der renaturierten Aue

auswirken. Grundlage für diese Einschätzungen bilden die durchgeführten bodenkundlichen

Untersuchungen, die in Kap. 5 ausführlich dargestellt sind.

104

Bodenfunktion: Lebensgrundlage für Mensch, Tier, PflanzeDie Lebensgrundlage wird nach Gröngröft et al. (1999) anhand folgender Gesichtspunkte

beurteilt: Bodenaufbau, Verdichtungsgrad, mögliche Versiegelung, Nutzung, Nährstoff- und

Wasserhaushalt sowie Schadstoffgehalte im Boden. Mit der Rückdeichung verändert sich

der Bodenaufbau nur unwesentlich. Durch Sedimentation werden an der Bodenoberfläche

feinsandig-schluffig-tonige und humushaltige Ablagerungen erwartet, die ständig biogen und

durch die Bodennutzung eingearbeitet werden und wahrscheinlich erst nach mehreren

Jahrzehnten als junger Auenbodenhorizont nachweisbar sind. Die durch Ackerbau in den

eingedeichten Gebieten nachgewiesenen Bodenverdichtungen werden sich nach

Rückdeichung und Nutzungsänderung (Wegfall des Ackerbaus) – biogen bedingt -

verringern. Durch Extensivierung der Bodennutzung im Zuge des Deichrückbaus nimmt die

Vielfalt der Lebensräume zu, so dass ein Anstieg der Artenvielfalt der Organismen eintritt

(vergl. Kap. 5.7: Collembolen). Gleiches ist infolge der Änderung des Bodenwasserhaus-

haltes (Zunahme der Vernässung und damit verbunden die allmähliche Wiedereinstellung

der naturnahen Auenverhältnisse) zu erwarten. Mit der Rückdeichung und Nutzungs-

änderung erfolgt ein Abbau von Nährstoffvorräten aus der Düngung, was allerdings durch

Einträge bei Überflutung wieder aufgehoben werden kann (s. Kap. 5.6). Hinsichtlich der

Schadstoffsituation muß bei einsetzender Sedimentation auf vormals eingedeichten Flächen

mit künftigen Bodenbelastungen gerechnet werden, die ggf. Nutzungseinschränkungen

bedingen können (s. Kap. 5.6.5). Auf die Ausbildung einer natürlichen auentypischen Vege-

tation sollen zu erwartende Schadstoffbelastungen kaum Einfluß haben (Schwartz, 2001).

Mit der Rückdeichung können die Böden die Funktion Lebensgrundlage für Mensch, Tier,

Pflanze in Teilen besser als bisher erfüllen, die Schadstoffsituation muß jedoch unter

Beobachtung gehalten werden. Anthropogene Überprägungen (z.B. Kiesgewinnung) müssen

unterbleiben.

Bodenfunktion: Bestandteil des Wasser- u. NährstoffkreislaufsDurch den Deichrückbau kommt es im rezenten Binnendeichgebiet zu periodischen

Überflutungsereignissen, wie sie derzeit im Außendeichgebiet auftreten. Der Wasserhaushalt

der betroffenen Böden wird sich deshalb in Abhängigkeit von der Lage der Böden im Relief,

von deren Entfernung vom Fluß und vom Substrataufbau ändern. In Flussnähe werden die

Böden stärker und öfter überflutet als in größerer Entfernung vom Fluss. Senken (insbe-

sondere Altwasserläufe im Retentionsgebiet) werden stärker vernässen als andere Standorte

(s. Kap. 5.5.5). Das Substrat beeinflusst entscheidend die Wasserleitfähigkeit.

Als Kriterium für die Funktionserfüllung Bestandteil des Wasserkreislaufs wird nach

Gröngröft et al. (1999) die Fähigkeit des Oberbodens zur Wasseraufnahme herangezogen,

105

die aus der gesättigten Wasserleitfähigkeit abgeleitet wird. Dieser Parameter ist in Kap. 5.5.4

für die Böden der Untersuchungsgebiete dargestellt. Stauhorizonte konnten für bestimmte

Gebiete nachgewiesen werden, so dass es dort bei Überflutungen zu einer Ansammlung von

Überflutungswasser und damit zu einer Vernässung kommen wird. Diese Gebiete sind in

Kap. 5.5.5 prognostiziert (Kartendarstellungen Abb. 32, Abb. 32b, Abb. 33). Vernässungser-

scheinungen sind bei Überflutung auch auf den verdichteten Ackerböden zu erwarten. Die

Verdichtung wird aber mit der Nutzungsänderung (Einschränkung bzw. Wegfall des Acker-

baus) im Zuge der Deichrückverlegung abnehmen. In den potentiell vernässenden Renatu-

rierungsgebieten wird die landwirtschaftliche Bodennutzung eingeschränkt. Unverdichtete

Böden und Standorte mit einer mittleren und hohen Wasserleitfähigkeit nehmen nach

Überschwemmungen Wasser auf und leiten dies als Sickerwasser in den Grundwasserleiter.

Somit wird insgesamt der Abluß reduziert, und in der Aue mehr Wasser zurückgehalten als

es jetzt der Fall ist. Die Grundwasserneubildung wird erhöht. Der Landschaftswasser-

haushalt in der Aue und in angrenzenden Räumen wird nach der Deichrückverlegung zum

Feuchteren tendieren. Die Böden im Deichrückverlegungsgebiet können also ihre

Funktionen im Wasserkreislauf - sich den ursprünglichen Verhältnissen nähernd – wahr-

nehmen.

Ebenfalls als Folge der Überflutungen kommt es zu Veränderungen des Stoffhaushaltes der

betroffenen Böden. Hierbei handelt es sich um Einträge von Nährstoffen und Schadstoffen.

Die Funktionserfüllung des Bodens als Bestandteil des Nährstoffkreislaufs, der mit dem

Wasserkreislauf eine Einheit bildet, wird beurteilt anhand der Fähigkeit der Nährstoffabgabe

an die Vegetation (Gröngröft et al., 1999). Diese ist determiniert durch Durchwurzelbarkeit,

Nutzungsart und Deckungsgrad der Vegetation. Die Durchwurzelbarkeit ist im Retentions-

gebiet lediglich auf den jetzt stärker verdichteten Ackerböden und bis zu gewissem Grade

auf den Auen-Tonböden zeitweise eingeschränkt. Da sich Bodenaufbau und Bodeneigen-

schaften (pH, Porenraum, Austauschkapazität) im Gebiet der Deichrückverlegung nicht

wesentlich ändern, sind gegenüber dem Ist-Zustand auch keine Veränderungen bezüglich

ihrer Funktion als Bestandteil des Nährstoffkreislaufs zu erwarten.

Bodenfunktion: Abbau-, Ausgleichs- und Aufbaumedium für stoffliche Einwir-kungenDiese Bodenfunktion wird im wesentlichen durch den Bodenaufbau (Bodenart, Humusgehalt)

und die Bodeneigenschaften (i.w. Austauschkapazität, nutzbare Feldkapazität, mikrobielle

Aktivität) bedingt. Von besonderer Bedeutung ist in diesem Zusammenhang das Verhalten

des Bodens als Ausgleichsmedium auf Grund der Filter- und Puffereigenschaften für

Schwermetalle. Mit Schadstoffeinträgen ist vor allen Dingen in den Senken und potentiellen

Vernässungsgebieten nach Deichrückverlegung zu rechnen, sofern das Überschwemmungs-

106

wasser Schadstoffe enthält (s. Kap. 5.6.5). Die Höhe des Austrags aus diesen potentiellen

Belastungsgebieten wird dann durch die Bindungsstärke des Bodens bestimmt. Sie wird

nach der Cadmiumbindungsstärke beurteilt (Gröngröft et al., 1999). Da in den potentiellen

Belastungsgebieten (Sedimentationsflächen im Rückdeichungsgebiet, Vernässungsflächen,

Senken) meistens bindige Böden vorherrschen, liegt eine hohe Bindungsstärke vor (s. Kap.

5.6.5). Hohe Bindungsstärken für Schadstoffe verhindern somit auch deren Eintrag ins

Grundwasser. Die sandigen Auenböden haben dagegen eine geringe Bindungsstärke und

auch ein geringes Puffervermögen, so dass es lokal zu Schadstoffbelastungen kommen

kann. Im wesentlichen treffen diese Darlegungen auch für organische Schadstoffeinträge zu.

Im Boden können zu einem erheblichen Anteil Schadstoffe abgebaut, festgelegt und damit

immobilisiert werden. Das betrifft insbesondere organische Schadstoffe. Diese Fähigkeit

hängt wesentlich von der mikrobiellen Aktivität der Böden ab. Spezielle Untersuchungen

dazu erfolgten nicht, jedoch ist aus den durchgeführten bodenzoologischen Untersuchungen

zu schließen, dass mit einer Erhöhung der Vielfalt der Lebensräume sowie durch Nutzungs-

änderung (Extensivierung, Grünlandnutzung, ggf. Aufforstung) eine Erhöhung der Arten-

vielfalt zu erwarten ist, die mit einem Anstieg der mikrobiellen Aktivität einhergeht. Fest-

legungs- und Abbauprozesse für Schadstoffe dürften nach Deichrückverlegung lokal unter-

schiedlich, insgesamt jedoch durchaus günstig beeinflusst werden. Mit der Erweiterung der

Überflutungsgebiete werden flächenbezogen die Bindungskapazität und Abbaukapazität für

Schadstoffe erhöht und somit die mögliche Grundwasserbelastung herabgesetzt. Lokale

erhöhte Belastungen infolge Überflutung müssen jedoch kontrolliert werden und erfordern

ggf. örtliche Nutzungseinschränkungen. Da die bindigen Böden in der Aue eine hohe

Feldkapazität aufweisen (vergl. Kap. 5.5.1), werden die im Rückdeichungsgebiet zu erwar-

tenden erhöhten Sickerwasserraten im Boden gespeichert und damit der Zufluß zum

Grundwasser verlangsamt. Auch dadurch sind erhöhter Abbau und erhöhte Festlegung von

Schadstoffen im Boden und damit Reduzierung von Einträgen ins Grundwasser möglich.

Durch eingetragene Nährstoffe im Zuge von Überflutungen ist eine Eutrophierung der

Auenböden zu erwarten. Andererseits sind trotz des überwiegend hohen Bindungs-

vermögens der Auenböden Nährstoffausträge aus dem Bodenpool – zumindest in den ersten

Jahren der Renaturierung – nicht auszuschließen, da mit dem Übergang zur Extensivierung

der Nährstoffentzug abnimmt. Zusammenfassend ist aus den speziellen bodenchemischen

und bodenphysikalischen Untersuchungen zu schließen, dass durch den Deichrückbau die

Böden die Funktion Abbau-, Ausgleichs- und Aufbaumedium für stoffliche Einwirkungen

uneingeschränkt erfüllen können.

107

Bodenfunktion: Archiv der Natur- und KulturgeschichteNaturnahe Böden erfüllen die Archivfunktion am besten, eine Beeinträchtigung erfolgte mit

der Eindeichung durch die Unterbrechung der Auensedimentation. Mit der Rückdeichung

und Fortsetzung der Ablagerung entwickeln sich die Böden allmählich wieder zur Naturnähe.

Als Zeugnisse der Kulturgeschichte bleiben wesentliche Merkmale der gegenwärtigen

Ackernutzung in der Aue durch allmähliche Überdeckung der Bearbeitungshorizonte (aAp-

Horizonte) erhalten. Die durch Auenlehm- und Auenton-Abbauflächen geschaffenen

„seltenen Böden“ haben auch nach der Rückdeichung Bestand.

Bodenfunktion: Standort für land- und forstwirtschaftliche NutzungDie Auenböden erfüllen ihre Funktion als Standorte für Pflanzen und ermöglichen die land-

und forstwirtschaftliche Nutzung durch die Bereitstellung des Wurzelraums sowie die

Speicherung von Wasser und Nährstoffen. Die potentiellen Überflutungsflächen sind für eine

Ackernutzung nur noch eingeschränkt geeignet, da insbesondere auch in den Vernässungs-

gebieten die Bodenbearbeitung und Düngung weitgehend entfallen muß. Daraus folgen

umfangreiche Nutzungsänderungen. Somit erfährt die Nutzungsfunktion der Auenböden im

Zuge der Deichrückverlegung von den genannten Bodenfunktionen die wesentlichsten

Veränderungen. In Zukunft wird deshalb im Rückdeichungsgebiet auf den landwirtschaftlich

genutzten Flächen die überwiegend extensive Grünlandnutzung bestimmend sein. Insge-

samt wird die landwirtschaftliche Nutzung (landwirtschaftliche Biomasseproduktion) in der

renaturierten Aue zurückgehen. Die Bodenbewertung (Bodenschätzung) muß zukünftig die

potentielle Überflutung berücksichtigen. Mit einer Verringerung von 10...20 Bodenpunkten für

die bisherigen Ackerflächen ist zu rechnen. Die Böden im Rückdeichungsgebiet sind für die

Aufforstung geeignet.

Maßnahmen des Bodenschutzes im RenaturierungsgebietDer Bodenschutz beinhaltet den Schutz der Bodenfunktionen. Eingriffe in den Boden können

die Bodenfunktionen mehr oder weniger beeinträchtigen. Im Rückdeichungsgebiet hat der

Bodenschutz folgende Prioritäten:

� Kontrolle der Schadstoffsituation,

� Vermeidung von Bodenverdichtungen,

� Vermeidung von Eingriffen in den Boden infolge Rohstoffabbau (z. B. Kiesgewinnung)

108

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Kartenunterlagen für die Untersuchungsgebiete:� Topographische Karten i.M. 1:10.000 und 1:25.000� Karten der Mittelmaßstäbigen Landwirtschaftlichen Standortkartierung (MMK)� Arbeitskarten i.M. 1:25.000, gedruckte Karten i.M. 1:100.000� Karten der Forstlichen Standortserkundung i.M. 1:10.000� Karten der Bodenschätzung i.M. 1:10.000� Geologische Karten i.M. 1:25.000

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8. AbbildungsverzeichnisAbb. 1: Kornzusammensetzung der Auensedimente an der Oberfläche Sandau..................10

Abb. 2: Kornzusammensetzung der Auensedimente an der Oberflläche Rogätz. .................11

Abb. 3: Korngrößenfraktionen der Auensedimente ...............................................................12

Abb. 4: Mittlere Klimawerte im Zeitraum 1991-2000 Seehausen ..........................................16

Abb. 5: Mittlere Klimawerte im Zeitraum 1991-2000 Magdeburg ..........................................16

Abb. 6: Temperaturen und Niederschläge im Untersuchunszeitraum Seehausen ................17

Abb. 7: Temperaturen und Niederschläge im Untersuchungszeitraum Magdeburg ..............17

Abb. 8: Langjährige Monatsmittel der Pegelstände in den Untersuchungsgebieten..............19

Abb. 9: Abflüsse im Untersuchungszeitraum 1998-2000, Pegel Havelberg ..........................20

Abb. 10: Bodenmonolithe: Entnahme und Einbau. ...............................................................29

Abb. 11: Schema: Einbau der Bodenmonolithe im Labor......................................................30

Abb. 12: Schematischer Bau der Redoxelektroden und Funktionsweise der Salzbrücken....30

Abb. 13: Leitbodenformen der Untersuchungsgebiete Sandau und Rogätz..........................36

Abb. 14: Flächenanteile von der Leitbodentypen-Gesellschaften .........................................37

Abb. 15: Flächenanteile von Substrat-Gesellschaften (Bodenarten-Abfolgen)......................37

Abb. 16: Vorherrschende Bodengesellschaften im UG Sandau............................................37

Abb. 17: Karte: Bodengesellschaften Sandau-Nord..............................................................39

Abb. 18: Karte: Bodengesellschaften Sandau-Süd. ..............................................................39

Abb. 19: Vorherrschende Bodengesellschaften im Untersuchungsgebiet Rogätz.................39

Abb. 20: Karte: Bodengesellschaften Rogätz Nord...............................................................41

Abb. 21: Karte: Bodengesellschaften Rogätz Süd ................................................................41

Abb. 22: Korngrößenverteilung in den Untersuchungsgebieten Sandau und Rogätz............51

Abb. 23: Tongehalte in Abhängigkeit von der Horizonttiefe ..................................................52

Abb. 24: Grundwasserflurabstände UG Sandau...................................................................59

Abb. 25: Grundwasserflurabstände UG Rogätz....................................................................59

Abb. 26: Vergleich gemessene Grundwasserstände und der hydrologische Modellierung ...60

Abb. 27: Mess- und Schätzwerte von kf in Abhängigkeit vom Tongehalt. .............................61

Abb. 28: Beziehung zwischen ermitteltem und geschätztem kf-Wert ....................................61

Abb. 29: Stauhorizonte in Abhängigkeit von der Tiefe ..........................................................62

Abb. 30: Medianwerte der Abflüsse im Frühjahr/Frühsommer, Pegel Rogätz .......................63

Abb. 31: Medianwerte der Abflüsse im Frühjahr/Frühsommer, Pegel Havelberg ..................63

Abb. 32: Überflutungsstufen nach Deichrückbau im Untersuchungsgebiet Sandau..............64

Abb. 32b: Überflutungsstufen nach Deichrückbau im Untersuchungsgebiet Rogätz 88

Abb. 33: Vernässungsneigung nach Deichrückbau im Untersuchungsgebiet Sandau ..........65

Abb. 34: Sediment-Akkumulationspotential im UG Sandau. .................................................68

Abb. 35: Sediment-Akkumulationspotential im UG Rogätz. ..................................................68

117

Abb. 36: Wertebereiche organischer Kohlenstoff in Abhängigkeit von Nutzung und Lage. ...70

Abb. 37: Kohlenstoffgehalte in Abhängigkeit von der Tiefe...................................................71

Abb. 38: Beziehung zwischen Tongehalt und Eisen-Gesamtgehalt ......................................72

Abb. 39: Tiefenverteilung von dithionitlöslichen Mangangehalten.........................................73

Abb. 40: Tiefenverteilung von dithionitlöslichen Eisengehalten.............................................73

Abb. 41: Verhältnis von Mnd:Fed in Abhängigkeit von der Tiefe. ...........................................74

Abb. 42: Verteilung der Gesamtheit der pH-Werte in den Untersuchungsgebieten...............78

Abb. 43: Streubreite auftretender pH-Werte in Abhängigkeit von der Tiefe...........................78

Abb. 44: Auftretende pH-Werte in Abhängigkeit von Lage und Nutzung...............................78

Abb. 45: Einstufung der Oberboden-pH-Werte .....................................................................79

Abb. 46: Lage des N-min Probenahmerasters im Untersuchungsgebiet Sandau..................82

Abb. 47: Interpolationsergebnis der Nitratgehalte zu zwei Probenahmezeitpunkten .............82

Abb. 48: Beziehung von Gesamt-P zu Corg und Feo..............................................................84

Abb. 49: Anteil des pflanzenverfügbaren Phosphors am Gesamtphosphor ..........................86

Abb. 50: Beziehung zwischen Kupfergehalt und Tonanteil bzw. Kohlenstoffgehalt...............87

Abb. 51: Blei- und Arsengehalte in Abhängigkeit von der Tiefe ............................................88

Abb. 52: Zink- und Kupfergehalte in Abhängigkeit von der Tiefe ..........................................88

Abb. 53: Kupfer- und Zinkgehalt und jeweiliger pH-Wert der Proben....................................89

Abb. 54: Cadmium- und Nickelgehalt und jeweiliger pH-Wert der Proben ............................89

Abb. 55: Arsen- und Bleigehalt und jeweiliger pH-Wert der Proben......................................89

Abb. 56: Chrom- und Quecksilbergehalt und jeweiliger pH-Wert der Proben........................90

Abb. 57: Abundanz der Lumbricidenzönosen im Untersuchungsgebiet Sandau ...................95

Abb. 58: Abundanz der Lumbricidenzönosen im Untersuchungsgebiet Sandau ...................95

Abb. 59: Biomasse der Lumbricidenzönosen im Untersuchungsgebiet Sandau ...................95

Abb. 60: Biomasse der Lumbricidenzönosen im Untersuchungsgebiet Rogätz ....................95

Abb. 61: Individuendominanz der Lumbricidenarten .............................................................96

Abb. 62: Gesamtabundanz der Collembolenzönosen im Untersuchungsgebiet Sandau.......99

Abb. 63: Gesamtabundanz der Collembolenzönosen im Untersuchungsgebiet Rogätz........99

Abb. 64: Individuendominanz Collembolen.........................................................................100

Abb. 65: Diversität (H’) der Collembolenzönosen im Untersuchungsgebiet Sandau ...........100

Abb. 66: Diversität (H’) der Collembolenzönosen im Untersuchungsgebiet Rogätz ............100

Abb. 67: Darstellung der Bodenfunktionen 149

118

9. TabellenverzeichnisTab. 1: Bodenkundliches Arbeitsprogramm........................................................................... 6

Tab. 2: Kornfraktionen der Auensedimente ..........................................................................10

Tab. 3: Biotoptypen in den Untersuchungsgebieten .............................................................14

Tab. 4. Vergleich von Niederschlags-Wertegesamtheiten verschiedener DWD-Stationen....15

Tab. 5: Niederschlagssummen im Zeitraum 1995-2000........................................................16

Tab. 6: Hochwasserjährlichkeiten.........................................................................................20

Tab. 7: Ausweisung von Bodenvarietäten und deren Kennzeichnung ..................................23

Tab. 8: Termine der Probenahmen Bodenbiologie ...............................................................33

Tab. 9: Legende zur Bodenkarte Untersuchungsgebiet Sandau...........................................39

Tab. 10: Flächenstatistik Untersuchungsgebiet Sandau .......................................................39

Tab. 11: Nutzung im Untersuchungsgebiet Sandau..............................................................39

Tab. 12: Legende zur Bodenkarte Untersuchungsgebiet Rogätz..........................................41

Tab. 13: Flächenstatistik Untersuchungsgebiet Rogätz ........................................................41

Tab. 14: Nutzung im Untersuchungsgebiet Rogätz...............................................................41

Tab. 15: Nutzung, Überflutungsdauer und Grundwasserflurabstand der Testflächen ...........47

Tab. 16: Landwirtschaftlich bedingte Verdichtungserscheinungen........................................54

Tab. 17: Ergebnisse der Simulation des Oberflächenwassers, UG Sandau..........................56

Tab. 18: Ergebnisse der Simulation des Oberflächenwassers, UG Rogätz...........................56

Tab. 19: Gemessene Grundwasserstände, UG Sandau.......................................................59

Tab. 20: Teilflächen mit mittlerer Vernässungsneigung im UG Sandau. ...............................66

Tab. 21: Teilflächen mit sehr starker Vernässungsneigung im UG Sandau. .........................66

Tab. 22: Teilflächen mit starker Vernässungsneigung im UG Sandau. .................................66

Tab. 23: Vergleich Mittelwasser und Überflutungstage Sandau, Rogätz, Lenzen. ................67

Tab. 24: Probenahme Bodenmonolithen. .............................................................................75

Tab. 25: Schadstoffgehalte im Oberboden ...........................................................................88

Tab. 26: Maßnahmenwerte, Sanierungsschwellenwerte.......................................................88

Tab. 27: Artenverteilung der Lumbriciden und Gesamtartenverteilung Testflächen ..............94

Tab. 28: Artenliste der Collembolen......................................................................................96

Tab. 29: Differentialarten der Collembolenzönosen und Gesamtartenzahlen Testflächen ....97

Tab. 30: Artenidentität (SØRENSEN-Quotient) der Collembolenzönosen der Testflächen ...98