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Beitrag zum Statusseminar 'Elbe-Oekologie' 1999
13.12.1999  
Status99

Genestete Analysen zu den Auswirkungen der Landnutzung auf den

Wasser- und Stoffhaushalt im Elbe-Einzugsgebiet

Alfred Becker (PIK), Horst Behrendt (IGB), Uwe Haberlandt (PIK)

 

1. Genestete Analysen

Die genesteten Analysen bestehen im Grundsatz in folgendem (Becker et al., 1995, Becker 1997):

In kleinen, messtechnisch gut erschlossenen Gebieten werden detaillierte Prozessstudien durchgef�hrt sowie prozessad�quate Methoden und Modelle entwickelt und validiert. Diese Methoden und Modelle oder die Untersuchungsergebnisse werden dann in gr��ere Gebiete und Skalenbereiche �bertragen, wobei Regionalisierungstechniken, Skalenbeziehungen u.�. zur Anwendung gebracht werden (Braun et al., 1997, Becker & Braun, 1999).

Die Arbeiten des PIK und IGB beziehen sich prim�r auf gr��ere Einzugsgebiete (gr��er ca. 100 km�), d.h. auf die Meso- und Makroskala. Die Br�cke zu den kleinskaligen Arbeiten, die prim�r von anderen Institutionen "getragen" werden (TUD, UFZ, ZALF und Partner, LfL), muss projekt�bergreifend erfolgen, wobei eine Phasenverschiebung zu bew�ltigen ist, da diese Arbeiten sp�ter begonnen wurden (ein Jahr oder mehr).

 

2. Gro�r�umige Wasserhaushaltsanalysen und Abflusskomponenten-Berechnungen

Diese wurden prim�r mit ARC/EGMO durchgef�hrt, wobei sich folgende Eigenschaften des Systems und der in ihm eingesetzten Komponentenmodelle (Teilmodelle) erneut bew�hrt haben (Becker & Lahmer, 1997, Kl�cking et al., 1999):

  • die M�glichkeit, unterschiedliche problem-, prozess- und informationsad�quate, d.h. auch sehr feine Fl�chenuntergliederungen vorzunehmen, wobei diese f�r die Beschreibung der vertikalen Prozesse einerseits und der lateralen Prozesse andererseits verschieden voneinander sein k�nnen,
  • das lagegenaue Ausweisen von Fl�chen bestimmter Eigenschaften (Topographie, Landnutzung, Vegetation, Boden, Grundwasserflurabstand, etc.), die auch einer Landnutzungs�nderung unterliegen k�nnen, sowie die Bestimmung von auf diese Fl�chen bezogenen Modellparametern unter Nutzung des Geographischen Informationssystems (GIS) ArcInfo,
  • der Einsatz unterschiedlich detaillierter Teilprozessmodelle zur integrativen Modellierung hydrologischer Prozesse auf regionaler Ebene und in Flusseinzugsgebieten, wobei in der angewendeten Modellversion vorrangig vereinfachte, robuste Modelle mit physikalisch begr�ndeten Parametern genutzt wurden.

Das Grundprinzip bei der hydrologischen Modellierung nach Abflusskomponenten mit ARC/EGMO, wie auch mit SWIM (Krysanova et al., 1998a), ist die Ausweisung von Fl�chen gleicher Prozessdominanz (Hydrotope, Hydrotopklassen). Dieses Herangehen gestattet eine physikalisch begr�ndete Vereinfachung detaillierter dreidimensionaler Zustands– und Prozessbeschreibungen, reduziert damit den Umfang notwendiger Eingangsinformationen und erleichtert die Quantifizierung der raum– und zeitvarianten Gebietsreaktion.

Bei der Simulation der Konzentration der lateralen Abfl�sse, speziell der unterirdischen, werden diese Hydrotopklassen entsprechend den Speisungsfl�chen ("contributing areas") der betrachteten Abflusskomponenten (Basisabfluss, Interflow von Hangfl�chen und Nassfl�chen, usw.), d.h. bezogen auf die Raumdom�ne f�r diese Prozesse, zusammengefasst. Bei gro�skaligen Modellanwendungen wie im Elbegebiet liegt allerdings ein Hauptproblem in der Schwierigkeit, die r�umlichen Heterogenit�ten in dieser Raumskala anhand der in unterschiedlicher Aufl�sung verf�gbaren Basisdaten hinreichend genau abzubilden.

Folgende Ergebnisse der durchgef�hrten Berechnungen und Analysen seien hier kurz vorgestellt und kommentiert: Im Saalegebiet wurde die zun�chst vorgenommene Klassifizierung in 6 Landnutzungsklassen erweitert auf zehn Klassen. Au�erdem wurde die Exposition der einzelnen Fl�chen ber�ck

sichtigt, und eine ver�nderte Untergliederung der Gef�lleklassen vorgenommen (0 – 1%, 1 – 4 %, 4 – 10%, 10 – 12%, 12 – 15%, > 15% Hangneigung). Die Elementarfl�chen wurden dann durch eine Verschneidung der klassifizierten Landnutzungskarte, der Bodenkarte B�K1000, der in sechs Stufen (0 – 0,5m, 0,5 – 1m, 1 – 2m, 2 – 5 m, 5 – 10m, >10m) klassifizierten Karte der Grundwasserflurabst�nde und der Gef�lleklassenkarte gebildet. Diesen Fl�chen wurden jeweils die Mittelwerte der Gel�ndeh�hen, der Exposition und des Gef�lles zugewiesen. Die Abb. 1 zeigt den Gesamtvergleich der berechneten und mittleren Jahresabfl�sse f�r alle betrachteten Beispielgebiete. Diese Gebiete und die f�r sie abgeleiteten Simulationsergebnisse bildeten die Grundlage f�r die im weiteren beschriebenen Regionalisierungsarbeiten.

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Abb. 1. Gegen�berstellung der simulierten und gemessenen Abflussspenden (langj�hrige Mittelwerte) der Validierungsgebiete

 

3. Gekoppelte dynamische Wasser– und Stoffhaushaltsuntersuchungen

Schwerpunkte dieser Untersuchungen, die mit dem Modell SWIM (Krysanova et al., 1998a) durchgef�hrt wurden, waren:

  1. die integrierte Modellierung der hydrologischen Prozesse und des Stickstoffhaushaltes in ausgew�hlten Untersuchungsgebieten (Krysanova & Becker, 1999; Krysanova et al., 1999a),
  2. die Analyse der Auswirkungen von Landnutzungs�nderungen auf die hydrologischen Prozesse in Brandenburg (Wechsung et al., 1999; Krysanova et al., 1999b) und
  3. die Validierung des Erosionsmoduls in SWIM und Untersuchungen �ber die Beziehungen zwischen hydrologischen Prozessen und Sedimenttransport in Flussgebieten (Krysanova et al.1998b & 1999d).

Die Arbeiten zu 1. betreffen die SWIM–Anwendungen in zwei sehr unterschiedlichen mesoskaligen Flussgebieten (Krysanova et al. 1999a): im Stepenitzgebiet bis zum Pegel Wolfshagen (575 km�) im pleistoz�nen Tieflandbereich (Land Brandenburg) und im Zschopaugebiet bis zum Pegel Lichtenwalde (1504 km�) im Mittelgebirge (Land Sachsen). Die Stickstofffl�sse im Boden wurden nacheinander f�r verschiedene Feldfr�chte und D�ngepl�ne, wie sie f�r gew�hnlich in der Region Anwendung finden, analysiert. Dabei wurde ein 7–Jahres–Simulationszeitraum zugrundegelegt. Folgende Feldfr�chte wurden simuliert: Sommergerste, Wintergerste, Winterweizen, Silomais und Gras als Bodendecker f�r den Winter.

Speziell untersucht wurden die Unterschiede zwischen drei repr�sentativen B�den im Stepenitz–Einzugsgebiet: dem Lehm–Sand–Boden 26 (Fahlerde, 53% der Fl�che), dem Lehmboden 19 (Parabraunerde, 12%) und dem Sandboden 17 (Gley–Podsol, 9%). Im Zschopau–Einzugsgebiet wurden vier repr�sentative B�den analysiert: der Sandboden 57 (Podsolige Braunerde, 40% der Fl�che), die Lehmb�den 59 und 56 (beide Braunerde aus L��, 37% und 16%) und der Sand–Lehm–Boden 55 (Braunerde, 7%).

Die Analyse der Unterschiede in den Stickstofffl�ssen in verschiedenen B�den f�hrt zu folgenden Schlussfolgerungen:

  1. Die Stickstoffauswaschung findet in verschiedenen B�den unterschiedlich statt. W�hrend in den Sandb�den 17 und 57 Durchsickerung ins Grundwasser vorherrscht und in den Lehmb�den 19, 56 und 59 haupts�chlich die seitliche Auswaschung mit den lateralen Abfl�ssen und deren Durchmischung auftritt, ist in den B�den 26 und 55, die einen dazwischenliegenden Bodentyp darstellen, eine Verteilung des Stickstofflusses auf beide Abflussarten zu verzeichnen.
  2. Stickstoffauswaschung mit direktem lateralen Abfluss kommt in den B�den des Stepenitz–Gebietes praktisch nicht vor (nur ein Ereignis in sieben Jahren in Bodentyp 19 bei einem FO–D�ngeschema; vgl. 6.). Im Zschopau–Gebiet tritt dieses Ereignis auf den Lehmb�den hingegen im gleichen Zeitraum mehrfach (zwischen ein– bis siebenmal) auf (am h�ufigsten im Bodentyp 59) und es kann relativ gro�e Stofffrachten bef�rdern (bis zu 30–60 kg/ha an einem Tage).
  3. Die Stickstoffresorption durch Feldfr�chte und folglich die Ernten sind auf den Sand–Lehmb�den der Typen 19 und 26 im Stepenitz–Gebiet und auf 55 im Zschopau–Gebiet h�her als auf anderen B�den.
  4. Der Gesamtverbrauch an Stickstoff (Pflanzenaufnahme dividiert durch die Summe von D�ngung und Mineralisierung) betr�gt im Stepenitz–Gebiet 70–80% und im Zschopau–Gebiet 55–65%.
  5. Die Mineralisierung ist in den B�den 19 und 59 am h�chsten, was vor allem auf den h�heren Wasserfaktor der Mineralisierung zur�ckzuf�hren ist.
  6. Bei einmaliger Ausbringung des Stickstoffd�ngers im Fr�hjahr (FO) ergibt sich eine h�here Stickstoffauswaschung. Es werden gr��ere Gesamtd�ngergaben n�tig und das Verh�ltnis zwischen ausgebrachtem Stickstoff und Stickstoffresorption durch die Feldfr�chte steigt.

Insgesamt hat SWIM seine Eignung f�r detaillierte Analysen zum Stickstoffhaushalt unterschiedlich genutzter B�den und zu den Auswirkungen ge�nderter Landnutzungen unter Beweis gestellt. Das gleiche gilt auch bez�glich der Erosions– und Sedimenttransportprozesse, wie durch spezielle Untersuchungen in dem datenm��ig besser belegten Bayrischen Glonngebiet (392 km2), aber auch im s�chsischen Teil des Muldegebietes (6171 km2) gezeigt werden konnte.

 

4. Auswirkungen von Landnutzungs�nderungen

Erste Szenarioanalysen mit ge�nderter Landnutzung wurden unter Nutzung von ARC/EGMO im Rahmen des Projektes "Wasser– und Stoffr�ckhalt im Tiefland des Elbeeinzugsgebietes" (WaStor) (Bork 1997) durchgef�hrt, und werden dort auch vorgestellt. Hier soll lediglich das Gesamtergebnis herausgestellt werden, nach dem die ermittelten �nderungen in den langj�hrigen Mittelwerten der Wasserhaushaltsgr��en bei allen untersuchten, potentiell auch realisierbaren �nderungsszenarien der Landnutzung unter 8% liegen (Lahmer & Becker, 1999, Lahmer et al., 1999). Gr��ere �nderungen bis �ber 20% waren nur bei extremen, nicht realistischen Szenarien der Landnutzungs�nderung nachweisbar, z.B. bei vollst�ndiger Konversion der landwirtschaftlichen Nutzfl�che im Stepenitzgebiet (66,4% der Gebietsfl�che) in Wald (Lahmer & Becker, 1998).

Auch mit SWIM wurden verschiedene Szenarioanalysen durchgef�hrt (Wechsung et al., 1999; Krysanova et al., 1999b), und zwar f�r das Land Brandenburg. In den zur�ckliegenden 10 bis 20 Jahren hatte sich hier wie auch insgesamt in Westeuropa eine Tendenz zur Deintensivierung in der Landwirtschaft ergeben, die sich auch in Zukunft fortsetzen wird. Typisch war die zeitweise Stilllegung von Fl�chen innerhalb des Fruchtfolgezyklus. Diese betraf 10–20% der Anbaufl�chen in Brandenburg (zwischen 1994 und 1998). Die Auswirkungen dieser Landnutzungs�nderungen auf den Wasserhaushalt und die Wasserresourcen waren zuerst zu untersuchen.

Dazu wurden neben dem Referenzszenario 1981–1991 drei Szenarien f�r zeitweilige, 1– bis 2–j�hrige Stilllegungen von landwirtschaftlichen Nutzfl�chen (Szenarien B und C) bzw. 3– bis 4–j�hrige Stilllegungen (Szenario D) unter Beachtung von drei Gruppen unterschiedlicher Bodentypen (arm = Sandb�den = 38,5% der Fl�che; mittel = lehmige Sande = 42,4%; reich = Lehm– und L��b�den = 19,1%) untersucht. Betrachtet wurden folgende, in Brandenburg am verbreitetsten angebauten Feldfr�chte: Winterweizen, Winter– und Sommergerste, Winterroggen, Silomais und Kartoffeln sowie die im Bezugszeitraum 1981 – 91 praktizierten Rotationszyklen. Die �nderungsszenarien waren:

  1. Auf allen Bodentypen wurde Mais im Mittel statt in 3 von 10 Jahren (wie bisher) nur in 2 Jahren angebaut, d.h. in einem von 10 Jahren wurde ein entsprechender Anteil der Anbaufl�che stillgelegt.
  2. Analog wurde mit Kartoffeln auf den armen und mittleren B�den verfahren, d.h. hier wurden keine Kartoffeln mehr angebaut.

  3. Hier wurde der Anteil der Anbaufl�chen f�r Winterroggen reduziert, und zwar erfolgte auf den armen B�den nur in 1 statt in 3 Jahren ein Anbau, auf den mittleren nur in 1 statt in 2 Jahren. Auf den guten B�den wurde eine Einstellung des Kartoffelanbaus angenommen.
  4. Hier wurde der Maisanbau auf allen B�den von 3 auf 2 Jahre reduziert. Au�erdem wurden der Roggenanbau sowie auf den guten B�den der Anbau von Wintergerste v�llig eingestellt. Dies entspricht Stilllegungen der entsprechenden Anbaufl�chen f�r 3 bis 4 Jahre (von 10 Jahren).

Bei den Szenario–Analysen wurde ein speziell entwickelter "stochastischer Fruchtverteilungsgenerator" eingesetzt, der die Fruchtarten in jedem Jahr so �ber die Anbaufl�che verteilt, dass die vorgegebenen Rotationszyklen im Mittel eingehalten wurden und die simulierte r�umliche Verteilung der Ertr�ge entsprechend den Bodenqualit�ten den Erfahrungswerten entspricht. Bei diesen Szenariorechnungen ergaben sich f�r B und C geringe Abnahmen der Gebietsverdunstung um ca 1.5%, bei D um 3.8% (entsprechend dem absinkenden Blattfl�chenindex LAI). Demgegen�ber stiegen der Direktabfluss und die Grundwasserneubildung bei B und C um 2 bis 3% an, bei D um 6.4%.

Als eine weitere wichtige Landnutzungs�nderung wurde die Herausnahme von Uferschutzstreifen von (a) 150 m, (b) 500 m Breite aus den landwirtschaftlichen Nutzfl�chen und deren Umwandlung in Wiesenfl�chen in Betracht gezogen. Bekanntlich k�nnen solche begr�nten "Pufferzonen" bzw. Flusskorridore die Gew�sser wirksam sch�tzen vor Eintr�gen an gel�stem Stickstoff und Sedimenten (inklusive Phosphor, Pestizide und Schwermetalle in deren Begleitung). Die Ergebnisse der diesbez�glichen Szenarioanalysen besagen, dass sich die Gebietsverdunstung erh�ht, und zwar gegen�ber dem Referenzszenario bei 150 m breiten Uferstreifen um ca. 1.6 %, bei 500 m um 4.1% (infolge der durchg�ngigen hohen Verdunstung der feuchten Wiesenfl�chen. Dies hat Verringerungen des Direktabflusses um ca. 2.5% bzw. 6.9% und der Grundwasserneubildung um ca. 3.2% bzw. 7.7 % zur Folge.

Die Kombination der beiden zuvor erl�uterten Grundszenarien f�r Landnutzungs�nderungen f�hrt zu einem Spektrum an Ergebnissen �ber die resultierenden Auswirkungen. Diese liegen jedoch f�r eine Breite der Uferstreifen von 150 m bei allen untersuchten Wasserhaushaltsgr��en unter 3%. F�r 500 m wurden Erh�hungen der Gebietsverdunstung um 2.5 bis 3.6% berechnet, sowie Verringerungen des Direktabflusses von 3.7 bis 5.9% und der Grundwasserneubildung von 5.3 bis 6.9%.

Insgesamt sind diese Ergebnisse plausibel, wenn auch nicht einfach zu interpretieren. W�nschenswert w�re die Einbeziehung der Ergebnisse der Regionalprojekte, speziell die aus dem St�r– und Rhingebiet (WASTOR), die jedoch erst 2000 zur Verf�gung stehen werden.

Eine weitere ungekl�rte Frage ist die nach den Ver�nderungen hydrologisch wichtiger Bodenparameter beim �bergang von konventioneller zu konservierender Bodenbearbeitung. Da das hierzu bewilligte Projekt der LfL erst vor kurzem angelaufen ist, wurden von Schmidt einige fr�here Untersuchungsergebnisse zusammengestellt und f�r eine Voruntersuchung an uns �bergeben.

Die Analyse dieser Daten zeigt, dass im Boden durch die konservierende Bodenbearbeitung mit Direktsaat deutliche biogene Aufweitungseffekte, wahrscheinlich durch Regenw�rmer und Wurzeln unterhalb von ca. 25 cm Bodentiefe nachweisbar sind. Demgegen�ber sind im Oberboden die Grobporenanteile um mehr als 10 % geringer als in den mit Pflug oder Fl�gelschargrubber bearbeiteten B�den. Erstaunlicherweise bleibt dies jedoch ohne Konsequenzen f�r die Infiltrationsleistungen des Bodens. Dies ist vermutlich dadurch erkl�rbar, dass bei den B�den mit konservierender Bodenbearbeitung und Direktsaat, wo die sich j�hrlich wiederholende Zerst�rung der Bodenstruktur mit ihren Makroporen usw. unterbleibt, die f�r die Infiltration entscheidenden Versickerungssysteme erhalten bleiben. Dies wurde auch durch Beisecker (1994) und Frede et al. (1994) nachgewiesen.

Die Daten von Schmidt aus dem Jahr 1994 zeigen, dass unterhalb von 20 cm Bodentiefe bei konservierender Bodenbearbeitung deutlich gr��ere ges�ttigte Wasserleitf�higkeiten auftreten, und zwar in

30–35 cm Bodentiefe: 228 cm/d (gegen�ber 17 cm/d bei gepfl�gtem Boden),

50–55 cm " : 488 " ( " 153 " " " " ),

80–85 cm " : 113 " ( " 80 " " " " ).

Oberhalb 20 cm Bodentiefe wurden demgegen�ber ann�hernd gleiche bzw. leicht verringerte Werte festgestellt (176 gegen�ber 266 cm/d). Insgesamt kann somit die von Schmidt bereits vertretene Auffassung best�tigt werden, dass konservierend bearbeitete B�den deutlich h�here Infiltrationsraten aufweisen und dementsprechend geringere oberirdische Direktabfl�sse. Das heisst, den Makroporen kommt eine gr��ere Bedeutung f�r die Infiltration zu als der Porengr��enverteilung, was mit den Untersuchungsergebnissen anderer �bereinstimmt (z.B. Bronstert, 1999).

 

5. N�hrstoffeintr�ge im Elbegebiet

Die flussgebietsdifferenzierten Analysen �ber die N�hrstoffeintr�ge im Elbegebiet und deren zeitliche Ver�nderung wurden mit dem Modell MONERIS (MOdeling of Nutrient Emissions in RIver Systems) durchgef�hrt (Behrendt et al., 1999a). Dieses Modell erm�glicht die Quantifizierung der N�hrstoffeintr�ge �ber insgesamt acht verschiedenen Eintragspfade (punktuelle Quellen: kommunale Kl�ranlagen und industrielle Direkteinleiter; diffuse Quellen: Erosion, Abschwemmung, Grundwasser, Dr�nagen, atmosph�rische Deposition und urbane Fl�chen). Die Ergebnisse f�r das gesamte Einzugsgebiet der Elbe in Deutschland sowie die Saale und die Havel sind als Mittelwerte f�r die Zeitr�ume 1983–1987 und 1993–1997 in den Abb. 2 und 3 dargestellt.

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Abb. 2.
Eintr�ge von Phosphor in das deutsche Einzugsgebiet der Elbe oberhalb von Zollenspieker sowie Saale und Havel in den Zeitr�umen 1983-1987 sowie 1993-1997

Demnach lagen die Phosphoreintr�ge im gesamten deutschen Teil des Flussgebietes der Elbe in der Mitte der achtziger Jahre bei 18800 tP/a. Demgegen�ber betrug die Summe der P–Eintr�ge um das Jahr 1995 nur noch 7160 tP/a, was einer Verringerung um 62% (Saale: 63%; Havel 69%) entspricht. Diese Verringerung ist insbesondere auf die Reduzierung der punktuellen Eintr�ge durch industrielle Direkteinleiter und kommunale Kl�ranlagen zur�ckzuf�hren. W�hrend die Anteile dieser Eintragspfade an den gesamten P–Eintr�gen der Elbe in den vergangenen Jahren von 67 auf 36% abnahmen, erh�hte sich der Anteil der diffusen Eintr�ge auf nunmehr 64%. Gr��ter einzelner Eintragspfad sind aber auch noch in der Mitte der neunziger Jahre die P–Eintr�ge aus kommunalen Kl�ranlagen. Nach den Eintr�gen aus kommunalen Kl�ranlagen sind die P–Belastungen infolge Erosion und von urbanen Fl�chen die n�chst gr��ten Eintragspfade. Die Anteile der diffusen Eintr�ge an der gesamten P–Belastung der Elbe unterscheiden sich sehr stark. So liegt der Anteil der P–Eintr�ge �ber Erosion im Havelgebiet bei nur 8% w�hrend dieser Pfad in der Saale mit 35% insgesamt der dominante Eintragspfad ist. Die ermittelte hohe Belastung von urbanen Fl�chen ergibt sich einerseits aus den Eintr�gen aus der Misch– und Trennkanalisation aber auch durch den noch hohen Anteil von Einwohnern, die nur an eine Kanalisation aber an keine Kl�ranlage (insbesondere in Sachsen und Th�ringen) bzw. weder an Kanalisation noch an Kl�ranalgen angeschlossen sind. Im Vergleich der beiden nahezu gleichgro�en Flussgebiete von Saale und Havel sind die P–Eintr�ge in das Havelsystem sowohl fl�chen– als auch einwohnerspezifisch deutlich geringer als in der Saale.

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Abb. 3.
Eintr�ge von Stickstoff in das deutsche Einzugsgebiet der Elbe oberhalb von Zollenspieker sowie Saale und Havel in den Zeitr�umen 1983-1987 sowie 1993-1997

Wie die Abb. 3 zeigt, lag die Summe aller Stickstoffeintr�ge im deutschen Elbegebiet um das Jahr 1985 bei 219000 tN/a. Diese Eintr�ge konnten bis zur Mitte der neunziger Jahre auf 148000 tN/a bzw. um 32% gesenkt werden. Auch bez�glich Stickstoff ist diese Verringerung vor allem auf die Reduzierung der N–Eintr�ge von industriellen Direkteinleitern und aus kommunalen Kl�ranlagen zur�ckzuf�hren.

Gr��ter Eintragspfad sind bei Stickstoff mit 39% die Eintr�ge �ber das Grundwasser, gefolgt von den Eintr�gen aus kommunalen Kl�ranlagen und Dr�nagen mit 22% bzw. 21%. F�r die Eintr�ge �ber das Grundwasser konnte nahezu keine Verringerung festgestellt werden, obwohl die N�hrstoff�bersch�sse auf der landwirtschaftlichen Nutzfl�che insbesondere durch deutlich verminderte Tierbest�nde von durchschnittlich 100 auf 60 kgN/(ha�a) reduziert wurden. Ursache f�r dieses Verhalten sind nach Behrendt et al. (1999a), Wendland & Kunkel (1998) und Kunkel et al. (1999) die gro�en im Mittel ca. 30 Jahre umfassenden Aufenthaltszeiten des Sickerwassers in der unges�ttigten Zone und im Grundwasser und hohe Abbauraten von Stickstoff insbesondere in der �bergangszone von aeroben zu anaeroben Bedingungen am bzw. im Grundwasser.

Auch f�r die Stickstoffeintr�ge kann man feststellen, dass die fl�chen– bzw. einwohnerspezifischen Eintr�ge im Havelgebiet nur ca. halb so gro� sind, wie im Einzugsgebiet der Saale.

 

6. N�hrstoffsenken im Elbegebiet

Vergleicht man die mit dem Modell MONERIS bestimmten N�hrstoffeintr�ge mit den in der Elbe realisierten Frachten, so zeigen sich in beiden untersuchten Zeitr�umen gro�e Differenzen von 56% bzw. 53% f�r Phosphor und 52% bzw. 50% f�r Stickstoff. Nach den Untersuchungen von Behrendt (1999) k�nnen diese Unterschiede nicht durch eine m�gliche Untersch�tzung bei der Frachtberechnung oder eine �bersch�tzung der quantifizierten N�hrstoffeintr�ge verursacht sein. Vielmehr muss man davon ausgehen, dass diese Differenzen vorwiegend auf Stoffretentionen in den Oberfl�chengew�ssern des Flusssystems der Havel zur�ckzuf�hren sind. Aus Untersuchungen der Differenzen von N�hrstoffeintr�gen und –frachten in ca. 100 Flussgebieten Europas konnte von Behrendt & Opitz (1999b) festgestellt werden, dass die H�he der gew�sserinternen N�hrstoffretentionen wesentlich durch die Abflussspende bzw. die hydraulische Belastung in den Flusssystemen beeinflusst wird (siehe Abb. 4).

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Abb. 4
. Abh�ngigkeit der Stickstoff- und Phosphorr�ckhalte der von Flusssystemen von deren hydraulischer Belastung

Dass diese gro�en R�ckhalte und Verluste von N�hrstoffen im Flusssystem der Elbe tats�chlich vorkommen, zeigen detailliertere Untersuchungen zur Stickstoffbilanz innerhalb des Berliner Gew�ssersystems (Behrendt & Opitz, 1996, 1999a) sowie der �nderungen der Phosphorkonzentrationen und –frachten im Ober– und Mittellauf der Spree (Behrendt et al., 1999b). F�r jedermann sichtbar, sind auch die in den kleinen Flie�gew�ssern im Bereich von Quellaustritten auftretenden Verockerungen ein Beleg f�r den P–R�ckhalt in dem Gew�ssersystem. Dort wird unter anaeroben Bedingungen im Grundwasser gel�stes Eisen und Phosphor beim �bergang in die Oberfl�chengew�sser bel�ftet und in Partikel �berf�hrt und anschlie�end diese Fe– und P–haltigen Partikel zur Sedimentation gebracht. Das gleiche Ph�nomen tritt auch im Bereich der Spree oberhalb von Cottbus auf, wo eisenhaltige Sumpfungsw�sser sich mit dem P–haltigen Spreewasser zun�chst vermischen und zur Partikelbildung f�hren. Dort wo die gebildeten Partikel sedimentieren k�nnen, wie insbesondere in der Talsperre Spremberg, kommt es dann zu einer starken Verminderung der partikul�ren P–Konzentrationen (Behrendt et al. 1999b). Nach den Untersuchungen von Guhr (pers. Mitt.) werden allein im Hauptlauf der Elbe 10 bis 12% der Phosphorfracht zur�ckgehalten.

F�r Stickstoff kann auf die sehr hohe R�ckhaltef�higkeit des Flusssystems der Elbe und insbesondere der Havel sowohl aus den Fracht und Einleitungsbilanzen im Berliner Gew�ssersystem als auch aus den Konzentrationsverl�ufen im L�ngsschnitt von Spree und Havel geschlossen werden (Klose, 1995; Eckert et al., 1999; K�hler & Gelbrecht, 1998). So ergibt die Summe der Stickstofffrachten �ber die Zufl�sse und die Einleitungen der Berliner Kl�ranlagen eine Fracht in der Havel oh. Potsdam von 11550 tN/a. Diesem Betrag steht aber eine aus den gemessenen Konzentrationen berechenbare Fracht von nur 8650 tN/a f�r den Zeitraum 1992 bis 1994 gegen�ber (Behrendt et al., 1997). Demzufolge werden ca. 25% der Stickstoffeintr�ge in das Berliner Gew�ssersystem bereits in diesem relativ kleinen Teil des Havelgebietes zur�ckgehalten bzw. gehen dem System durch Denitrifikation verloren. Diese Stickstoffretention setzt sich auch im Unterlauf der Havel fort (Eckert et al., 1999). F�r den Elbestrom konnten Guhr (pers. Mitt.) feststellen, dass ca. 13% der Stickstofffracht zur�ckgehalten werden.

Wendet man die Modellvorstellungen von Behrendt & Opitz (1999b) auf das Flusssystem der Elbe an, kann man f�r Phosphor einen R�ckhalt von 61% der Eintr�ge und f�r anorganisch gel�sten Stickstoff einen R�ckhalt von 52% ermitteln. Demnach m�sste die P–Fracht der Elbe bei Schnackenburg bei 4600 tP/a und die DIN–Fracht bei 106000 tN/a liegen. Der Vergleich mit den aus den Messungen berechneten Frachten zeigt, dass die unter Ber�cksichtigung der Retention aus den Eintr�gen berechnete P–Fracht nur 12% geringer ist als die beobachtete Fracht. F�r die DIN–Fracht ergibt sich sogar nur eine Abweichung von 7%. F�r Teile des Flussgebietes der Elbe z.B. die Havel k�nnen diese Unterschiede jedoch deutlich gr��er ausfallen. Als Ursache f�r die Unterschiede zwischen berechneten und "gemessenen" N�hrstofffrachten m�ssen Spezifika des Flusssystems, wie die Verteilung der Wasserfl�che im Einzugsgebiet, angesehen werden.

F�r Stickstoff kann man auf der Basis der Ergebnisse des Modells MONERIS f�r das gesamte Elbegebiet auch eine erste Gesamtbilanz �ber den Verbleib der in die terrestrischen und aquatischen Sph�re emittierten Stickstoffmengen erstellen. Von der Gesamtsumme der Stickstoff�bersch�sse auf der landwirtschaftlichen Nutzfl�che, der Stickstoffdeposition auf die nichtlandwirtschaftlichen Fl�chen sowie der Emissionen von urbanen Fl�chen und Kl�ranlagen verbleibt ein Anteil von fast 66% bereits im terrestrischen Bereich bzw. wird dort abgebaut und wieder in die Atmosph�re zur�ckgef�hrt. Die Stickstoffretention innerhalb des Systems der Oberfl�chengew�sser des Elbegebietes entspricht 18% der gesamten Emissionen bzw. 52% der Eintr�ge in diese Gew�sser, so dass lediglich ca. 16% der N–Belastungen der terrestrischen und aquatischen �kosysteme das Elbegebiet �ber die Stickstofffracht bei Schnackenburg verlassen. In dem R�ckhalteverm�gen der Teilgebiete bestehen gro�e Unterschiede. Insbesondere der im Festgesteinsbereich liegende Teil des Elbeeinzugsgebietes weicht von dem Verhalten der Teilgebiete des Tieflandes ab, indem man dort davon ausgehen muss, dass der R�ckhalt in der terrestrischen Sph�re deutlich geringer ist. Diese Analyse zeigt, dass insbesondere der vergleichsweise geringe Anteil der Havel an der Stickstoffbelastung der Elbe durch ein sehr gro�es R�ckhalteverm�gen der Landschaft insgesamt verursacht wird. Relativ kleine �nderungen in diesem R�ckhalteverm�gen k�nnen bereits gro�e �nderungen in der Stickstofffracht bewirken. Der Erhaltung und eventuellen Vergr��erung diese R�ckhalteverm�gens muss demnach besondere Aufmerksamkeit gewidmet werden. Von besonderer Bedeutung ist dabei eine Analyse hinsichtlich der Nachhaltigkeit diese R�ckhalteverm�gens.

 

7. Konzept f�r ein Metamodell zur Ergebnisverallgemeinerung

Eine der wichtigsten Aufgaben des Projektes und der durchgef�hrten "genesteten Analysen" ist die Ergebnisverallgemeinerung im Themenbereich "Landschaftswasser– und Stoffhaushalt". Um die Vergleichbarkeit der Modellergebnisse zu gew�hrleisten, wurde zuerst ein einheitlicher Klimadatensatz f�r die Elbe im Rasterformat f�r alle Projektpartner bereitgestellt. Gleichzeitig wurde ein Konzept entwickelt, mit welchem auf Basis eines Metamodells die wesentlichen Ergebnisse aus den verschiedenen Projekten integriert und f�r die Gesamtelbe verallgemeinert werden k�nnen. Als erster Teilbeitrag zu diesem Metamodell und als eine Grundlage f�r die elbeweite N�hrstoffbilanzierung wurde die Problematik der gro�r�umigen Regionalisierung von Abflusskomponenten behandelt. Im folgenden wird zu jeder dieser drei Aufgaben eine kurze Zusammenfassung gegeben.

Mit dem Metamodell soll eine hinsichtlich Raum, Zeit und Prozess generalisierte gebietsweite Ermittlung der drei Indikatoren "Stickstoff–Austrag mit dem Sickerwasser", "Stickstoff–Fracht" und "mittlerer Abfluss" im Elbegebiet in Abh�ngigkeit von Landnutzung, Bewirtschaftung und Klima gew�hrleistet werden. Dieses Modell soll eine Integration und Verallgemeinerung von Ergebnissen aus den beteiligten Teilprojekten auf Basis statistisch–wissensbasierter Ans�tze realisieren. Die Abb. 5 veranschaulicht in Erg�nzung zu den in Haberlandt et al. (1999) detailliert gemachten Ausf�hrungen noch einmal die drei gro�en Verallgemeinerungsschwerpunkte, die mit dem Metamodell erreicht werden sollen.

Zur Verallgemeinerung des Stickstoff�berschusses (prim�r der landwirtschaftlichen N–Austr�ge) werden schlagbezogene Simulationsexperimente mit den am Verbund beteiligten Stickstoffmodellen f�r eine repr�sentative Anzahl von Varianten (Kombinationen aus: B�den, Klima, Fruchtfolge, Bewirtschaftung, etc.) durchgef�hrt. Basierend auf diesen Ergebnissen (N–Austragsdatenbank) und Informationen �ber andere N–Quellen werden im Metamodell mit Hilfe eines Regelsystems o.�. die N–Austr�ge elbeweit auf Hydrotopbasis simuliert. Die gesamten N–�bersch�sse werden im weiteren teilgebietsbezogen den Hauptabflusskomponenten (Oberfl�che, Drainage, Interflow, GW, u.a.) zugeordnet. F�r jede der Komponenten werden unter Mithilfe aller Projektpartner spezifische Retentionsfunktionen entwickelt, die eine generalisierte teilgebietsbezogene Beschreibung von Abbau und Transport gew�hrleisten. Die Wasserhaushaltskomponente im Metamodell dient haupts�chlich als treibende Kraft f�r die Quantifizierung der N�hrstofffl�sse. Das gesamte System soll schlie�lich in der Lage sein, jahresweise Szenariorechnungen f�r die Gesamtelbe f�r beliebig lange Zeitr�ume zu erm�glichen.

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Abb. 5.
Input-Output Schema f�r das Metamodell

 

8. Rasterklimadatensatz

Ziel dieser Arbeiten war die Bereitstellung einer einheitlichen klimatologischen Inputdatenbasis f�r die mesoskalige Modellierung im Elbeeinzugsgebiet. Dazu wurden die Klimavariablen Niederschlag (pcp), Temperatur (tav), Sonnenscheindauer (sun) und Luftfeuchte (hum) fl�chendeckend f�r den deutschen Teil des Elbeeinzugsgebietes auf ein 5 x 5 km Raster f�r die Periode 1981 – 1996 auf Tageszeitschrittbasis interpoliert. Die resultierenden Rasterdaten wurden zusammen mit einem Hilfsprogramm zur Extraktion von polygonbezogenen Mittelwerten und einer Nutzerdokumentation den beteiligten Verbundprojekten auf CD �bergeben. (Haberlandt, 1999).

F�r die Interpolation wurden vom DWD bereitgestellte Zeitreihen t�glicher Werte von ca. 1500 Niederschlagsstationen und von knapp 100 Klimastationen (tav, sun, hum) verwendet. Beim Niederschlag wurde vor der Interpolation eine Korrektur des t�glichen systematischen Gesamtmessfehlers nach dem Verfahren von Richter (1995, S.63ff) vorgenommen, und zwar dynamisch (f�r jeden Tag und jede Station separat) in Abh�ngigkeit von N–Intensit�t und Niederschlagsart (temperaturabh�ngig). Weitergehende Informationen k�nnen Haberlandt (1999) entnommen werden.

Ausgangspunkt f�r die Interpolationen aller Klimavariablen war ein Vergleich folgender Verfahren, und zwar durch Kreuzvalidierungen f�r das Jahr 1990:

  • Thiessen bzw. N�chster Nachbar (NN),
  • Inverse Distanz in Form des Quadrantenverfahrens (INVD),
  • Ordinary Kriging (OK) und
  • External Drift Kriging (EDK(h))

(vgl. Bardossy (1993); Haberlandt und Kite (1998)). Den theoretisch h�chsten Anspruch hat das EDK, welches neben der r�umlichen Abh�ngigkeitsstruktur der Klimavariablen zeitinvariante (z.B. H�he, Exposition) und zeitvariante Variablen (andere Klimavariablen, Modellergebnisse) als Zusatzinformationen in die Interpolation einbeziehen kann. Im vorliegenden Fall wird aber nur die geod�tische H�he h als Hilfsvariable verwendet.

Wie Abb. 6 zeigt haben sich f�r die untersuchten vier Klimavariablen entsprechend den relativen Standardfehlern die Verfahren OK und EDK als die besten erwiesen, wobei f�r alle Variablen au�er der Temperatur nur marginale Verbesserungen im Vergleich zu INVD festgestellt wurden. Im weiteren wird das einfachere OK f�r die Interpolation des Niederschlages und das EDK f�r die anderen drei Klimavariablen verwendet. F�r die Interpolation der Temperatur f�llt ein signifikanter Vorteil des EDK gegen�ber den anderen Verfahren auf. Dabei ist zu bemerken, dass durch die zeit– und raumvariable Trendber�cksichtigung beim EDK auch spezielle Wetterlagen (wie z.B. Inversionen) sinnvoll erfasst werden. Desweiteren ist zu sehen, dass beim Niederschlag die Einbeziehung der H�he �ber das EDK keine entscheidende Verbesserung der Interpolation liefert. Ursachen daf�r sind vor allem die hohe Dynamik der t�glichen Niederschl�ge und damit deren geringe mittlere Korrelation zur H�he (r=0.10; im Vgl. z.B. zu der vom mittleren Jahresniederschlag mit r=0.63) aber auch die hohe Stationsdichte, die bereits in ausreichendem Ma�e quasi Stationarit�t im OK gew�hrleistet. Diese f�r den Gesamtelbema�stab zutreffende Tatsache muss jedoch f�r einzelne Regionen differenziert gesehen werden. Hier sind weitere Untersuchungen angebracht.

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Abb. 6. Kreuzvalidierung f�r die Klimadateninterpolation

9. Regionalisierung von Abflusskomponenten

Zur gro�skaligen Ermittlung von N�hrstoffretention und –umsatz auf den verschiedenen Flie�wegen, wie es im Rahmen des Verallgemeinerungskonzeptes vorgesehen ist, ist die gebietsweite Sch�tzung von Abflusskomponenten f�r Teileinzugsgebiete erforderlich. In den folgenden Ausf�hrungen wird kurz das Vorgehen bei der Regionalisierung des mittleren Basisabflussindexes BFI (Verh�ltnis von Basisabfluss zu Gesamtabfluss), als wichtigste Komponente zur Komplettierung der von MONERIS durchgef�hrten Komponentenseparation diskutiert.

Aus Analysen von Ergebnissen detaillierter Simulationsstudien mit den Modellen ARC/EGMO und HBV f�r eine Reihe mesoskaliger Teilgebiete im Elbe–Einzugsgebiet wurde eine Stichprobe von BFI–Werten zusammengestellt (25 TG‘s), die als Grundlage f�r die weitere Regionalisierung verwendet wird. Im n�chsten Schritt wurden f�r die zu dieser Stichprobe geh�renden Teilgebiete eine gro�e Anzahl effektiver Gebietsparamter (aus Topographie, B�den, Geologie und Klima) bestimmt und deren Zusammenhang zum BFI untersucht. Dabei wurde im Vergleich zu Becker et al. (1999) auf die Verwendung von Einflussgr��en verzichtet, die aus beobachteten Abfl�ssen abgeleitet werden, um einerseits das Problem der Unsicherheit der Bestimmung entsprechender spezifischer Parameter f�r Zwischeneinzugsgebiete zu vermeiden und andererseits das Potential f�r eine Anwendung in unbeobachteten Regionen zu bewahren. Mit Hilfe einer schrittweisen multiplen Regressionsanalyse wurde unter gleichzeitiger Beachtung hydrologischer Plausibilit�t und statistischer Signifikanz eine lineare Beziehung gefunden bei der BFI aus den vier Einflussgr��en: Gef�lle, topographischer Index (ln(A/tan�), ges�ttigte hydraulische Leitf�higkeit des Bodens und Niederschlag mit einem Bestimmtheitsma� von 88% und einem Reststandardfehler von 0.07 gesch�tzt werden kann (Abb. 7).

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Abb. 7. Vergleich BFI "gemessen " und "gesch�tzt"


In der Abb. 8 ist eine Karte des BFI f�r die Gesamtelbe dargestellt, wie sie sich aus der Anwendung dieser Beziehung auf die von MONERIS verwendete EZG–Gliederung (114 TG’s) ergibt. Deutlich zu erkennen sind die geringeren BFI–Werte f�r Einzugsgebiete im Mittelgebirgsbereich. Weiterhin f�llt auf, dass auch f�r das Tiefland eine relativ heterogene Struktur ausgewiesen wird.

Zur Einbeziehung der r�umlichen Persistenz des BFI bei der Regionalisierung wurden zus�tzlich die Verfahren Ordinary Kriging und External Drift Kriging (mit dem zuvor aus der Regression gesch�tzten BFI als Zusatzinformation) angewandt. Basierend auf Ergebnissen der Kreuzvalidierung konnte mit letzterem eine Verbesserung im Vergleich zur multiplen Regression erzielt werden, wobei jedoch eine Gl�ttung der r�umlichen Struktur aufgetreten ist. Eine Entscheidung welches Verfahren im vorliegenden Fall das geeignete ist steht ebenso noch aus wie die abschlie�ende Verifikation der Ergebnisse, bei der Abflussmessungen, Wasserg�temessungen und Ergebnisse von Ganglinienanalysen (DIFGA) einbezogen werden sollen.

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Abb. 8.
Auf Basis der multiplen Regression regionalisierter Basisabflussindex f�r das Elbe-Einzugsgebiet

 

Literatur

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