Wasserwirtschaft in DeutschlandTeil 2: GewässergüteWasserwirtschaft in DeutschlandTeil 2– Gewässergüte –Herausgeber: Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und ReaktorsicherheitPostfach 12 06 2953048 BonnRedaktion: U. Irmer (Umweltbundesamt, Abteilungsleiter II 2); K. Blondzik (Umweltbundesamt, Fachgebiet II 2.4)Autoren:J. Arle, K. Blondzik, U. Claussen; A. Duffek, S. Grimm, F. Hilliges, A. Hoffmann, W. Leujak, V. Mohaupt, S. Naumann, U. Pirntke, S. Richter, P. Schilling; C. Schroeter-Kermani, Christa; A. Ullrich, J. Wellmitz, S. Werner, R. Wolter (alle UBA)Gestaltung:KOMAG mbH, BerlinUmschlagfoto: ecko/PIXELIOStand November 20133Wasserwirtschaft in DeutschlandInhaltverzeichnis0 Abkürzungsverzeichnis .......................... 41 Einleitung ............................................... 52 Grundlagen für die Bewertung von Grundwasser und Oberflächen - gewässern............................................... 72.1 Die europäischen Bewertungssysteme .................. 72.2 Qualitätsnormen/Schwellenwerte/ Umweltqualitätsnormen für Schadstoffe im Gewässerschutz .................................................... 72.3 Zuverlässigkeit und Genauigkeit ........................... 82.4 Messunsicherheit und Kontrolle von Grenzwerten ......................................................... 82.5 Qualitätssicherung ............................................... 93 Grundwasser ........................................ 113.1 Grundlage der Bewertung ................................... 113.1.1 Mengenmäßiger Zustand .................................... 113.1.2 Chemischer Zustand ........................................... 113.1.3 Messnetze für die Berichterstattung ................... 113.2 Zustandsbewertung ............................................ 123.2.1 Mengenmäßiger Zustand der Grundwasser-wasserkörper ...................................................... 123.2.2 Chemischer Zustand des Grundwassers .............. 153.2.3 Biologie des Grundwassers ................................. 194 Bewertung der Oberflächengewässer ... 234.1 Oberflächenwasserkörper ................................... 234.2 Ökologischer und chemischer Zustand ............... 234.2.1 Ökologischer Zustand und Ökologisches Potenzial ....................................... 234.2.2 Flussgebietsspezifische Schadstoffe ................... 254.2.3 Chemischer Zustand ........................................... 304.3 Überwachungsprogramme ................................. 344.3.1 Messnetze ........................................................... 344.3.2 Messfrequenz ...................................................... 355 Fließgewässer ....................................... 375.1 Grundlagen der Bewertung ................................. 375.1.1 Fließgewässertypen ............................................ 375.1.2 Biologische Qualitätskomponenten .................... 385.1.3 Hydromorphologische Qualitätskomponenten ... 385.1.4 Allgemeine physikalisch-chemische Qualitäts-komponenten ...................................................... 415.1.5 Weitere Bewertungsverfahren ............................. 415.1.6 Messstellennetz für die Berichterstattung ........... 415.2 Zustandsbewertung ............................................ 415.2.1 Hydromorphologie .............................................. 415.2.2 Nährstoffe ........................................................... 475.2.3 Schwermetalle und Metalloide ........................... 505.2.4 Industrielle organische Schadstoffe .................... 515.2.5 Pestizide ............................................................. 535.2.6 Arzneimittel ........................................................ 535.2.7 Ökologischer Zustand ......................................... 535.2.8 Chemischer Zustand ........................................... 566 Seen und Talsperren ............................. 596.1 Grundlagen der Bewertung ................................. 596.1.1 Seentypen ........................................................... 596.1.2 Biologische Qualitätskomponenten .................... 596.1.3 Hydromorphologische Qualitätskomponenten ... 606.1.4 Allgemeine physikalisch-chemische Qualitäts-komponenten ..................................................... 616.1.5 Messstellennetz für die Berichterstattung ........... 626.2 Zustandsbewertung ............................................ 626.2.1 Hydromorphologie .............................................. 626.2.2 Nährstoff- und Trophiezustand ........................... 646.2.3 Ökologischer Zustand ........................................ 706.2.4 Chemischer Zustand ........................................... 717 Übergangs-, Küsten- und Meeresgewässer .................................... 737.1 Grundlagen der Bewertung ................................. 737.1.1 Bewertungsverfahren der EU-Wasserrahmen-richtlinie ............................................................. 737.1.2 Bewertungsverfahren der FFH-RL ....................... 767.1.3 Bewertungsverfahren der EU-Meeresstrategie-rahmenrichtlinie ................................................. 767.1.4 Bewertungsverfahren der internationalen Meeresschutzkonventionen (OSPAR, HELCOM) .. 777.1.5 Qualitätssicherung im Meeresmonitoring ........... 787.1.6 Messnetze in Nord- und Ostsee ........................... 797.2 Zustandsbewertung ............................................ 797.2.1 Hydromorphologie .............................................. 797.2.2 Eutrophierung .................................................... 807.2.2.1 Einträge .............................................................. 817.2.2.2 Eutrophierung der Nordsee ................................. 837.2.2.3 Eutrophierung der Ostsee ................................... 877.2.3 Schwermetalle .................................................... 887.2.3.1 Einträge .............................................................. 897.2.3.2 Schwermetallbelastungen................................... 927.2.4 Organische Umweltchemikalien ......................... 947.2.5 Abfall .................................................................. 977.2.6 Unterwasserlärm................................................. 987.2.7 Ökologischer Zustand ....................................... 1007.2.7.1 Bewertung nach EU-Wasserrahmenrichtlinie ... 1007.2.7.2 Bewertung nach FFH-RL ................................... 1017.2.7.3 Bewertung nach EU-Meeresstrategierahmen-richtlinie ........................................................... 1017.2.7.4 Bewertung nach OSPAR und HELCOM .............. 1027.2.7.5 Zustandsbewertung für das Wattenmeer .......... 1047.2.8 Chemischer Zustand ......................................... 1048 Zusammenfassung und Schlussfolgerungen ............................1059 Literaturverzeichnis ..........................1074 Wasserwirtschaft in Deutschland0 AbkürzungsverzeichnisFFH-RL: Flora-Fauna-Habitatrichtlinie HELCOM: Kommission zum Schutz der Meeresumwelt der OstseeLAWA: Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser OSPAR: Kommission zum Schutz der Meeresumwelt des Nordostatlantiks5Wasserwirtschaft in Deutschland1 EinleitungUnsere Gewässer werden in vielfältiger Weise ge-nutzt. Folgen sind vom Menschen verursachte (anth-ropogene) Stoffeinträge. Sie beeinflussen die chemi-sche Qualität der Gewässer und können ihre aqua-tischen Lebensgemeinschaften schädigen, aber auch Nutzungen wie die Trinkwas sergewinnung be-einträchtigen. Nutzungsbezogene Eingriffe verän-dern in erheblichem Maße auch die Gewässerstruk-tur. Wasserbauliche Maßnahmen zum Hochwasser-schutz sowie zur Nutzbarmachung der Flüsse für die Schifffahrt und die Energiegewinnung prägen Ge-stalt und Lauf der Oberflächengewässer und beein-flussen damit ihre ökologische Beschaffenheit. In Deutschland werden Oberflächengewässer und Grundwasser regelmäßig untersucht. Im Rahmen nati-onaler und internationaler Überwachungsprogramme erheben die Bundesländer und Flussgebietskommissi-onen Daten zu Biologie und Chemie sowie zur Hydro-morphologie der Oberflächengewässer. Für das Grund-wasser sind bei der Überwachung insbesondere Nitrat und Pestizide von Bedeutung. Bilanzen von Stoffein-trägen in Grund- und Oberflächen gewässer aus Punkt-quellen beruhen auf den Ergebnissen der regelmäßi-gen Einleiterüber wachung. Zusammen mit Modellbi-lanzierungen geben sie Auskunft über die Herkunft von Problemstoffen und ermöglichen die Erarbeitung von Minderungsmaßnahmen. Die Beurtei lung der Be-lastung anhand rechtlich verbindlicher Umweltquali-tätsnormen erfolgt nach ein heitlichen Grundsätzen.Die am 22. Dezember 2000 in Kraft getretene EU-Was-serrahmenrichtlinie (WRRL) ist die erste ökologisch orientierte Richtlinie im Gewässerschutz, zudem mit ei-ner umfassenden Öffentlichkeitsbeteiligung. Sie wurde u. a. mit der Verordnung zum Schutz der Oberflächen-gewässer (Oberflächengewässerverordnung – OGewV) in deutsches Recht umgesetzt. Das operative Ziel der Richtlinie besteht in dem Erreichen eines guten öko-logischen und chemischen Zustands der Oberflächen-gewässer sowie eines guten ökologischen Potenzials morphologisch erheblich veränderter oder künstlicher Gewässer. Für die Überwa chung der Ziele wurden Um-weltqualitätsnormen für chemische Parameter sowie Vorgaben für biologische Zustandsklassen ein geführt. Die Oberflächengewässerverordnung fordert für Ober-flächengewässer eine ge wässertypspezifische Messung und eine integrative Bewertung des ökologischen Zu-stands. Die Überwachungsprogramme sind entspre-chend gestaltet und in tensiviert worden. Die Ermitt-lung der biologischen Besiedlung der Gewässer und der Ver gleich mit den im ungestörten Zustand vor-kommenden naturraumtypischen Le bensgemein-schaften erlauben eine integrative Beurteilung der ökologischen Quali tät von Küsten- und Binnenge-wässern und geben Auskunft über wahrscheinliche Belas tungsursa chen. Die Entwicklung der Verfahren ist in Deutschland weitgehend abgeschlossen, vie-le Methoden sind bereits in den wasserwirtschaftli-chen Vollzug übernommen wor den. Die Oberflächen-gewässerverordnung fordert für biologische und che-mische Untersuchungen hinreichend zuverlässi-ge und genaue Ergebnisse. Die Qualitätssicherung der Daten spielt da her eine größere Rolle als bisher.Die EU-Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie (MSRL), die 2008 in Kraft trat, fordert, alle wesentlichen Elemen-te der Meeresökosysteme gesamtheitlich und in ih-ren gegenseitigen Wechselwirkungen und möglichen kumulativen Effekten zu bewerten sowie zu schüt-zen. Dazu wird gegenwärtig die Möglichkeit der An-wendung und Anpassung der vorhandenen Bewer-tungsansätze aus EU-Wasserrahmenrichtlinie und Flo-ra-Fauna-Habitatrichtlinie (FFH - RL) geprüft, es sind aber auch neue Bewertungsverfahren erforderlich.Dieser Bericht enthält die wesentlichen Aspekte des Zustands der Oberflächengewässer und des Grundwas-sers. Der Schwerpunkt liegt auf dem Stand der gegen-wärtigen Belastungssi tuation. Ferner wird die Entwick-lung der Gewässergüte bedeutender Fließ gewässer, größerer Seen, der Übergangs- (Ästuare), Küsten- und Meeresgewässer von Nord- und Ostsee beschrieben. Ihre Bewertung erfolgt vorrangig anhand der Krite-rien, die für die Bewertung nach EU-Wasserrahmen-richtlinie und der internationalen Meeresschutzkom-missionen OSPAR und HELCOM genutzt werden. Die Auswertungen basieren auf Daten aus Bund und Ländern, u. a. aus den Bewirtschaftungsplänen nach EU-Wasserrahmenrichtlinie, Zusammen fas sun gen von Ausarbeitungen der Bund/Länderarbeitsgemein-schaft Wasser (LAWA) und der nationalen und inter-nationalen Flussgebietskommissionen bzw. -gemein-schaften sowie auf Ergebnissen aus wissenschaft-lichen Veröffentlichungen, Forschungsprojekten und eigenen Arbeiten des Umweltbundes amtes. Der vorlie-gende Bericht soll anhand von Daten und Fakten über den Gewässerzustand informieren und auf bestehen-de Problembereiche im Gewässerschutz hinweisen.6 Wasserwirtschaft in Deutschland7Wasserwirtschaft in Deutschland2 Grundlagen für die Bewertung von Grundwasser und Oberflächengewässern2.1 Die europäischen Bewertungssysteme Die EU-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) und die EU-Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie (MSRL) fordern von den Mitgliedstaaten, den Zustand der Gewässer zu bewahren (Verschlechterungsverbot) und ihn dort zu verbessern, wo der gute Zustand verfehlt wird. Sie bewerten den Zustand der Gewässer über verschiedene Bewertungskategorien wie Biologie und Chemie sowie Wassermenge und Hydromorphologie (EU-Wasserrah-menrichtlinie) und Lärm und Müll (EU-Meeresstrate-gie-Rahmenrichtlinie) integrativ. Als Objekte der Bewertung und Bewirtschaftung wur-den „Wasserkörper“ in der EU-Wasserrahmenrichtlinie eingeführt. Wasserkörper sind bestimmte Abschnitte oder Teile von Gewässern. Diese sind von Belastung und Struktur her einheitlich, sie gehören zu einer be-stimmten „Kategorie“ (Grundwasser, Fluss, See, Über-gangs- oder Küstengewässer) und zu einem „Typ“. Der ökologische Zustand der Oberflächengewässer (Flüsse, Seen, Übergangs- und Küstengewässer) wird anhand der „Naturnähe“ charakterisiert. Der Bezugsmaßstab für die Naturnähe und damit für die Bewertung sind gewässertypspezifisch definierte Referenzbedingungen für das Vorkommen und die Häufigkeit von Pflanzen und Tieren, für physikalisch-chemische Bedingungen (wie Nährstoffe, Sauerstoff, Temperatur und pH-Wert) und für die Hydromorphologie. Anhand des Grades der Abweichungen von diesen Referenzbedingungen wird die ökologische Zustandsklasse bestimmt. Ergänzend werden national geltende Umweltqualitätsnormen für regional relevante (spezifische) Schadstoffe herangezo-gen. Der chemische Zustand der Oberflächengewässer wird hingegen über die Einhaltung von europaweit geltenden Umweltqualitätsnormen für Schadstoffe ermittelt. Außerdem wird geprüft, ob der mengenmä-ßige und chemische Zustand des Grundwassers gut ist oder nicht. Um die Auswirkungen von Schadstoffbelastungen über längere Zeiträume bewerten zu können, sind Trender-mittlungen in Biota, Schwebstoffen oder Sedimenten durchzuführen. Die EU-Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie benennt 11 Deskriptoren für die Umweltqualität zum ökologischen Zustand der Meeresgebiete. Einige der Deskriptoren beschreiben Belastungen (kommerziell genutzte Fisch- und Schalentierbestände, Eutrophierung (=Nährstoff-überversorgung), Vorkommen nicht einheimischer Ar-ten, Veränderungen der hydrographischen Bedingun-gen, Schadstoffe im Ökosystem und in Meeresfrüchten, Müll, Energie (z. B. Lärm), während andere sich auf den Zustand des Ökosystems beziehen (Biodiversität, Nahrungsnetze, Meeresböden). Nachfolgend werden Aspekte der Gewässerbewertung erläutert, die für Grundwasser und Oberflächengewäs-ser einschließlich der Meere gleichermaßen gelten. Dazu gehören u. a. Grundsätze für die Festlegung von Schwellenwerten im Grundwasser und Umweltqua-litätsnormen in Oberflächengewässern sowie Anfor-derungen an die Zuverlässigkeit und Genauigkeit von Messergebnissen. Folgende Aspekte werden in den jeweils benannten Kapiteln ausführlicher dargestellt: ▸ Qualitätsnormen und Schwellenwerte im Grund-wasser und die Beurteilung seines mengenmäßi-gen Zustands in Kap. 3.1, ▸ Umweltqualitätsnormen in Oberflächengewäs-sern im Kap. 4, ▸ die Bewertung der biologischen, hydromorpholo-gischen und physikalisch-chemischen Qualitäts-komponenten in Flüssen und Seen in den Kapiteln 5.1 und 6.1 und ▸ die Bewertung der Übergangs-, Küstengewässer und Meere im Kap. 7.1.2.2 Qualitätsnormen/Schwellenwerte/Umweltqualitätsnormen für Schadstoffe im Gewässerschutz In Gewässer wird aus Haushalten, Industrie, Gewerbe, Verkehr sowie Landwirtschaft eine Vielzahl von Stof-fen eingetragen. Mit fortschreitender Analysetechnik werden immer mehr Stoffe in immer kleineren Konzen-trationen in Gewässern gefunden. Die EU-Wasserrah-menrichtlinie fordert für diese Stoffe, deren Bedeutung im Hinblick auf den Umweltschutz und zum Teil auch Gesundheitsschutz zu prüfen und ggf. Umweltquali-tätsnormen festzulegen. Die EU-Wasserrahmenrichtlinie gruppiert die Stoffe in solche mit EU-weiter und solche mit lokaler Bedeutung für Grund- und Oberflächengewässer.Für Oberflächengewässer (s. Kap. 4): ▸ Für den chemischen Zustand sind EU-weit Um-weltqualitätsnormen in der Richtlinie 2008/105/EG und der Änderungsrichtlinie 2013/39/EU fest-gelegt. Hinzu kommt Nitrat, mit einem Aktions-wert aus der Nitratrichtlinie (91/676/EG). ▸ Der ökologische Zustand beinhaltet Umweltquali-tätsnormen für weitere spezifische synthetische und nichtsynthetische Schadstoffe, die in signifi-kanten Mengen in einem Flussgebiet eingetragen werden. In Deutschland werden diese Umwelt-qualitätsnormen – wie die des chemischen 8 Wasserwirtschaft in DeutschlandZustands – in der Verordnung zum Schutz der Oberflächengewässer (OGewV) festgelegt.Für Grundwasser (s. Kap. 3.1): ▸ Der chemische Zustand des Grundwassers ist zumeinen über europäisch einheitliche Qualitätsnor-men für Nitrat (50 mg/l) und Pestizide (0,1 µg/l pro Stoff) definiert. ▸ Zusätzlich müssen die Mitgliedstaaten Schwellen-werte für die Parameter/Stoffe festlegen, die zu einer Gefährdungseinstufung bei der Bestands-aufnahme der Belastungen geführt haben. Ein Mindestparametersatz ist aber europaweit vorge-geben. In Deutschland sind die Schwellenwerte in der Grundwasserverordnung (GrwV) geregelt.2.3 Zuverlässigkeit und GenauigkeitIn den Bewirtschaftungsplänen müssen verbal oder statistisch unterlegte Aussagen getroffen werden, wie präzise und zuverlässig die Überwachungsergebnisse sind. Liegen die Messergebnisse beispielsweise in der Nähe der Umweltqualitätsnorm, empfiehlt sich eine Erhöhung der Messfrequenz, um die Sicherheit der Bewertung zu erhöhen. Um die Zuverlässigkeit und Genauigkeit von Analyse-ergebnissen bei der Umsetzung der EU-Wasserrahmen-richtlinie zu gewährleisten, wurden im Rahmen der Richtlinie der Kommission vom 31. Juli 2009 zur „Fest-legung technischer Spezifikationen für die chemische Analyse und die Überwachung des Gewässerzustands“ (Richtlinie 2009/90/EG) Mindestleistungskriterien für die eingesetzten Untersuchungsverfahren festgelegt. Danach dürfen für die Gewässerüberwachung nur solche Verfahren zur Anwendung kommen, deren Messunsicherheiten (vgl. Kap. 2.4) höchstens 50 % betragen und deren Bestimmungsgrenzen nicht über 30 % der jeweiligen Umweltqualitätsnorm liegen.2.4 Messunsicherheit und Kontrolle von GrenzwertenJedes Analyseergebnis weist eine bestimmte Mess-unsicherheit auf (Analyseergebnis = Messwert ± Messunsicherheit) und stellt somit lediglich einen Schätzwert für den wahren Wert (den richtigen Wert) einer Messgröße in der untersuchten Probe dar. Anders ausgedrückt: Die Messunsicherheit eines Messwerts kennzeichnet den Bereich, innerhalb dessen der tatsächliche wahre Wert der Messgröße erwartet wird. Grundlage für die Bestimmung der Messunsicherheit sind die Leitlinie „Guide to the Expression of Uncer-tainty in Measurement“ (GUM) von 1995 und der darauf aufbauende EURACHEM/CITAC Leitfaden. Zur praktischen Ermittlung der Messunsicherheit im La-boratorium gibt es seit 2013 die internationale Norm ISO 11352 „Abschätzung der Messunsicherheit beruhend auf Validierungs- und Kontrolldaten“.Es ist eine wichtige Aufgabe der Umweltanalytik, zu überprüfen, ob Grenzwerte eingehalten oder über-schritten werden. Problematisch ist es jedoch, wenn die Messunsicherheit eine eindeutige Aussage nicht zulässt. Nur wenn das Messergebnis einschließlich der jeweiligen Messunsicherheit des Verfahrens oberhalb bzw. unterhalb des Grenzwerts liegt, ist eine eindeutige Aussage zur Über- bzw. Unterschreitung möglich (siehe Fall 1 und 4 in Abb. 1). Die Fälle 2 und 3 erlauben dagegen keine klare Entscheidung, da der Grenzwert im Bereich des Messwertes ± Messunsicherheit liegt. Es besteht somit die Möglichkeit einer Fehlbeurteilung.Abbildung 1: Messunsicherheiten und GrenzwertbetrachtungenIn der Praxis wäre in den Fällen 2 und 3 der Abbildung 1 keine eindeutige Aussage mit hoher Sicherheit möglich und deshalb z. B. eine Nachuntersuchung angezeigt. Gegebenenfalls kann die Anwendung eines anderen Analyseverfahrens mit geringerer Messunsicherheit das Problem lösen. Wenn sich die Einhaltung/Überschreitung eines Grenzwerts trotz Nachuntersuchungen nicht eindeutig bestätigen lässt, ist eine Einzelfallentscheidung zu treffen, bei der die Wahrscheinlichkeit einer Fehlbeurteilung, das sich daraus ergebende potenzielle Risiko und ökonomische Gesichtspunkte weiterer Maßnahmen gegeneinander abzuwägen sind.Eine pragmatische Möglichkeit der Kontrolle von Grenzwerten besteht darin, bei Messwerten unterhalb des Grenzwerts von einer Einhaltung und bei Messwer-ten oberhalb des Grenzwerts von einer Überschreitung auszugehen. Die Messunsicherheit der Analysenwerte bleibt dabei unberücksichtigt. Diese Vorgehensweise, die auch als „geteiltes Risiko“ bezeichnet wird, führt bei Messwerten unterhalb des Grenzwerts zu einer Wahrscheinlichkeit der Einhaltung von mindestens 50 % und dem Risiko einer Überschreitung von höchstens 50 %. Diese Vorgehensweise entspricht dem gegenwärtigen Recht beim Vergleich von Jahresmittel-werten mit Umweltqualitätsnormen.9Wasserwirtschaft in Deutschland2.5 Qualitätssicherung Eine wichtige Voraussetzung für die Erfassung und Be-schreibung des Gewässerzustands und für die Bewer-tung anthropogener Einflüsse und daraus abzuleiten-der Maßnahmen ist die Richtigkeit und Vergleichbar-keit der erhobenen Daten (s.a. Kap. 7.1.5). Mittlerweile gibt es eine Vielzahl nationaler und internationaler Standardverfahren für chemische, physikalische und biologische Untersuchungen. Ein wichtiges nationales Regelwerk sind die „Deutschen Einheitsverfahren zur Wasser-, Abwasser- und Schlammuntersuchung“ (DEV), die ca. 300 Analysenvorschriften umfassen. Die Grundlagen für die Einrichtung eines Qualitätssi-cherungssystems sind in der sowohl national als auch international gültigen Norm DIN EN ISO/IEC 17025 „Allgemeine Anforderungen an die Kompetenz von Prüf- und Kalibrierlaboratorien“ festgelegt. Danach sind interne Maßnahmen (innerhalb eines Laborato-riums) und externe Maßnahmen (zwischen mehreren Laboratorien, auf nationaler bzw. internationaler Ebe-ne) zur Sicherung und Verbesserung der Qualität der Analyseergebnisse umzusetzen.Zu den internen Qualitätssicherungsmaßnahmen gehören: ▸ die Erarbeitung eines Qualitätsmanagement-Handbuchs, ▸ die Dokumentation der eingesetzten Untersu-chungsverfahren in Form von Standardarbeitsan-weisungen (Beschreibung der einzelnen Untersu-chungsschritte von der Probenahme bis zum Er-gebnis, einschließlich Datenhaltung und Archi-vierung des Untersuchungsmaterials), ▸ dokumentierte Validierung oder Verifizierung der eingesetzten Untersuchungsmethoden und Er-mittlung der Verfahrenskenndaten, ▸ der kontinuierliche Nachweis der verfahrensspe-zifischen Richtigkeit und Präzision durch Einsatz von Qualitätssicherungselementen in der Labor-routine, z. B. durch Führen von Kontrollkarten oder Einsatz von (zertifizierten) Referenzmateria-lien, ▸ die Anlage von Vergleichs- und Belegsammlun-gen bei biologischen Untersuchungen, ▸ die Qualifikation und regelmäßige Schulung des Personals bezüglich aller angewendeten Untersu-chungsverfahren, ▸ die regelmäßige Durchführung interner Audits (Begutachtungen) und Managementüberprüfun-gen.Zu den externen Qualitätssicherungsmaßnahmen gehören: ▸ die Teilnahme an nationalen und internationalen Laborvergleichen, Ringversuchen, Schulungen und Workshops, ▸ Labor-Begutachtungen (externe Audits), z. B. im Rahmen einer Akkreditierung, ▸ die stichprobenartige Überprüfung von Feld-, Labor- und Bestimmungsergebnissen durch eine externe, unabhängige, d.h. nicht am Messpro-gramm beteiligte Stelle, insbesondere bei biologi-schen Untersuchungen. Eine geeignete Form zur Sicherstellung bzw. Verbesse-rung der Qualität analytischer Daten sind die Akkre-ditierung bzw. die Notifizierung von Laboratorien. Die Begriffe „Akkreditierung“ und „Notifizierung“ leiten sich aus dem Lateinischen ab und können mit „glaub-würdig machen“ bzw. „bekannt machen“ übersetzt werden. Notifizierung beinhaltet die Anerkennung/Zulassung und Bekanntgabe als geeignet befundener Laboratori-en für Untersuchungsaufgaben im gesetzlich geregel-ten Bereich (z. B. für Trink- und Abwasseruntersuchun-gen) durch die jeweils zuständige Landesbehörde. Die Akkreditierung analytischer Laboratorien erfolgt entsprechend der Norm DIN EN ISO/IEC 17025. Sie beinhaltet die formelle Anerkennung der Kompetenz eines Labors zur Durchführung bestimmter Analysen durch eine autorisierte Stelle. Ziel ist die Gewährleis-tung vergleichbarer Prüfergebnisse und damit verbun-den eine Erhöhung der gegenseitigen Akzeptanz von Untersuchungsergebnissen. Seit dem 01.01.2010 ist in Deutschland die Deutsche Akkreditierungsstelle GmbH (DAkkS) für die Durchführung aller Akkreditierungen gemäß Verordnung (EG) Nr. 65/2008 zuständig. In die DAkkS wurden der Deutsche Kalibrierdienst (DKD) sowie die früheren Akkreditierungsstellen DACH (Deutsche Akkreditierungsstelle Chemie GmbH), DAP (Deutsches Akkreditierungssystem Prüfwesen GmbH) und DATech in der TGA GmbH (Deutsche Akkreditie-rungsstelle Technik) übergeleitet. Um die Zuverlässigkeit und Vergleichbarkeit von Ana-lyseergebnissen bei der Umsetzung der EU-Wasserrah-menrichtlinie zu gewährleisten, wurde international im Rahmen der RL 2009/90/EG festgelegt, dass alle an der Gewässerüberwachung beteiligten Laboratorien ein Qualitätsmanagementsystem in Anlehnung an die DIN EN ISO/IEC 17025 etablieren müssen. Obwohl damit keine Verpflichtung zur Akkreditierung besteht, wird diese von vielen Laboratorien genutzt, um sich die Kompetenz für die Durchführung bestimmter Untersuchungen regelmäßig durch eine unabhängige Einrichtung bestätigen zu lassen.10 Wasserwirtschaft in Deutschland11Wasserwirtschaft in Deutschland3 Grundwasser3.1 Grundlage der BewertungGrundwasservorkommen sind vielerorts Gefährdungen ausgesetzt, da die stofflichen Einträge nach wie vor hoch sind und die Puffer- und Filterwirkungen der darüber liegenden Bodenschichten erschöpflich sind. Verunreinigungen des Grundwassers sind häufig Lang-zeitschäden, die zunächst nicht unmittelbar erkennbar sind. Eine Sanierung ist – wenn überhaupt – nur mit großem finanziellem und technischem Aufwand und über lange Zeiträume möglich. Deshalb ist ein vorsor-gender, flächendeckender Grundwasserschutz von be-sonderer Bedeutung. Eine systematische, regelmäßige Überwachung der Grundwasserbeschaffenheit ist ein wesentlicher Bestandteil des Grundwasserschutzes. Wurden Maßnahmen zum Schutz oder zur Sanierung von Grundwasservorkommen eingeleitet, so geben die Überwachungsergebnisse wichtige Hinweise zur Wirksamkeit und Effektivität der eingeleiteten Maß-nahmen. Eine Reihe von Stoffen wird entsprechend ihres Gefährdungspotentials und ihrer Eintragswahr-scheinlichkeit in unterschiedlichen Zeitabständen untersucht und ausgewertet. Nach den Vorgaben der EU-Wasserrahmenrichtlinie erfolgt die Bewertung des Grundwasserzustands auf der Ebene von Grundwas-serkörpern. Die EU-Wasserrahmenrichtlinie definiert Grundwasserkörper als „ein abgegrenztes Grundwas-servolumen innerhalb eines oder mehrerer Grundwas-serleiter“.3.1.1 Mengenmäßiger ZustandDie EU-Wasserrahmenrichtlinie fordert für alle Grund-wasserkörper einen guten mengenmäßigen Zustand. Was darunter zu verstehen ist, wird im Anhang V Nr. 2.1 der EU-Wasserrahmenrichtlinie beschrieben. Parameter für die Beurteilung des mengenmäßigen Zustands des Grundwassers ist der Grundwasserspie-gel. Der mengenmäßige Zustand des Grundwassers ist gut, wenn die verfügbare Grundwasserressource nicht von der langfristigen mittleren jährlichen Entnahme überschritten wird. Stark vereinfacht bedeutet dies, dass der Grundwasserspiegel keinen anthropogenen Veränderungen unterliegen darf, die ▸ zu einem Verfehlen der ökologischen Qualitäts-ziele für in Verbindung stehende Oberflächenge-wässer führen, ▸ zu einer signifikanten Verringerung der Qualitätdieser Gewässer führen, ▸ zu einer signifikanten Schädigung von Landöko-systemen führen würden, die unmittelbar von dem Grundwasserkörper abhängen, ▸ zu Änderungen der Strömungsrichtung führen,die einen Zustrom von Salzwasser oder sonstige schädliche Zuströme verursachen. In der Praxis reicht jedoch vielfach die alleinige Be-trachtung des Grundwasserspiegels oder seiner Ent-wicklung nicht aus, um den mengenmäßigen Zustand ausreichend zuverlässig beurteilen zu können. Es ist deshalb notwenig, die Wasserbilanz in den einzelnen Grundwasserkörpern oder Teilräumen von Grundwas-serkörpern zu bewerten.3.1.2 Chemischer ZustandAuf der Grundlage der EU-Grundwasserrichtlinie (Richtlinie 2006/118/EG), einer Tochterrichtlinie der EU-Wasserrahmenrichtlinie, wurden Qualitätsanfor-derungen (sog. Qualitätsnormen und Schwellenwerte) für eine Reihe von Stoffen festgelegt. Werden in einem Grundwasserkörper diese Werte eingehalten, dann ist der Grundwasserkörper in einem guten Zustand. Wer-den die Werte überschritten, sind Art und Ausmaß der Überschreitungen zu prüfen. Auf Grundlage dieser Prü-fung ist ggf. eine Einstufung in den schlechten Zustand erforderlich und die Mitgliedstaaten sind verpflichtet, Maßnahmenprogramme durchzuführen, die geeignet sind, den guten Zustand wieder herzustellen, d. h. die Belastung so weit zu vermindern, dass die Quali-tätsnormen bzw. Schwellenwerte wieder eingehalten werden. In der EU-Grundwasserrichtlinie wurden für folgende Stoffe und Stoffgruppen europaweit geltende Qualitätsnormen festgelegt: ▸ Nitrat – 50 mg/l und ▸ Pestizide (= Pflanzenschutzmittel (PSM) undBiozide) – [Einzelgrenzwert 0,1 µg/l, Summen-grenzwert 0,5 µg/l].Diese Werte wurden auch in die deutsche Grundwas-serverordnung (GrwV) vom 09.11.2010 übernommen. National sind zusätzlich für weitere Stoffe Schwel-lenwerte festzulegen, die dafür verantwortlich sein können, dass Grundwasserkörper in einen schlechten Zustand eingestuft werden müssen. Derzeit sind in der Anlage 2 der Grundwasserverordnung Schwellen-werte für 8 weitere Stoffe bzw. Stoffgruppen festgelegt (s. Tab. 1).3.1.3 Messnetze für die BerichterstattungNach den Vorgaben der EU-Wasserrahmenrichtlinie haben die Mitgliedstaaten bis zum Dezember 2006 Messnetze zur Überwachung des chemischen und mengenmäßigen Zustands des Grundwassers einge-richtet. Der chemische Zustand des Grundwassers wird an operativen Messstellen und Überblicksmessstellen ermittelt. Überblicksmessstellen wurden vorwiegend in den unbelasteten Grundwasserkörper eingerichtet, wohingegen operative Messstellen in Grundwasser-12 Wasserwirtschaft in Deutschlandkörper errichtet wurden, die im schlechten Zustand sind. In Deutschland sind für die Einrichtung und den Betrieb der Messnetze die Bundesländer verantwort-lich. Insgesamt betreiben die Länder 5.682 Überblicks-messstellen, 3.979 operative Messstellen und 8.960 Messstellen zur Überwachung des mengenmäßigen Zustands. Vor ca. 20 Jahren wurde gemeinsam von den Bundes-ländern und dem Umweltbundesamt ein bundesweites Messnetz (im folgenden EUA-Grundwassermessnetz) mit ca. 800 Messstellen eingerichtet. Dieses Messnetz wird für die Berichterstattung an die Europäische Um-weltagentur genutzt. Die Messstellen liegen gleichmä-ßig verteilt über das gesamte Bundesgebiet und geben einen repräsentativen Überblick über Grundwasser-beschaffenheit in ganz Deutschland. Die Daten dieses Messnetzes sind Grundlage für einige der nachfolgen-den Auswertungen.3.2 Zustandsbewertung3.2.1 Mengenmäßiger Zustand der Grundwasserkörper In der Abbildung 2 ist der mengenmäßige Zustand der Grundwasserkörper in Deutschland dargestellt. Insgesamt gibt es in Deutschland nur wenige Grund-wasserkörper, die Wassermengenprobleme aufweisen. Von den insgesamt ca. 1.000 Grundwasserkörpern verfehlten 2010 lediglich 38 (4 %) den „guten men-genmäßigen Zustand“. Mengenmäßige Probleme treten zum Beispiel im Zusammenhang mit Bergbauaktivitäten auf, insbeson-dere mit Braunkohletagebauen. In diesen Regionen ist oft über viele Jahrzehnte der Grundwasserspiegel stark abgesenkt worden. Selbst nach Beendigung des Bergbaus wird es viele Jahrzehnte dauern, ehe sich der natürliche Grundwasserspiegel wieder eingestellt hat. In Regionen, in denen in großem Umfang Salzvorkom-men abgebaut werden, treten verstärkt anthropogen bedingte Salzintrusionen auf, die für eine Einstufung der betroffenen Grundwasserkörper in den „schlechten Zustand“ verantwortlich sind. Ist der Zustrom von Salz-wasser auf hohe Wasserentnahmen zurückzuführen, dann ist der Grundwasserkörper in einem schlechten mengenmäßigen Zustand. Werden die Salzbelastungen aber beispielsweise durch Abwassereinträge aus der Salzgewinnung verursacht, so ist der Grundwasserkör-per in einem schlechten chemischen Zustand. Welche Bewertung im Einzelfall zutreffend ist, kann nur durch eine Einzelfallbetrachtung entschieden werden. Auch hier wird es voraussichtlich lange dauern, bis der Grundwasserkörper seinen natürlichen Zustand erreicht und in einen „guten Zustand“ zurückkehrt. Tabelle 1: Qualitätsnormen und Schwellenwerte zur Einstufung des chemischen GrundwasserzustandsSubstanzname CAS-Nr. Schwellenwert AbleitungskriteriumNitrat 50 mg/l Grundwasserqualitätsnorm gemäß Richtlinie 2006/118/EGWirkstoffe in Pflanzenschutz mitteln und Biozidprodukten einschließlich relevanter Stoffwechsel-, Abbau und Reaktionsprodukte jeweils 0,1 µg/l; insgesamt 0,5 µg/lGrundwasserqualitätsnorm gemäß Richtlinie 2006/118/EGArsen 7440-38-2 10 µg/l Trinkwasser – Grenzwert für chemische ParameterCadmium 7440-43-9 0,5 µg/l Ökotoxikologisch abgeleitet: PNEC + HintergrundwertBlei 7439-92-1 10 µg/l Trinkwasser – Grenzwert für chemische ParameterQuecksilber 7439-97-6 0,2 µg/l Ökotoxikologisch abgeleitet: PNEC + HintergrundwertAmmonium 7664-41-7 0,5 mg/l Trinkwasser – Grenzwert für IndikatorparameterChlorid 168876-00-6 250 mg/l Trinkwasser – Grenzwert für IndikatorparameterSulfat 14808-79-8 240 mg/l Trinkwasser – Grenzwert für IndikatorparameterSumme aus Tri- und Tetrachlorethen79-01-6; 127-18-4 10 µg/l Trinkwasser – Grenzwert für chemische ParameterPNEC = Predicted No Effect ConcentrationQuelle: Grundwasserverordnung (GrwV), 2010 13Wasserwirtschaft in DeutschlandAbbildung 2: Mengenmäßiger Zustand der Grundwasserkörper in DeutschlandQuelle: Umweltbundesamt, Daten der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.01.2010Schlei/TraveEiderWarnow/PeeneOderEmsRheinWeserElbeMaasDonauKielSchwerinHamburgBremenBERLINPotsdamHannoverMagdeburgDüsseldorfDresdenErfurtWiesbadenMainzSaarbrückenStuttgartMünchenLandeshauptstadtBundeshauptstadtFlussgebietseinheitgutschlechtunklarGrundwasserkörper14 Wasserwirtschaft in DeutschlandAbbildung 3: Chemischer Zustand der Grundwasserkörper in DeutschlandDonauElbeMaasEmsWeserMünchenStuttgartSaarbrückenMainzWiesbadenDüsseldorfErfurtDresdenMagdeburgBERLINPotsdamHannoverBremenSchwerinHamburgKielOderWarnow/PeeneSchlei/TraveEiderRheinLandeshauptstadtBundeshauptstadtFlussgebietseinheitgutschlechtunklarGrundwasserkörperQuelle: Umweltbundesamt, Daten der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.01.201015Wasserwirtschaft in Deutschland3.2.2 Chemischer Zustand des Grundwassers Maßstab für die Bewertung des chemischen Zustands des Grundwassers sind europaweit geltende Qualitäts-normen für Nitrat (50 mg/l) und Pestizide (0,1 µg/l) sowie Schwellenwerte für relevante Schadstoffe, die von den Mitgliedstaaten festgesetzt werden. Eine Be-wertung des chemischen Zustands des Grundwassers in Deutschland zeigt, dass 37 % aller Grundwasser-körper in einem schlechten chemischen Zustand sind. Hauptursache sind diffuse Belastungen durch Nitrat (27 % der Grundwasserkörper überschreiten die Qua-litätsnorm) und Pflanzenschutzmittel (4 % der Grund-wasserkörper überschreiten die Qualitätsnorm) aus der Landwirtschaft.Nitrat im Grundwasser Stickstoffverbindungen – in der Regel Nitrat – sind die häufigste Ursache für einen schlechten Zustand des Grundwassers in Deutschland und in den meisten Europäischen Ländern. Aus den Messdaten des EUA-Messnetzes ergibt sich für das Jahr 2010 über die Be-lastung des Grundwassers in Deutschland (s. Abb. 4) folgendes Bild: Für 723 der insgesamt ca. 800 Messstellen des EUA-Messnetzes liegen für das Jahr 2010 Untersuchungs-ergebnisse zur Nitratkonzentration des Grundwassers vor. Rund 51 % aller Messstellen zei gen Nitratkon-zentrationen zwischen 0 und 10 mg/l und sind damit nicht oder nur geringfügig belastet. Bei ca. 35 % der Messstellen liegt die Nitratkonzentration zwischen 10 und 50 mg/l. Diese Messstellen sind deutlich bis stark durch Nitrat belastet. Die übrigen 14 % der Messstellen sind so stark durch Nitrat belastet, dass sie nicht ohne weiteres zur Trinkwassergewinnung genutzt werden können, da der Grenzwert der Trinkwasserverordnung von 50 mg/l zum Teil erheblich überschritten wird. Hinweise auf die Haupteintragsursachen von Nitrat in das Grundwasser ergeben sich durch einen Vergleich zwischen den bevorzugten Landnutzungen im Umfeld einer Messstelle und den Nitratkonzentrationen im Grundwasser (s. Abb. 5). In der Gruppe der Messstel-len, in deren Umfeld Wald dominiert, findet sich die geringste Belastung. Bei weniger als 5 % der Messstel-len aus dieser Gruppe liegen der Nitratkonzentrationen über 50 mg/l. Wird das Umfeld der Messstellen domi-niert durch Grünlandnutzung (Wiesen und Weiden), so steigt die Zahl der hoch durch Nitrat belasteten Messstellen auf 6,5 %. Dominieren im Umfeld der Messstellen Acker- und Siedlungsflächen, so steigt der Anteil der Messstellen mit Nitratkonzentrationen von mehr als 50 mg/l auf 23 % bzw. 13 % (Abb. 5). Der Eintrag von Stickstoff aus der Landwirtschaft ist somit die Hauptursache für die Belastung des Grundwassers durch Nitrat. Zum Schutz des Grundwassers in Regionen mit in-tensiver landwirtschaftlicher Nutzung hat die EU im Jahr 1991 die Richtlinie 91/676/EG zum Schutz der Gewässer vor Verunreini gungen durch Nitrat aus land-wirtschaftlichen Quellen (Nitrat-Richtlinie) erlassen. Die Nitrat-Richtlinie verlangt die Einhaltung der „gu-ten fachlichen Praxis“ in der Landwirtschaft und die Durchführung weitergehender Reduktionsmaßnahmen im Rahmen von Aktionsprogrammen. Die Wirksam keit der Maßnahmenprogramme ist von den Mitgliedstaa-ten durch gezielte Grundwasser messungen nachzu-weisen und in regelmäßigen Berichten gegenüber der Kommission zu dokumen tieren. Die Datenbasis für die deutschen Berichte liefert das EU-Nitratmessnetz. Im Vergleich zum Grundwassermessnetz soll dieses Netz möglichst schnell und präzise Aussagen über die Wir-kung der Aktionsprogramme ermöglichen. Die Mess-stellen befinden sich daher in Regionen mit deutlichen Nitratbelastungen. Dieses Messnetz ist damit nicht repräsentativ für die Nitratbelastung des Grundwas-Abbildung 4: Überblick über die Nitratkonzentrationen im Grundwasser der Bundesrepublik Deutschland für das Jahr 2010 (EUA-Messnetz)Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)<1 >1–10 >10–25 >25–50 >50–90 >90 Konzentrationsklassen in mg/l Nitrat Anteil in % Anzahl der Messstellen N = 72322,017,05,4 051015202530 28,9 18,18,6Abbildung 5: Verteilung der Nitratkonzentrationen im Grundwasser gegliedert nach der dominierenden Landnut-zung im Umfeld von Grundwassermessstellen (2010) Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)12,0 0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% 80% 90% 100% Wald (206) Grünland (92) Siedlung (45) Acker (328) <1 >1-10 >10-25 >25-50 >50-90 >90 Klassen: NO3 (mg/l)31,135,420,48,31,92,931,523,926,112,04,32,233,42022,211,111,12,223,612,813,427,114,68,516 Wasserwirtschaft in Deutschlandsers in Deutschland insgesamt. In Deutschland werden seit mehr als 20 Jahren von den Länder, dem Bund und von Wasserversorgern Programme zur Verminderung der Nitratbelastung durchgeführt. Im Rahmen der Berichterstattung zur Umsetzung der Nitrat-Richtlinie wird dargestellt, wie sich die Nitrat-konzentrationen an den hoch belasteten Messstellen des EU-Nitrat messnetzes über die Zeit verändert haben (Abbildung 6). Insgesamt ist festzustellen, dass die Maßnahmen, die in den verschiedenen Aktionsprogrammen durchge-führt wurden, zu einer Verminderung der Stickstoff-einträge in den Boden, das Sickerwasser und damit in das Grundwasser geführt haben. Auswirkungen auf die Nitratkonzentrationen des Grundwassers können sich aber stark verzögern, weil die Fließzeit von der Bodenoberfläche durch die wasserungesättigten Deckschichten bis ins Grundwasser oft Jahre oder Jahr-zehnte betragen kann. Die Untersuchungsergebnisse zeigen neben abnehmenden Nitratkonzentrationen allerdings auch, dass für den Zeitraum von 2004/2006 bis 2008/2010 an 40 % aller Messstellen des EU-Nitratmessnetzes leicht bzw. stark steigende Nitrat-konzentrationen zu beobachten sind. Im Zeitraum von 2000/2002 bis 2004/2006 lag der Anteil bei 31 %. In Abbildung 7 ist die Entwicklung der mittleren Ni-tratkonzentrationen (arithmetischer Mittelwert aller Messdaten) im EU-Grundwassermessnetz von 1995 bis 2010 dargestellt. Für den Zeitraum von 1995 bis 2005 nehmen die mittleren Nitratkonzentrationen insgesamt ab. Von 2005 bis 2010 sind die Mittelwerte recht star-ken jährlichen Schwankungen unterworfen und zeigen eine eher steigende Tendenz. Pflanzenschutzmittel In unregelmäßigen Abständen erarbeitet die LAWA gemeinsam mit dem Umweltbundesamt einen zu-sammenfassenden Bericht über die Belastung des Grundwassers mit Pflanzenschutzmitteln. 2010 ist der 3. LAWA-Pflanzenschutzmittel-Bericht erstellt worden. Der Bericht gibt einen Überblick über die Belastung des Grundwassers im Zeitraum von 1990 bis 2008. Über alle vier Betrachtungszeiträume (1990-1995, 1996-2000, 2001-2005 und 2006-2008) hat sich die Anzahl der Messstellen in Deutschland, an denen der Pflanzenschutzmittelgrenzwert von 0,1 µg/l über-schritten wird, deutlich verringert (Abb. 8). Es ist aber auch festzustellen, dass der Rückgang der Grundwas-serbelastungen wesentlich auf abnehmende Fundzah-len von Atrazin, Desethylatrazin und einigen wenigen anderen Wirkstoffen und Metaboliten zurückzuführen ist, deren Anwendung bereits seit Jahren oder sogar Jahrzehnten verboten ist.Abbildung 6: Entwicklung der Nitratkonzentrationen an den Messstellen des EU-Nitratmessnetzes im Zeitraum von 1995 bis 2010Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bund/Länderarbeitsge meinschaft Wasser (LAWA)!"#$ %"&$ !"'$ (")$ (")$ !"*$ %"&$##"%$ #'"'$ )"+$ #'"!$ %"&$ !")$ ("'$ !"%$ )")$**")$ *'",$ *&"!$ *+")$ **")$ **"*$**")$ ,)")$*,",$ *,"%$ *&"+$ *("!$ +#"'$ *)")$+#"($ +#"+$,)"'$ *#"!$,)"!$ ,%"($ *,"%$ *,"*$ *#",$ *,"($*'"'$ ,)"+$ ,%"#$ ,("($,%"%$,%"($,&")$ ,+"#$,)"'$ ,%"'$ ,("'$ ,!"&$,+"*$ ,&$ ,+")$ ,+"($ ,+"+$ ,+"+$ ,*"($ ,+"*$,'"#$ ,*"%$ ,,"*$ ,*"&$0 %10 %20 %30 %40 %50 %60 %70%80 %90 %100 %1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 20107,1 8,5 7,0 6,9 6,9 7,3 8,511,8 10,0 9,4 10,7 8,5 7,9 6,0 9,933,9 30 2 35,7 34,9 33,9 33,3 33,929,9 32 2 32,835,4 36,7 41,039,941,6 41,429,0 31,729,7 28,6 32,8 32,3 31,2 32,6 30,029,4 28,1 26,628,828,625,9 24,129,0 28,0 26,0 27,5 24,3 25 24,9 24,6 24,4 24,423,6 24,3 20,1 23,8 22,3 23,57,8Nitratklassen in mg/l>1-10 <1 >10-25 >25-50 >50-90 >90 Abbildung 7: Entwicklung der durchschnittlichen Nitratkon-zentration an den Messstellen des EU-Nitratmessnetzes im Zeitraum von 1995 bis 2010Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)!"#$%!&#$%!'#(%!&#)%!"#!%!"#&%!'#(%!*#'% +)#$%+)#!%+!#(%+)#!%++#$%!&#*%+$#$%!*#(%62,064,066,068,070,072,074,076,01995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010Nitratgehalt in mg/lJahr73,872,871,472,973,773,271,470,1 69,8 69,767,469,766,872,068,870,417Wasserwirtschaft in DeutschlandAbbildung 8: Häufigkeitsverteilungen der PSM-Befunde in oberflächennah verfilterten Messstellen im Grundwasser Deutschlands in den Zeiträumen 1990-1995, 1996-2000, 2001-2005 und 2006-2008 Quelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) Zwischen 2006 und 2008 überschritten immer noch 4,7 % der 13.024 untersuchten Messstellen im oberflä-chennahen Grundwasser den Grenzwert von 0,1 µg/l. Neben der Beschreibung der aktuellen Belastungssi-tuation ist vor allem die Ermittlung der zeitlichen Ent-wicklung der Pflanzenschutzmittel-Belastung von In-teresse. Wie im 2. LAWA-Pflanzenschutzmittel-Bericht (2004) wurde auch im 3. Bericht untersucht, wie sich die Fundhäufigkeiten für ausgewählte häufiger nachge-wiesene Einzelstoffe, wie z. B. Atrazin, Desethylatrazin, Diuron und Bentazon, entwickelt haben. Es ist festzustellen, dass die Zahl der Messstellen, die mittlere bis sehr hohe Atrazinkonzentrationen aufwei-sen, deutlich abgenommen hat. Eine vergleichbare Ent-wicklung ist auch für Desethylatrazin zu beobachten. Etwas anders stellt sich die Situation für Diuron dar. Die Gesamtanzahl der Messstellen, die Diuronkonzen-trationen oberhalb bzw. nahe der Bestimmungsgrenze aufweisen, ist relativ gering im Vergleich zu den Fundzahlen von Atrazin und Desethylatrazin. Im Zeit-raum von 1990-1995 zu 1996-2000 stieg die Anzahl der Messstellen, an denen die Diuronkonzentration die Qualitätsnorm von 0,1 µg/l überstieg, von 57 auf 67. In den folgenden Zeiträumen 2001-2005 und2006-2008 nahm die Anzahl der Messstellen mit Di-uronkonzentrationen > 0,1 µg/l auf 42 bzw. 37 ab. Bei Bentazon lässt sich dieser Trend nicht feststellen. Hier ist eher von einer leichten Zunahme der Grundwasser-belastung von 2001 bis 2008 auszugehen. Arsen Arsen ist ein Element, das natürlicherweise (geogen) im Untergrund vorhanden ist. Die na türlichen Hin-tergrundkonzentrationen im Grundwasser – bezogen auf das 90-Perzentil - liegen zwischen 0,55 µg/l in den Kalksteinen des alpinen Raums und 4,9 µg/l in den Sand steinen und silikatischen Wechselfolgen. Für alle wesentlichen hydrogeologischen Einheiten gemeinsam errechnet sich ein „Einheiten übergreifender Hinter-grundwert“ von ca. 2,6 µg/l Arsen. Lokal kann es darü-ber hinaus auch natürliche Arsen-Konzentrationen von mehr als 10 µg/l geben. Diese Konzentration entspricht dem Schwellenwert (vgl. Abb. 9). Da Arsen nicht an allen Messstellen jährlich unter-sucht wird - Arsen gilt im Grundwasser als nicht beson-ders mobil, die Arsen-Konzentrationen verändern sich im Allgemei nen daher nur sehr langsam - wurden die Untersu chungsergebnisse für den Zeitraum 1999 bis 2003 zusammenfassend ausgewertet. Bei ins gesamt 481 von 675 Messstellen war mindestens ein Messwert der jeweiligen Zeitreihe klei ner als die Bestimmungs-grenze. Insgesamt ergibt sich für die Verteilung der Arsen-Kon zentration im Grundwasser, dass an 77 % der Messstellen die mittlere Arsen-Konzentration im Zeitraum von 1999 bis 2003 unter 1 µg/l und damit sehr häufig unterhalb der Bestimmungsgrenze liegt. An 21 % liegt die mittlere Arsen-Konzentration zwi-schen 1 und 10 µg/l und da mit noch unterhalb des Schwellenwertes von 10 µg/l. An 2,4 %, das heißt an 16 Einzel messstellen, überschreiten die mittleren Arsen-Konzentrationen einen Wert von 10 µg/l. Ob es sich hierbei um natürliche (geogene) Ursachen oder anthropogene Verunreinigungen handelt, ist von Mess-stelle zu Messstelle unterschiedlich.Abbildung 9: Verteilung der natürlichen Hintergrund-konzentrationen (90-Perzentil) von Arsen in wichtigen Hydrogeologi schen Einheiten Deutschlands (LAWA 2003) Zum Vergleich: Schwellenwert (Grundwasserverordnung (GrwV))Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)1,1 0,7 0,8 0,8nachgewiesen > 1μg/l71,7 18,6 8,6 72,4 19,0 7,9 16,1 4,582,6 12,8 3,8 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 nicht nachgewiesen 2006–2008nachgewiesen < = 0,1μg/l nachgewiesen > 0,1μg/l bis 1μg/l rel. Häufigkeit [%] (Messstellenzahl) höchster Einzelsubstanz-Messwert der letzten Grundwasserprobe im Betrachtungszeitraum 78,6 2001–20051996–20001990–19950 1 4 5 6 7 8 9 10 Arsen in µg /l 3218 Wasserwirtschaft in DeutschlandAbbildung 10: Verteilung der Arsenkonzentrationen an den Messstellen des EUA-Grundwassermessnetzes (1999 bis 2003)Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)Blei Ähnlich wie Arsen kommt auch Blei, z. B. als Bleisulfid (Bleiglanz), natürlich in der Umwelt vor. Es ist aller-dings nur in geringem Umfang in Wasser löslich. Die natürlichen Hintergrund konzentrationen von Blei im Grundwasser - bezogen auf das 90-Perzentil - liegen zwischen 0,07 µg/l in Vulkaniten und 8,5 µg/l in Sanden und Kiesen Norddeutschlands. Für alle we-sentlichen hydrogeologischen Einheiten gemeinsam errechnet sich ein „einheitenübergrei fender Hin-tergrundwert“ von ca. 3,9 µg/l Blei. Lokal können vereinzelt aber auch deutlich hö here natürliche Blei-Konzentrationen auftreten. Bei Blei liegen häufiger Messwerte unter der Be-stimmungsgrenze als bei Arsen, so dass die nach-folgenden Angaben über die Mittelwerte durch die angegebenen Bestimmungsgrenze mit beeinflusst werden (s. Abb. 12, insbesondere der Balken in der Klasse > 2-5 µg/l). Insgesamt liegen von 700 der ca. 800 Messstellen des EUA-Grundwassermessnetzes Un tersuchungsergebnisse für den Zeitraum 1999 bis 2003 vor. Für 567 Messstellen (81 %) liegt bei der Berechnung der mittleren Blei-Konzentration mindes-tens ein Wert der gesamten Messreihe unterhalb der Bestimmungsgrenze. An lediglich 0,9 % aller unter-suchter Mess stellen (6 Messstellen) überstiegen die Blei-Konzentrationen den Schwellenwert von 10 µg/l (vgl. Abb. 12). Auch hier ist durch eine Einzelfallbe-trachtung dieser Messstellen zu klären, ob es sich um eine anthropogen verursachte Grundwasserverunreini-gung oder um natürlich erhöhte Blei-Konzentrationen im Grundwasser handelt.Abbildung 11: Verteilung der natürlichen Hintergrund-konzentrationen (90-Perzentil) von Blei in wichtigen Hydrogeologi schen Einheiten DeutschlandsZum Vergleich: Schwellenwert (Grundwasserverordnung (GrwV))Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)Abbildung 12: Verteilung der Bleikonzentrationen an den Messstellen des EUA-Grundwassermessnetzes (1999 bis 2003)Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)77,0 9,5 8,7 2,4 2,1 0,3 0,0 10,0 20,0 30,0 40,0 50,0 60,0 70,0 80,0 bis 1 >1-2 >2-5 >5-10 >10-100 >100 Anteil in % Arsen in µg/l n = 675 davon 481 (71,3 %) teilweise < Bestimmungsgrenze 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Blei in µg/l 69,4 11,4 16,9 1,4 0,9 0,0 40,0 50,0 60,0 70,0 bis 1 >1-2 >2-5 >5-10 >10-100 >100 Anteil in % Blei in µg/l 30,0 20,0 10,0 0,0 n = 700 davon 587 (81 %) < Bestimmungsgrenze 19Wasserwirtschaft in DeutschlandSulfatAuch Sulfat ist – wie die Elemente Arsen und Blei – natürlicherweise im Grundwasser vor handen. Es ist Reaktionsprodukt natürlicher Schwefelverbindungen (Sulfide) oder stammt z. B. aus Gips, der in vielen geo-logischen Formationen vorhanden ist. Auch Meerwas-ser und Tiefenwässer enthalten z. T. erhebliche Sulfat-mengen, die in angrenzende Grundwasservor kommen gelangen können. Anthropogene Quellen sind unter anderem Schwefelemissionen aus Kohlekraftwerken, anderen Verbrennungsanlagen, aus Düngemitteln, aus Bauschutt und aus Bauwerken. Sulfat eignet sich als Leitsubstanz für die Grundwasserbeeinflussung durch Bauschuttverfüllungen. Die Verteilung der natürlichen Sulfatkonzentrationen wichtiger hydrogeologischer Einheiten ist in der Abbil-dung 13 zusammengestellt. Die natürlichen Gehalte schwanken zwi schen 13 mg/l in den Kalksteinen des alpinen Raumes und 249 mg/l in den Schottern und Kiesen des Oberrheins. Der Schwellenwert für Sulfat liegt bei 240 mg/l und damit nahe an den natürlichen Hintergrundgehalten einiger Grundwassereinheiten. Im Untersuchungsjahr 2008 wiesen 78 % aller Messstellen Sulfatkonzentrationen zwischen 0 und 110 mg/l auf, also we niger als der Hälfte des Schwel-lenwertes auf. Bei weiteren 14 % liegt die mittlere Sul-fatkonzentration zwischen 110 und 250 mg/l und bei lediglich 8,3 % überschreitet sie den Schwellenwert von 240 mg/l. Ursachen sind z. B. salzhaltige Wässer im Umfeld von Salzlagerstätten oder Grundwasser aus sehr tief liegenden Grundwasserleitern, die häu fig sehr hohe Salz- und speziell Sulfatkonzentrationen aufweisen. Auch in diesen Fällen muss über Einzelun-tersuchungen geklärt werden, ob die erhöhten Sulfat-konzentrationen natürliche Ursachen haben oder auf anthropogene Einträge zurückzuführen sind.Abbildung 13: Verteilung der natürlichen Hintergrund-konzentrationen (90-Perzentil) von Sulfat in wichtigen Hydrogeologi schen Einheiten DeutschlandsZum Vergleich: Schwellenwert (Grundwasserverordnung (GrwV))Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)Abbildung 14: Verteilung der Sulfatkonzentrationen an den Messstellen des EUA-Grundwassermessnetzes (2008)Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)3.2.3 Biologie des Grundwassers Anders als bei der Qualitätsbewertung der Oberflä-chengewässer gibt es kein tradiertes biologisches System, mit dem eine Beurteilung des ökologischen Zustandes des Grundwassers erfolgen könnte. Zwar wird Grundwasser zunehmend als nachhaltig zu bewirtschaftende Ressource und schützenswertes Ökosystem mit großer natürlicher Leistungsfähigkeit und Funktionalität angesehen, dennoch wird es bis-her hauptsächlich aus seiner wasserwirtschaftlichen Perspektive betrachtet. Rechtliche Regelungen und politische Strategien folgen in erster Linie stoff- und nutzungsbezogenen Schutzkonzepten. Um den Ein-fluss anthropogener Veränderungen und deren Auswir-kungen für die Grundwasserökosysteme beurteilen zu können, fehlen vollzugstaugliche biologische Bewer-tungskriterien und Untersuchungsmethoden.Abbildung 15: Grundwassertiere – winzig klein, farb- und augenlosQuelle: Karsten Grabow, PH Karlsruhe und Andreas Fuchs, Universität Landau0 50 100 150 200 250 Sulfat in mg/l 0,0 5,0 10,0 15,0 20,0 25,0 30,0 bis 20 >20-50 >50-80 >80-110 >110-150 >150-200 >200-250 >250-350 >350-500 Anteil in % Sulfate in mg/l >500 n = 696 davon 20 (2,9 %) < Bestimmungsgrenze 20 Wasserwirtschaft in DeutschlandUm diese Lücke zu schließen, hat das Umweltbundes-amt ein mehrjähriges Forschungsprojekt initiiert, das folgende Schwerpunkte untersucht hat. 1. Auswahl geeigneter Messgrößen und Indikatoren,2. Inventur an ausgewählten Standorten,3. Suche nach einer sinnvollen ökologischenGliederung,4. Ableitung von natürlichen Referenzbedingungenund Hintergrundwerten,5. Vorschlag für ein Bewertungsschema, das erhobe-ne Messgrößen integriert und eine Zustandsbeur-teilung erlaubt.Suche nach einer sinnvollen ökologischen Gliederung Für die Gliederung und Klassifizierung von Grundwas-sersystemen waren bisher Faktoren wie der Leitertyp (Locker-, Karst- und Kluftleiter), die Geologie sowie die Durchlässigkeit bzw. Ergiebigkeit im Hinblick auf eine Grundwasserförderung ausschlaggebend. Ökologische Kriterien spielten bei dieser Abgrenzung keine Rolle. Ein zentraler Punkt des Projekts war deshalb die Suche nach einer räumlich sinnvollen Gliederung von Grundwassersystemen als Basis für ein ökologisches Bewertungssystem analog der Typologie von Oberflä-chengewässern. Deshalb wurde untersucht, inwieweit bestehende räumliche Einteilungen für eine ökosyste-mare Betrachtung herangezogen werden können. Da die Lebensgemeinschaften in ihrer Verbreitung keinem der getesteten ober- oder unterirdischen Gliederungs-systeme folgen, werden für Deutschland sogenannte Stygoregionen vorgeschlagen. Ausschlaggebend für die Stygoregionen sind faunisti-sche Eigenschaften (s. Tabelle 2).Ableitung von ReferenzbedingungenFür die untersuchten Standorte wurden individuelle Hintergrundwerte ermittelt, aus denen ein erster Vorschlag für Referenzbedingungen für einen ökolo-gisch intakten Grundwasserleiter abgeleitet wurde. Ein ökologisch intakter Grundwasserleiter ist gegen Oberflächeneintrag gut abgeschirmt und führt in der Regel Grundwasser in Trinkwasserqualität. Er zeichnet sich näherungsweise durch Referenzbedingungen aus (s. Tabelle 3).Für die Mikrobiologie haben sich die Koloniebildenden Einheiten (KBE), die Bakterielle Abundanz (BA) in Anhängigkeit von der Art des Grundwasserleiters, die ATP-Produktion und der biologische Sauerstoffbedarf (BSB) als maßgebliche Größen erwiesen.Anhand ausgewählter faunistischer Messgrößen lässt sich der Oberflächeneinfluss bewerten, d. h. es ist mög-lich die Grundwasserbeschaffenheit von nicht-ober-flächenbeeinflussten und oberflächenbeeinflussten Tabelle 3: Referenzbedingungen für einen intakten Grund-wasserleiterModell-GrundwasserleiterFaunaCrustaceen-AnteilOligochaeten-AnteilStygobionten-Anteil (Crustaceen)GFI *)≥70%≤20%>50%≤3MikrobiologieKBEs [m/l] BA [Zellen m/l]BKP [ng C/(l h)] ATP gesamt [pM]ATP intrazellulär [pM]BSB5 [mg/l]E.coli [100ml]≤500Alluvium: ≤0,9*103 bis 1,2*105Karst: 3*103 bis 4*105Kluft: 4*103 bis 1,5*105≤0,5≤300,3–50≤ 1,50*) Der GrundwasserfaunaIndex (GFI) ist ein Maß für den ökologisch relevanten Oberflächeneinfluss. Die Indexwerte werden aus dem Sauerstoffgehalt, der Detritusmenge sowie der Standardabweichung der Temperatur berechnet. Niedrige Indexwerte weisen auf keinen oder einen sehr geringen Oberflächeneinfluss hin und umgekehrt.Quelle: Umweltbundesamt, 2013 Tabelle 2: Die Merkmale der Stygoregionen Deutschlands Norddeutsches Tiefland Zentrale Mittelgebirge Südwestliche Mittelgebirge Nordalpen Grundwasserfauna fehlt fast vollständig aufgrund sehr feiner Sedimente und nied - riger Sauerstoffgehaltediverse Fauna ausgeprägte Diversität (27 Arten)hohe Diversität (32 Arten)mittlere Diversität (15 Arten)geprägt durch ubiquitäre Grundwasserarten und nacheiszeitliche Wiederbe - siedler hoher Anteil echter Grundwasser-tiere, größere Arten Asseln, Höhlenflohkrebsgeringeres Artenspektrum der Grundwasserartenhoher Anteil grundwasserfremder Arten (Oberflächeneinfluss)geringer Anteil grundwasser-fremder ArtenAbwesenheit grundwasser -fremder Arten Quelle: Umweltbundesamt, 201321Wasserwirtschaft in DeutschlandProben auf Basis faunistischer Indikatoren zu verglei-chen. Als Referenzkriterien werden folgende Parameter empfohlen: Der Grundwasserfaunaindex (GFI), der Anteil an echten Grundwasserorganismen (Stygobion-ten) an der Gemeinschaft sollte größer 50 % und der Anteil an grundwasserfremder Arten (Oligochäten) < 20 % sein. Unter den Stygobionten sollte der Anteil von Crustaceen bei > 70 % liegen, da Untersuchungen zeigten, dass vor allem auch der Anteil von Crustaceen eine zuverlässige Messgröße ist.Durch das Zusammenführen aller Teilergebnisse konnte ein möglicher Bewertungsweg für ein zweistu-figes Ablaufschema entwickelt werden, bei dem die Komplexität und Aussagetiefe von Stufe 1 zu Stufe 2 wesentlich zunimmt (Abbildung 16).Mit dem vergleichsweise einfachen Untersuchungs-aufwand in Stufe 1 kann anhand ausgewählter Indikatorgrößen und der im Projekt gefundenen Hintergrundwerte ermittelt werden, ob der jeweilige Untersuchungsstandort im „Guten Zustand“ oder „Sehr guten Zustand“ ist. Bei Abweichungen erfolgen mit Hilfe von Experten detaillierte Analysen. Die Be-wertung nach Stufe 2 erlaubt die Berechnung eines Indexes und dadurch eine Güteklassenzuordnung – so wie sie z. B. aus der ökologischen Zustandsbewertung für Oberflächengewässer bekannt ist (Tab. 4). Mit diesem Projekt wurden wesentliche Entwick-lungsschritte für eine biologisch basierte Zustands-beurteilung im Grundwasser angestoßen. Für eine Anwendungsreife bedarf es jedoch noch weiterer For-schungsarbeiten und Erfahrungen beim ökologischen Grundwassermonitoring.Abbildung 16: Vorschlag für ein zweistufiges Bewertungsschema Stufe 1 Stufe 2Auswahl und Bestimmen einzelner Indikatorgrößen (mindestens 5, davon mindestens 3 biologisch/ökologische Kriterien)Die erzielten Ergebnisse werden anhand der vorgegebenen Referenzwerte verglichen.Qualitative InterpretationSehr guter oder guter ökologischer ZustandAbweichungKriterien, die sich auf die drei Ökosystemebenen „Funktion“, „Organisation und Stress“ beziehen und sich auf die Kategorien „ physikal.-chem. “, „ mikrobiol. “ und „faunistisch“ verteilen, werden ausgewählt und mit Hilfe von Experten bestimmt.Die erzielten Ergebnisse werden mit Daten von zeitgleich untersuchten Referenzstandorten verglichen. Qualitative und quantitative InterpretationIndex für den Grundwasser Ökosystem Status (Groundwater Ecosystem Status Index) – GESIQuelle: Umweltbundesamt, 2013Tabelle 4: Vorschlag für ökologische Güteklassen für Grundwassersysteme Güteklasse Ökologischer Zustand Bemerkung1 sehr gut keine anthropogene Störung feststellbar, Übereinstimmung mit der Situation in Referenz-messstellen ≥ 0,8–<1 gut Abweichung vom Referenzzustand ist marginal und/oder nur zeitweilig gegeben≥ 0,6–0,8 mäßig beeinträchtigt die Abweichung vom Referenzzustand ist als gering einzuschätzen≥ 0,4–0,6 beeinträchtigt deutliche Abweichung von einer Referenzsituation≥ 0,2–0,4 stark beeinträchtigt starke anthropogene Störung feststellbar, Abweichung von der Referenzsituation in den meisten der ausgewählten Parametern0–0,2 schlecht starke anthropogene Störung feststellbar, Abweichung von einer Referenzsituation in allen oder beinahe allen ausgewählten ParameternQuelle: Umweltbundesamt, 201322 Wasserwirtschaft in Deutschland23Wasserwirtschaft in Deutschland4 Bewertung der Oberflächengewässer4.1 Oberflächenwasserkörper Oberflächengewässer unterscheiden sich aufgrund ihrer unterschiedlichen morphologischen, hydrolo-gischen und geochemischen Gegebenheiten sowohl in ihren naturraumtypischen Lebensgemeinschaften als auch in ihrer Empfindlichkeit gegenüber anthro-pogenen Einflüssen. Um die unterschied lichen Emp-findlichkeiten gegenüber Schadstoffen und anderen Belastungen berücksichtigen zu können, werden die Gewässer grobskalig in Ökoregionen und feinskalig in Gewässerty pen sowie in Oberflächenwasserkörper ein-geteilt. Diese Einteilung stellt eine Voraussetzung für die ökologische Klassifikation dar, wie sie in Artikel 5 und Anhang II der EU-Wasserrahmenrichtlinie als ei-ner der ersten Schritte bei der Umsetzung der EU-Was-serrahmenrichtlinie gefordert wird. Die Gewässertypen sind in Anlage 1 der Oberflächengewässerverordnung festgelegt. Objekt der Bewertung und Bewirtschaftung ist der Oberflächenwasserkörper. Oberflächenwasserkörper werden voneinander abgegrenzt, wenn: ▸ die Gewässerkategorie (Fließgewässer, Seen, Übergangs- und Küstengewässer) sich ändert (z. B. wenn ein Fluss in einen See mündet), ▸ der Gewässertyp (s. Kap. 5.1.1, 6.1.1 und 7.1.1) sich ändert, ▸ der Zustand sich ändert (z. B. wenn eine Abwasser einleitung bewirkt, dass der Zustand nicht mehr gut, sondern nur noch mäßig ist). Ein Oberflächenwasserkörper ist i.d.R. einem natürli-chen Gewässertyp zugeordnet. Für jeden Gewässertyp wurden zoologische und botanische Referenzlisten der im natürlichen Zu stand vorkommenden Arten und ihrer Häufigkeiten erstellt. Mit diesem Vergleichsmaß-stab werden bei der Be wertung die in den Gewässern unter heutigen Belastungsbedingungen vorgefundenen Arten und ihre Häufigkeiten verglichen. Ferner werden die Oberflächenwasserkörper in „na-türliche“, „erheblich veränderte“ und „künstliche“ Oberflächenwasserkörper unterschieden. Als „erheb-lich verändert“ können Oberflächenwasserkörper eingestuft werden, wenn ihre Strukturen nutzungs-bedingt so verändert wurden, dass ihr ursprünglicher Referenzzustand als Bewertungsmaßstab nicht mehr sinnvoll verwendbar ist. So stellen z. B. Talsperren in aufgestauten Flüssen oder ausgekieste Altarme „erheb-lich veränderte“ Wasserkörper (HMWB = heavily modi-fied water bodies) dar. Der durch die Talsperre erfolgte Aufstau des Wasserkörpers führt zu einem Wechsel in der Gewässerkategorie von einem Fließgewässer hin zu einem See. Künstliche Oberflächenwasserkörper (AWB = artificial water bodies) sind Gewässer, die erst durch den Menschen an Orten geschaffen wurden an denen vorher kein Wasser vorhanden war. Dies sind in Deutschland vor allem Tagebauseen, die im Zusammenhang mit dem oberflächennahen Abbau von Braunkohle entstanden sind und Baggerseen sowie Kanäle und Entwässerungsgräben. Bei den erheblich veränderten und den künstlichen Wasserkörpern be-dingt die anthropogene Nutzung, dass als Umweltziel statt des „guten ökologischen Zustands“ das „gute ökologische Potenzial“ gilt. 4.2 Ökologischer und chemischer Zustand Das Ziel der EU-Wasserrahmenrichtlinie ist der gute Zustand aller Oberflächenwasserkörper bis 2015. Ein natürlicher Oberflächenwasserkörper ist in einem guten Zustand, wenn der ökologische Zustand min-destens als „gut“ und der chemische Zustand als „gut“ beurteilt wird. Erheblich veränderte und künstliche Oberflächenwasserkörper sind in einem guten Zu-stand, wenn das ökologische Potenzial mindestens als „gut“ und der chemische Zustand als „gut“ beurteilt wird.4.2.1 Ökologischer Zustand und Ökologisches Potenzial Die EU-Wasserrahmenrichtlinie bewertet die Oberflä-chengewässer im ökologischen Zustand integrativ, d. h. in der Hauptsache nach dem Vorhandensein der naturraumtypischen Lebensgemeinschaften. Hydro-morphologische und physikalisch-chemische Merkma-le wirken dabei unterstützend. In einem ersten Schritt fordert die EU-Wasserrahmenrichtlinie die Bewertung festgelegter Qualitätskomponenten des ökologischen Zustands (s. Tab. 5). Dazu wurden und werden auch nach 13 Jahren der Inkraftsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie in den Mitgliedstaaten Bewertungsverfahren (s. Kap. 5.1.2, 6.1.2, 7.1.1) entwickelt. In einem Interkalibrierungs-prozess werden die Ergebnisse der nationalen Bewer-tungsverfahren miteinander verglichen und die Metho-den ggf. an den Klassengrenzen sehr gut/gut und gut/mäßig nachjustiert, um zu gewährleisten, dass in allen Staaten Europas die glei chen Bewertungsmaßstäbe gelten (s. Kap. 5.1.2, 6.1.2 und 7.1.1). Dieser Prozess ist noch nicht für alle Bewertungsverfahren abge-schlossen. Von den erforderlichen Bewertungsverfah-ren für Flüsse und Seen befinden sich in Deutschland die Verfahren zur Bewertung der Wirbellosenfauna in Seen, sowie der Fischfauna in den norddeutschen Tieflandsseen im Praxistest. Für die Übergangsge-wässer sind die Bewertungsverfahren für Großalgen/Angiospermen und Makroinvertebraten im Praxistest. Für Übergangsgewässer wurde für die Bewertung von 24 Wasserwirtschaft in DeutschlandPhytoplankton bisher kein Verfahren entwickelt, da es aufgrund der hohen natürlichen Veränderlichkeit nicht möglich ist, zuverlässige Referenzbedingungen festzulegen. Alle anderen Bewertungsverfahren sind bereits in der Anwendung. Von den Verfahren zur Bewertung von erheblich ver-änderten und künstlichen Oberflächenwasserkörpern befinden sich die Verfahren für das Makrozoobenthos und die Fische in Fließgewässern im Praxistest, das Verfahren für Makrophyten ist in Bearbeitung. Für er-heblich veränderte und künstliche Seenwasserkörper liegen Bewertungsverfahren für das Phytoplankton, das Phytobenthos und Makrophyten vor. Das Verfahren zur Bewertung vom Makrozoobenthos ist in Bearbei-tung.Tabelle 5: Qualitätskomponenten des ökologischen Zustands nach WRRLQualitäts- komponenteFließge-wässerSeen Übergangs-gewässerKüsten-gewässerBiologische QualitätskomponentenPhytoplankton X X X XGroßalgen/ AngiospermenX XMakrophyten/PhythobenthosX XMakro- invertebratenX X X XFische X X XHydromorphologische QualitätskomponentenDurch-gängigkeitX 1Wasserhaus-haltX XMorphologie X X X XTideregime X XChemisch-physikalische Qualitätskomponentenallgemeine chemisch-physikalische ParameterX X X Xflussgebiets-spezifische SchadstoffeX X X XLegende:Bewertung nicht erforderlichX Bewertungsverfahren vorhandenX Bewertungsverfahren in ErprobungX Bewertungsverfahren steht aus1) Es gibt verschiedene Bewertungsverfahren für den Fischaufstieg. Bewertung des Fischabstiegs und der Durchgängigkeit für Sedimen-te sind noch offen. Für die Berichterstattung an die EU-Kommission gibt es eine abgestimmte Vorgehensweise der LAWA.Quelle: Umweltbundesamt nach EU Wasserrahmenrichtlinie und Anlage 3 der Oberflächengewässerverordnung Der ökologische Zustand umfasst die fünf Klassen: „sehr gut“, „gut“, „mäßig“, „unbefriedigend“, „schlecht“ (s. Tab. 6). Die biologische Qualitätskom-ponente mit der schlechtesten Bewertung bestimmt den ökologischen Zustand. Die Qualitätskomponente „spezifische Schadstoffe“ kann zu einer Abwertung des ökologischen Zustandes führen. Wenn nur eine Umweltqualitätsnorm der spezifischen Schadstoffe (Kap. 4.2.2) überschritten ist, kann der ökologische Zustand/das ökologische Potenzial nur „mäßig“ sein, auch wenn die biologischen Qualitätskomponenten alle mit „gut“ oder besser bewertet werden.Tabelle 6: Darstellung des ökologischen Zustands und des ökologischen Potenzials Farbe Zustand Potenzial *)sehr gutgut gut und bessermäßig mäßigunbefriedigend unbefriedigendschlecht schlecht*) Das Potenzial wird in großmaßstäblicher Darstellung mit einer grauen Schraffur gekennzeichnetQuelle: EU-Wasserrahmenrichtlinie und Oberflächengewässerverord-nung Grundlage und Ausgangspunkt der ökologischen Klassifi kation sind die Referenzbedingungen. Der öko-logische Zustand ergibt sich aus den Abweichungen von der Referenz. Diese Abweichungen sind in der EU-Wasserrahmenrichtlinie und Oberflächengewässer-verordnung wie folgt beschrie ben: ▸ Der sehr gute Zustand weist „keine oder nur sehr geringfügige anthropogene Ände rungen der Wer-te“ des Referenzzustandes auf. Daher müssen sowohl die biologischen Qualitätskomponenten als auch die physikalisch-chemischen sowie die hydromorphologischen Qualitätskomponenten nahezu ungestörte Bedin gungen repräsentieren und die Umweltqualitätsnorm für die spezifi schen Schadstoffe eingehalten sein. ▸ Beim guten ökologischen Zustand zeigen alle biologischen Qualitätskomponenten höchstens geringe anthropogene Abweichungen an, d. h. sie weichen nur in geringem Maß von den Werten ab, die sich normalerweise bei Abwesenheit stören-der Einflüsse in dem betreffenden Oberflächenge-wässertyp einstellen. Die Umweltqualitätsnormen aller spezifi schen Schadstoffe müssen eingehal-ten sein. Ferner sollen die Werte für die allgemei-nen physika lisch-chemischen Parameter in einem Bereich liegen, der die Funktionsfähigkeit des Öko systems gewährleistet.25Wasserwirtschaft in Deutschland ▸ Für den mäßigen ökologischen Zustand müssen alle biologischen Qualitätskomponenten zumin-dest in einem „mäßigen Zustand“ sein. ▸ Ist mindestens eine biologische Qualitätskompo-nente in einem schlechteren Zustand, bestimmt diese die Bewertung als unbefriedigend oder schlecht. Die Einstufung in die Klassen „unbefriedigend“ und „schlecht“ erfolgt also ausschließlich auf Grundlage der biologischen Untersuchungsergebnisse. Nichtein-haltungen der Werte der allgemeinen physika lisch-chemischen Parameter sind Hinweise auf mögliche ökologisch wirksame Defizite, die zu einer Abstufung von gut auf mäßig führen können, aber nicht müssen. Wenn die biologischen Qualitätskomponenten hin-reichend sensitiv sind, alle relevan ten Belastungen erfassen und keine Verzögerung in der biologischen Reaktion besteht, sollte bei Nichteinhaltung der Werte der allgemeinen physika lisch-chemischen Qualitäts-komponenten gleichzeitig auch bei einer oder mehre-ren bio logischen Qualitätskomponenten ein „mäßiger“ oder schlechterer Zustand angezeigt werden. Die Nicht-einhaltung von Umweltqualitätsnormen für spezifische Schadstoffe führt hingegen immer zu einer Einstufung als höchstens „mäßig“, auch wenn alle biologischen Qualitätskomponenten einen guten Zustand indizieren. Für „erheblich veränderte“ und „künstliche“ Fließ-gewässer gibt die EU-Wasserrahmenrichtlinie das „gute ökologische Potenzial“ als Ziel vor, welches sich an den zur Gewährleistung der Nutzung erfolgten hydromorphologischen Veränderungen als Referenz-zustand („höchstes ökologisches Potenzial“) orientiert. Dieser Referenzzustand ist dann gegeben, wenn alle Maßnahmen zur Verbesserung der Gewässermorpho-logie an dem Gewässer durchgeführt würden, ohne die Nutzung des Gewässers zu beeinträchtigen. Zur Erreichung des „guten ökologischen Potenzials“ als Umweltziel sind die ökologisch effizientesten Maß-nahmen umzusetzen, um zu gewährleisten, dass die Lebensgemeinschaften unter diesen Bedingungen nur geringfügig von der des „höchsten ökologischen Poten-zials“ abweichen. 4.2.2 Flussgebietsspezifische Schadstoffe Die Bewertung spezifischer Schadstoffe erfolgt im Rah-men der Ein stufung in den ökologischen Zustand. Für die spezifischen Schadstoffe, die in signifikanten Men-gen eingetragen werden, sind von den Mitgliedstaaten Umweltqualitätsnormen zum Schutz der aquatischen Lebensgemeinschaften auf der Grundlage von länger-fristigen ökoto xikologischen Wirkungsdaten abzulei-ten (Anhang V Nr. 1.2.6 EU-Wasserrahmenrichtlinie). Stoffmengen, die an re präsentativen Messstellen zu Konzentrationen größer als die halbe Umweltquali-tätsnorm führen, werden als signifikant definiert. In Deutschland wurden für 162 Schad stoffe Umweltqua-litätsnormen rechtsverbindlich in Anlage 5 der Ober-flächengewässerverordnung festgelegt (vgl. Tabelle 7). Die Prüfung auf Einhaltung der Umweltqualitätsnorm erfolgt an Hand von Jah resmittelwerten, wie es die EU-Wasserrahmenrichtlinie vorgibt. Die Festlegung der Umweltqualitätsnorm für den ökologischen Zustand der Oberflächengewässer erfolgt auf der Grundlage der EU-Chemikalienbewertung nach Anhang V Nr. 1.2.6 EU-Wasserrahmenrichtlinie. Es werden valide Langfristtests über die Wirkungen des Stoffes auf die Ernährungsstufen Algen, Kleinkrebse und Fische zusammengestellt und von diesen der emp-findlichste Wert ausgewählt. Weil es aber in der Natur noch empfindlichere Organismen geben kann als dieje-nigen, mit denen die Labortests durchgeführt wurden, wird dieser kleinste Wert durch einen Ausgleichsfaktor geteilt, um die Umweltqualitätsnorm zu ermitteln. Wenn für alle Stufen valide längerfristige Toxizitäts-tests vorliegen, beträgt dieser Faktor im allgemeinen 10. Wenn Daten fehlen, beträgt er 100 oder mehr. Manche Umweltqualitätsnormen haben sehr niedrige Werte. Bei Messungen in der Matrix „Wasser“ liegen die Bestimmungsgrenzen für die betreffenden meist akkumulierbaren Stoffe daher teilweise oberhalb der Umweltqualitätsnorm. In diesen Fällen ist eine Überprüfung auf Einhaltung der Umweltqualitätsnorm nicht möglich; es können sowohl Überschreitungen als auch Einhaltungen vorlie gen. Daher wurden für akku-mulierbare Stoffe in Deutschland Umweltqualitätsnor-men vor rangig für die Matrix „Schwebstoff” festgelegt (Tabelle 7).26 Wasserwirtschaft in DeutschlandTabelle 7: Umweltqualitätsnormen der flussgebietsspezifischen Schadstoffe zur Ermittlung des ökologischen ZustandsStoffname CAS-Nr. UQN für oberirdische GewässerMetalle, gelöste Konzentration in µg/l oder Schwebstoff/Sediment in mg/kg (Kap. 5.2.3, Kap. 7.2.3)Arsen (As) (Schwebstoff/Sediment) 7440-38-2 40Chrom (Cr) (Schwebstoff/Sediment) 7440-47-3 640Kupfer (Cu) (Schwebstoff/Sediment) 7440-50-8 160Selen (Se) 7782-49-2 3Silber (Ag) 7440-22-4 0,02Thallium (Tl) 7440-28-0 0,2Zink (Zn) (Schwebstoff/Sediment) 7440-66-6 800Industrielle Schadstoffe, Gesamtwasserproben in µg/l oder Schwebstoff/Sediment in µg/kg (Kap. 5.2.4, Kap. 7.2.4) 1,1,1-Trichlorethan 71-55-6 101,1,2,2-Tetrachlorethan 79-34-5 101,1,2-Trichlorethan 79-00-5 101,1,2-Trichlortrifluorethan 76-13-1 101,1-Dichlorethan 75-34-3 101,1-Dichlorethen (Vinylidenchlorid) 75-35-4 101,2,4,5-Tetrachlorbenzol 95-94-3 11,2-Dibromethan 106-93-4 21,2-Dichlor-3-nitrobenzol 3209-22-1 101,2-Dichlor-4-nitrobenzol 99-54-7 101,2-Dichlorbenzol 95-50-1 101,2-Dichlorethen 540-59-0 101,2-Dichlorpropan 78-87-5 101,2-Dimethylbenzol 95-47-6 101,3-Dichlor-4-nitrobenzol 611-06-3 101,3-Dichlorbenzol 541-73-1 101,3-Dichlorpropan-2-ol 96-23-1 101,3-Dichlorpropen 542-75-6 101,3-Dimethylbenzol 108-38-3 101,4-Dichlor-2-nitrobenzol 89-61-2 101,4-Dichlorbenzol 106-46-7 101,4-Dimethylbenzol 106-42-3 101-Chlor-2,4-dinitrobenzol 97-00-7 51-Chlor-2-nitrobenzol 88-73-3 101-Chlor-3-nitrobenzol 121-73-3 11-Chlor-4-nitrobenzol 100-00-5 101-Chlornaphthalin 90-13-1 12,3,4-Trichlorphenol 15950-66-0 12,3,5-Trichlorphenol 933-78-8 12,3,6-Trichlorphenol 933-75-5 12,3-Dichloranilin 608-27-5 12,3-Dichlorpropen 78-88-6 102,4-&2,5-Dichloranilin 22,4,5-Trichlorphenol 95-95-4 12,4,6-Trichlorphenol 88-06-2 12,4-Dichloranilin 554-00-7 12,4-Dichlorphenol 120-83-2 102,5-Dichloranilin 95-82-9 12,6-Dichloranilin 608-31-1 12-Amino-4-chlorphenol 95-85-2 102-Chlor-4-nitrotoluol 121-86-8 127Wasserwirtschaft in DeutschlandStoffname CAS-Nr. UQN für oberirdische Gewässer2-Chlor-6-nitrotoluol 83-42-1 12-Chloranilin 95-51-2 32-Chlorethanol 107-07-3 102-Chlorphenol 95-57-8 102-Chlor-p-toluidin 615-65-6 102-Chlortoluol 95-49-8 13,4,5-Trichlorphenol 609-19-8 13,4-Dichloranilin 95-76-1 0,53,5-Dichloranilin 626-43-7 13-Chlor-4-nitrotoluol 38939-88-7 13-Chloranilin 108-42-9 13-Chloropropen (Allylchlorid) 107-05-1 103-Chlor-o-toluidin 87-60-5 103-Chlorphenol 108-43-0 103-Chlor-p-toluidin 95-74-9 103-Chlortoluol 108-41-8 104-Chlor-2-nitroanilin 89-63-4 34-Chlor-2-nitrotoluol 89-59-8 104-Chlor-3-methylphenol 59-50-7 104-Chlor-3-nitrotoluol 89-60-1 14-Chloranilin 106-47-8 0,054-Chlorphenol 106-48-9 104-Chlortoluol 106-43-4 15-Chlor-2-nitrotoluol 5367-28-2 15-Chlor-o-toluidin 95-79-4 10Anilin 62-53-3 0,8Benzidin 92-87-5 0,1Benzylchlorid (alpha-Chlortoluol) 100-44-7 10Benzylidenchlorid (alpha,alpha-Dichlortoluol) 98-87-3 10Biphenyl 92-52-4 1Chloralhydrat 302-17-0 10Chlorbenzol 108-90-7 1Chloressigsäure 79-11-8 10Chlornaphthaline (technische Mischung) 0,01Chloropren (2-Chlorbuta-1,3-dien) 126-99-8 10Cyanid 57-12-5 10Cyanurchlorid (2,4,6-Trichlor-1,3,5-triazin) 108-77-0 0,1Dibutylzinn-Kation (Schwebstoff/Sediment) 14488-53-0 100Dibutylzinn-Kation (ersatzweise) 14488-53-0 0,01Dichlorbenzidine 91-94-1 10Dichlordiisopropylether 108-60-1 10Diethylamin 109-89-7 10Dimethylamin 124-40-3 10Epichlorhydrin 106-89-8 10Ethylbenzol 100-41-4 10Hexachlorethan 67-72-1 10Isopropylbenzol 98-82-8 10Nitrobenzol 98-95-3 0,1PCB-28 (Schwebstoff/Sediment) 7012-37-5 20PCB-28 (ersatzweise) 7012-37-5 0,0005PCB-52 (Schwebstoff/Sediment) 35693-99-3 20PCB-52 (ersatzweise) 35693-99-3 0,0005Fortsetzung Tabelle 728 Wasserwirtschaft in DeutschlandStoffname CAS-Nr. UQN für oberirdische GewässerPCB-101 (Schwebstoff/Sediment) 37680-73-2 20PCB-101 (ersatzweise) 37680-73-2 0,0005PCB-118 (Schwebstoff/Sediment) 31508-00-6 20PCB-118 (ersatzweise) 31508-00-6 0,0005PCB-138 (Schwebstoff/Sediment) 35065-28-2 20PCB-138 (ersatzweise) 35065-28-2 0,0005PCB-153 (Schwebstoff/Sediment) 35065-27-1 20PCB-153 (ersatzweise) 35065-27-1 0,0005PCB-180 (Schwebstoff/Sediment) 28655-71-2 20PCB-180 (ersatzweise) 28655-71-2 0,0005Phenanthren 85-01-8 0,5Tetrabutylzinn (Schwebstoff/Sediment) 1461-25-2 40Tetrabutylzinn (ersatzweise) 1461-25-2 0,001Toluol 108-88-3 10Tributylphosphat (Phosphorsäuretributylester) 126-73-8 10Vinylchlorid (Chlorethylen) 75-01-4 2Pestizide, Gesamtwasserproben in µg/l oder Schwebstoff/Sediment in µg/kg (Kap. 5.2.5, Kap. 7.2.4) Fungizide Epoxiconazol 133855-98-8 0,2Propiconazol 60207-90-1 1Triphenylzinn-Kation (Schwebstoff/Sediment) 668-34-8 20Triphenylzinn-Kation (ersatzweise) 668-34-8 0,0005Herbizide 2,4,5-T 93-76-5 0,12,4-D 94-75-7 0,1Ametryn 834-12-8 0,5Bentazon 25057-89-0 0,1Bromacil 314-40-9 0,6Bromoxynil 1689-84-5 0,5Chlortoluron 15545-48-9 0,4Dichlorprop 120-36-5 0,1Diflufenican 83164-33-4 0,009Hexazinon 51235-04-2 0,07Linuron 330-55-2 0,1MCPA 94-74-6 0,1Mecoprop 7085-19-0 0,1Metazachlor 67129-08-2 0,4Methabenzthiazuron 18691-97-9 2Metolachlor 51218-45-2 0,2Metribuzin 21087-64-9 0,2Monolinuron 1746-81-2 0,1Picolinafen 137641-05-5 0,007Propanil 709-98-8 0,1Pyrazon (Chloridazon) 1698-60-8 0,1Terbuthylazin 5915-41-3 0,5Insektizide Azinphos-ethyl 2642-71-9 0,01Azinphos-methyl 86-50-0 0,01Chlordan (cis und trans) 57-74-9 0,003Coumaphos 56-72-4 0,07Fortsetzung Tabelle 729Wasserwirtschaft in DeutschlandStoffname CAS-Nr. UQN für oberirdische GewässerDemeton (Summe von Demeton-o und -s) 0,1Demeton-o 298-03-3 0,1Demeton-s 126-75-0 0,1Demeton-s-methyl 919-86-8 0,1Demeton-s-methyl-sulphon 17040-19-6 0,1Diazinon 333-41-5 0,01Dichlorvos 62-73-7 0,0006Dimethoat 60-51-5 0,1Disulfoton 298-04-4 0,004Etrimphos 38260-54-7 0,004Fenitrothion 122-14-5 0,009Fenthion 55-38-9 0,004Heptachlor 76-44-8 0,1Heptachlorepoxid 1024-57-3 0,1Malathion 121-75-5 0,02Methamidophos 10265-92-6 0,1Mevinphos 7786-34-7 0,0002Omethoat 1113-02-6 0,1Oxydemeton-methyl 301-12-2 0,1Parathion-ethyl 56-38-2 0,005Parathion-methyl 298-00-0 0,02Pirimicarb 23103-98-2 0,09Prometryn 7287-19-6 0,5Triazophos 24017-47-8 0,03Trichlorfon 52-68-6 0,002Tierarzneimittel Phoxim 14816-18-3 0,008Quelle: Umweltbundesamt nach Oberflächengewässerverordnung 2011Fortsetzung Tabelle 730 Wasserwirtschaft in Deutschland4.2.3 Chemischer Zustand Die EU-weit festgelegten Umweltqualitätsnormen der bisher 33 prioritären Stoffe der EU-Wasserrah-menrichtlinie und weiterer 8 europaweit geregelter Stoffe der älteren Richtlinie über gefährliche Stoffe (76/464-Richt li nie, neu: 2006/11/EG) sowie der Akti-onswert für Nitrat aus der EU-Nitratrichtlinie bestim-men den chemischen Zustand (Tab. 8). Die Regelungen der Umweltqualitätsnormen-Richtlinie 2008/105/EG und der Nitratrichtlinie hat der Gesetzgeber 2011 in Anlage 7 der Oberflächengewässerverordnung übernommen. Die Umweltqualitätsnormen-Richtlinie wurde am 12. August 2013 novelliert (2013/39/EU). Darin werden nun insgesamt 45 prioritäre Stoffe gere-gelt, die es in die Oberflächengewässerverordnung zu übernehmen gilt. Die Umweltqualitätsnormen der 12 neu aufgenommenen prioritären Stoffe gelten ab 2018. Bei Überschreitung des Aktionswertes in Höhe von 50 mg Nitrat/l müssen Maßnahmen ergriffen werden, um eine Verringerung der Belastung zu erreichen. Für den chemischen Zustand gibt es zwei Klassen. Wenn die Normen eingehalten sind, ist der Zustand „gut“, sonst „nicht gut“. Der „gute chemische Zustand“ als Umweltziel gilt sowohl für „natürliche“ als auch für „künstliche“ und „erheblich veränderte“ Gewässer. Die Kennzeichnung erfolgt in blau für den „guten chemi schen Zustand“ und in rot für den „nicht guten chemischen Zustand“. Die prioritären Stoffe müssen bei Eintrag gemessen werden. Überwacht wird immer der Jahresmittel-wert, die Umweltqualitätsnorm wird daher JD-UQN (Jahresdurchschnitt-Umweltqualitätsnorm) abgekürzt. Für einige Schadstoffe mit hoher akuter Toxizität wurde zusätzlich eine zulässige Höchstkonzentration (ZHK-UQN) festgelegt, die der Maximalwert nicht überschreiten darf. Eine ZHK-UQN wurde für erfor-derlich gehalten, wenn das Verhältnis von akuter zu chronischer Toxizität kleiner als 12 ausfällt. Für Hexa-chlorbenzol, Hexachlorbutadien und Quecksilber, die eine hohe Anreicherung innerhalb der Nahrungskette aufweisen, wurde zusätzlich eine Norm für Biota fest-gelegt. Den Mitgliedstaaten steht es frei für diese Stoffe eine weitere Umweltqualitätsnorm für Wasser festzu-legen, die diesem Biotawert entspricht und analytisch überwacht werden kann. In Deutschland wurde für Hexachlorbenzol und Hexachlorbutadien eine Umwelt-qualitätsnorm für Wasser abgeleitet, für Quecksilber aber aufgrund methodischer Probleme nicht. Die Umweltqualitätsnormen des chemischen Zustands berücksichtigen den Schutz der Gewässerorganismen (einschließlich der Anreicherung in der Nahrungskette) und der menschlichen Gesundheit. Umweltqualitäts-norm für Küstengewässer und Meere wurden mit Hilfe von Testergebnissen auch für marine Organismen ermittelt. Aus den Meereskonventionen stammt das Ziel, die Einträge von prioritär gefährlichen Stoffen in-nerhalb einer Generation zu beenden („phasing out“). Nach EU-Wasserrahmenrichtlinie soll der Anhang X, der die prioritären Stoffe benennt, alle vier Jahre überarbeitet werden. Deshalb wurde mit der Richtlinie 2013/39/EU zu den prioritären Stoffen eine Aktualisie-rung des Anhanges X und der Umweltqualitätsnormen-Richtlinie (Richtlinie 2008/105/EG) verabschiedet. Der Zeitraum zur Überarbeitung der Stoffliste wurde damit auf 6 Jahre, entsprechend den Bewirtschaftungs-plänen, ausgedehnt. Die Anzahl der prioritären Stoffe hat sich von 33 auf 45 erhöht, 21 davon sind prioritär gefährlich. Die Normen für elf „alte“ Stoffe wurden geändert (s. Tabelle 9). Für die sogenannten ubiquitä-ren, weitverbreitet vorkommenden Stoffe zu denen u. a. Quecksilber und Dioxine gehören, ist durch die neue Richtlinie ein reduziertes Monitoring möglich. Neu ist auch die verpflichtend eingeführte Beobachtungsliste mit maximal 14 Stoffen, die u.a. Diclofenac und die beiden Hormone E2 und EE2 enthält. Die Beobach-tungsliste muss alle 2 Jahre aktualisiert werden, wobei ein Stoff maximal 4 Jahre auf der Liste verbleiben darf. 31Wasserwirtschaft in DeutschlandTabelle 8: Umweltqualitätsnormen für prioritäre Stoffe und weitere Stoffe des chemischen ZustandsStoffname CAS- NummerPriori-tärer gefähr-licher Stoff JD-UQN in µg/lJD-UQN in µg/lZHK-UQN in µg/lZHK-UQN in µg/lBiota-UQN in μg/kg NaßgewichtFließgewässer und SeenÜbergangs -und Küsten - ge wässerFließgewässer und SeenÜbergangs- und Küsten -ge wässerOberflächen-gewässer Nährstoffe (Kap. 5.2.2)Nitrat (NO3) 50.000Schwermetalle (Kap. 5.2.3, Kap. 7.2.3), gelöste KonzentrationBlei (Pb) und Bleiver bindungen 7439-92-1 7,2 7,2 n. a. n. a.Cadmium (Cd) und Cadmium-verbindungen (je nach Wasser-härteklasse) 1 7440-43-9 X≤ 0,08 (Klasse 1)0,08 (Klasse 2)0,09 (Klasse 3)0,15 (Klasse 4)0,25 (Klasse 5)0,2≤ 0,45 (Klasse 1)0,45 (Klasse 2)0,6 (Klasse 3)0,9 (Klasse 4)1,5 (Klasse 5)≤ 0,45 (Klasse 1)0,45 Klasse 2)0,6 (Klasse 3)0,9 (Klasse 4)1,5 (Klasse 5)Nickel (Ni) und Nickel- verbindungen 7440-02-0 20 20 n. a. n. a.Quecksilber (Hg) und Quecksilberver bindungen 7439-97-6 X 0,05 0,05 0,07 0,07 20Industrielle Schadstoffe (Kap. 5.2.4, Kap. 7.2.4)Anthracen 120-12-7 X 0,1 0,1 0,4 0,4Benzol 71-43-2 10 8 50 50Bromierte Diphenylether 2, 3 (BDEs) 32534-81-9 X 12 0,0005 0,0002 n. a. n. a.C10-13 Chloralkane 85535-84-8 X 0,4 0,4 1,4 1,41,2-Dichlorethan 107-06-2 10 10 n. a. n. a.Dichlormethan 75-09-2 20 20 n. a. n. a.Bis(2-ethyl-hexyl)phthalat (DEHP) 117-81-7 1,3 1,3 n. a. n. a.Fluoranthen 206-44-0 0,1 0,1 1 1Hexachlorbenzol 3 (HCB) 118-74-1 X 0,01 0,01 0,05 0,05 104Hexachlorbutadien 87-68-3 X 0,1 0,1 0,6 0,6 555Naphthalin 91-20-3 2,4 1,2 n. a. n. a.Nonylphenol (4-Nonylphenol) 84852-15-36 X 0,3 0,3 2 2Octylphenol ((4-(1,1’,3,3’-Tetramethylbutyl)-phenol))140-66-9 0,1 0,01 n. a. n. a.Pentachlorbenzol 3 608-93-5 X 0,007 0,0007 n. a. n. a.Pentachlorphenol 87-86-5 0,4 0,4 1 1Polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK) 7, 3 n. a. X n. a. n. a. n. a. n. a.Benzo[a]pyren 50-32-8 X 0,05 0,05 0,1 0,1Benzo[b)fluoranthen 205-99-2 X∑ = 0,03 ∑ = 0,03 n. a. n. a.Benzo[k]fluoranthen 207-08-9 XBenzo[g,h,i]-perylen 191-24-2 X∑ = 0,002 ∑ = 0,002 n. a. n. a.Indeno[1,2,3-cd]-pyren 193-39-5 XTetrachlorethylen 127-18-4 10 10Tetrachlorkohlenstoff 56-23-5 12 12Trichlorbenzole 8 12002-48-1 0,4 0,4 n. a. n. a.Trichlorethylen 79-01-6 10 10Trichlormethan 67-66-3 2,5 2,5 n. a. n. a.32 Wasserwirtschaft in Deutschland Stoffname CAS- NummerPriori-tärer gefähr-licher Stoff JD-UQN in µg/lJD-UQN in µg/lZHK-UQN in µg/lZHK-UQN in µg/lBiota-UQN in μg/kg NaßgewichtFließgewässer und SeenÜbergangs -und Küsten - ge wässerFließgewässer und SeenÜbergangs- und Küsten -ge wässerOberflächen-gewässer Pestizide (Kap. 5.2.5, Kap. 7.2.4)Alachlor 15972-60-8 0,3 0,3 0,7 0,7Atrazin 1912-24-9 0,6 0,6 2 2Chlorfenvinphos 470-90-6 0,1 0,1 0,3 0,3Chlorpyrifos (Chlorpyrifos-Ethyl) 2921-88-2 0,03 0,03 0,1 0,1DDT insgesamt 9 (Summe DDT) n. a. 0,025 0,0254,4-DDT 50-29-3 0,01 0,01Diuron 330-54-1 0,2 0,2 1,8 1,8Cyclodien Pestizide (Summe Aldrin, Dieldrin, Endrin, Isodrin) 309-00-2 60-57-1 72-20-8 465-73-6∑ = 0,01 ∑ = 0,005Endosulfan10 115-29-7 X 0,005 0,0005 0,01 0,004Hexachlorcyclohexan 11 (HCHs) 608-73-1 X 0,02 0,002 0,04 0,02Isoproturon 34123-59-6 0,3 0,3 1 1Simazin 122-34-9 1 1 4 4Tributylzinn-verbindungen (Tributhyltin-Kation) 3 (TBT) 36643-28-4 X 0,0002 0,0002 0,0015 0,0015Trifluralin 1582-09-8 0,03 0,03 n. a. n. a.n. a.: nicht anwendbar1 Bei Cadmium und Cadmiumverbindungen hängt die UQN von der Wasserhärte ab, die in fünf Klassenkategorien abgebildet wird (Klasse 1: <40 mg CaCO3/l, Klasse 2: 40 bis <50 mg CaCO3/l, Klasse 3: 50 bis <100 mg CaCO3/l, Klasse 4: 100 bis < 200 mg CaCO3/l und Klasse 5: ≥ 200 mg CaCO3/l). Zur Beurteilung der Jahresdurchschnittskonzentration an Cadmium und Cadmiumverbindungen wird die Umweltqualitätsnorm der Härteklasse verwendet, die sich aus dem fünfzigsten Perzentil der parallel zu den Cadmium-Konzentrationen ermittel-ten CaCO3-Konzentrationen ergibt.2 Für die unter bromierte Diphenylether fallende Gruppe prioritärer Stoffe, die in der Entscheidung Nr. 2455/2001/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 20. November 2001 zur Festlegung der Liste prioritärer Stoffe im Bereich der Wasserpolitik und zur Änderung der Richtlinie 2000/60/EG (ABl. L 331 vom 15.12.2001, S. 1) aufgeführt sind, gilt die Umweltqualitätsnorm für die Summe der Kongenere der Nummern 28 (CAS-Nr. 41318-75-6), 47 (CAS-Nr. 5436-43-1), 99 (CAS-Nr. 60348-60-9), 100 (CAS-Nr. 68631-49-2), 153 (CAS-Nr. 68631-49-2) und 154 (CAS-Nr. 207122-15-4).3 Der Gesamtgehalt kann auch aus Messungen des am Schwebstoff adsorbierten Anteils ermittelt werden. Der Gesamtgehalt bezieht sich in diesem Fall auf 1. bei Entnahme mittels Durchlaufzentrifuge auf die Gesamtprobe; 2. bei Entnahme mittels Absetzbecken oder Sammelkasten auf eine Fraktion kleiner 63 µm.4 Anstelle der Umweltqualitätsnorm für Biota kann eine JD-UQN von 0,0004 µg/l überwacht werden.5 Anstelle der Umweltqualitätsnorm für Biota kann eine JD-UQN von 0,003 µg/l überwacht werden.6 4-nonylphenol (branched); Synonyme: 4-Nonylphenol, branched, Nonylphenol, technische Mischung.7 Bei der Gruppe der polycyclischen aromatischen Kohlenwasserstoffe (PAK) gilt jede einzelne Umweltqualitätsnorm, d.h. die Umweltqualitätsnorm für Benzo[a]pyren, die Umwelt-qualitätsnorm für die Summe von Benzo[b]fluoranthen und Benzo[k]fluoranthen und die Umweltqualitätsnorm für die Summe von Benzo[g,h,i]perylen und Indeno[1,2,3-cd]pyren müssen eingehalten werden.8 Die Umweltqualitätsnorm bezieht sich auf die Summe von 1,2,3-TCB, 1,2,4-TCB und 1,3,5-TCB.9 DDT insgesamt umfasst die Summe der Isomere 1,1,1-Trichlor-2,2-bis-(p-chlorphenyl)ethan (CAS-Nr. 50-29-3; EU-Nr. 200-024-3), 1,1,1-Trichlor-2(o-chlorphenyl)-2-(p-chlorphenyl)ethan (CAS-Nr. 789-02-6; EU-Nr. 212-332-5), 1,1-Dichlor-2,2-bis-(p-chlorphenyl)-ethylen (CAS-Nr. 72-55-9; EU-Nr. 200-784-6) und 1,1-Dichlor-2,2-bis-(p-chlorphenyl)ethan (CAS-Nr. 72-54-8; EU-Nr. 200-783-0).10 Die Umweltqualitätsnorm bezieht sich auf die Summe der zwei (Stereo-)Isomere alpha-Endosulfan (CAS-Nr. 959-98-8) und beta-Endosulfan (CAS-Nr 33213-65-9).11 Die Umweltqualitätsnorm bezieht sich auf die Summe der Isomere alpha-, beta-, gamma- und delta-HCH.12 gilt nur Pentabrombiphenylether (CAS-Nr. 32554-81-9).Quelle: Oberflächengewässerverordnung 2011Fortsetzung Tabelle 833Wasserwirtschaft in DeutschlandTabelle 9: Änderungen und Ergänzungen der Umweltqualitätsnorm-Richtlinie Stoffname CAS- NummerPriori-tärer gefähr-licher Stoff JD-UQN in µg/lJD-UQN in µg/lZHK-UQN in µg/lZHK-UQN in µg/lBiota-UQN in μg/kg Naß gewicht 1)Fließgewässer und SeenÜbergangs- und Küsten - ge wässerFließgewässer und SeenÜbergangs- und Küsten-ge wässerOberflächen-gewässer Schwermetalle (Kap. 5.2.3, Kap. 7.2.3), gelöste KonzentrationBlei (Pb) und Bleiver bindungen 7439-92-1 1,2 1,3 14 14Nickel (Ni) und Nickel- verbindungen 7440-02-0 4 8,6 34 34Quecksilber (Hg) und Quecksilberver bindungen 7439-97-6 X 0,07 0,07 20Industrielle Schadstoffe (Kap. 5.2.4, Kap. 7.2.4)Anthracen 120-12-7 X 0,1 0,1 0,1 0,1Bromierte Diphenylether (BDEs) 32534-81-9 X 0,14 0,014 0,0085Dioxine X 0,0065 µg/kg TEQ 2)Fluoranthen 206-44-0 0,0063 0,0063 0,12 0,12 30HBCDD X 0,0016 0,0008 0,5 0,05 167Hexachlorbenzol (HCB) 118-74-1 X 0,05 0,05 10Hexachlorbutadien 87-68-3 X 0,6 0,6 55Naphthalin 91-20-3 2 2 130 130PFOS 1763-23-1 X 0,00065 0,00013 36 7,2 9,1Polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK) 3) n. a. X n. a. n. a. n. a. n. a.Benzo[a]pyren 50-32-8 X 0,00017 0,00017 0,27 0,027 5Benzo[b]fluoranthen 205-99-2 X 0,017 0,017Benzo[k]fluoranthen 207-08-9 X 0,017 0,017Benzo[g,h,i]-perylen 191-24-2 X 0,0082 0,00082Indeno[1,2,3-cd]-pyren 193-39-5 X n. a. n. a.Pestizide (Kap. 5.2.5, Kap. 7.2.4)Aclinofen 74070-46-5 0,12 0,012 0,12 0,012Bifenox 42576-02-3 0,012 0,0012 0,04 0,004Cybutryn 28159-98-0 0,0025 0,0025 0,016 0,016Cypermethrin 52315-07-8 0,00008 0,000008 0,0006 0,00006Dichlorvos 62-73-7 0,0006 0,00006 0,0007 0,00007Dicofol 115-32-2 X 0,0013 0,000032 n. a. n. a. 33Heptachlor und Heptachlorepoxid76-44-8/ 1024-57-3 X 0,0000002 0,00000001 0,0003 0,00003 0,0067Quinoxyfen 124495-18-7 X 0,15 0,015 2,7 0,54Terbutryn 886-50-0 0,065 0,0065 0,34 0,034n. a.: nicht anwendbargrau: Umweltqualitätsnorm wurde gestrichenFETT: Stoff wurde in die Tochterrichtlinie „Umweltqualitätsnorm“ aufgenommen bzw. UQN hat sich geändert1) Sofern nicht anders vermerkt, bezieht sich die Biota-UQN auf Fische. Ein alternatives Biota-Taxon oder eine andere Matrix können stattdessen überwacht werden, sofern die ange-wendete UQN ein gleichwertiges Schutzniveau bietet. Für Stoffe mit den Nummern 15 (Fluoranthen) und 28 (PAK) bezieht sich die Biota-UQN auf Krebstiere und Weichtiere. Für die Zwecke der Bewertung des chemischen Zustands ist die Überwachung von Fluoranthen und PAK in Fischen nicht geeignet. Für den Stoff mit der Nummer 37 (Dioxine und dioxinähnliche Verbindungen) bezieht sich die Biota-UQN auf Fische, Krebstiere und Weichtiere; im Einklang mit Abschnitt 5.3 des Anhangs der Verordnung (EU) Nr. 1259/2011 der Kommission vom 2. Dezember 2011 zur Änderung der Verordnung (EG) Nr. 1881/2006 hinsichtlich der Höchstgehalte für Dioxine, dioxinähnliche PCB und nicht dioxinähnliche PCB in Lebensmitteln.2) PCDD: polychlorierte Dibenzoparadioxine; PCDF: polychlorierte Dibenzofurane; PCB-DL: dioxinähnliche polychlorierte Biphenyle; TEQ: Toxizitätsäquivalente nach den Toxizitätsäqui-valenzfaktoren der Weltgesundheitsorganisation von 2005.3) Bei der Gruppe der polycyclischen aromatischen Kohlenwasserstoffe (PAK) (Nr. 28) bezieht sich die Biota-UQN und die entsprechende JD-UQN in Wasser auf die Konzentration von Benzo[a]pyren, auf dessen Toxizität diese beruhen. Benzo[a]pyren kann als Marker für die anderen PAK betrachtet werden; daher ist nur Benzo[a]pyren zum Vergleich der Biota-UQN und der entsprechenden JD-UQN in Wasser zu überwachen.Quelle: Umweltbundesamt nach Richtlinie 2013/39/EU 34 Wasserwirtschaft in Deutschland4.3 Überwachungsprogramme4.3.1 Messnetze Nach Artikel 8 EU-Wasserrahmenrichtlinie sind die Mitgliedstaaten der Europäischen Union verpflichtet, Programme zur Überwachung des Zustands der Ge-wässer aufzustellen, damit ein zusammenhängender und umfassender Überblick über den Zustand der Gewässer in den Flussgebietseinheiten gegeben werden kann. Die grundlegenden Anforderungen an die Überwachung der Oberflächengewässer (Flüsse, Seen, Übergangs- und Küstengewässer) werden im Anhang V EU-Wasserrahmenrichtlinie spezifiziert. Zu nennen sind insbesondere die Überwachungsarten und –ziele, die Messstellenauswahl, die zu überwa-chenden Qualitätskomponenten und die einzuhal-tenden Messfrequenzen (Anhang V 1.3). Um eine kohärente Gestaltung der Überwachungsprogramme in Deutschland zu gewährleisten, erstellte die LAWA die „Rahmenkonzeption zur Aufstellung von Monitoring-programmen und zur Bewertung des Zustandes von Oberflächengewässern“ (RAKON). Die Regelungen der EU-Wasserrahmenrichtlinie und einige Regelungen aus der Rahmenkonzeption wurden in die Oberflächenge-wässerverordnung 2011 übernommen. Das Überwachungsnetz der EU-Wasserrahmenricht-linie soll so angelegt sein, dass eine europaweite Vergleichbarkeit der Untersuchungsergebnisse und ein Überblick über den ökologischen und chemischen Ge-wässerzustand der Oberflächengewässer in den Fluss-gebietseinheiten möglich sind. Die Überwachungspro-gramme dienen im Wesentlichen folgenden Zielen: ▸ Überprüfung der Einhaltung der Umweltziele, ▸ Schaffung der wesentlichen Grundlagen für die Maßnahmenplanung, Berichterstattung und Ge-währleistung der Erfolgskontrolle der Maßnahmen umsetzung, ▸ Beobachtung langfristiger natürlicher und anthropogen verursachter Entwicklungen, ▸ Feststellung des Ausmaßes und der Auswirkun-gen unbeabsichtigter Verschmutzungen. Diese Ziele machen verschiedene Überwachungsarten erforderlich, die ihrem Zweck entsprechend Unter-schiede in der Messstellendichte, der Anzahl der zu untersuchenden Parameter und der vorzunehmenden Messfrequenz aufweisen. Es werden folgende Überwa-chungsarten unterschieden: ▸ Überblicksüberwachung, ▸ operative Überwachung, ▸ Überwachung zu Ermittlungszwecken. Die Überblicksüberwachung gewährleistet in erster Linie eine Bewertung des Gesamtzustands in jedem Einzugsgebiet oder Teileinzugsgebiet einer Flussge-bietseinheit. Ihre Ergebnisse sollen zur Ergänzung und Überprüfung der Einschätzung der Bestandsaufnahme der Belastungen beitragen sowie Aufschluss über die langfristigen Veränderungen der natürlichen und der durch den Menschen beeinflussten Gegebenheiten in einem Flussgebiet geben. Die Messstellen der Über-blicksüberwachung können weitmaschig angeordnet werden (bis zu 2.500 km ² Einzugsgebiet je Messstelle), müssen jedoch repräsentativ für die zugeordnete hy-drologische Einheit sein und dauerhaft bestehen. An den gewählten Messpunkten wird der Gesamtzustand der zugeordneten hydrologischen Einheit integrativ ermittelt, was Hinweise auf die Zielerreichung in dem Gebiet gibt. Die überblicksweise Überwachung bildet somit neben der Bestandsaufnahme der Belastungen die Grundlage für das höher auflösende operative Mo-nitoring. Für die überblicksweise Überwachung haben die Bundesländer in den Oberflächengewässern ca. 400 Messstellen festgelegt. Diese Messstellen wurden meist in den größeren Flüssen und an den Einmün-dungen bedeutender Nebengewässer sowie in den grö-ßeren Seen eingerichtet. An den Überblicksmessstellen müssen grundsätzlich alle Qualitätskomponenten der EU-Wasserrahmenrichtlinie gemessen werden.Tabelle 10: Übersicht über die Anzahl der Messstellen für die unterschiedlichen Überwachungsarten und Gewässer-kategorien der Oberflächengewässer in DeutschlandÜberwachungsart Flüsse Seen Übergangs-gewässerKüsten-gewässerÜberblicks- überwachung290 67 5 32Operative Überwachung7.252 449 20 100Überwachung zu Ermittlungs zwecken375 0 0 0Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010 Mit der operativen Überwachung erfolgt die Zustands-bewertung derjenigen Wasserkörper, welche die Umweltziele der EU-Wasserrahmenrichtlinie mögli-cherweise nicht erreichen oder in die prioritäre Stoffe eingetragen oder spezifische Schadstoffe in signifikan-ten Mengen eingeleitet werden. Die operative Überwa-chung dient auch der Erfolgskontrolle durchgeführter Maßnahmen. Da das operative Monitoring an den Belastungen ausgerichtet ist und in Abhängigkeit vom Gewässerzustand bei zunehmender Belastung dichter wird, kann das Messnetz bei einer Verbesserung des Zustands auch wieder grobmaschiger gestaltet werden. Die Bundesländer haben in den Oberflächengewäs-sern insgesamt 7.855 Messstellen festgelegt. Dieses Messstellennetz ist relativ engmaschig: Fließgewässer weisen im Schnitt alle 20 Kilometer eine Messstelle auf, wobei mehrere Messstellen je Wasserkörper vorhanden sein können. Während für die Überblicks-35Wasserwirtschaft in Deutschlandüberwachung alle Qualitätskomponenten zu erfassen sind, gilt für die operative Überwachung, dass nur die Qualitätskomponenten überwacht werden müssen, die auf die Belastungen des Oberflächenwasserkörpers am empfindlichsten reagieren. Am häufigsten werden die biologischen Qualitätskomponenten untersucht. Die Überwachung zu Ermittlungszwecken wird durchgeführt, wenn die Gründe für die Zielverfehlung unbekannt sind oder um das Ausmaß und die Auswir-kungen von unbeabsichtigten Verschmutzungen im Gewässer festzustellen. Diese Art der Überwachung bietet Flexibilität. Sie kommt zum Beispiel bei Unfällen mit unvorhergesehenen Schadstoffeinleitungen oder plötzlichem Fischsterben im Gewässer zum Einsatz. Daher sind in den Flussgebieten relativ wenige Mess-stellen dieses Typs (375) ausgewiesen. 4.3.2 Messfrequenz Wirkungen von Belastungen sind im Organismen-bestand oftmals erst nach längeren Zeiträumen ersichtlich. Daher wird der Zustand i.d.R. mindestens alle 3 Jahre überprüft. Für Makrozoobenthos reicht meistens eine Beprobung pro Jahr aus, für Fische und Wasserpflanzen ein bis zwei Beprobungen jährlich. Phytoplankton muss wegen seines ausgeprägten Jah-resganges mindestens 6- mal pro Jahr beprobt werden. Die Messfrequenzen werden erhöht, wenn dies für eine zuverlässige und genaue Zustandsaussage erforderlich ist (Kap. 2.3). Es sind – je nach Bedarf – die in Tabel-le 5 genannten Qualitätskomponenten zu messen. Eine Qualitätskomponente kann in einem Typ von der Bewertung ausgenommen werden, wenn es wegen hoher natürlicher Veränderlichkeit nicht möglich ist, zuverlässige Referenzbedingungen für sie festzulegen. Für die spezifischen Schadstoffe, die in signifikanten Mengen eingetragen werden, ist eine Beprobung min-destens alle drei Monate, bei den Schadstoffen des che-mischen Zustands mindestens monatlich vorzusehen, es sei denn höhere Häufigkeiten sind für eine zuver-lässige und genaue Zustandseinschätzung erforderlich (Kap. 2.3). Treten Überschreitungen der Umweltquali-tätsnorm auf, verbleiben die Stoffe im Messprogramm.36 Wasserwirtschaft in Deutschland37Wasserwirtschaft in Deutschland5 Fließgewässer5.1 Grundlagen der Bewertung5.1.1 Fließgewässertypen Unsere Fließgewässer unterscheiden sich in ihren charakteristischen Lebensgemeinschaften und in ihrer Empfindlichkeit gegenüber anthropogenen Einflüssen. Beispielsweise treten im Hochgebirge andere aqua-tische Lebensgemeinschaften auf als im Flachland. Kennzeichnend für die Unterschiede sind die geologi-schen, morphologischen und hydrologischen Charak-teristika der Gewässer. Auf Basis dieser Charakteristika werden in Deutschland aktuell 25 Fließgewässertypen (mit weiteren Subtypen) voneinander unterschieden (s. Tabelle 11): ▸ vier für die Ökoregion der Alpen und des Alpenvorlandes, ▸ acht für das Mittelgebirge, ▸ neun für das Norddeutsche Tiefland sowie ▸ vier weitere Fließgewässertypen, die als „Ökoregion unabhängige Typen“ in verschiedenen Ökoregionen verbreitet sind. Bei einzelnen Typen sind, z. B. wegen Unterschieden im Längsverlauf, weitere bewertungsrelevante Subty-pen ausgewiesen worden. Für die Fließgewässertypen wurden jeweils Beschreibungen in Form von „Steck-briefen“ erarbeitet, welche eine Kurzcharakterisierung der morphologischen Bedingungen sowie der Lebens-gemeinschaften der für die Bewertung herangezoge-nen Organismengruppen (biologische Qualitätskom-ponenten) beinhalten.Tabelle 11: Biozönotisch bedeutsame Fließgewässertypen Deutschlands Typen der Alpen und des AlpenvorlandesTyp 1: Fließgewässer der Alpen ∙ Subtyp 1.1: Bäche der Kalkalpen ∙ Subtyp 1.2: Kleine Flüsse der KalkalpenTyp 2: Fließgewässer des Alpenvorlandes ∙ Subtyp 2.1: Bäche des Alpenvorlandes ∙ Subtyp 2.2: Kleine Flüsse des AlpenvorlandesTyp 3: Fließgewässer der Jungmoräne des Alpenvorlandes ∙ Subtyp 3.1: Bäche der Jungmoräne des Alpenvorlandes∙ Subtyp 3.2: Kleine Flüsse der Jungmoräne des AlpenvorlandesTyp 4: Große Flüsse des AlpenvorlandesTypen des MittelgebirgesTyp 5: Grobmaterialreiche, silikatische MittelgebirgsbächeTyp 5.1: Feinmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgs bächeTyp 6: Feinmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgs bäche ∙ Subtyp 6_K: Feinmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgs bäche des KeupersTyp 7: Grobmaterialreiche, karbonatische MittelgebirgsbächeTyp 9: Silikatische, fein bis grobmaterialreiche MittelgebirgsflüsseTyp 9.1: Karbonatische, fein bis grobmaterial reiche Mittelgebirgsflüsse ∙ Subtyp 9.1_K: Karbonatische, fein bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse des Keupers Typ 9.2: Große Flüsse des MittelgebirgesTyp 10: Kiesgeprägte StrömeTypen des Norddeutschen TieflandesTyp 14: Sandgeprägte TieflandbächeTyp 15: Sand und lehmgeprägte TieflandflüsseTyp 15_g: Große sand und lehmgeprägte TieflandflüsseTyp 16: Kiesgeprägte TieflandbächeTyp 17: Kiesgeprägte TieflandflüsseTyp 18: Lösslehmgeprägte TieflandbächeTyp 20: Sandgeprägte StrömeTyp 22: Marschengewässer ∙ Subtyp 22.1: Gewässer der Marschen∙ Subtyp 22.2: Flüsse der Marschen∙ Subtyp 22.3: Ströme der MarschenTyp 23: Rückstau bzw. brackwasserbeeinflusste OstseezuflüsseÖkoregion unabhängige TypenTyp 11: Organisch geprägte BächeTyp 12: Organisch geprägte FlüsseTyp 19: Kleine Niederungsfließgewässer in Fluss und StromtälernTyp 21: Seeausflussgeprägte Fließgewässer ∙ Subtyp 21_N: Seeausflussgeprägte Fließge wässer des Nord deutschen Tieflandes (Nord)∙ Subtyp 21_S: Seeausflussgeprägte Fließge wässer des Alpen vorlandes (Süd)Quelle: Umweltbundesamt nach Anlage 1 der Oberflächengewässer-verordnung38 Wasserwirtschaft in Deutschland5.1.2 Biologische Qualitätskomponenten Die zur Bewertung heranzuziehenden biologischen Qualitätskomponenten umfassen die Wirbellosen-fauna, die Fischfauna sowie die Makrophyten und das Phytobenthos, die zu einer Qualitätskomponente zusammengefasst sind, und das Phytoplankton. Die wichtigsten Parameter, die zur Beschreibung des Zustandes der Organismengruppen ermittelt werden, sind die Zusammensetzung der Lebensgemeinschaft hinsichtlich der vorkommenden Arten und die Häufigkeit der einzelnen Arten, bei der Fischfauna zusätzlich die Altersstruktur der Population und beim Phytoplankton die Biomasse der Algen. Dieses biologisch orientierte Bewertungsverfahren der EUWasserrahmenrichtlinie erfasst ein breites Spektrum an unterschiedlichen Belastungen wie die organische saprobielle Belastung oder strukturelle Verarmung. Tabelle 12 gibt Kurzbeschreibungen der in Deutsch-land verwendeten Verfahren zur Bewertung der biolo-gischen Qualitätskomponenten in Fließgewässern und die indizierten Belastungen. Ergebnisse der InterkalibrierungDie EUWasserrahmenrichtlinie gibt vor, dass die Ergebnisse der nationalen Bewertungsverfahren in einem Interkalibrierungsprozess miteinander verglichen und harmonisiert werden. Dadurch wird eine Vergleichbarkeit der Bewer-tungsmaßstäbe zwischen den einzelnen Mitgliedstaaten sichergestellt. Fast alle deutschen Verfahren zur ökologi-schen Bewertung von Fließgewässern konnten erfolgreich interkalibriert werden. Tabelle 13 gibt eine Übersicht über die Ergebnisse nach Abschluss der ersten (20052007) und zweiten (20082011) Interkalibrierungsphase. Es wurden die Ergebnisse, die sich auf die internationalen Interkalib-rierungstypen beziehen, den deutschen Fließgewässertypen zugeordnet.5.1.3 Hydromorphologische Qualitätskomponenten Die im Anhang V EUWasserrahmenrichtlinie aufge-führten hydromorphologischen Qualitätskomponenten wie Durchgängigkeit, Wasserhaushalt und Morpho-Tabelle 12: Biologische Qualitätskomponenten zur Bewertung des ökologischen Zustandes von Fließgewässern und Kurzbeschreibung der BewertungsverfahrenBiologische QualitätskomponenteKurzbeschreibung des BewertungsverfahrenIndizierte Belastungen ReferenzliteraturGewässerfloraPhytoplankton* (im Wasser freischwebende Algenarten und Cyanobakterien)PHYTOFLUSS Parameter: Artenzusammensetzung, Bio-masse; (Algenbiomasse, relativer Anteil ausge-wählter Algengruppen und typ spezifischer Indexwert Potamoplankton (TIPIndex)) Eutrophierung Mischke, U. & H. Behrendt (2007) Makrophyten (mit bloßem Auge erkennbare Was-serpflanze) und Phyto benthos (auf Substrat aufwachsende Algenarten)PHYLIB Parameter: Artenzusammensetzung, Arten-häufigkeit; (Referenzarten, Störzeiger, Versauerungs-indikatoren, Trophie, Saprobien sowie Halobienindex)Eutrophierung, strukturelle Degradation, Versauerung (insb. Phytobenthos), Versal-zung (insb. Phytobenthos)Schaumburg et al. (2006)GewässerfaunaMakrozoobenthos (mit bloßem Auge erkennbare wirbel-lose Tiere, die in oder auf der Gewäs-sersohle leben)PERLODES Parameter: Artenzusammensetzung, Ar-tenhäufigkeit, störungsempfindliche Arten, Diversität; (Multimetrische Bewertungsmethode mit den Modulen: „Saprobie“ (Saprobienindex), „Generelle Degradation“ (gewässertypspezifischer multimetrischer Index), „Versauerung“ (Versauerungsindex)Allgemeine und strukturelle Degradation, Belastung des Sauerstoffhaushalts, Versaue-rung, Verockerung Meier, C., P. Haase, P. Rolauffs, K. Schindehütte, F. Schöll, A. Sunder-mann & D. Hering (2006)Fische FiBS Parameter: Artenzusammensetzung, Arten-häufigkeit, Altersstruktur; Multimetrische BewertungsmethodeAllgemeine und strukturelle Degradation, fehlende Durch-gängigkeitVerband Deutscher Fische-reiverwaltungsbeamter und Fischereiwissenschaft-ler e.V (2009)* nur bei planktonreichen Fließgewässern bewertetQuelle: Umweltbundesamt39Wasserwirtschaft in Deutschlandlogie, unterstützen die Einstufung der Wasserkörper in den ökologischen Zustand, indem sie normativ die Referenzbedingungen und damit den sehr guten Zu-stand festlegen. In allen anderen Klassen werden die hydromorphologischen Qualitätskomponenten über die Biologie eingestuft. Darüber hinaus erfolgt in Deutschland die Ermittlung des Zustandes der Gewässerstruktur (= Gewässermor-phologie) über ein etabliertes Bewertungsverfahren, das in Deutschland bereits vor Inkrafttreten der EUWasserrahmenrichtlinie entwickelt wurde. Über die Methode der Gewässerstrukturgütekartierung wird der Grad der Abweichung der gegenwärtigen Ausprägung der Gewässerstruktur von ihrer potenzi-ell natürlichen Ausprägung ermittelt. Die potenziell natürliche Ausprägung entspricht einem Zustand, der sich unter Beibehaltung irreversibler Veränderungen (z. B. Verlandung von Seen, Auelehmbildung aufgrund von Abholzungen im Einzugsgebiet) einstellen würde, wenn künstliche Einbauten entnommen, Gewässerunterhaltung und Nutzung aufgelassen würden und der Fluss sich wieder eigendynamisch entwickeln könnte. Der potenziell natürliche Zustand wird der hydromorphologischen Referenz gleichgesetzt, die als „Messlatte“ für den Zustand der Qualitätskomponente „Morphologie“ dient. Das Maß für die Abweichung vom potenziell natürli-chen Zustand wird in Klassen angegeben. Diese Einstu-fung in Strukturgüteklassen erfolgt mit einer 7stufigen Skala. Zur Strukturklasse 1 zählen die Gewässer, die keine oder allenfalls geringfügige Veränderungen ihrer natürlichen Gestalt und Dynamik aufweisen. Demge-genüber gelten Gewässer in der Strukturklasse 7 als vollständig verändert (Tabelle 14). Tabelle 13: Ökologische Qualitätsquotienten der interkalibrierten nationalen Bewertungsverfahren Interkalibriertes nationales Bewertungsverfahren (Biologische Qualitätskomponente bzw. Teilkomponente in Klammern)Interkalibrierter nationaler GewässertypÖkologische QualitätsquotientenGrenzwert sehr guter/guter ZustandGrenzwert guter/mäßiger ZustandFiBS – (Fische) 13, 59, 1119 1,086 0,592PERLODES – (Makrozoobenthos) 2, 3, 5, 5.1, 14, 15 0,80 0,60PHYLIB – (Makrophyten und Phytobenthos – Modul Makrophyten)14 0,745 0,4955, 5.1 0,80 0,55 15, 17 0,575 0,395PHYLIB – (Makrophyten und Phytobenthos – Modul Diatomeen)1 0,735 0,545, 5.1, 14 0,67 0,4315, 17 (D 12.2)* 0,61 0,4315,17 (D 13.1)** 0,73 0,5510, 20 0,725 0,545*= Fließgewässer des Diatomeentyps D 12.2 (=Karbonatische oder basenreiche organisch geprägte Bäche und kleine Flüsse des Nord deutschen Tieflandes mit EZG < 1.000km2)**= Fließgewässer des Diatomeentyps D 13.1 (Karbonatische oder basenreiche organisch geprägte Flüsse des Norddeutschen Tieflandes)Quelle: Umweltbundesamt nach Beschluss 2013/480/EUTabelle 14: GewässerstrukturklassenKlasse Grad der Veränderungen Kurze Beschreibung1 unverändert Die Gewässerstruktur entspricht dem potenziell natürlichen Zustand.2 gering verändert Die Gewässerstruktur ist durch einzelne, kleinräumige Eingriffe nur gering beeinflusst.3 mäßig verändert Die Gewässerstruktur ist durch mehrere kleinräumige Eingriffe nur mäßig beeinflusst.4 deutlich verändert Die Gewässerstruktur ist durch verschiedene Eingriffe z. B. in Sohle, Ufer, durch Rückstau und/oder Nutzungen in der Aue deutlich beeinflusst.5 stark verändertDie Gewässerstruktur ist durch Kombination von Eingriffen z. B. in die Linienführung, durch Uferverbau, Querbauwerke, Stauregulierung, Anlagen zum Hochwasserschutz und/oder durch die Nutzungen in der Aue beeinträchtigt.6 sehr stark verändertDie Gewässerstruktur ist durch Kombination von Eingriffen z. B. in die Linienführung, durch Uferverbau, Querbauwerke, Stauregulierung, Anlagen zum Hochwasserschutz und/oder durch die Nutzungen in der Aue stark beeinträchtigt.7 vollständig verändertDie Gewässerstruktur ist durch Eingriffe in die Linienführung, durch Uferverbau, Querbau-werke, Stauregulierung, Anlagen zum Hochwasserschutz und/oder durch die Nutzungen in der Aue vollständig verändert.Quelle: Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)40 Wasserwirtschaft in DeutschlandTabelle 15: Einzelparameter und Aggregationsebenen nach dem VorOrtVerfahren für kleine und mittelgroße Fließgewässer. Hervorgehobene Einzelparameter (fett) werden für die Berichterstattung nach EUWasserrahmenrichtlinie verwendet.Bereich Hauptparameter funktionale Einheit EinzelparameterSohleLaufentwicklungKrümmungLaufkrümmungLängsbänkebesondere LaufstrukturBeweglichkeitKrümmungserosionProfiltiefeUferverbauLängsprofilnatürliche LängsprofilelementeQuerbänkeStrömungsdiversitätTiefenvarianzantropogene WanderbarrierenQuerbauwerkVerrohrungenDurchlässeRückstauSohlenstrukturArt und Verteilung der SubstrateSubstrattypSubstratdiversitätbesondere SohlstrukturenSohlverbau SohlverbauUferQuerprofilProfiltiefe ProfiltiefeBreitenentwicklungBreitenerosionBreitenvarianzProfilform ProfilformUferstrukturnaturraumtypische Ausprägung besondere Uferstrukturennaturraumtypischer Bewuchs UferbewuchsUferverbau UferverbauLand GewässerumfeldGewässerrandstreifen GewässerrandstreifenVorland Flächennutzung sonstige UmfeldstrukturenQuelle: Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) Die Bewertung der Gewässerstruktur erfolgt an klei-nen bis mittelgroßen Fließgewässern mit Hilfe des „Übersichtsverfahrens“ oder des „VorOrtVerfahrens“, wobei die Verfahren gegenwärtig überarbeitet und zusammengeführt werden. Während beim Übersichts-verfahren die Bewertung vorwiegend auf der Grund-lage von Luftbildern und thematischen Karten erfolgt, werden die Daten im VorOrtVerfahren im Gelände erhoben. Den Verfahren ist gemein, dass sie auf der Erfassung von bestimmten Parametern beruhen. Diese Parameter stellen besonders bewertungsrelevante Strukturelemente eines Fließgewässers mit bestimm-ten Indikatoreigenschaften dar, die die ökologische Funktionsfähigkeit des Gewässers charakterisieren. Zum Beispiel entwickeln die meisten Tieflandgewässer einen mäandrierenden Lauf, der mit der Abschnürung von Schlingen und der Bildung von Altarmen verbun-den ist. Die strukturelle Qualität eines Tieflandflusses kann daher im Hinblick auf die Laufentwicklung über den Parameter „Laufkrümmung“ beschrieben werden. Ist diese nur unzureichend entwickelt oder durch Begradigungen verändert worden, drückt sich dies in einer schlechteren Bewertung aus. Die gewonnenen Einzelbewertungen werden auf verschiedenen funk-tionalen Ebenen aggregiert und letztendlich zu einer Strukturklasse zusammengefasst. Für die Berichterstattung nach EUWasserrahmen-richtlinie wird ab dem 2. Bewirtschaftungszyklus aus diesen Parametern ein Satz von insgesamt 18 morpho-logischen Einzelparametern (Tabelle 15) zur mathe-matischen Berechnung der Bewertung der hydromor-phologischen Qualitätskomponenten „Morphologie“ herangezogen. Die Berechnung erfolgt in Form einer Mittelwertbildung für alle Gewässerstrecken eines Wasserkörpers. Die so gewonnenen Zahlenwerte der 41Wasserwirtschaft in DeutschlandEinzelparameter in einem Wasserkörper werden zu einem Gesamtindex zusammengeführt, der ebenfalls aus einer Mittelwertbildung aller 18 Indexzahlen resul-tiert. Die Bewertung erfolgt auf Basis einer 5stufigen Klassifizierung und basiert auf einer äquidistanten Transformation des 7stufigen Strukturgüteverfahrens in 5 Klassen: Die Ergebnisse der Klasseneinstufung für die Qualitätskomponenten „Morphologie“ wurde anhand von Beispieldatensätzen von Wasserkörpern aus verschiedenen Ländern mit den jeweiligen ökolo-gischen Zustandsklassen verglichen. Dabei zeigte sich, dass auf der jeweils 5stufigen Skala in rund 80 % der Fälle eine vergleichbare Einstufung von Morphologie und ökologischem Zustand gefunden wurde.5.1.4 Allgemeine physikalischchemische Qualitätskomponenten Als allgemeine physikalischchemische Qualitäts-komponenten für Fließgewässer werden in Anhang V EUWasserrahmenrichtlinie Sichttiefe, Temperatur, Sauerstoff, Leitfähigkeit, Versauerung und Nähr-stoffverhältnisse genannt. Im „sehr guten Zustand“ sind die typspezifisch festgelegten Hintergrundwerte der allgemeinen physikalischchemischen Quali-tätskomponenten einzuhalten. Im „guten Zustand“ müssen die Werte in einem Bereich liegen, in dem die Funktionsfähigkeit des typspezifischen Ökosystems und eine typspezifische Besiedlung mit mindestens guter biologischer Güteeinstufung gewährleistet sind („Orientierungswerte“), ansonsten ist der ökologische Zustand höchstens „mäßig“, wobei die Einstufung der biologischen Bewertung nicht widersprechen darf (s. Kap. 4.2.1). Für die Einstufung in die schlechteren Zustandsklassen „unbefriedigend“ und „schlecht“ spielen diese Qualitätskomponenten keine Rolle. Die typspezifischen Orientierungswerte (guter Zustand/gutes ökologisches Potenzial) für die Temperatur sind in der Oberflächengewässerverordnung enthalten.5.1.5 Weitere Bewertungsverfahren Neben den rechtlich verbindlichen Umweltqualitäts-normen der Oberflächengewässerverordnung ist die 7stufige chemische Gewässergüteklassifikation eine wichtige Grundlage für die Beurteilung der stofflichen Belastung der oberirdischen Binnengewässer in Deutschland. Die Gewässergüteklassifikation wurde in Deutschland von Bund und Ländern vor Inkrafttreten der EUWasserrahmenrichtlinie entwickelt. Solange es keine verbindlichen Werte zum Beispiel für Nährstoffe zur Einstufung in den guten ökologischen Zustand gibt, wird die holistische chemische Gewässergüteklas-sifikation, die auch Anforderungen der „Fernwirkun-gen“ in den Meeren berücksichtigt, weiter verwendet (u. a. für die Berichterstattung zur EUNitratrichtlinie). Die Stoffkonzentrationen, die der Güteklasse I der chemischen Gewässergüteklassifikation entsprechen, charakterisieren einen Zustand ohne anthropogene Beeinträchtigung. Für Nährstoffe beinhaltet die Güte-klasse II aus bisherigen Bewertungsansätzen resultie-rende Werte. Tabelle 16: Chemische Güteklassifikation für Nährstoffe (Vergleichswert: 90Perzentil)Güte klasseGes. P in mg/lNO3N in mg/lNH4N in mg/lGes. N in mg/lI ≤ 0,05 ≤ 1,0 ≤ 0,04 ≤ 1,0III ≤ 0,08 ≤ 1,5 ≤ 0,10 ≤ 1,5II ≤ 0,15 ≤ 2,5 ≤ 0,30 ≤ 3,0IIIII ≤ 0,30 ≤ 5,0 ≤ 0,60 ≤ 6,0III ≤ 0,60 ≤ 10 ≤ 1,20 ≤ 12IIIIV ≤ 1,20 ≤ 20 ≤ 2,40 ≤ 24IV > 1,20 > 20 > 2,40 > 24Quelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)5.1.6 Messstellennetz für die Berichterstattung Für die Berichterstattung zu europäischen Richtlinien und für die Berichterstattung an die Europäische Umweltagentur wurde in Deutschland das LAWAMess-stellennetz eingerichtet. Das LAWAMessstellennetz „Fließgewässer“ wurde 2008 um Messstellen des Über-blicksüberwachungsmessnetzes erweitert und umfasst derzeit 257 repräsentative Messstellen, darunter sind vor allem Überblicksüberwachungsmessstellen, aber auch Messstellen des operativen Messnetzes, Messstel-len zu Ermittlungszwecken und Referenzmessstellen an Fließgewässern, Übergangsgewässern und einem Flusssee (s.a. Kap. 4.3.1). Die Daten dieser Messstellen sind Grundlage für die Auswertungen in den Kapiteln 5.2.25.2.6 und 5.2.8.5.2 Zustandsbewertung5.2.1 Hydromorphologie Flüsse werden in ihrer Struktur und Dynamik durch die klimatischen und geologischen Verhältnisse und durch das Relief des Einzugsgebietes bestimmt. Die zeitliche und räumliche Abfolge von Überschwem-mung und Trockenfallen, von Erosion, Transport und Sedimentation sowie ein bewegliches Flussbett, das sich über die gesamte Talbreite verlagern kann, bewir-ken eine Verzahnung von Fluss und Aue und schaffen ein von der Quelle bis zur Mündung reichendes Kon-tinuum. Die Qualität und Funktionsfähigkeit dieses komplexen Systems drückt sich in der hydromorpholo-gischen Güte des Gewässers aus. 42 Wasserwirtschaft in DeutschlandAbbildung 19: Fließgewässer im alpinen Oberlauf (li.) und im Unterlauf des Tieflandes (re.)Quelle: Umweltbundesamt Aus dem Zusammenspiel von Gefälle, Transportprozessen, anstehenden Böden und Gesteinen sowie der Abflussdynamik entstehen typische großräumige Strukturen, wie z. B. Mäanderzonen im Tiefland. Diese Makrostrukturen sind durch ein Mosaik von typischen Oberflächenformen, wie z. B. Kies und Sandbänke, Kolke, Steiluferabbrüche, Alt und Nebenarme und Flutrinnen gekennzeichnet, die einer hohen Dynamik unterliegen. Die Vielfalt der damit einhergehenden Strömungsverhältnisse einschließlich extremer Was-serstände, sowie der morphologischen Strukturen des Flussbettes und der Uferzonen sind Voraussetzung für das Vorkommen standorttypischer Pflanzen und Tiergesellschaften, die über komplexe Nahrungsnetze und Stoffflüsse miteinander verbunden sind. Unter natürlichen Bedingungen bilden Flüsse mit ihren Auen daher die artenreichsten Ökosysteme Mitteleuropas. Sie werden als „Hotspots“ der Biodiversität bezeichnet. Gewässer für bestimmte Nutzungen zu erschließen, die Nutzbarkeit zu effektivieren und zuverlässiger, d. h. möglichst unabhängig von den natürlichen Prozessen zu gestalten, steht der Dynamik in den Fluss und Auenlandschaften entgegen. Die Eingriffe in das Fließ-gewässer, die eine Nutzung ermöglichen sollen, dienen im Wesentlichen folgenden, überall ähnlichen Zielen: ▸ die natürlichen Schwankungen der Wasserführung im Minimum als auch im Maximum auszugleichen, ▸ eine bestimmte Wassermenge oder einen definier-ten Wasserstand weitgehend unabhängig von den natürlichen Abflussschwankungen verfügbar zu machen, ▸ dem Fluss Flächen zu entziehen, den Flusslauf auf ein definiertes Flussbett zu beschränken, sein Bett zu stabilisieren und festzulegen und ▸ den Grundwasserstand in angrenzenden Gebieten zu regulieren. Zu den maßgeblichen Nutzungen unserer Gewässer, die mit Eingriffen in das Gewässer verbunden sind, zählen die Urbanisierung, die Schifffahrt, die Wasser-kraftnutzung, die Land und Forstwirtschaft, die Was-serversorgung sowie die Inanspruchnahme der Gewäs-ser zur Erholung und Freizeitgestaltung. Das Bedürfnis Siedlungen, Nutzungen und getätigte Investitionen zu schützen, zieht weitere Belastungen der Gewässer-landschaften nach sich. Dazu gehören hauptsächlich Hochwasserschutzmaßnahmen. Zu einem stetig wachsenden Belastungsdruck führt auch die bestän-dige Intensivierung von Nutzungen. Maßnahmen, die notwendig werden, um negative Folgewirkungen von wasserbaulichen Maßnahmen auf bestehende Nutzun-gen abzuwenden, zielen z. B. auf die Abwendung der Tiefenerosion, die oftmals erst durch nutzungsbeding-te Eingriffe in das Gewässer ausgelöst wurde. Dass die hydromorphologische Belastung der Gewässer in der Vergangenheit noch nicht wesentlich reduziert werden konnte, ist u. a. auch auf die Konservierung des Aus-bauzustandes durch eine fortwährende Unterhaltung und Instandsetzung der Gewässerausbauten zurückzuführen.Abbildung 20: Nutzungen und hydromorphologische Belastungen als Ursache für den Zustand der Oberflächenge-wässer Quelle: Umweltbundesamt Belastungen der Hydromorphologie sind Folge menschlicher Aktivitäten im Einzugsgebiet eines Ge-wässers und Resultat von Maßnahmen und Eingriffen am und im Gewässer selbst, um Nutzungen zu ermögli-chen oder aufrecht zu erhalten. Diese nicht stofflichen Belastungen haben in hoch entwickelten Ländern einen bedeutenden Einfluss auf den Gewässerzustand. Sie verändern nicht nur das Landschaftsbild, sondern entziehen Gewässerorganismen oft ihre Lebensräume und damit die Lebensgrundlage. Auswertung der Qualitätskomponente „Hydromorphologie“ Aufgrund der vielfältigen Zusammenhänge zwischen abiotischen und biotischen Umweltfaktoren hat die Be-einträchtigung der hydromorphologischen Funktions-fähigkeit des Gewässers Einfluss auf das Vorkommen und die Zusammensetzung der standorttypischen Le-bensgemeinschaften und somit auf den ökologischen Zustand eines Oberflächenwasserkörpers. Die hydro-morphologischen Qualitätskomponenten, bestehend aus Wasserhaushalt, Durchgängigkeit und Morpholo-gie, müssen sich in einem Zustand befinden, der eine naturraumtypische Besiedlung des Gewässers ermög-licht. In Deutschland weisen derzeit lediglich 10 % NutzungBelastung durch EingriffeHydromorphologischer ZustandWirkung aufLebensgemeinschaftenWirkung aufNutzungSchutz der NutzungSchutzbedürfnisRückkopplung/SelbstverstärkungNutzbarmachung Instandhaltung Intensivierung43Wasserwirtschaft in Deutschlandder Fließgewässerwasserkörper den „sehr guten“ oder den „guten ökologischen Zustand“ auf (s. Kap. 5.2.7). Dieser geringe Anteil ist hauptsächlich auf die hydromorphologische Degradation zurückzuführen. Der hydromorphologische Zustand kann gegenwärtig nur für 8 % der untersuchten Fließgewässerstrecke in Deutschland mit gut oder besser bewertet werden (Ge-wässerstrukturkartierung). Im Allgemeinen stellt sich die hydromorphologische Qualität der Fließgewässer in den kleinen Hoch und Mittelgebirgsflüssen besser dar, als im Tiefland und in den großen Flüssen und Strömen. In Folge der Nutzungsintensität und der dadurch erfolgten hydromorphologischen Beeinträchtigung wurden 33 % der Fließlänge ursprünglich natürlicher Fließgewässer in Deutschland als „erheblich verän-dert“ (HMWB) ausgewiesen. Dies betrifft vor allem die Gewässer im Tiefland, die rückgestauten Ostseezuflüs-se, die Marschengewässer sowie die sand und kiesge-prägten Ströme.Abbildung 22: Anteile natürliche, erheblich veränderte und künstliche Gewässer an den Fließgewässerstrecken in Deutschland Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.01.2010Qualitätskomponente „Wasserhaushalt“ Das natürliche Abflussgeschehen in unseren Fließ-gewässern wird auf vielfältige Weise durch Wasserentnahmen und ausleitungen, Wasserspeicherung, Regenentwässerung und Gewässerausbauten wie Begradigung und Eindeichung beeinflusst. Die sich hieraus ergebenden Änderungen der Abflusshöhe und dynamik führen ihrerseits zu Veränderungen und Beeinträchtigungen des hydromorphologischen Zu-stands eines Fließgewässers. Dies geschieht einerseits über die Dämpfung des Abflussgeschehens durch die Kappung von Hochwasserscheiteln bei mittleren Hoch-wasserereignissen, die Anhebung des Niedrigwasser-abflusses in Trockenperioden oder durch die Wasser-ausleitung und -entnahme in bestimmten Flussab-schnitten. Andererseits führt die rasche Niederschlagsableitung aus der Fläche durch Flächenversiegelung und Entwässerung in Kombination mit Eindeichung, Begradigung und dem Entzug von Retentionsraum zu einer Beschleunigung von Hochwasserwellen und zur Erhöhung der Abflussscheitel. Eine eigenständige Be-wertung der Qualitätskomponente „Wasserhaushalt“ ist derzeit noch nicht bundeseinheitlich möglich.Qualitätskomponente „Durchgängigkeit“ Ein naturbelassenes Fließgewässer ist i.d.R. strom-aufwärts und stromabwärts, aber auch quer zum Strom bis in die begleitenden Auen für wandernde Gewässerorganismen frei passierbar und es findet dem Gefälle folgend ein ungehinderter Transport von festen und gelösten Stoffen statt. Diese freie Passierbarkeit wird unter dem Begriff „Durchgängigkeit“ zusammen-gefasst. Die Durchgängigkeit der Fließgewässer wird durch zahlreiche technische Bauwerke unterbrochen. 61,6 32,7 5,7NWB HMWB AWBAbbildung 21: Linkes Diagramm: Bewertung des hydromorphologischen Zustands verschiedener Fließgewässertypen (ohne künstliche Gewässer); rechtes Diagramm: deren Einstufung in natürliche und erheblich veränderte Gewässer (Bezug: Anteil an der Fließgewässerstrecke)Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.01.20100 % 20 % 40 % 60 % 80 % 0 % 20 % 40 % 60 % 80 %Fließgewässer der Alpen(Typ 1)Fließgewässer der Jungmoränedes Alpenvorlandes (Typ 3)SeeausflussgeprägteFließgewässer (Typ 21)Mittelgebirgsbäche(Typ 5, 5.1, 6, 7)Fließgewässer desAlpenvorlandes (Typ 2)Mittelgebirgsflüsse(Typ 9, 9.1, 9.2)Tieflandbäche(Typ 11, 14, 15, 18, 19)Tieflandflüsse(Typ 12, 15, 17)Ostseezuflüsse undMarschengewässer (Typ 22, 23)Ströme(Typ 10, 20)gut und besser schlechter als gut Natürlicher Gewässer Erheblich verändertes Gewässer44 Wasserwirtschaft in DeutschlandAbbildung 23: Querbauwerk mit modernem über und unter-strömbaren Wasserkraftwerk und technischem Fischpass an der Ilm Quelle: Umweltbundesamt Diese Querbauwerke dienen der Trinkwassergewin-nung, der Bewässerung, der Wasserkraftnutzung, der Schifffahrt, der Sohlenstützung oder der Anlage von künstlichen Stauseen zu Erholungszwecken. Derzeit ist von einem Bestand von ca. 200.000 Querbauwerken in Deutschland auszugehen. Bezogen auf das gesamte deutsche Fließgewässernetz von etwa 400.000 km Länge wird die Durchgängigkeit der Flüsse demzufolge jeden zweiten Fließkilometer durch ein technisches Bauwerk unterbrochen. Die Folgen des Einbaus von Querbauwerken in ein Gewässer auf die biologische und die morphodynamische Durchgängigkeit sind ins-gesamt erheblich. Viele Fischarten haben im Verlauf der Evolution ein Wanderverhalten entwickelt, das es ihnen ermöglicht, verschiedene Lebensräume optimal zu nutzen. So werden z. B. für die Fortpflanzung andere Ansprüche an Umweltfaktoren wie Strömung, Temperatur und Substrat gestellt als für die Ernährung, den Aufwuchs oder die Winterruhe. Aus diesem Grund wandern heimische Flussfischarten innerhalb verbundener Wassersysteme, um die optimalen Bedingungen für die jeweilige Lebensphase zu finden (Abb. 24). Diese Arten sind von der Durchgängigkeit ihres Flusses und dessen Vernetzung mit allen erforderlichen Teillebensräumen abhängig. Die Zerstückelung der Gewässerläufe schlägt sich daher vor allem in der Bewertung des Zustandes der Fischfauna nieder. Gegenwärtig weisen nur 37 % der untersuchten Gewässerstrecken eine Artenzusam-mensetzung, häufigkeit und Altersklassenverteilung auf, die als „gut“ bezeichnet werden kann. Im Rahmen der Länderinitiative Kernindikatoren (LIKI) wird die Durchgängigkeit mit dem Indikator „Durchgängigkeit Fischaufstieg“ von den Bundesländern regelmäßig be-wertet. Der Indikator ist definiert als Anteil der für den Fischaufstieg durchgängigen Querbauwerksstandorte im Verhältnis zur Gesamtzahl der Querbauwerksstand-orte in den Gewässern > 100 km². Gegenwärtig sind bundesweit etwa 45 % (ohne Bayern) der Querbau-werke in den Wanderrouten der potamodromen und diadromen Fischarten flussaufwärts durchgängig. Bei diesen besonders bedeutsamen Gewässern sollte die Durchgängigkeit möglichst aller Querbauwerksstand-orte für den Fischaufstieg angestrebt werden.Abbildung 24: Habitate im Lebenszyklus der Äsche (Thymallus thymallus L.) Quelle: UmweltbundesamtLarvenhabitatGeschwindigkeit 0–20 cm/sWassertiefe 0–40 cm/sKorndurchmesser < 2 mmJungfischhabitatGeschwindigkeit 20–40 cm/sWassertiefe 40–60 cm/sKorndurchmesser 8–32 mmHabitat der AdultenFurten/KolkeReproduktionshabitatLaichplatzGeschwindigkeit 40–20 cm/sWassertiefe 20–40 cm/sKorndurchmesser 16–64 mmWanderung zu den Laichplätzen5–15 km (bis zu 100 km)Abbildung 25: Kiesbank in einem alpinen GewässerQuelle: Umweltbundesamt45Wasserwirtschaft in Deutschland Wegen der fehlenden morphodynamischen Durchgän-gigkeit ist der Feststofftransport beeinträchtigt. Der Feststoffhaushalt eines Fließgewässers ergibt sich aus Art und Menge des mitgeführten Materials und durch das Wechselspiel von Erosion, Transport und Sedi-mentation. Er steht in engem Zusammenhang mit den naturräumlichen Bedingungen im Einzugsgebiet eines Fließgewässers. Hydrologische Veränderungen, Unterbrechungen des Fließgewässerkontinuums oder Eingriffe in die Gewässerstruktur stören den Feststoffhaushalt. Ge-schiebeaufnahme, -umlagerung und -ablagerung sind dann nicht mehr ausgewogen und der Feststofftrans-port verliert seine natürliche Dynamik. Dies äußert sich darin, dass die landschaftsprägende Umlagerung von Sand, Kies und Geröll, aber auch von Totholz in Stauhaltungen und Wasserentnahmestrecken nicht mehr stattfindet und typische Gewässerbettstrukturen verschwinden. Der Feststoffrückhalt in Stauräumen und die Unterbindung der Seitenerosion durch die wasserbauliche Festlegung der Flussläufe führen zu einem Defizit an gröberem Material im Unterlauf. Dadurch gehen wertvolle Habitate verloren. Der Fluss kann das Defizit an Feststoffen nur durch eine Mate-rialaufnahme aus der Sohle ausgleichen, wodurch er sich streckenweise verstärkt in die Landschaft „ein-gräbt“. In Folge derartiger Eingriffe tieften sich bei-spielsweise der Rhein um bis zu 7 m, die Isar um bis zu 8 m und Elbe um bis 1,7 m ein. Der Trend zur weiteren Eintiefung hält an. Es ist davon auszugehen, dass die Mehrzahl der Flüsse in Deutschland eine unnatürlich hohe Tiefenerosion aufweist. Dieser Prozess wird oft-mals durch nachträglich eingebaute Querbauwerke zur Sohlenstützung maskiert und stromabwärts verlagert. In der Folge ufert der Fluss seltener aus und der Grund-wasserspiegel in den begleitenden Auen sinkt. Die natürlicherweise verbundenen Ökosysteme von Fluss und Aue werden entkoppelt. Qualitätskomponente „Morphologie“ Die Beeinflussung des Wasserhaushalts und der mor-phodynamischen Durchgängigkeit der Fließgewässer hat neben den direkten baulichen Eingriffen einen entscheidenden Einfluss auf die Ausprägung der Gewässermorphologie (= Gewässerstruktur). Unter der Gewässerstruktur werden alle räumlichen und materiellen Differenzierungen des Gewässerbettes, des Uferbereiches und des Gewässerumlandes zusam-mengefasst, die hydraulisch, gewässermorphologisch und hydrobiologisch wirksam und für die ökologische Funktionsfähigkeit des Gewässers und seiner Auen von Bedeutung sind. Die Gestalt des Gewässerbetts und Abbildung 26: Verteilung der Auenzustandsbewertung (Gewässer mit einem Einzugsgebiet > 1000 km²), der Strukturgüte Fließgewässer (33.000 km, Stand 2001) und der Strukturgüte der Bundeswasserstraßen Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Bundesamt für Naturschutz (BfN)Prozent [%] 0 10 20 30 40 50 60 sehr gering verändert unverändert-gering verändert Klasse 1 gering verändert mäßig verändert Klasse 2 deutlich verändert deutlich verändert Klasse 3 stark verändert stark verändert Klasse 4 sehr stark verändert sehr stark - vollständig verändert Klasse 5 Auenzustand (EZG>1000 km2) Gewässerstruktur (Deutschland) Gewässerstruktur Bundeswasserstraßen 46 Wasserwirtschaft in Deutschlandseines Umfelds wird zudem direkt durch verschiedene wasserbauliche Eingriffe wie Eindeichung, Begradi-gung, Aufstau oder Uferverbau verändert. Die im Dezember 2002 erstmalig herausgegebene 7stufige Gewässerstrukturkarte gibt einen Überblick über den morphologischen Zustand der Gewässer in Deutschland (s.a. Kap. 5.1.3). Von den kartierten Gewässerstrecken (ca. 33.000 km) wurden 21 % als „mäßig verändert“ bis „unverändert“ eingestuft (Güteklasse 3 und besser). Demgegenüber sind 33 % aller aufgenommenen Gewässerabschnitte „sehr stark“ oder „vollständig verändert“ (Güteklasse 6 und 7) (s. Abb. 26). Zwischenzeitlich haben die Bundesländer die Kartierungen der Gewässerstruktur auf das Be-richtsnetz der EGWasserrahmenrichtlinie ausgedehnt und wesentlich mehr Fließgewässerstrecken bewertet. Die Ergebnisse dieser Bewertung werden regelmäßig als LIKI Indikator „Struktur der Fließgewässer“ veröf-fentlicht. Die natürlichen Fließgewässer Deutschlands werden demnach im Mittel als „stark verändert“ (Klas-senwert 4,35) und die erheblich veränderten Gewässer als „sehr stark verändert“ (Mittelwert der Struktur-klasse 5,39) eingestuft (Zahlenangaben jeweils ohne Bayern). Die großen Flüsse sind i.d.R. zugunsten der Schifffahrt und der Wasserkraftnutzung mit Wehranlagen und Schleusen ausgebaut worden. Ferner wurden ihre Überschwemmungsgebiete zu großen Teilen durch Deiche vom Fluss abgetrennt und eingeengt. Dies erklärt ihre beträchtlichen Strukturdefizite und ihre überwiegende Zuordnung zu den Klassen „stark“ bis „vollständig verändert“ und unterstreicht die besonde-re Bedeutung naturnaher Gewässerabschnitte an den großen Flüssen, wie z. B. in der freifließenden Donau unterhalb der Isarmündung. Zu einer wesentlichen Belastung der Hydromorphologie können Anlagen und Eingriffe führen, die dem Hochwasserschutz dienen. Bereits aus dem Mittelalter sind Deichbauten an Rhein und Elbe sowie Durchstiche von Flussschlingen belegt, die aber oftmals keinen Bestand gegen die Kraft des Wassers hatten. Heute sind fast alle Abschnitte der großen Flüsse mit Deichen versehen. Durch Deiche gingen die Auen als Retentionsflächen für Hochwasser verloren. So entstand beispielsweise durch den Ausbau des Oberrheins aus dem bis zu 12 km breiten Flussbett eine Rinne von 200 bis 250 m Breite; die Rheinau-enflächen zwischen Basel und Karlsruhe gingen um 87 % zurück. Insgesamt verringerte sich die natürliche Überschwemmungsfläche am Oberrhein um 60 % oder 130 km², was wiederum erhebliche Aufwendungen für die Abwehr der dadurch erhöhten Hochwassergefähr-dung der Unterlieger nach sich zog. Abbildung 27: Verlust der Strukturvielfalt und des Retenti-onsraumes infolge von Ausbaumaßnahmen am Beispiel des Oberrheins bei Breisach: 1828 vor der Regulierung, 1872 nach der Korrektur durch Tulla und 1963 nach weiterer Kanalisierung Quelle: Internationale Kommission zum Schutze des RheinsÄhnliche Verhältnisse liegen an allen großen Strömen in Deutschland vor. Dies zeigt der Auenzustandsbe-richt des Bundesamtes für Naturschutz. Demnach stehen an den großen Flüssen nur noch 1020 % der ehemaligen Überschwemmungsflächen zur Retenti-on von Hochwasserereignissen zur Verfügung. Nur noch 10 % der untersuchten Auen in Flussgebieten > 1000 km² können als gering oder sehr gering verän-dert bezeichnet werden (s. Abb. 26). Die Gewässer der Auenkartierung sind meistens Bundeswasserstraßen. Der Nutzungsdruck an den großen Gewässern wird auch durch deren Strukturgüte deutlich. Über 90 % der Schifffahrtsstraßen sind in ihrer natürlichen Struktur deutlich bis vollständig verändert (Strukturklas-sen 47, s. Abb. 26).Die meisten der kleineren Flüsse und Bäche in den Mit-telgebirgen, den Hügelländern und der Tiefebene sind in der Vergangenheit zugunsten der Wasserkraft, zum Schutz von Siedlungsgebieten, Verkehrswegen oder zur landwirtschaftlichen Nutzung ausgebaut worden. Sie werden regelmäßig unterhalten. Damit werden die morphodynamischen Prozesse unterbunden. Für diese Gewässer überwiegen ebenfalls deutliche bis vollstän-dig veränderte Zustände. Unveränderte bis mäßig veränderte Bach und Flussabschnitte finden sich noch im Alpen und Vor-alpengebiet, in den Granit- und Gneislandschaften des Bayerischen Waldes, in den Oberlaufabschnitten der Mittelgebirge, in den Heidelandschaften der norddeutschen Tiefebene und den eiszeitgeprägten Landschaften in MecklenburgVorpommern. In diesen Landschaftsräumen sind der Gewässerausbau und die Melioration der gewässerbegleitenden Flächen weitge-hend unterblieben.47Wasserwirtschaft in DeutschlandAbbildung 28: Totholz (li.) und Geschiebe der End und Grundmoräne (re.) als wesentliche Strukturelemente in den Tieflandflüssen (Bsp. Warnow) Quelle: Umweltbundesamt5.2.2 Nährstoffe Die Gesamtphosphor und Stickstoffeinträge in die Fließgewässern haben sich durch die Einführung phos-phatfreier Waschmittel, Produktionsstilllegungen in den neuen Ländern, den Bau und die Modernisierung von kommunalen und industriellen Kläranlagen (Bau von Phosphatfällungsanlagen) sowie den höheren Anschlussgrad der Bevölkerung an die Abwasserreini-gung deutlich verringert. Die Hauptquellen der Nähr-stoffbelastung der Gewässer sind heute vor allem die Landwirtschaft, aber auch kommunale Kläranlagen, Kraftwerke, Verkehr und Industriebetriebe.Die Stickstoffeinträge in die Oberflächengewässer in Deutschland lagen 20062008 bei 593.800 t/a, sie verminderten sich gegenüber dem Vergleichsjahr 19831987 um 436.000 t/a (42 %) (s. Abb. 29). Die erreichte 42 %ige Verringerung zwischen 19831987 und 20062008 wurde hauptsächlich durch den star-ken Rückgang der Stickstoffeinträge aus Punktquellen (kommunale Kläranlagen und industrielle Direkteinlei-ter) erzielt (77 %). Damit reduzierte sich der Anteil der Punktquellen am Gesamteintrag 20062008 auf 16 %. Diese Reduzierung ist wesentlich auf die Verbesserung der Reinigungsleistung der Kläranlagen zurückzufüh-ren. Demgegenüber konnte bei den Stickstoffeinträgen aus diffusen Quellen nur ein Rückgang um 23 % ermittelt werden. Mit einem Anteil von 56 % stellen die Einträge über das Grundwasser im Jahr 20062008 für Deutschland insgesamt den dominanten Eintragspfad dar. Die Stickstoffeinträge aus der Landwirtschaft be-tragen etwa 80 % der gesamten Stickstoffeinträge.Die Phosphoreinträge in die Oberflächengewässer in Deutschland betrugen im Jahr 20062008 ca. 26.000 t/a (Abb. 30). Gegenüber dem Vergleichsjahr 19831987 wurden die Phosphoreinträge deutlich um ca. 55.000 t/a (68 %) reduziert. Die Reduzierung der Phosphoreinträge ist ebenfalls zum überwiegenden Teil auf die Verringerung der Einträge aus Punkt-quellen zurückzuführen (86 %). Trotz der deutlichen Verringerung der Einträge aus Punktquellen stellen diese 20062008 mit 30 % der Gesamteinträge immer noch den dominanten Eintragspfad dar. Die diffusen Phosphoreinträge konnten insgesamt nur um 32 % reduziert werden. Den größten Anteil daran hat insbe-sondere die Verminderung der Einträge aus urbanen Flächen (Mischkanalisationsüberläufe und Trennkana-lisation, nicht angeschlossene Einwohner an eine kom-munale Kläranlage oder Kanalisation) mit 67 %. Bei den diffusen Quellen dominieren für Phosphor die Ein-träge über das Grundwasser mit 23 % der Gesamtein-träge, gefolgt von den Einträgen über die Erosion mit 22 %. Die Phosphoreinträge aus der Landwirtschaft betragen etwa 60 % der gesamten Phosphoreinträge.Die Verringerung der Einträge spiegelt sich in einer Abnahme der Konzentrationen wider. Den Rückgang der Konzentrationen verdeutlicht ein Vergleich der gemittelten 90Perzentile der Zeiträume 19912000 Abbildung 29: Stickstoffeinträge aus Punkt und diffusen Quellen in die Oberflächengewässer in DeutschlandQuelle: Umweltbundesamt (MoRE), Stand: Juni 20131983-1987 1988-1992 1993-1997 1998-2002 2003-2005 2006-2008 1030 kt/a 884 kt/a 708 kt/a 665 kt/a 565 kt/a 594 kt/a 0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% 80% 90% 100% Punktquellen urbane Gebiete Dränagen Oberflächenabfluss Grundwasser Erosion atmosphärische Deposition Abbildung 30: Phosphoreinträge aus Punkt und diffusen Quellen in die Oberflächengewässer in DeutschlandQuelle: Umweltbundesamt (MoRE), Stand: Juni 2013 Punktquellen urbane Gebiete Dränagen Oberflächenabfluss Grundwasser Erosion atmosphärische Deposition 0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% 80% 90% 100% 81 kt/a 55 kt/a 32 kt/a 28 kt/a 23 kt/a 26 kt/a 1983-1987 1988-1992 1993-1997 1998-2002 2003-2005 2006-2008 48 Wasserwirtschaft in Deutschlandund 20012010 an den LAWAMessstellen, an denen für diese Zeiträume Daten vorliegen (rund 200 Mess-stellen, s. Abb. 31). Dieser Vergleich ergibt: ▸ für Gesamtphoshor an 91 % der Messstellen eine Abnahme der Konzentrationen, an 5 % kei-nen Trend und an 4 % eine Zunahme der Konzen-trationen, ▸ für AmmoniumStickstoff an 98 % der Messstel-len eine Abnahme der Konzentrationen und an je 1 % keinen Trend bzw. eine Zunahme, ▸ für NitratStickstoff an 86 % der Messstellen eine Abnahme der Konzentrationen, an 9 % keinen Trend und an 5 % eine Zunahme der Konzentrati-onen. Die Entwicklung der Gesamtphosphor und StickstoffKonzentrationen an diesen LAWAMessstellen ist in den Abbildungen 32-34 dargestellt. Während bei Gesamtphosphor und AmmoniumStickstoff die Ab-nahme der Konzentrationen bereits Anfang der 1990er Jahre einsetzte, ist diese bei NitratStickstoff erst ab Mitte der 1990er Jahre zu verzeichnen. Diese ist auch nicht so stark wie bei Gesamtphosphor und Ammoni-umStickstoff. Die Phosphor und StickstoffKonzent-rationen sind aber immer noch zu hoch. Für Nitrat gibt es neben einem „Zielwert“ in Höhe von 2,5 mg N/l den Aktionswert in Höhe von 50 mg NO3/l (s. Kap. 4.2.3, entspricht 11,3 mg/l NitratStickstoff). Der Aktionswert wird 2011 zwar an allen LAWAMessstellen eingehal-ten. Allerdings liegen 2011 die NitratStickstoffKon-zentrationen nur an 15 % der LAWAMessstellen unter dem „Zielwert“ (257 Messstellen).Abbildung 31: Veränderung der Konzentrationen von Ge-samtphosphor, AmmoniumStickstoff und NitratStickstoff 20012010 gegenüber 19912000 (Basis: LAWAMessstel-lennetz; Mittelwert der 90Perzentile der Jahre)Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)0% 20% 40% 60% 80% 100% Nitrat-N Ammonium-N Gesamt-P Abnahme um mehr als 50% Abnahme zwischen 25% und 50% Abnahme zwischen 5% und 25% kein Trend Zunahme zwischen 5% und 25% Zunahme um mehr als 25% Abbildung 32: Güteklassifikation Gesamtphosphor 19822011 (LAWAMessstellen)Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der LAWA0255075100125150175200225250198219831984198519861987198819891990199119921993199419951996199719981999200020012002200320042005200620072008200920102011Anzahl der MessstellenIVIII-IVIIIII-IIIIII-IIIAbbildung 33: Güteklassifikation AmmoniumStickstoff 19822011 (LAWAMessstellen)Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der LAWA0255075100125150175200225250Anzahl der Messstellen198219831984198519861987198819891990199119921993199419951996199719981999200020012002200320042005200620072008200920102011IVIII-IVIIIII-IIIIII-IIIAbbildung 34: Güteklassifikation NitratStickstoff 19822011 (LAWAMessstellen)Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der LAWA0255075100125150175200225250Anzahl der Messstellen198219831984198519861987198819891990199119921993199419951996199719981999200020012002200320042005200620072008200920102011IVIII-IVIIIII-IIIIII-III49Wasserwirtschaft in DeutschlandAbbildung 35: Trend und Güteklassifikation 2010 – NitratStickstoffQuelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der LAWA50 Wasserwirtschaft in Deutschland5.2.3 Schwermetalle und MetalloideDie Einträge von Metallen in die Fließgewässer haben sich durch den Bau und die Modernisierung von kommunalen und industriellen Kläranlagen deutlich verringert.Die Verminderung der Einträge liegt im Bereich zwi-schen 38 % bei Nickel und 94 % bei Quecksilber und sind vor allem auf die drastische Reduzierung der industriellen Direkteinträge (Punktquellen) in einer Spannweite von 91 % für Blei bis zu 99 % für Queck-silber zurückzuführen. Einen entscheidenden Beitrag zu dieser Umweltentlastung haben Maßnahmen im Bereich der Industrie auf Grund gesetzlicher Anfor-derungen geleistet sowie der seit 1990 eingetretene Rückgang industrieller Produktion in den neuen Bun-desländern. Im Jahr 20062008 spielten industrielle Direkteinleitungen mit Anteilen am Gesamteintrag in einer Spannweite von 2 % (Blei) und 6 % (Cadmium, Chrom) nur noch eine untergeordnete Rolle. Die Be-deutung der Einleitungen aus kommunalen Kläranla-gen (Punktquellen) ist zwar nach wie vor hoch, jedoch werden im Jahre 20062008 die Gewässerbelastungen durch Einträge aus diffusen Quellen dominiert. Dieser Anteil schwankt in Abhängigkeit vom Schwermetall zwischen 62 % (Cadmium) und 93 % (Quecksilber). Die wichtigsten diffusen Eintragspfade waren die Ero-sion, der Grundwasserzufluss und urbane Flächen (vor allem Kanalisationen und nicht an die Kanalisation angeschlossene Haushalte). Durch Erosion werden vor allem die Metalle Chrom (64 %) und Blei (55 %) in die Gewässer eingetragen. Bei Nickel (47 %) überwiegt der geogene Eintrag über den Grundwasserpfad. Über Ero-sion (20 %), den Grundwasserpfad (23 %) und Drai-nagen (23 %) wird Quecksilber in die Gewässer einge-tragen. Mit Ausnahme von Nickel und Chrom stammt ein hoher Schwermetalleintrag in die Oberflächenge-wässer auch aus urbanen Flächen, zu denen Einträge aus Misch und Trennsystemen gehören. Dabei werden besonders hohe Anteile am Gesamteintrag für Zink (31 %), Kupfer (30 %) und Blei (19 %) erreicht. Da in den Mischsystemen ein nicht unbedeutender Anteil des Niederschlagsabflusses zur Kläranlage weitergelei-tet wird, ergibt sich für Schwermetalle eine geringere Gewässerbelastung aus dieser Quelle als beim Trenn-system (Abb. 36). Bei Zink, Cadmium, Kupfer, Nickel, Blei und Arsen kann auch der historische Bergbau (alte Stollen) einen hohen Anteil am Gesamteintrag haben.Abbildung 36: Schwermetalleinträge (Blei, Cadmium, Chrom, Kupfer, Nickel, Quecksilber, Zink) 20062008 aus Punkt und diffusen Quellen in die Oberflächengewässer in DeutschlandQuelle: Umweltbundesamt (MoRE), Stand: Juni 2013Die Bewertung der Metalle erfolgt für gelöste Konzen-trationen (Blei, Cadmium, Nickel, Quecksilber, Selen, Silber, Thallium), für Schwebstoffe (Arsen, Chrom, Kupfer, Zink) und für Biota (Quecksilber) (s. Kap. 4.2.2 und 4.2.3). Während für die Bewertung der Schweb-stoffe und gelöste Konzentrationen an einer größeren Anzahl der LAWAMessstellen Daten vorliegen, gibt es derzeit nur wenige Daten für Biota.20092011 treten teilweise Überschreitungen der Umweltqualitätsnorm im Schwebstoff auf. Anhand der Anzahl von Messstellen mit Überschreitungen ergibt sich folgende absteigende Reihung Zink, Kupfer, Arsen, Chrom. Die Umweltqualitätsnormen für gelöste Konzentrationen werden ebenfalls an einigen Mess-stellen bei Cadmium, Silber und Selen (absteigende Reihung entsprechend der Anzahl von Messstellen mit Überschreitung) überschritten (Abb. 37).0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% 80% 90% 100% Blei Cadmium Chrom Kupfer Nickel Queck-silber Zink 274 t/a 8,7 t/a 297 t/a 523 t/a 557 t/a 1,7 t/a 2814 t/a historischer Bergbau komm. Kläranlage industrielle Direkteinleiterurbane GebieteErosion atmosphärische Deposition Drainagen Oberflächenabfluss Grundwasser51Wasserwirtschaft in DeutschlandAbbildung 37: Vergleich der Jahresmittelwerte 20092011 mit der Umweltqualitätsnorm (UQN) ausgewählter Metalle (LAWAMessstellen)Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der LAWA5.2.4 Industrielle organische SchadstoffeDurch die industrielle und kommunale Abwasserbe-handlung hat sich der Schwerpunkt der Einträge der industriellen Schadstoffe von punktuellen auf diffuse Einträge verlagert. Der hohe Anteil diffuser Einträge wird am Beispiel der Stoffgruppe der polyzyklischen aromatischen Kohlenwasserstoffe deutlich. Insgesamt wurden im Zeitraum 20062008 im Mittel rund 16.700 kg polyzy-klische aromatische Kohlenwasserstoffe pro Jahr in die Oberflächengewässer in Deutschland eingetragen. Der größte Anteil gelangt über urbane Systeme, gefolgt von Oberflächenabfluss und atmosphärischer Deposition auf die Gewässerflächen in die Oberflächengewässer (s. Tab. 17). Tabelle 17: PAKEinträge in die Oberflächengewässer in Deutschland (Zeitraum 20062008)Eintragspfade ∑ EPA-PAK16 [kg/a]Atmosphärische Deposition 2.076Erosion 1.497Grundwasserzufluss 385Industrielle Direkteinleiter 180Binnenschifffahrt 1.346Oberflächenabfluss 4.505Drainagen 28Urbane Systeme 5.612Kommunale Kläranlagen 1.082Summe 16.711Quelle: Umweltbundesamt (MoRE), Stand: Juni 2013Die Auswertung zeigt beim Vergleich der Umweltqua-litätsnorm (s. Kap. 4.2.2 und 4.2.3) mit den Jahres-mittelwerten 20092011 an den LAWAMessstellen vereinzelte Überschreitungen für die Summe Benzo[b]fluoranthen & Benzo[k]fluoranthen, Nonylphenol, DibutylzinnKation, Octylphenol, einige polychlorierte Biphenyle und Tetrabutylzinn. Häufiger treten Über-schreitungen bei der Summe Benzo[g,h,i]perylen & Indeno[1,2,4cd]pyren und Hexachlorbenzol (Gesamt-wasserprobe, Schutzgut: Biota) auf. Die Umweltquali-tätsnorm für die zulässige Höchstkonzentration wurde 20092011 bei Nonylphenol, Benzo[a]pyren, Fluoran-then und Hexachlorbenzol vereinzelt überschritten. Einige Umweltqualitätsnormen (z. B. für die bromierten Diphenylether) können an vielen Messstellen nicht auf Einhaltung überprüft werden, da die Bestimmungs-grenze oberhalb der Umweltqualitätsnorm liegt. Die Auswertung der industriellen Schadstoffe mit min-destens einer Überschreitung in 20092011 ist in der Abbildung 38 dargestellt. Anzahl Messstellen Überschreitung der UQN Einhaltung der UQN Überprüfung der UQN nicht möglich 200150100500ArsenBlei, gelöstCadmium, gelöstChromKupferNickel, gelöstQuecksilber, gelöstSelen, gelöstSilber, gelöstThallium, gelöstZink52 Wasserwirtschaft in DeutschlandAbbildung 38: Vergleich der Jahresmittelwerte 20092011 mit der Umweltqualitätsnorm (UQN) ausgewählter industrieller Schadstoffe (LAWAMessstellen)Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der LAWA0 50 100 150 Benzo[b]fluoranthen+Benzo[k]fluoranthen Benzo[g,h,i]-perylen+Indeno[1,2,3-cd]-pyren Dibutylzinn-Kation Hexachlorbenzol (Biota) 4-Nonylphenol para-tert-Octylphenol PCB-28 PCB-52 PCB-101 PCB-118 PCB-138 PCB-153 PCB-180 Tetrabutylzinn Anzahl Messstellen Überprüfung der UQN nicht möglich Einhaltung der UQN Überschreitung der UQN Abbildung 39: Vergleich der Jahresmittelwerte 20092011 mit der Umweltqualitätsnorm (UQN) ausgewählter Pestizide (LAWAMessstellen)Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der LAWA0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 2,4-D 4,4-DDT Bentazon Dichlorprop Diflufenican Dimethoat Diuron Isoproturon MCPA Mecoprop Monolinuron Parathion-ethyl Tributylzinn-Kation Anzahl Messstellen Überprüfung der UQN nicht möglich Einhaltung der UQN Überschreitung der UQN 53Wasserwirtschaft in Deutschland5.2.5 PestizidePflanzenschutzmittel und Biozide werden vorrangig über diffuse Quellen in die Gewässer eingetragen. Der Vergleich der Umweltqualitätsnorm (s. Kap. 4.2.2 und 4.2.3) mit dem Jahresmittelwerten 20092011 an den LAWAMessstellen zeigt vereinzelte Überschreitungen für 2,4D, 4,4DDT, Summe DDT, Bentazon, Dichlor-prop, Diflufenican, Dimethoat, Diuron, Isoproturon, MCPA, Mecoprop, Monolinuron und ParathionEthyl. Häufiger treten Überschreitungen bei TributylzinnKation (TBT) auf. Die Umweltqualitätsnorm für die zulässige Höchstkonzentration wurde 20092011 bei Isoproturon und den Hexachlorcyclohexanen vereinzelt und bei TBT häufiger überschritten. Einige Umweltqualitätsnormen (z. B. für Dichlorvos) können an vielen Messstellen nicht auf Einhaltung überprüft werden, da die Bestimmungsgrenze oberhalb der Um-weltqualitätsnorm liegt. Die Auswertung der Pestizide mit mindestens einer Überschreitung in 20092011 ist in der Abbildung 39 dargestellt. 5.2.6 ArzneimittelFür Humanarzneimittel wurden bisher keine Umwelt-qualitätsnormen in der Oberflächengewässerverord-nung festgelegt. Es gibt aber sowohl auf europäischer als auch auf nationaler Ebene erarbeitete Umwelt-qualitätsnormVorschläge. Der Vergleich der Umwelt-qualitätsnormVorschläge mit den Jahresmittelwerten 20092011 an den LAWAMessstellen zeigt vereinzelte Überschreitungen bei den Humanarzneimitteln Carba-mazepin (UmweltqualitätsnormVorschlag = 0,5 µg/l), Ibuprofen (UmweltqualitätsnormVorschlag = 0,01 µg/l) und Sulfamethoxazol (UmweltqualitätsnormVorschlag = 0,1 µg/l). Häufiger treten Überschreitungen bei Diclofenac (UmweltqualitätsnormVorschlag = 0,1 µg/l) auf. Bei dem Tierarzneimitteln Phoxim bestehen Probleme mit der Bestimmungsgrenze. Die Auswertung für diese Arzneimittel ist in der Abbildung 40 dargestellt. 5.2.7 Ökologischer ZustandDie Flüsse mit einem Einzugsgebiet über 10 km2, die nach EUWasserrahmenrichtlinie darzustellen sind, haben eine Fließlänge von etwa 127.000 Kilometern. Sie wurden in 9070 Wasserkörper aufgeteilt.Die Fließstrecke aller natürlichen Fließgewässer um-fasst eine Fließlänge von insgesamt 74.506 km, was einem Anteil von knapp 59 % an der Gesamtfließlänge entspricht. Der Anteil der erheblich veränderten Fließ-gewässer beträgt 31 %, die künstlichen Fließgewäser haben einen Anteil von knapp 10 % (s. Abb. 41). Darü-ber hinaus gilt die EUWasserrahmenrichtlinie für alle Gewässer, auch für Gewässer mit einem Einzugsgebiet kleiner 10 km².Abbildung 40: Vergleich der Jahresmittelwerte 20092011 mit den UmweltqualitätsnormVorschlägen (UQN) der Arzneimittel (LAWAMessstellen)Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der LAWA0 50 100 150 Carbamazepin Diclofenac Ibuprofen Phoxim Sulfamethoxazol Anzahl Messstellen Anzahl Messstellen Überprüfung der UQN nicht möglich Einhaltung der UQN Überschreitung der UQN Abbildung 41: Ökologischer Zustand der natürlichen und ökologisches Potenzial der erheblich veränderten und künstlichen Fließgewässer in Deutschland (Bezug: Anteil an der Fließstrecke, 9,9 % der Fließstrecke nicht bewertet) Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Bund/Länderarbeitsgemein-schaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.20100 10.000 20.000 30.000 40.000 50.000 60.000 70.000 natürliche erheblich veränderte künstliche Fließstrecke in km Fließgewässer schlecht sehr gut gut mäßig unbefriedigend 54 Wasserwirtschaft in DeutschlandAbbildung 42: Ökologischer Zustand/ökologisches Potenzial der Oberflächenwasserkörper in DeutschlandÖkologischer Zustand / Ökologisches Potenzialsehr gutgutmäßigunbefriedigendschlechtunklarkeine Bewertung des ökologischen Zustands erforderlichQuelle: Umweltbundesamt, Daten der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010.55Wasserwirtschaft in DeutschlandDie Bewertung der natürlichen Fließgewässer (bezogen auf die Fließstrecke) ergibt: ▸ in einem „sehr guten“ ökologischen Zustandsind 0,24 %, ▸ in einem „guten“ Zustand sind 14 %, ▸ in einem „mäßigen“ ökologischen Zustandsind 37 %, ▸ in einem „unbefriedigenden“ ökologischenZustand sind 34 %, ▸ in einem „schlechten“ ökologischen Zustandsind 15 %.Die häufigste Ursache für das Verfehlen des „guten ökologischen Zustands“ sind in den natürlichen Fließgewässern die Veränderungen der Hydromorpho-logie und die hohen, aus menschlichen Aktivitäten stammenden Nährstoffbelastungen, was sich in einer Veränderung der naturraumtypischen aquatischen Lebensgemeinschaft niederschlägt.In Abbildung 43 sind die Anteile der einzelnen ökolo-gischen Zustandsklassen für die Fließstrecke und die vier in Flüssen relevanten biologischen Qualitätskom-ponenten dargestellt. Die unterschiedlichen Balken-höhen zeigen, dass in den einzelnen Fließgewässerab-schnitten nicht alle Qualitätskomponenten gleichzeitig bewertet wurden. Das Makrozoobenthos wurde auf fast 95 % der Gesamtfließstrecke aller natürlichen Fließge-wässer erfasst, Fische und Makrophyten/Phytobenthos dagegen auf 69 bzw. 80 %, das Phytoplankton nur auf etwa 20 %. Die Zustandsbewertung auf Ebene der biologischen Qualitätskomponenten zeigt für Makrozoobenthos und Fische ein fast identisches Bild (s. Abb. 44). Bei beiden Komponenten liegt der Anteil der Fließstrecken mit „guten“ und „sehr gutem“ Zustand bei etwa 37 %, als „mäßig“ wurden 35 % eingestuft. Beim Makrozooben-thos umfassen die „unbefriedigende“ und „schlechte“ Zustandsklasse 19 bzw. 8 %, bei den Fischen betragen die entsprechenden Anteile 18 % und 9 %. Diese mehr oder minder identischen Bewertungsergebnisse zeigen, dass die Qualitätskomponenten auf die einwirken-den Belastungsfaktoren in ähnlicher Art und Weise reagieren. In beiden Fällen sind es vor allem die hydro-morphologischen Veränderungen und die mangelnde Durchgängigkeit längs und quer zum Fluss, die zu einer Verfehlung des „guten“ ökologischen Zustandes führen.Bei der Qualitätskomponente „Makrophyten/Phyto-benthos“ liegt der Anteil der Fließstrecken in „gutem“ und „sehr gutem“ Zustand nur bei 27 %, die „mäßig“ eingestuften Fließstrecken nehmen dagegen 52 % ein. Etwa 19 % sind als „unbefriedigend“ bewertet, der Anteil der „schlechten“ Zustandsklasse liegt unter 2 %. Makrophyten wie auch das Phytobenthos reagieren vor allem auf die Nährstoffbelastung der Gewässer. Aber auch die strukturelle Degradation findet ihren Niederschlag in der Zusammensetzung der Lebensgemeinschaft der Makrophyten. Im Gegensatz zu allen anderen biologischen Qualitätskomponenten befindet sich das Phytoplankton in den bewerteten Fließstrecken zu mehr als 86 % in einem „guten“ Zustand. Hingegen indiziert die Qualitätskomponente „Makrophyten/Phytobenthos“ (Gewässerflora) für 71 % der natürlichen Fließgewässerstrecken eine zu hohe Nährstoffbelastung. Abbildung 44: Prozentuale Verteilung der ökologischen Zu-standsklassen der biologischen Qualitätskomponenten in den natürlichen Fließgewässern Deutschlands (Bezug: An-teil an der Fließstrecke (rund: 74.500 km), davon 15,3% nicht bewertet) Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Bund/Länderarbeitsgemein-schaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.20100% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% 80% 90% 100% %-Anteil an Fließstrecke Phytoplankton Makrophyten / Phytobenthos Makrozoobenthos Fische Biologische Qualitätskomponente schlecht sehr gut gut mäßig unbefriedigend Abbildung 43: Ökologischer Zustand der biologischen Quali-tätskomponenten in den natürlichen Fließgewässern Deutschlands (Bezug: Anteil an der Fließstrecke (rund: 74.500 km), davon 15,3 % nicht bewertet)Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Bund/Länderarbeitsgemein-schaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.20100 10.000 20.000 30.000 40.000 50.000 60.000 70.000 80.000 Fließstrecke in km Phytoplankton Makrophyten / Phytobenthos Makrozoobenthos Fische Biologische Qualitätskomponente schlecht sehr gut gut mäßig unbefriedigend 56 Wasserwirtschaft in DeutschlandAuch in den erheblich veränderten Oberflächenwasser-körpern ist der Anteil der Fließstrecken, in denen Ma-krophyten/Phytobenthos, Makrozoobenthos oder die Fischfauna ein gutes ökologisches Potenzial anzeigt, sehr gering (Abb. 45). Die Anteile liegen jeweils bei knapp 15 % für Makrophyten/Phytobenthos, bei gut 7 % für Makrozoobenthos und bei gut 11 % bei Fi-schen. Die biologische Qualitätskomponente „Makro-zoobenthos“ zeigt bei mehr als 65 % der Fließstrecken bei erheblich veränderten Oberflächenwasserkörpern ein unbefriedigendes oder schlechtes Bewertungser-gebnis.Abbildung 45: Prozentuale Verteilung der Klassen des ökolo-gischen Potenzials der biologischen Qualitätskomponenten in den erheblich veränderten Fließgewässern Deutschlands (Bezug: Anteil an der Fließstrecke (rund: 39.647 km), davon 3 % nicht bewertet) Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Bund/Länderarbeitsgemein-schaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010Der ökologische Zustand der deutschen Fließgewässer zeigt in den einzelnen Fließgewässertypen deutliche naturräumliche Unterschiede. Die natürlichen Fließge-wässer der Alpen und der Jungmoränenlandschaften im Alpenvorland weisen auf ihrer Fließstrecke zu 60 % oder höher einen mindestens „guten“ Zustand auf. Die übrigen Fließgewässertypen des Alpenvorlandes und der Mittelgebirge haben zu 1020 % einen Anteil der guten Zustandsklasse, der „mäßige“ Zustand liegt meist zwischen 30 und 50 %. Bei den norddeutschen Tieflandgewässern liegt der Anteil des guten Zustands meist deutlich unter 10 %. Meist befinden sich mehr als 70 % der Fließstrecke vieler Tieflandgewässertypen in einem ökologischen Zustand, der schlechter als „mäßig“ ist (s. Abb. 46).Abbildung 46: Prozentuale Verteilung der ökologischen Zustandsklassen der natürlichen Fließgewässer je FließgewässertypQuelle: Umweltbundesamt, Daten der Bund/Länderarbeitsgemein-schaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010Für die bewerteten Fließstrecken erreichten im Jahr 2010 bei den erheblich veränderten Wasserkörpern 1,6 %, bei den künstlichen Wasserkörpern 4,5 % das gute ökologische Potenzial. Gut eine Viertel der er-heblich veränderten Oberflächenwasserkörper wurde als „mäßig“ eingestuft. Der Anteil der Fließstrecken, welche ein „unbefriedigendes“ ökologisches Potenzial besaßen, lag bei etwa 42 %, als „schlecht“ wurden ca. 30 % eingestuft. Bei den künstlichen Oberflä-chenwasserkörpern sieht das Bewertungsergebnis ähnlich aus: knapp 32 % wurden als „mäßig“, 34 % als „unbefriedigend“ und knapp 30 % als „schlecht“ hinsichtlich ihres ökologischen Potenzials eingestuft (s. Abbildung 41).5.2.8 Chemischer ZustandIn Deutschland wurde der chemische Zustand für 88 % der Oberflächenwasserkörper der Fließgewässer als „gut“ beurteilt (Stand: 22.3.2010). Bei Anwendung der Umweltqualitätsnormen der Umweltqualitätsnorm-richtlinie werden voraussichtlich 100 % der Wasser-körper das Ziel „guter chemischer Zustand“ verfehlen.Für den Zeitraum 20092011 werden bei Benzo[b]flu-oranthen & Benzo[k]fluoranthen, Cadmium, 4,4DDT, der Summe DDT, Diuron, Isoproturon, Nonylphenol und Octylphenol vereinzelt Überschreitungen der Umweltqualitätsnorm festgestellt. Häufiger treten Überschreitungen der Umweltqualitätsnorm bei Benzo[g,h,i]perylen & Indeno[1,2,3cd]pyren, Hexa-chlorbenzol (Gesamtwasserprobe, Schutzgut: Biota) und TributylzinnKation auf. Die Umweltqualitätsnorm für die zulässige Höchstkonzentration wird 2009 bis 0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% 80% 90% 100% Phytoplankton Makrophyten / Phytobenthos Makrozoobenthos Fische %-Anteil an Fließstrecke Biologische Qualitätskomponente schlecht sehr gut gut mäßig unbefriedigend 0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% 80% 90% 100% StrömeOstseezuflüsse und SeeauslaufgeprägteTieflandflüsse (Typ 12, 15, 17)Tieflandbäche Mittelgebirgsflüsse Mittelgebirgsbäche Fließgewässer des Fließgewässer der Jungmoräne Fließgewässer der Alpen (Typ 1) Marschengewässer (Typ 22, 23) Fließgewässer (Typ 21) (Typ 11, 14, 16, 18, 19) (Typ 9, 9.1, 9.2) (Typ 5, 5.1, 6, 7) Alpenvorlandes (Typ 2, 4) des Alpenvorlandes (Typ 3) gutsehr gut mäßig unbefriedigend schlecht57Wasserwirtschaft in Deutschland2011 bei Cadmium, 4Nonylphenol, Benzo[a]pyren, Fluoranthen, Isoproturon, Hexachlorbenzol, Hexa-chlorcyclohexanen und Quecksilber vereinzelt und bei TributylzinnKation häufiger überschritten.Die Auswertungen der Daten zeigen, dass zur Überprü-fung der Umweltqualitätsnorm bei einigen Stoffen die Analytik noch verbessert werden muss (s. Kap. 2.2). An vielen Messstellen ist eine Überprüfung der Umweltqualitätsnorm auf Einhaltung für Stoffe wie TributylzinnKation nicht möglich, da die Bestim-mungsgrenze oberhalb der Umweltqualitätsnorm liegt. Bei Anwendung der Änderungen und Ergänzungen der UmweltqualitätsnormenRichtlinie (s. Kap. 4.2.3) sind bei Blei, Cybutryn und Terbutryn vereinzelt und bei Benzo[a]pyren, Fluoranthen, Nickel und Perfluo-roktansulfonsäure (PFOS) häufiger Überschreitungen festzustellen (s. Abb. 48). Die Umweltqualitätsnormen für die zulässige Höchstkonzentration werden bei Benzo[a]pyren, Bifenox, Cybutryn, Cypermethrin, Dichlorvos, Fluoranthen, Heptachlor, Heptachlorep-oxid und Perfluoroktansulfonsäure (PFOS) überschrit-ten. Für Hexabromcyclododecan (HBCDD), Dioxine (Umweltqualitätsnorm für Biota) und die bromierten Diphenylether (Umweltqualitätsnorm für Biota) kann derzeit noch keine Einschätzung zur Einhaltung der Umweltqualitätsnorm gegeben werden. Abbildung 47: Auswertung der Umweltqualitätsnorm (UQN) der Wasserphase (LAWAMessstellen, 20092011)Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser, 20121,2-Dichlorethan 4,4-DDT DDT, Summe 4-Nonylphenol Alachlor Anthracen Atrazin Benzo[a]pyren Benzo[b]fluoranthen+Benzo[k]fluoranthen Benzo[g,h,i]-perylen+Indeno[1,2,3-cd]-pyren Benzol BDEs Blei C10-C13 Cadmium Chlorfenvinphos Chlorpyrifos DEHP Dichlormethan Diuron Drine Endosulfan Fluoranthen HCHs Hexachlorbenzol (Biota) Hexachlorbutadien (Biota) Isoproturon Naphthalin Nickel para-tert-Octylphenol Pentachlorbenzol Pentachlorphenol Quecksilber *) Simazin Tetrachlorethen Tetrachlormethan Tributylzinn-Kation Trichlobenzole Trichlorethen Trichlormethan (Chloroform) Trifluralin 0 50 100 150 200Anzahl Messstellen*) Eine Auswertung der UQN für Biota liegt nicht vor. Überprüfung der UQN nicht möglich Einhaltung der UQN Überschreitung der UQN!" #!" $!!" $#!" %!!"1,2-Dichlorethan 4,4-DDTDDT, Summe 4-Nonylphenol Alachlor A thracen Atrazin Benzo[a]pyren Benzo[b]fluoranthen+Benzo[k]fluoranthen Benzo[g,h,i]-perylen+Indeno[1,2,3-cd]-pyren Benzol BDEs Blei C10-C13 Cadmium Chlorfenvinphos Chlorpyrifos DEHPDichlormethan Diuron Drine Endosulfan Fluoranthen HCHs Hexachlorbenzol (Biota) Hexachlorbutadien (Biota) Isoproturon Naphthalin Nickel para-tert-Octylphenol Pentachlorbenzol Pentachlorphenol Quecksilber *) Simazin Tetrachlorethen Tetrachlormethan Tributylzinn-Kation Trichlobenzole Trichlorethen Trichlormethan (Chloroform) Trifluralin &'()*+",-.../-++-'"01-232456'7"8-2"9:;"'<=*/">?7+<=*" @<'*)+/6'7"8-2"9:;" 01-2.=*2-A-+/16'8-.)>/"')=*"&'7)1-'"8-2"B6'8CDE'8-2)21--<'.=*)F"G)..-2H"%!$%"*) Eine Auswertung der UQN für Biota liegt nicht vor. 58 Wasserwirtschaft in DeutschlandAbbildung 48: Auswertung der Stoffe mit überarbeiteter Umweltqualitätsnorm (UQN) und der neu geregelten Stoffe (LAWAMessstellen, 20092011, Wasserphase)Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der LAWA Für die Stoffe der Anlage 7 der Oberflächengewässer-verordnung (s. Kap. 4.2.3) ist nach Oberflächenge-wässerverordnung § 4 eine Bestandsaufnahme der Emissionen, Einleitungen und Verluste durchzuführen. Nicht für alle dieser Stoffe wurden Einleitungen in die Gewässer gemeldet. Das macht deutlich, dass auch diffuse Quellen für Einträge der in der Umweltquali-tätsnormrichtlinie geregelten Stoffe verantwortlich sind (s.a. Kap. 5.2.3 und 5.2.4). Eine Übersicht über die direkten Einleitungen in die Gewässer, die an das Schadstofffreisetzungs und verbringungsregister (PRTR = Pollutant Release and Transfer Register) für das Jahr 2011 gemeldet wurden (genannt: Freisetzung in Wasser, s.a. Teil 1, Kapitel 5.1.2), gibt Tabelle 18.Tabelle 18: Meldungen für Freisetzung in Wasser für Stoffe der Oberflächengewässerverordnung Anlage 7, Berichtsjahr 2011Stoff Freisetzung in WasserEinheit1,2Dichlorethan 97,10 kg/aBenzol 209,00 kg/aBlei und Verbindungen 7291,40 kg Pb/aCadmium und Verbindungen 410,26 kg Cd/aDi(2ethylhexyl)phthalat (DEHP) 736,34 kg/aDichlormethan 126,90 kg/aDioxine und Furane 0,002582 kg TEQ/aDiuron 1,38 kg/aEndosulfan 3,00 kg/aFluoranthen 1,80 kg/aHexachlorbenzol (HCB) 1,50 kg/aHexachlorcyclohexan 5,82 kg/aIsoproturon 12,10 kg/aNickel und Verbindungen 27829,20 kg Ni/aNonylphenol und seine Ethoxylate201,40 kg/aOctylphenole und Octylphenolethoxylate33,93 kg/aPAK 34,80 kg/aQuecksilber und Verbindungen 166,31 kg Hg/aTrichlormethan 1079,30 kg/aQuelle: Umweltbundesamt nach Schadstofffreisetzungs- und -verbringungsregister (PRTR), Stand: 201350100150Anzahl Messstellen 0Überprüfung der UQN nicht möglichEinhaltung der UQNÜberschreitung der UQNAclinofenBifenoxCybutrynCypermethrinDichlorvosDicofolHeptachlorepoxidcis-HeptachlorepoxidPFOSQuinoxyfenTerbutrynBenzo[a]pyrenFluoranthenNaphthalinBlei, gelöstNickel, gelöstHeptachlor59Wasserwirtschaft in Deutschland6 Seen und Talsperren6.1 Grundlagen der Bewertung6.1.1 Seentypen Im Unterschied zu den Fließgewässern sind die Seen noch nicht umfassend biozönotisch typisiert worden. Die erarbeitete Typologie der deutschen Standgewäs-ser folgt einem Ansatz, der zunächst auf abiotischen Faktoren beruht. Für die Abgrenzung der einzelnen Seentypen wurden folgende Kriterien herangezogen: ▸ Ökoregion, ▸ Geologie, ▸ Seegröße, ▸ Einfluss des Einzugsgebietes und ▸ Schichtungseigenschaften (s. Tab. 19). In derzeit laufenden Forschungsvorhaben werden die spezifischen Referenzbiozönosen identifiziert (Kap. 6.1.2). Bei der Festlegung der Referenztrophie zeigte sich, dass es bei manchen Seentypen sinnvoll ist, Subtypen auf Basis der Phytoplanktonbewertung zu unterscheiden (s. Phytoplankton-Subtypen in Tabelle 24).Tabelle 19: Seentypen in DeutschlandÖkoregionen: Alpen und AlpenvorlandTyp 1: Voralpensee: kalkreich , relativ großes Einzugsgebiet , ungeschichtetTyp 2: Voralpensee: kalkreich, relativ großes Einzugsgebiet, geschichtet Typ 3: Voralpensee: kalkreich, relativ kleines Einzugsgebiet, geschichtetTyp 4: Alpensee: kalkreich, relativ kleines oder großes Einzugsgebiet, geschichtetÖkoregion: MittelgebirgeTyp 5: Mittelgebirgsregion: kalkreich, relativ großes Einzugsgebiet, geschichtetTyp 6: Mittelgebirgsregion: kalkreich, relativ großes Einzugsgebiet, ungeschichtetTyp 7: Mittelgebirgsregion: kalkreich, relativ kleines Einzugsgebiet, geschichtetTyp 8: Mittelgebirgsregion: kalkarm, relativ großes Einzugsgebiet, geschichtetTyp 9: Mittelgebirgsregion: kalkarm, relativ kleines Einzugsgebiet, geschichtetÖkoregion: Norddeutsches FlachlandTyp 10: Tieflandregion: kalkreich, relativ großes Einzugsgebiet, geschichtetTyp 11: Tieflandregion: kalkreich, relativ großes Einzugsgebiet, ungeschichtet, Verweilzeit > 30 d:Typ 12: Tieflandregion: kalkreich, relativ großes Einzugsgebiet, ungeschichtet, Verweilzeit < 30 dTyp 13: Tieflandregion: kalkreich, relativ kleines Einzugsgebiet, geschichtetTyp 14: Tieflandregion: kalkreich, relativ kleines Einzugsgebiet, ungeschichtetSondertypen (alle Ökoregionen)Sondertyp natürlicher Seen: z. B. Moorseen, StrandseenSondertyp künstlicher Seen: z. B. Abgrabungsseen (Bag-gerseen, Tagebaurestseen)1 kalkreiche Seen: Ca2+ ≥ 15 mg/l; kalkarme Seen: Ca2+ < 15 mg/l2 relativ großes Einzugsgebiet: Verhältnis der Fläche des oberirdischen Einzugsgebietes (mit Seefläche) zum Seevolumen (Volumenquotient VQ) > 1,5 m2/m3 ; relativ kleines Einzugsgebiet: VQ ≤ 1,5 m2/m33 ein See wird als geschichtet eingeordnet, wenn die thermische Schichtung an der tiefsten Stelle des Sees über mindestens 3 Monate stabil bleibtQuelle: Umweltbundesamt nach Anlage 1 Oberflächengewässerverordnung6.1.2 Biologische Qualitätskomponenten Für die Seenbewertung des ökologischen Zustands werden die biologischen Qualitätskomponenten Wir-bellosenfauna, Fischfauna und aquatische Flora he-rangezogen. Die Makrophyten und das Phytobenthos wurden zu einer Bewertungskomponente zusammen-gefasst. Das Phytoplankton stellt die zweite floristische Komponente dar. Zur Beschreibung des Zustandes der Organismengruppen werden die ermittelten vorkom-menden Arten und die Individuen jeder Art gezählt. Bei der Fischfauna wird zusätzlich die Altersstruktur der Population und beim Phytoplankton die Biomasse der Algen ermittelt. Die unterschiedlichen Organis-mengruppen mit ihren spezifischen Lebensrauman-sprüchen können ein breites Spektrum an unterschied-lichen Belastungsfaktoren wie Eutrophierung oder strukturelle Verarmung detektieren (s. Tabelle 20).60 Wasserwirtschaft in DeutschlandErgebnisse der Interkalibrierung Entsprechend dem Vorgehen bei den Fließgewässern (vgl. Kap. 5.1.2) wurden auch für Seen die Ergebnisse der nationalen Bewertungsverfahren in einem In-terkalibrierungsprozess miteinander verglichen und harmonisiert. Tabelle 21 gibt eine Übersicht über die Ergebnisse nach Abschluss der ersten (2005-2007) und zweiten (2008-2011) Interkalibrierungsphase. Es wurden die Ergebnisse, die sich auf die internati-onalen Interkalibrierungstypen beziehen, den deut-schen Seentypen zugeordnet. Bei der biologischen Qualitätskomponente Fische wurde bisher nur das Verfahren zur Bewertung der Seen im Alpenraum (SITE-Verfahren) interkalibriert. Die Interkalibrierung des Verfahrens für die norddeutschen Tieflandseen (TYPE-Verfahren) steht noch aus.6.1.3 Hydromorphologische Qualitätskomponenten Hydromorphologische Qualitätskomponenten der Seen sind der Wasserhaushalt und die Morphologie. Die hydromorphologischen Qualitätskomponenten werden für den Referenzzustand (= sehr guter Zustand) heran-Tabelle 20: Biologische Qualitätskomponenten zur Bewertung des ökologischen Zustandes von SeenBiologische QualitätskomponenteKurzbeschreibung des Bewertungsverfahren und zu erfassende Parameter Indizierte Belastungen Referenzliteratur GewässerfloraPhytoplankton (im Wasser freischwebende Algen)Phyto-See-Index (PSI) Parameter: Biomasse und Algenklassen; Phytoplankton-Taxa-Seen-Index (PTSI) und Profundal-Diatomeen-Index (DIPROF) Eutrophierung Mischke, U. & Nixdorf, B. (Hrsg.)(2008) Makrophyten (mit bloßem Auge erkennbare Wasser pflanze) und Phyto-benthos (auf Sub strat auf-wachsende Algenarten)PHYLIB Parameter: Artenzu sammensetzung, Arten-häufigkeit von Makro phyten und Phyto ben thos durch Referenzar ten, Störzeiger, Trophieindex (in Seen nur Untersuchung der Kieselalgen =Diatomeen) Eutrophierung, strukturelle DegradationSchaumburg et al. (2007) GewässerfaunaMakrozoobenthos (mit bloßem Auge erkennbare wirbel lose Tiere, die in oder auf der Gewäs sersohle leben)AESHNA (Seentypspezifi sche multi metrische Be wertungsmethode) Parameter: Artenzu sammensetzung, Arten häufigkeit, störungs empfindliche Arten, Di versitätstrukturelle DegradationBrauns, M., Böhmer, J, Pusch, M. (2010) , Miler, O., Brauns, M., Böhmer, J., Pusch, M. (2011 und 2013) Fische SITE-Verfahren (Be wertung von Seen im al-pinen Raum, Modellie rung der historischen Referenzgemeinschaft und der aktuellen Fisch-gemeinschaft für jeden See) TYPE-Verfahren (Be wertung von Seen im Nord-dt. Tiefland, seen typspezifische multi metrische Bewertungs methode, Verfahren im Praxistest) Parameter: Artenzu sammensetzung, Arten häufigkeit, AltersstrukturEutrophierung, strukturelle DegradationRitterbusch, D. & Brämick, U. (2010)Quelle: UmweltbundesamtTabelle 21: Ökologische Qualitätsquotienten der interka librierten nationalen Bewertungsverfahren Interkalibrierte nationale Einstufungssysteme (Biologische Qualitätskomponente bzw. Teilkomponente in Klammern)Interkalibrierter nationaler GewässertypÖkologische QualitätsquotientenGrenzwert sehr guter/ guter ZustandGrenzwert guter/mäßiger ZustandDELAFI_SITE – (Fische) 2, 3, 4 0,85 0,69AESHNA – (Eulitorales Makrozoobenthos) 2, 3, 4, 10, 11, 13 0,80 0,60PSI (Phyto-See-Index) – (Phytoplankton) 2, 3, 4, 10, 11, 13 0,80 0,60PHYLIB – (Makrophyten und Phytobenthos – Modul Makrophyten)2, 3, 4 0,76 0,5110, 11, 13 0,80 0,60PHYLIB – (Makrophyten und Phytobenthos – Module Makrophyten & Phytobenthos)2, 3 0,74 0,47PHYLIB – (Makrophyten und Phytobenthos – Modul Phytobenthos)10, 11, 13 0,80 0,55Quelle: Umweltbundesamt nach Beschluss 2013/480/EU61Wasserwirtschaft in Deutschlandgezogen, in den übrigen vier Klassen der ökologischen Klassifikation wird die hydromorphologische Degrada-tion über die Biologie erfasst (s. Kap. 4.2.1). Für die Qualitätskomponente „Morphologie“ wird aktuell eine bundesweit einheitliche Methode zur Erfassung und Bewertung der Uferstrukturen an na-türlichen Seen entwickelt. Dazu ist es notwendig, die biologisch wirksamen strukturellen Parameter zu iden-tifizieren, die momentan bei den bisher in Deutschland verwendeten Strukturgüte-Kartierungsmethoden erho-ben werden. Entscheidenden Einfluss auf die Ausgestaltung von Seeufern haben das anstehende Substrat, die seege-netisch bedingte Ufermorphologie und die Exposition gegenüber der erosiven Wellenwirkung. Auf Basis dieser Einflussfaktoren werden z. B. in Mecklenburg-Vorpommern die drei Seeufertypen Moränenufer, Sand ufer und Moorufer unterschieden. Bei der Kar-tierung werden insgesamt 19 verschiedene morpho-logische relevante Einzelparameter erhoben, getrennt nach den drei Gewässerbereichen Flachwasserzone, Ufer und Gewässerumfeld. Dabei werden in jedem Gewässerbereich Nutzungen, Schadstrukturen und besondere Strukturen kartiert, wobei sich die Gesamt-bewertung der Uferzone aus dem Mittelwert der Bewer-tung von Flachwasserzone, Ufer und Gewässerumfeld ergibt. Daneben gibt es ein von der Internationalen Gewässerschutzkommission für den Bodensee (IGKB) entwickeltes Uferbewertungsverfahren und das sogenannte „HMS-Verfahren“ (hydromorphologische Übersichtserfassung und Klassifizierung der Seeufer), die beide ihren Ursprung in der naturschutzfachlichen Bewertung von Seeufern haben.6.1.4 Allgemeine physikalisch-chemische Qualitätskomponenten In den vergangenen Jahrzehnten wurden Seen in Deutschland im Wesentlichen an Hand ihrer trophi-schen Situation bewertet, welche die Belastung mit Nährstoffen und die Reaktion der Planktonalgen auf dieses Nährstoffangebot beschreibt. Erhöhte Nähr-stofffrachten und -konzentrationen führen zu einer Steigerung der pflanzlichen Biomasseproduktion, insbesondere des Phytoplanktons. Phosphor spielt eine Schlüsselrolle als limitierender Faktor für die Primärproduktion des Phytoplanktons. Eine Quantifi-zierung der Auswirkungen erhöhter Nährstoffeinträge erfolgte erstmals durch Vollenweider 1975 und wurde im Rahmen einer OECD-Studie 1982 für verschiedene Gewässertypen getestet (s. Abb. 49).Abbildung 49: Wahrscheinlichkeitsverteilung der Trophieklassen eines Sees in Abhängigkeit vom Gesamt-phosphorgehalt (Jahresmittel werte) nach VollenweiderQuelle: Vollenweider 1979 Dieses Klassifikationssystem bildet die Grundlage für das Bewertungssystem der Seen in Deutschland, das 1999 von der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) veröffentlicht wurde. Auf der Grundlage dieser LAWA-Richtlinie erfolgt die Trophieeinstufung hauptsächlich anhand der Parameter Gesamtphosphor (TP) -Konzentration, Chlorophyll a und Sichttiefe (s. Tab. 22). Die Umsetzung der vorhandenen Nährstoffe in pflanz-liche Biomasse hängt außer von der Konzentration der Nährstoffe auch von der Seebeckengestalt und -lage und von der Hydro logie des Gewässers ab. So sind tiefe Seen mit stabiler sommerlicher Temperaturschich tung, Tabelle 22: Gesamtphosphor- und Chlorophyll a – Konzentration, Sichttiefe und Trophiegrade nach LAWA (1999) – Beispiel geschichtete SeenGesamtphosphor konzentration Frühjahr in µg P/lGesamtphosphor konzentration Sommer in µg P/lChlorophyll a in µg/l im EpilimnionSichttiefe [m] Trophiegrad≤ 11 ≤ 8 ≤ 3,0 ≥ 5,88 oligotroph> 11 - 58 > 8 – 45 > 3,0 – 9,7 < 5,88-2,40 mesotroph> 58 - 132 > 45 – 107 > 9,7 - 17 < 2,40 – 1,53 schwach eutroph> 132 - 295 > 107 – 250 > 17 - 31 < 1,53 – 0,98 hoch eutroph> 295 > 250 > 31 – 56 < 0,98 – 0,63 schwach polytroph> 500 > 500 > 56 - 100 < 0,63 – 0,40 hoch polytroph> 100 < 0,40 hypertrophQuelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), 199962 Wasserwirtschaft in Deutschlandkleinem Einzugsgebiet und geringem Wasseraustausch natürlicherweise gering pro duktiv (Referenzzustand ist oligotroph (= nährstoffarm)), während flache, ständig durch mischte Seen zu einer effektiveren Umsetzung von Nährstoffen (höhere Algenproduktion) neigen (Re-ferenzzustand ist eutroph (= nährstoffreich)). Das Be-wertungssystem der LAWA berücksichtigt dies, indem die Zuweisung einer Güteklasse anhand der Abwei-chung des tat sächlichen Trophiezustands vom potenzi-ell natürlichen Trophiezustand – dem Zustand, der sich ohne (weitere) anthropogene Einwirkung einstellen würde – erfolgt. Das 7- stufige Be wertungssystem mit Stufe 1 (keine Nährstoffbelastung) bis Stufe 7 (übermä-ßig hohe Nähr stoffbelastung) wurde zwischenzeitlich aufgrund neuerer biologischer Untersuchungsergeb-nisse in ein 8-stufiges System überführt (Auftrennung der Trophiestufe „mesotroph“) (s. Tab. 23).Tabelle 23: LAWA-Index 1999, Trophieklassen und AbkürzungenLAWAIndex Trophieklasse Abkürzung0,5 – 1,5 oligotroph o> 1,5 – 2,0 mesotroph 1* m1> 2,0 – 2,5 mesotroph 2 * m2> 2,5 – 3,0 eutroph 1 e1> 3,0 – 3,5 eutroph 2 e2> 3,5 – 4,0 polytroph 1 p1> 4,0 – 4,5 polytroph 2 p2> 4,5 hypertroph h* Zweiteilung der Trophiestufe mesotroph weicht vom Originalverfahren der LAWA (1999) ab, kann jedoch voraussichtlich mit biologischen Befunden differenziert und begründet werden. Die von der EU-Wasserrahmenrichtlinie geforderte Erfassung eines breiteren Spektrums von biologischen Indikatoren wird zukünftig eine differenziertere und umfassendere Bewertung der Seen ermöglichen. In Er-gänzung hierzu wurden für die verschiedenen Trophie-stufen für Gesamtphosphor Konzentrationsbereiche für die Referenz und den guten Zustand festgelegt (s. Tabelle 24). Die Einhaltung der Orientierungswerte insbesondere hinsichtlich Ge samtphosphor kann auf die biologischen Qualitätskomponenten Fische, Ma krophyten und Phytobenthos-Diatomeen und Ma-krozoobenthos eine positive Wirkung ausüben, muss jedoch nicht den “guten” Zustand für diese Biokompo-nenten herbeiführen, da die entsprechenden Bewer-tungsverfahren z. T. auf andere ökologisch wirksame Stressoren kalibriert sind.6.1.5 Messstellennetz für die Berichterstattung Für die EU-Nitrat-Richtlinie sowie für die Berichter-stattung an die Europäische Umweltagentur wurde in Deutschland das LAWA-Messstellennetz eingerichtet. Das LAWA-Messstellennetz der stehenden Gewässer umfasst derzeit 68 repräsentative Messstellen. Es handelt sich dabei um Überblicksüberwachungs-messstellen und Messstellen des operativen Mess-netzes (s. Kap. 4.3.1). Die Daten dieser Messstellen sind die Grundlage für die nachfolgend dargestellten Auswertungen in Kapitel 6.2.2.6.2 Zustandsbewertung6.2.1 Hydromorphologie Erdgeschichtlich sind Seen relativ kurzfristig bestehen-de Oberflächenformen. Die Seebeckenmorphologie ist unmittelbar mit der Genese des Sees verbunden und hat Einfluss auf den Stoffhaushalt des Gewässers. In tiefen Seebecken mit steilen Beckenflanken senkt das im Vergleich zum Tiefenwasser geringe Volumen des Oberflächenwassers die Produktivität (Oligotrophie), da der Abbauprozess im Tiefenwasser die Produktion von organischer Substanz im Oberflächenwasser überwiegt. Diese Beckenform ist beispielsweise für Maarseen der Eifel charakteristisch. Für Seebecken mit ausgedehnten Flachwasserbereichen ist hingegen eine hohe Produktivität (Eutrophie) typisch. Nicht zuletzt kann auch die Korngröße der Sedimente die Beckenform beeinflussen. Feinkörnige, tonige Sedi-mente können sehr standfest sein und die Ausbildung steiler Hänge begünstigen, wohingegen grobkörnige Sedimente, wie Sand oder Kies zu flachen Böschungs-neigungen führen. Auch die unmittelbare Ufergestalt wird durch die Beckengenese und die anstehenden Sedimente geprägt. Abbildung 50: Morphologisch wirksame Eingriffe in den Uferbereich, wie Bade- und Anlegestellen können die Gewässerbiologie beeinflussenQuelle: Umweltbundesamt Die grundlegende Beziehung zwischen Beckenmor-phologie und Produktivität von Seen ist jedoch durch die Urbanisierung und landwirtschaftliche Nutzung im Einzugsgebiet und dem damit verbundenen Nähr-stoffeintrag in das Gewässer gestört, so dass viele Seen beschleunigt eutrophieren. Weniger bekannt sind die Auswirkungen der hydrologischen und der morphologischen Veränderungen in der Seeuferzone auf die Lebensräume von Makrozoobenthos (wirbel-lose Tiere des Gewässerbodens), Wasserpflanzen, Fischen und Wasservögeln. Zu den für Seen relevanten hydromorphologischen Belastungen gehören auch 63Wasserwirtschaft in DeutschlandVeränderungen des Wasserregimes durch Regulierung und Wasserentnahmen. Die hydromorphologischen Qualitätskomponenten (s. Kap. 6.1.3) Wasserhaushalt (Wasserstandsdynamik, Wassererneuerungszeit, Verbindung zum Grundwasserkörper) und die morpho-logischen Bedingungen (Tiefenvariation, Struktur und Substrat des Gewässerbodens, Struktur der Uferzone) wirken für einen guten Zustand der Gewässerbiologie unterstützend. Die Erfassung der hydromorphologischen Belastun-gen der Seen in Deutschland erfolgte im Rahmen der Bestandsaufnahme der Belastungen nach Art. 5 der EU-Wasserrahmenrichtlinie. Die Belastungen wurden anhand folgender Merkmale ermittelt: ▸ anthropogene Beeinflussung des Wasserstandes, ▸ Veränderungen der Uferstruktur (Verbau, Anschüttungen, Uferneigung), ▸ Veränderungen der strukturellen Verhältnisse (Nutzung, Bebauung) im näheren Seeumfeld, ▸ Fehlen von Gewässerrandstreifen als Pufferzone zwischen Umland und See. Veränderungen der Uferstruktur sind für den ökolo-gischen Zustand eines Sees von Bedeutung, wenn sie wesentliche Anteile der Uferlänge betreffen. Von einer Gefährdung des guten ökologischen Zustands wird ausgegangen, wenn 70 % der Uferlänge ohne gewäs-sertypische Ausprägung sind. Für die Seen in Deutsch-land wurde festgestellt, dass die Nährstoffeinträge in das Gewässer gravierender für die Zielerreichung sind, als die hydromorphologischen Belastungen. Im Rahmen einer Strukturkartierung der Seen in Mecklen-burg-Vorpommern wurde fast eine Drittel der Seeufer der Strukturklasse 2 (bedingt naturnah) und fast die Hälfte der Klasse 3 (mäßig beeinträchtigt) zugeordnet. Bei einem hohen Verbauungsgrad der Ufer kann es möglicherweise auch bei sehr guter Wasserqualität zu ökologischen Defiziten kommen. Ein Beispiel dafür ist der Bodensee. Am baden-württembergischen Teil des Obersees sind 39 % der Uferlänge naturfremd oder naturfern, 20 % beeinträchtigt und 41 % natürlich oder naturnah. Der gute ökologische Zustand der Flachwasserzone ist dadurch gefährdet. Derzeit existiert in Deutschland keine einheitliche, d. h. für alle Seentypen gültige Kartierungs- und Klas-sifizierungsmethode der Strukturgüte. Aus diesem Grund gibt es, im Gegensatz zu Fließgewässern, auch keine flächendeckende Kartierung hydromorphologi-scher Kenngrößen an Seen. Aktuelle Forschungsvor-haben sollen dieses Defizit beseitigen. In einem ersten Tabelle 24: Klassen-Grenzbereiche des sehr guten (Referenz) und des guten ökologischen Zustands für den Parameter Gesamtphosphor (Mittelwert der Vegetationsperiode). Die aufgeführten Werte sind teils vorläufig und werden in aktuell laufenden Forschungsvorhaben validiert.ÖkoregionLAWA Seentyp (Mathes et al. 2002)Phytoplank tonSeenSubtypen oder TypgruppenMaximaler Trophiestatus im Referenzzustand (LAWATrophieindex)Grenzbereiche Gesamtphosphor – Saisonmittel (µg/l)Obergrenze Referenz zustandObergrenze guter ZustandVoralpen 1 1 mesotroph 1 (1,75) (10-15) (20-26)Voralpen 2, 3 2+3 mesotroph 1 (1,75) 10-15 20-26Alpen 4 4 (sehr) oligotroph (1,25) 6-8 9-12Mittelgebirge 5, 7,8, 9 7+9*** mesotroph 1 (1,5) 8-12 14-20Mittelgebirge 6 6.1 mesotroph 2 (2,25) 18-25 30-45Mittelgebirge 6 6.2 mesotroph 2 (2,5) 25-35 35-50Mittelgebirge 6 6.3 eutroph 1 (2,75) 30-40 45-70Mittelgebirge 5,7,8, 9 5+8*** oligotroph (1,75) 9-14 18-25Tiefland 10 10.1 mesotroph 1 (2,0) 17-25 25-40Tiefland 10 10.2 mesotroph 2 (2,25) 20-30 30-45Tiefland 11 11.1 mesotroph 2 (2,5) 25-35 35-45Tiefland 11 11.2* eutroph 1 (2,75) 28-35 35-55Tiefland 12 12** eutroph 1 (3,50) 40-50 60-90Tiefland 13 13 mesotroph 1 (1,75) 15-22 25-35Tiefland 14 14 mesotroph 2 (2,25) 20-30 30-45* Im sehr flachen Seentyp 11.2 (IC-Typ LCB 2) können im Referenzzustand und in weitgehend unbelasteten Seen Phosphorrücklösungsprozesse zu deutlich höheren Konzentrationen führen.** Flussseen mit hoher Retentionsleistung (z. B. Seen am Beginn einer Seenkette) können sehr hohe Trophiezustände im Referenzzustand aufweisen, welche z. T. weit in den eutrophen Status hineinreichen. Die Gesamtphosphorkonzentrationen (TP) können in diesen Seen zwischen 40 und rund 100 µg/l im Saisonmittel liegen.*** In stark durch Huminstoffe geprägten Seen können höhere TP-Werte insbesondere durch degradierte Moore im Einzugsgebiet auftreten. Auch können eine durch die Braunfärbung bedingte Lichtlimitierung und ein erhöhter Gehalt an gelösten organischen Stoffen (DOC) fakultativ heterotrophe Phytoplanktonarten stark fördern. Unter diesen Bedingungen wird die P-Limitierung des Phytoplanktons unterlaufen und es können in Einzelfällen trotz niedriger TP-Konzentrationen höhere Phytoplanktonbiomassen auftreten.Quelle: Riedmüller et al. (2009, 2013)64 Wasserwirtschaft in DeutschlandSchritt soll ein bundesweit einheitliches Übersichtsver-fahren zur uferstrukturellen Gesamtseeklassifizierung entwickelt werden. Darüber hinaus sollen biologisch wirksame Strukturgüteparameter herausgearbeitet werden, die in enger Beziehung zu den die Struktur indizierenden Biokomponenten Makrozoobenthos und Makrophyten stehen. Damit soll eine Nutzung typspezifischer hydromorphologischer Kenngrößen als unterstützendes Kriterium für die Bewertung des ökologischen Zustands oder ggf. Potenzials ermöglicht werden.6.2.2 Nährstoff- und Trophiezustand der Seen Das größte Problem der Seen in Deutschland stellt nach wie vor der übermäßige Nährstoff eintrag und die daraus folgende Eutrophierung (Überdüngung) der Seen dar. Hohe Konzen trationen der Nährstoffe Phosphor und Stickstoff können in stehenden Ge-wässern ein verstärk tes Algenwachstum bewirken. Mögliche negative Folgewirkungen sind eine starke Wassertrü bung, Sauerstoffdefizite, Fischsterben, Ein-schränkungen bei der Aufbereitung von Trinkwas ser und allergische Reaktionen bei Badenden. Der für die Algenentwicklung limitierende Nährstoff ist meistens Phosphor. In Seen kann im Hochsommer jedoch auch eine Stick stofflimitation auftreten. Unter diesen Bedingungen können sich Massenentwicklungen von Blaualgen einstellen, die in der Lage sind, Stickstoff aus der Luft aufzunehmen. Durch verbes serte Klärtech-nik und die Ein führung phosphatfreier Waschmittel, hat der Einfluss von Abwasser als Belastungsursache in den letzten Jahrzehnten erheblich abge nommen. In den nachfolgenden Abbildungen sind die Jahreskon-zentrationen von Chlorophyll, Nitrat und Phosphor für ausgewählte Seen dargestellt. Beispiele für eine deutliche Verringerung der Phos-phorkonzentrationen durch verbesserte Klärtechnik sind die Alpen- und Voralpenseen: Im Bodensee stieg die Konzentration von Gesamt-phosphor von 1960 bis 1980 auf nahezu die fünffache Konzentration an, die Biomasse der Planktonalgen vervierfachte sich im gleichen Zeitraum. Durch abwas-sertechnische Maßnahmen und durch die Einführung von phosphatfreien Waschmitteln sind die Phosphor-konzentrationen seitdem deutlich gesunken, sie liegen heute unter dem für Gesamtphosphor formulierten Grenzbereich (s.a. Wasserwirtschaft in Deutschland, Teil 1). Der bis ca. 1950 nährstoffarme Starnberger See zeigte Mitte bis Ende der 1960er Jahre durch Abwassereinlei-tung eine zuneh mende Nährstoffbelastung. Die in den 1970er Jahren in zwei Stufen errichtete Ringkanalisati-on brachte eine Nährstoffentlastung. Weitere Bemühun-gen richten sich auf die Verminderung des Eintrags aus der Landwirtschaft durch Extensivierung. Die seeinter-nen Phosphorkonzentrationen verringerten sich wegen der langen Auf enthaltszeit erst etwa Mitte der 1980er Jahre deutlich, bis Ende der 1990er Jahre fiel die Ge-samtphosphorkonzentration auf unter 10 µg/l.Abbildung 51: Starnberger See (Jahresmittelwerte 1982-2011, Chlorophyll-a, Nitrat-N und Phosphor)Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Bayerischen Landesamtes für Wasserwirt schaft Der Chiemsee zeigt eine ähnliche Entwicklung wie der Starnberger See (Abb. 52). Der drittgrößte See Deutschlands, hat aber im Gegensatz zum Starnberger See nur eine relativ kurze Retentionszeit von einem Jahr. Aufgrund der guten Durchmischung des Was-serkörpers und dessen geringer Tiefe verbesserte sich die Nährstoffsituation schnell. Bis Ende der 1980er Jahre wurden Abwässer in den See geleitet. Durch Verbesserung der Klärtechnik und die Errichtung einer Ringkanalisation konnte der See in einen schwach eutrophen Zustand übergehen. Heute befindet sich der See im Übergang zum mesotrophen Zustand. Wie beim Starnberger See ist Phosphor der limitierende Faktor.0510152025303540450,070,1050,140,1750,210,2450,280,315μg/lmg/l* P-Konzentration halbe Bestimmungsgrenze JahrNitrat-N (mg/l) Gesamt-P (µg/l)Chlorophyll-A (µg/l)0,0350Abbildung 52: Chiemsee (Jahresmittelwerte 1982-2011, Chlorophyll-a, Nitrat-N und Phosphor)Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Bayerischen Landesamtes für Wasserwirt schaft010203040506070809010000,070,140,210,280,350,420,490,560,630,719831984* 19851986* 198719881989* 1990* 1991* 1992* 199319941995* 1996199719981999* 20002001* 200220032004200520062007* 200820092010μg/lmg/l* P-Konzentration halbe Bestimmungsgrenze JahrNitrat-N (mg/l) Gesamt-P (µg/l)Chlorophyll-A (µg/l)65Wasserwirtschaft in Deutschland Auch in einigen Seen der Mittelgebirge, sind in den letzten Jahren Verbesserungen erkennbar, wie an den Beispielen Brombachsee (Abb. 53) und Eder-talsperre (Abb. 54) deutlich wird. Der Brombachsee, ein Stausee in der Fränkischen Seenlandschaft, ist phosphorlimitiert. 1994 wurde eine Kläranlage nahe dem Brombachsee errichtet und eine Ringkanalisation gebaut, um zu verhindern, dass ungeklärte Abwässer in den See gelangen. Der Zustand des Sees verbesserte sich in den letzten zehn Jahren deutlich. Die Nitrat-konzentration liegt heute etwa bei 0,15 mg N/l im Jahresdurchschnitt. Der See ist heute ein wichtiges Naherholungsgebiet für den Ballungsraum Nürnberg und dient dem Hochwasserschutz im Altmühltal. Die Edertalsperre, ein Stausee in Hessen, wird zur Wasserbereitstellung für den Mittellandkanal und die Oberweser sowie als Naherholungsgebiet und zur Stromerzeugung genutzt. Auch in dieses Gewässer ge-langten lange Zeit Abwässer und Einträge der angren-zenden landwirtschaftlichen Flächen. Die Nitratkon-zentration liegt unverändert hoch bei durchschnittlich 2,2 mg/l. Die Seen des Norddeutschen Tieflands, insbesondere in den neuen Bundesländern, wurden durch Nähr-stoffeinträge infolge unzureichender Abwassertechnik sowie durch diffuse Einträge aus der Landwirtschaft in der Vergangenheit stark belastet. Der Einfluss von Abwasser als Eutrophierungsursache hat allerdings in den letzten Jahren erheblich abgenommen. Die Abbildungen 55 und 56 zeigen die Verhältnisse im Kumme-rower und im Plauer See. Beide Seen sind Flachseen mit einer mittleren Tiefe von 6 Metern (Plauer See) bzw. 8 Metern (Kummerower See) und besitzen eine kurze Retentionszeit. In den großen Einzugsgebieten von je rund 1.200 km² dominiert die landwirtschaftliche Nutzung. Die seit den 1970er Jahren im Plauer See betriebene Forellen-Abbildung 53: Brombachsee (Jahresmittelwerte 2000-2011, Chlorophyll-a, Nitrat-N und Phosphor)Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Bayerischen Landesamtes für Wasserwirt schaft01020304050607080902000* 20012002* 2003* 2004* 2005* 200620072008*2 200920102011μg/l*2 N-Konzentration halbe Bestimmungsgrenze** N- und P-Konzentration halbe BestimmungsgrenzeJahrNitrat-N (mg/l) Gesamt-P (µg/l)Chlorophyll-A (µg/l)00,070,140,210,280,350,420,490,560,63mg/lAbbildung 54: Edertalsperre (Jahresmittelwerte 2000-2010, Chlorophyll-a, Nitrat-N und Phosphor)Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Hessischen Landesamtes für Umwelt und Geologie020406080100120140160180200220240260280300320340200020012002200320042005° 2006 ° 2007° 2008° 20092010μg/l00,140,280,420,560,70,840,981,121,261,41,541,681,821,962,12,242,38mg/l° gemittelte P-Konzentration JahrNitrat-N (mg/l) Gesamt-P (µg/l)Chlorophyll-A (µg/l)Abbildung 55: Kummerower See (Jahresmittelwerte 2000-2011, Chlorophyll-a, Nitrat-N und Phosphor)Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Landesamtes für Umwelt, Naturschutz und Geologie MecklenburgVorpommern02040608010012014016018000,140,280,420,560,70,840,981,121,26200020012002200320042005200620072008200920102011μg/lmg/lJahrNitrat-N (mg/l) Gesamt-P (µg/l)Chlorophyll-A (µg/l)Abbildung 56: Plauer See (Jahresmittelwerte 2000-2011, Chlorophyll-a, Nitrat-N und Phosphor)Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Landesamtes für Umwelt, Naturschutz und Geologie MecklenburgVorpommern051015202520354045505560657075199719992000200120022003200420052006** 200720082009* 20102011μg/l0,000,070,140,220,290,360,430,50mg/l*2 N-Konzentration halbe Bestimmungsgrenze** N- und P-Konzentration halbe BestimmungsgrenzeJahrNitrat-N (mg/l) Gesamt-P (µg/l)Chlorophyll-A (µg/l)66 Wasserwirtschaft in Deutschlandzucht trug mit zur Eutrophierung des Sees bei. Heute ist der Plauer See stickstofflimitiert. Die Oberhavel (Abb. 57) ist ein seeartige Erweiterung der Havel in Berlin, die den Abfluss des Tegeler Sees aufnimmt. Aufgrund starker Eutrophierung des Tegeler Sees durch Rieselfeldabwässer in den 1970ern und 1980er Jahren, erreichte die Oberhavel noch in der darauffolgenden Dekade hohe Phosphorkonzentratio-nen. Die in den 1980er Jahren eingerichtete Phosphat-fällung des Zuflusses zum Tegeler See (Tegeler Fließ) verbesserte die Verhältnisse in Tegeler See und Havel erheblich. Die 1995 installierte Tiefenbelüftung im Tegeler See führte dann Ende der 1990er Jahre eher zu einer Verschlechterung der Gesamtphosphorgehalte, da durch die Umwälzung im Tiefenwasser des Sees während des Sommers festgehaltene Phosphate nun im See verteilt wurden. Die Stickstoffbelastung verbesserte sich in den letzten 15 Jahren und liegt heute bei durch-schnittlich 0,7 mg/l. Der See ist phosphorlimitiert. Der Zeuthener See (Abb. 58), an der Landesgrenze zwischen Berlin und Brandenburg, ist ein stickstoffli-mitierter Flachsee. Es handelt sich um einen nährstoff-reichen, polytrophen See mit einer hohen Phytoplank-tonproduktion. Die geringen Nitrat- Werte von 0,7 mg/l sind auf die Limitierung des Stickstoffs zurückzufüh-ren. Der Referenzzustand des Sees ist eutroph. Auch im Schweriner See (Abb. 59) wurde seit 1994 durch die Ableitung der Abwässer der Stadt Schwerin aus dem Ein zugsgebiet des Sees sowie durch eine verbesserte Abwas serbe handlung einiger Anlieger ge-meinden die Phosphorbela stung reduziert. Die Eutro-phierungserscheinungen des Sees, der in Hochphasen Phosphorkonzentrationen im Milligrammbereich aufwies, umfassten neben akuten Sauerstoffproblemen mit Schwefelwas serstoffbildung im Tiefenwasser das regelmäßige Auftreten von Blaualgenblüten, das Aus-sterben sauerstoffliebender Fische, teilweise akute Fischsterben und das Auftreten von fädi gen Grünalgen im Uferbereich. Insgesamt ist der Zustand des Schweri-ner Sees heute immer noch instabil. Abbildung 57: Oberhavel (Jahresmittelwerte 1991-2011, Chlorophyll-a, Nitrat-N und Phosphor)Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der Senatsverwaltung für Stadtentwicklung und Umwelt Berlin010203040506070801991 1992 1993 1994 1995 1996 * 1997 * 1998 1999 2000 * 2001 * 2002 2003 2004 * 2005 * 2006 * 2007 * 2008 * 2009 * 2010 2011μg/l00,20,40,60,811,21,41,61,82mg/lJahrNitrat-N (mg/l) Gesamt-P (µg/l)Chlorophyll-A (µg/l)Abbildung 58: Zeuthener See (Jahresmittelwerte 1992-2011, Chlorophyll-a, Nitrat-N und Phosphor)Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben der Senatsverwaltung für Stadtentwicklung und Umwelt Berlin02040608010012014016018020022024026028030019921993199419951996199719981999200020012002200320042005200620072008200920102011μg/l00,140,280,420,560,70,840,981,121,261,41,541,681,821,962,1mg/lJahrNitrat-N (mg/l) Gesamt-P (µg/l)Chlorophyll-A (µg/l)Abbildung 59: Schweriner See (Jahresmittelwerte 1998-2011, Chlorophyll-a, Nitrat-N und Phosphor)Quelle:Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Landesamtes für Umwelt, Naturschutz und Geologie MecklenburgVorpommern05101520253000,050,10,150,20,250,30,350,40,451998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 * 2008 2009 2010 2011μg/lmg/lJahrNitrat-N (mg/l) Gesamt-P (µg/l)Chlorophyll-A (µg/l)67Wasserwirtschaft in DeutschlandDer zweitgrößte See Deutschlands, die Müritz in der Mecklenburger Seenplatte, ist ebenfalls stickstofflimi-tiert. Die hohen Phosphorkonzentrationen, verursacht durch Einleiten von Abwässern und intensiver Land-wirtschaft in der Vergangenheit, verbesserten sich seit den 1980er Jahren und sind aktuell weiter rückläufig. Heute wird die Müritz als mesotroph bis schwach eutroph eingestuft, wobei in den Buchten noch immer hohe Nährstoffkonzentrationen gemessen werden. Es ist davon auszugehen, dass in den Seesedimenten noch große Mengen an Phosphor gebunden sind, die bei abnehmender Sauerstoffkonzentration wieder frei gesetzt werden können. Trotz vielerorts immer noch hoher Nährstoffbelastung in den Tieflandseen, zeigte sich durch die verbesserte Abwasserbehandlung in den letzten Jahren bereits eine deutliche Reduzierung der Phosphorkonzentrationen. Zukünftig müssen Maßnahmen zur Verringerung der Eutrophierung vor allem die diffusen Nährstoffeinträge aus der Landwirtschaft reduzieren. Bei einigen Seenty-pen wird dabei aber nur durch zusätzliche seeinterne Restaurierungsmaßnahmen eine Verringerung des Tro-phieniveaus möglich sein. Solche seeinternen Maßnah-men (Tiefenwasserbelüftung, Sedimentbehandlung, Calcitfällung und andere) sind jedoch nur sinnvoll, wenn vorher die Nährstoffeinträge aus dem Einzugsge-biet drastisch reduziert werden. Eine Übersicht über die Trophiebewertung ausge-wählter Seen seit 1990 wird in der folgenden Tabelle (Tab. 25) gezeigt. Dabei wird die Abstufung des Ist-Zustandes zum Referenzzustand farblich entsprechend der Legende dargestellt. Die Beurteilung zeigt, dass fast bei allen Seen der Ist-Zustand mindestens eine Trophiestufe höher liegt als der Referenzzustand. Die Zusammenstellung zeigt aber auch, dass die Tro-phiebewertung anhand von Daten eines Jahres den bio-logischen Gewässerzustand nur in Teilen widerspiegelt. So deuten beispielsweise in der Müritz und im Plauer See die starken Schwankungen bei den meisten Para-metern und die von Jahr zu Jahr sehr unterschiedlichen Phyto- und Zooplanktonsukzessionen darauf hin, dass sich diese Seenökosysteme in einem von Jahr zu Jahr variierenden Zustand befinden. Tagebauseen haben aufgrund ihrer Seebeckenmor-phologie (große Tiefe, steile Ufer, großes Verhältnis Hypolimnion/Epilimnion) im Allgemeinen günstige Voraussetzungen für die Entwicklung zu klaren, nähr-stoffarmen Seen. Bei der Entwicklung der Restlöcher zu Seen wird die Flutung mit Fremdwasser aus Flüssen gegenüber der Füllung mit aufsteigendem Grundwas-ser aus verschiedenen Gründen meist bevorzugt. Durch eine schnelle Flutung verringert sich die Gefahr von Rutschungen, insbesondere des Setzungsfließens, im Bö schungsbereich der Tagebauseen. Das Wasserdefizit der gesamten Braunkohlefolgelandschaf ten, insbeson-dere das des Grundwasserhaushalts (s. Kap. 3.2), soll durch Flutung der Restlöcher mit Oberflächenwasser schneller ausgeglichen werden. Qualitätsanforderun-gen an das Flutungswasser sollen eine übermäßige Eutrophierung des Tagebausees vermeiden. Von der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) sind in Zusammenarbeit mit dem Um weltbundesamt Empfeh-lungen für Qualitätsanforderungen für Tagebauseen sowie ihre Zu- und Abflüsse erarbeitet worden (LAWA-Broschüre „Tagebaurestseen – Anforderungen an die Wasserqualität“, 2001).Abbildung 60: Müritz (Jahresmittelwerte 1997-2011, Chlorophyll-a, Nitrat-N und Phosphor)Quelle: Zusammenstellung des Umweltbundesamtes nach Angaben des Landesamtes für Umwelt, Naturschutz und Geologie MecklenburgVorpommern010203040506070809010011000,070,140,210,280,350,420,490,560,630,70,7719971998*2 1999*2 200020012002200320042005200620072008** 2009** 2010** 2011mg/l μg/l*2 N-Konzentration halbe Bestimmungsgrenze** N- und P-Konzentration halbe BestimmungsgrenzeJahrNitrat-N (mg/l) Gesamt-P (µg/l)Chlorophyll-A (µg/l)68 Wasserwirtschaft in DeutschlandTabelle 25: Trophiebewertung ausgewählter Seen DeutschlandsTrophiebewertung ausgewählter Seen DeutschlandsTrophieSee Referenz 1990 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011Ammersee oligotroph m m m m m m m m m m m m m m m m m mArendsee oligotroph - - e1 e1 e1 e1 e1 e1 e1 e2 e2 e2 e2 e2 e1 e2 e1 e1Bodensee oligotroph m m m m m m m m m m m m m m m m m mBrombachsee oligotroph - - - - - - m m m m m m m m m m m mChiemsee oligotroph e1 m m m m m m o m o m m m m m m m mDobersdorfer See mesotroph e2 - - - - p1 e2 e2 p1 e2 e2 e2 e2 e2 - - - -Edertalsperre oligotroph - - - - - - m m m m m m e1 e1 e1 m m mGoitzschesee oligotroph - - - - - - - - - - - - - - m m o oGroßer Müggelsee mesotroph p1 e1 e1 e1 e2 e2 e1 e2 e1 e2 e1 e2 e1 e1 e1 e1 e1 e1Großer Plöner See oligotroph - - - - e1 e1 m e1 e1 m m m m m m - - -Kochelsee oligotroph - - - - - - o m - m - - - o - - - -Königssee oligotroph - - - - - - o - - - - - - - - - - -Kummerower See mesotroph - - - - e1 e2 e2 e1 p1 e2 e2 e2 e2 e2 - - - -Laacher See oligotroph e1 e1 e1 e1 e1 e1 - - - - - m - - m - m mLangbürgner See oligotroph - - - - - - - - - - - o - - - - - -Muldestausee mesotroph - - - - - - - - e2 e2 e1 e2 e1 m e1 m m mMüritz (Außenmüritz) mesotroph - - - m e1 m m m m m m m m m m - - -Müritz (Binnenmüritz) mesotroph - - - m e1 m m m m m m m m m m - - -Oberhavel schwach eutroph - - - - - - - - - - - - e2 e2 e2 e2 e2 e2Ostersee oligotroph - - - - - - - m - - o - - - m - - -Plauer See mesotroph - - - e1 m m m m m m m m m m m - - -Rappbodetalsperre oligotroph - - - - - - - - e1 e1 m m m m m m m mSacrower See mesotroph - e1 e1 e1 e1 e1 e2 e1 e1 e2 e1 e1 e1 e1 e1 - - -Scharmützelsee mesotroph - e2 e2 e2 e2 e1 m e1 e2 m m m m m m - - -Schweriner See (Außensee) mesotroph - - - - e1 e1 p1 e1 e2 e2 e2 e1 e1 e1 e1 - - -Schweriner See (Innensee) mesotroph - - - - e1 e1 e1 e1 e2 e2 e2 e1 e1 e1 e1 - - -Staffelsee oligotroph - - - - - - m m - - m - - m - - m mStarnberger See oligotroph m m m m m m m o m m o o m o o o o oStechlinsee oligotroph - - o o o o o o o o o o o o o - - -Steinhuder Meer schwach eutroph p2 p2 p2 p2 p2 e2 e2 e1 e1 p2 p1 - - - - - - -Tegernsee oligotroph - - - - - - o - - - - - - - o - - -Unterbacher See mesotroph - - - e1 e1 e1 e1 e1 e1 e1 e1 e1 e1 e1 e1Walchensee oligotroph - - - - - - o o - o - - o - o - - -Wörthsee oligotroph - - - - - - o m m m - o - - o - - -Zeuthener See schwach eutroph - - - - - - e2 e2 e2 e2 e2 e2 e2 e2 e2 e2 e2 e2Referenz zustand 1) oligotroph (o)mesotroph (m)schwach eutroph (e1)hoch eutroph (e2)schwach polytroph (p1)hoch polytroph (p2)hypertroph (h)oligotrophmesotrophschwach eutrophhoch eutrophschwach polytroph1) hoch polytrophe und hypertrophe Zustände entstehen erst durch menschlichen Einfluss und kommen daher als Referenzzustand nicht vorQuelle: Umweltbundesamt, eigene Zusammenstellung nach Angaben der Bundesländer 201269Wasserwirtschaft in DeutschlandTabelle 25: Trophiebewertung ausgewählter Seen DeutschlandsTrophiebewertung ausgewählter Seen DeutschlandsTrophieSee Referenz 1990 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011Ammersee oligotroph m m m m m m m m m m m m m m m m m mArendsee oligotroph - - e1 e1 e1 e1 e1 e1 e1 e2 e2 e2 e2 e2 e1 e2 e1 e1Bodensee oligotroph m m m m m m m m m m m m m m m m m mBrombachsee oligotroph - - - - - - m m m m m m m m m m m mChiemsee oligotroph e1 m m m m m m o m o m m m m m m m mDobersdorfer See mesotroph e2 - - - - p1 e2 e2 p1 e2 e2 e2 e2 e2 - - - -Edertalsperre oligotroph - - - - - - m m m m m m e1 e1 e1 m m mGoitzschesee oligotroph - - - - - - - - - - - - - - m m o oGroßer Müggelsee mesotroph p1 e1 e1 e1 e2 e2 e1 e2 e1 e2 e1 e2 e1 e1 e1 e1 e1 e1Großer Plöner See oligotroph - - - - e1 e1 m e1 e1 m m m m m m - - -Kochelsee oligotroph - - - - - - o m - m - - - o - - - -Königssee oligotroph - - - - - - o - - - - - - - - - - -Kummerower See mesotroph - - - - e1 e2 e2 e1 p1 e2 e2 e2 e2 e2 - - - -Laacher See oligotroph e1 e1 e1 e1 e1 e1 - - - - - m - - m - m mLangbürgner See oligotroph - - - - - - - - - - - o - - - - - -Muldestausee mesotroph - - - - - - - - e2 e2 e1 e2 e1 m e1 m m mMüritz (Außenmüritz) mesotroph - - - m e1 m m m m m m m m m m - - -Müritz (Binnenmüritz) mesotroph - - - m e1 m m m m m m m m m m - - -Oberhavel schwach eutroph - - - - - - - - - - - - e2 e2 e2 e2 e2 e2Ostersee oligotroph - - - - - - - m - - o - - - m - - -Plauer See mesotroph - - - e1 m m m m m m m m m m m - - -Rappbodetalsperre oligotroph - - - - - - - - e1 e1 m m m m m m m mSacrower See mesotroph - e1 e1 e1 e1 e1 e2 e1 e1 e2 e1 e1 e1 e1 e1 - - -Scharmützelsee mesotroph - e2 e2 e2 e2 e1 m e1 e2 m m m m m m - - -Schweriner See (Außensee) mesotroph - - - - e1 e1 p1 e1 e2 e2 e2 e1 e1 e1 e1 - - -Schweriner See (Innensee) mesotroph - - - - e1 e1 e1 e1 e2 e2 e2 e1 e1 e1 e1 - - -Staffelsee oligotroph - - - - - - m m - - m - - m - - m mStarnberger See oligotroph m m m m m m m o m m o o m o o o o oStechlinsee oligotroph - - o o o o o o o o o o o o o - - -Steinhuder Meer schwach eutroph p2 p2 p2 p2 p2 e2 e2 e1 e1 p2 p1 - - - - - - -Tegernsee oligotroph - - - - - - o - - - - - - - o - - -Unterbacher See mesotroph - - - e1 e1 e1 e1 e1 e1 e1 e1 e1 e1 e1 e1Walchensee oligotroph - - - - - - o o - o - - o - o - - -Wörthsee oligotroph - - - - - - o m m m - o - - o - - -Zeuthener See schwach eutroph - - - - - - e2 e2 e2 e2 e2 e2 e2 e2 e2 e2 e2 e2Referenz zustand 1) oligotroph (o)mesotroph (m)schwach eutroph (e1)hoch eutroph (e2)schwach polytroph (p1)hoch polytroph (p2)hypertroph (h)oligotrophmesotrophschwach eutrophhoch eutrophschwach polytroph1) hoch polytrophe und hypertrophe Zustände entstehen erst durch menschlichen Einfluss und kommen daher als Referenzzustand nicht vorQuelle: Umweltbundesamt, eigene Zusammenstellung nach Angaben der Bundesländer 201270 Wasserwirtschaft in Deutschland6.2.3 Ökologischer Zustand Von den knapp 2000 deutschen Seen mit einer Seefläche von mehr als 0,1 km² werden 871 nach den Kartiervorgaben der EU-Wasserrahmenrichtlinie (Seen mit einer Fläche von mehr als 0,5 km² sind zu erfassen) bewertet. Im Ergebnis wurden bisher 553 Seewasserkörper (75,9 %) als natürlich, 89 (12,2 %) als erheblich verändert und 87 (11,9 %) als künstlich kategorisiert (s. Abb. 61).Bei den natürlichen Seen erreichen: ▸ 12 % den „sehr guten“, ▸ 27 % den „guten“ ökologischen Zustand, ▸ 39 % sind als „mäßig“, ▸ 18 % als „unbefriedigend“ und ▸ 4 % als „schlecht“ eingestuft. Für die erheblich veränderten Seen ergibt sich folgen-des Bewertungsbild: ▸ 28 Seen sind als „gut und besser“ bewertet, ▸ 41 Seen als „mäßig“ und ▸ 20 Seen als „unbefriedigend“. Die künstlichen Seen verteilen sich auf die Bewer-tungsklassen „gut und besser“ (42 Seen), „mäßig“ (39), „unbefriedigend“ (5) und „schlecht“ (1) (s. Abb. 61). Die Seen verfehlen den „guten ökologischen Zustand“ bzw. das „gute ökologische Potenzial“ hauptsächlich wegen zu hoher Nährstoffeinträge. Die Alpen- und Voralpenseen sind qualitativ am besten, sie weisen einen fast durchweg guten oder sogar sehr guten Zustand auf. Bei den Seen im Norddeutschen Tiefland sind die tiefen, geschichteten Seen (Typ 10 + Typ 13, s. Kap. 6.1.1) etwa zur Hälfte in einem guten oder besseren Zustand, die flacheren, ungeschichteten da-gegen nur zu etwa 15 % (Typ 12, Typ 14) bzw. zu 30 % (Typ 11) (s.a. Abb. 62). Der gute und sehr gute ökologische Zustand der Voral-penseen hat seine Ursache in der frühen Verringerung der Phosphorkonzentrationen durch Verbesserungen in der Klärtechnik und der Installation von Ringka-nalisation seit Mitte der 70er Jahres des vorherigen Jahrhunderts. Die relativ flachen Seen des norddeut-schen Tieflandes besitzen dagegen große, meist durch landwirtschaftliche Nutzung geprägte Einzugsgebiete, so dass eine Verringerung der Nährstoffeinträge allein aus punktförmigen Einleitungen nicht ausreicht. Auch wurden in den neuen Bundeslän dern, wo sich viele der Flachseen befinden, erst Anfang der 1990er Jahre die Nährstoffeinträge durch abwassertechni sche Sa-nierungen verringert und die Trophie der meisten Seen reagiert oft verzögert auf diese Nährstoffreduktion. Die Bestimmung des ökologischen Zustands der Seen erfolgte i.d.R. auf der Grundlage des Phytoplank-tons und der Makrophyten bzw. des Phytobenthos (s. Kap. 6.1.2). Die Lebensgemeinschaft des Phytoplanktons reagiert besonders auf die Nährstoffbelastung von Seen. Für die Hälfte der natürlichen Seen wurde der Zustand des Phytoplanktons als „gut“ oder „sehr gut“ bewertet (Abb. 63). Dagegen gilt das nur für 37 % der Seen Abbildung 61: Ökologischer Zustand der natürlichen Seen (n=553) und ökologisches Potenzial der künstlichen (n=87) und erheblich veränderten Seewasserkörper (n=89) in Deutschland (Anzahl nicht bewerteter Wasserkörper: 142)Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.20100 100 200 300 400 500 600 natürliche Seen künstliche Seen erheblich veränderte Seen Anzahl Wasserkörper gutsehr gut mäßigunbefriedigend schlechtAbbildung 62: Ökologischer Zustand der natürlichen Seen aufgegliedert nach Seentypen in Deutschland (Anzahl nicht bewerteter Wasserkörper: 82) Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.20100 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200 1 2 3 4 10 13 11 12 14 88 Alpen und Voralpenregion Tieflandregion geschichtet Tieflandregion ungeschichtet Sonder- typ Anzahl (n=551) Gewässertypen Absolute Verteilung der Zustandsklassen (ökolog. Zustand) der einzelnen Seetypen gutsehr gut mäßig unbefriedigend schlecht71Wasserwirtschaft in Deutschlandfür die Bewertung der Makrophyten. Ursachen des schlechteren Zustands der Makrophyten können eine stärkere Nährstoff- und Schadstoffbelastung der See-sedimente im Vergleich zum freien Wasserkörper sein und strukturell-morphologische Belastungen, auf die Makrophyten empfindlich reagieren. Ferner etablieren sich Wasserpflanzen erst wieder in natürlicher Weise, wenn die Phytoplanktonbiomassen über einige Jahre verringert sind.Abbildung 63: Ökologischer Zustand der biologischen Qualitätskomponenten Makrophyten/Phytobenthos und Phytoplankton für natürliche SeewasserkörperQuelle: Umweltbundesamt, Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA), Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.20106.2.4 Chemischer Zustand von Seen In den deutschen Seen erreichen 92 % der Was-serkörper den „guten“ chemischen Zustand (Stand 22.3.2010). In Einzelfällen treten Überschreitungen der Umweltqualitätsnormen bei einigen Schwer-metallen, Pflanzenschutzmitteln und PAK auf. Bei Anwendung der Umweltqualitätsnormen der Umwelt-qualitätsnormrichtlinie wurden voraussichtlich 100 % der Wasserkörper das Ziel „guter chemischer Zustand“ verfehlen.gutsehr gut mäßigunbefriedigend schlecht0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 Makrophyten Phytoplankton Anzahl Wasserkörper Ökologischer Zustand der biologischen Qualitätskomponenten Makrophyten und Phytoplankton 72 Wasserwirtschaft in Deutschland73Wasserwirtschaft in Deutschland7 Übergangs-, Küsten- und Meeres gewässer7.1 Grundlagen der Bewertung Der ökologische Zustand der Übergangs- und Küsten-gewässer (bis zu 1 Seemeile) wird nach EU-Wasserrah-menrichtlinie anhand von biologischen, hydromorpho-logischen, chemischen und allgemein physikalisch-chemischen Qualitätskomponenten (Kap. 4.2.1) bewer-tet. Darüber hinaus bewertet die FFH-RL ausgewählte seltene Arten und Lebensraum typen und weist Schutz-gebiete für diese in den Küsten- und Meeresgewässern aus. Das europäische Regelwerk wurde 2008 mit der EU- Meeresstrategierahmenricht linie vervollständigt. Diese Richtlinie verlangte von den Mitgliedstaaten bis Mitte 2012 eine Anfangsbewertung der Küsten- und Meeresgewässer. Auch die regionalen Meeresschutz-konventionen (OSPAR, HELCOM) bewerten biologische Parameter und den ökologischen Gesamtzustand der Nord- und Ostsee. Da die EU-Wasserrahmenrichtlinie, die EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie, die FFH-RL und die regionalen Konventionen sich in ihren Anwendungsbereichen überlappen, ist es wichtig, harmonisierte Bewertungsverfahren zu entwickeln und bereits bestehende Verfahren auf ihre allgemeingültige Anwendbarkeit zu prüfen.7.1.1 Bewertungsverfahren der EU-Wasser- rahmenrichtlinieTypen der Übergangs- und Küstengewässer Die Übergangsgewässer werden zwei Typen zugeteilt (Typ T1: Übergangsgewässer Elbe, Weser, Ems; Typ T2: Übergangsgewässer Eider). Die Typisierung der Küstengewässer stützt sich auf die obligatorischen Faktoren geographische Breite, geographische Länge, Salzgehalt und Tiefe sowie die optionalen physikalisch-chemischen Faktoren Strömungsgeschwindigkeit, Wellenexposition, Was-sertemperatur und deren Schwankungsbereich, die Zusammensetzung des Substrats sowie die Trübung (Sichttiefe). An der deutschen Ostseeküste werden vier Haupttypen B1 bis B4 (Abb. 64) und sechs Untertypen (in der Karte nicht dargestellt) unterschieden, die durch den Salzgehalt abgegrenzt werden. An der deut-schen Nordseeküste werden fünf Küstengewässertypen unterschieden (Typ N1 bis N5), wobei als Typologiekri-terien der Salzgehalt und die Sedimentzusammenset-zung genutzt wurden (Abb. 64). Grundsätzlich wird die Küste des Wattenmeers von den stärker exponierten Außenküsten abgegrenzt. Die Küstengewässer um Helgoland wurden als eigener Typ ausgewiesen. Die Gewässertypen der Übergangs- und Küstengewässer sind in Anlage 1 der Oberflächengewässerverordnung aufgeführt.Abbildung 64: Typen der Übergangs- und Küstengewässer Quelle: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)74 Wasserwirtschaft in DeutschlandTabelle 26: Verwendete Bewertungsverfahren für die biologischen QualitätskomponentenQualitätskomponente Gebiet Bewertungsverfahren und Parameter LiteraturPhytoplankton (Mikroalgen)Nordsee NEA GIG Parameter: Biomasse (Chl a), PhaeocystisEuropäische Union (2008) DÜRSELEN et al. (2006)Ostsee Baltic GIG Phytoplanktonindikatoren zur ökologischen Klassi-fizierung der deutschen Küstengewässer der OstseeParameter: Biomasse (Chl a)Europäische Union (2008) SAGERT et al. (2008 Maktophyten (Großalgen und Angiospermen)Übergangs gewässer Standorttypieverfahren (STIM) Verfahren nach AdolphParameter:Artenvielfalt, Abundanz, Ausdehnung, Zonierung ▸ emerse Vegetation ▸ Brack- und Salzwiesen ▸ opport. AlgenSTILLER (2005)STILLER (2007)ARENS (2006)Nordsee Verfahren nach Reise, Verfahren nach Adolph, Verfahren nach ArensParameter:Artenvielfalt, Bedeckung, Zonierung▸ Seegraswiesen, ▸ opport. Algen,▸ Brack- u. SalzwiesenDOLCH et al. (2009) JAKLIN et al. (2007) ADOLPH at al. (2007) ARENS (2006)Helgoland HPI (Helgoland Phytobenthic Index)Parameter:Artenvielfalt, Ausdehnung TiefengrenzeKUHLENKAMP et al. (2009)Ostsee, äußere GewässerBALCOSIS Parameter: Tiefengrenze Seegras u. Fucus, opport. AlgenSCHORIES et al. (2009) FÜRHAUPTER UND MEYER (2009)Ostsee, innere GewässerELBO Parameter: Tiefengrenze Characeen u. Spermatophyten, Ausfall v. Pflanzengem.SCHUBERT et al.(2003) SELIG et al. (2008)Makrozoobenthos (Benthische wirbel-lose Fauna)Übergangs- gewässerÄstuar-Typie-Verfahren (AeTV)Parameter: Abundanz, sensitive Taxa, tolerante TaxaKRIEG (2005)Nordsee M-AMBI Parameter: AMBI-Index, Artenvielfalt, DiversitätMUXIKA et al. (2007) HEYER (2006, 2009) Helgoland Helgoland-MarBIT-ModulParameter: Artenvielfalt, sensitive Taxa, tolerante TaxaBoos et al. (2009)Ostsee MarBIT – Ostsee-Makrozoobenthos- KlassifizierungssystemfürdieWRRLParameter: Artenvielfalt, Abundanz, sensitive Taxa, tolerante TaxaMEYER et al. (2005) MEYER et al (2008)FischeÜbergangs gewässer FAT-TWParameter:Artenspektrum, Abundanz, IndikatorenartenBioconsult (2006) Quelle: Umweltbundesamt nach Bund/Länder-Messprogramm, 201075Wasserwirtschaft in DeutschlandBiologische Qualitätskomponenten Die Grundlagen der Bewertung wurden bereits in Kapi-tel 4 ausführlich dargestellt. Nachfolgend wird deshalb nur auf einige Spezifika der ökologischen Bewertung der Küstengewässer abgestellt. Die EU-Wasserrahmen-richtlinie bewertet den ökologischen Zustand anhand von vier biologischen Qualitätskomponenten. Für die zu bewertenden biologischen Qualitätskomponenten Phytoplankton (Mikroalgen), Makrophyten (Großalgen, Blütenpflanzen), Makrozoobenthos (wirbellose Boden-tiere) und Fische (nur in den Übergangsgewässern von Ems, Weser, Elbe und Eider) liegen mittlerweile erprob-te Bewertungsverfahren vor (s. Tabelle 26).Ergebnisse der Interkalibrierung Tabelle 27 gibt eine Übersicht über die Ergebnisse der Interkalibrierung nach Abschluss der zweiten (2008-2011) Interkalibrierungsphase für die Bewer-tungsverfahren für Übergangs- und Küstengewässer der Nord- und Ostsee. Es wurden alle erfolgreich und abschließend interkalibrierten Bewertungsverfahren (Bewertungsverfahren des Anhang I der neuen Inter-kalibrierungsentscheidung) in der Tabelle dargestellt. Alle noch ausstehenden Interkalibrierungen sollen gemäß der neuen Interkalibrierungsentscheidung bis 2016 abgeschlossen werden. Hydromorphologische Qualitätskomponenten In Annex V der EU-Wasserrahmenrichtlinie werden als hydromorphologische Qualitätskomponenten für die Einstu fung des ökologischen Zustands der Übergangs- und der Küstengewässer die „morphologi schen Be-dingungen“ und das „Tidenregime“ aufgeführt. Diese Qualitätskomponenten wirken bei der Einstufung des ökologischen Zustands /ökologischen Potenzials un-terstützend, in dem sie die Referenzbe dingungen (sehr guter Zustand oder höchstes ökologisches Potenzial) mit bestimmen (s. Kap. 4.2.1). Allgemeine physikalisch-chemische Qualitäts-komponenten Für die allgemeinen physikalisch-chemischen Qua-litätskomponenten (s. Kap. 4.2.1) benennt die Ober-flächengewässerverordnung Anlage 6 typbezogene Konzentrationsbereiche für Salinität, Gesamtstickstoff, anorganisch Stickstoff, Nitrat-Stickstoff, Gesamtphos-phor und Orthophosphat-Phosphor, die bei Einstufung in den sehr guten Zustand vorliegen, als Referenz-bedingungen.Tabelle 27: Ökologische Qualitätsquotienten der interkalibrierten nationalen BewertungsverfahrenInterkalibrierte nationale Einstufungssysteme (Biologische Qualitätskomponente bzw. Teilkomponente in Klammern)Interkalibrierter nationaler GewässertypÖkologische QualitätsquotientenGrenzwert sehr guter / guter ZustandGrenzwert guter/ mäßiger ZustandPhytoplankton (Biomasse Parameter: Chlorophyll a) Nordsee: N1 und N2 0,67 0,44SG – Bewertungssystem für Seegräser der Küsten- und Übergangsgewässer zur Umsetzung der EG-Wasserrah-menrichtlinie in DeutschlandNordsee: N3 und N40,80 0,60FAT – TW - Fischbasiertes Bewertungswerkzeug für Über-gangsgewässer der norddeutschen ÄstuareNordsee Übergangsgewässer: T10,84 0,62Benthische Invertebraten: MarBIT – Marine Biotic Index ToolOstsee: Nationale Typen B3 und B4 in Schleswig-Holstein von der däni-schen Grenze bis Dahmeshöved.0,80 0,60Phytoplankton (Biomasse Parameter: Chlorophyll a) Ostsee: Nationaler Typ B3 in Meck-lenburg-Vorpommern von Darßer Ort bis zur polnischen Grenze.0,80 0,60Phytoplankton (Biomasse Parameter: Chlorophyll a) Ostsee: Nationale Typen B3 und B4 in Schleswig-Holstein von der däni-schen Grenze bis Dahmeshöved.0,80 0,60Makroalgen and Angiospermen (Tiefengrenze von Zostera marina)Ostsee: Nationale Typen B3 und B4 in Schleswig-Holstein von der däni-schen Grenze bis Dahmeshöved.0,90 0,74Quelle: Umweltbundesamt nach Beschluss 2013/480/EU76 Wasserwirtschaft in Deutschland7.1.2 Bewertungsverfahren der FFH-RLDie 1992 in Kraft getretene FFH-RL hat zum Ziel, wildlebende Arten, deren Lebensräume und die eu-ropaweite Vernetzung dieser Lebensräume zu sichern und zu schützen. Eine der zentralen Säulen der Richt-linie ist die Schaffung eines zusammenhängenden (kohärenten) Schutzgebietsnetzes „NATURA 2000”, das auch Schutzgebiete nach der Vogelschutzrichtlinie 79/409/EWG von 1979 einschließt. Die zweite Säule sind Artenschutzregelungen für solche europaweit gefährdete Arten, die nicht durch Schutzgebiete geschützt werden können, da sie z. B. in bestimmten Lebensräumen großräumig vorkommen können. Für marine Ökosysteme wurden 9 Lebensraumtypen als besonders schützenswert identifiziert, darunter 2 Typen des küstenfernen Meeres (Riffe, Sandbänke). In Deutschland vorkommende marine FFH-Arten sind die Meeressäuger (Schweinswal, Gemeiner Seehund, Ke-gelrobbe), eine Reihe von Vogelarten und 6 Fischarten, von denen aber keine ausschließlich marin lebt. Es sind wandernde Arten, die im Süßwasser laichen (ana-drome Arten) wie der Lachs. Die Bewertung des Erhal-tungszustands erfolgt bei den Arten anhand der vier Parameter aktuelles Verbreitungsgebiet, Population, Habitat der Art und Zukunftsaussichten. Bei den Le-bensraumtypen (LRT) sind es die Parameter aktuelles Verbreitungsgebiet, aktuelle Fläche, spezifische Struk-turen und Funktionen sowie Zukunftsaussichten. Jeder Parameter wird art- bzw. Lebensraumtyp-bezogen anhand festgelegter Kriterien mit Hilfe von Grenz- bzw. Schwellenwerten bewertet und den drei Bewertungs-stufen günstig (grün), ungünstig-unzureichend (gelb) und ungünstig-schlecht (rot) zugeordnet (sog. Ampel-schema). Ermöglicht die Datenlage keine exakte Be-wertung der Parameter, so werden diese als unbekannt (grau) eingestuft. Der Parameter mit der schlechtesten Bewertung bestimmt das Gesamtergebnis. 7.1.3 Bewertungsverfahren der EU-Meeres- strategierahmenrichtlinieDie EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie erfordert eine Bewertung der Übergangs- und Küstengewässer sowie der Meeresgewässer in der ausschließlichen Wirtschaftzone (AWZ). Im Jahr 2012 wurde eine An-fangsbewertung publiziert. Die Erfassung und Bewer-tung des Meereszustandes, in dem sich die einzelnen Meeresregionen befinden, und die Beschreibung sowie Festlegung des zu erreichenden „Guten Umweltzu-standes“, erfolgte anhand von 11 Deskriptoren (s. Tabelle 28). Diese werden mit Hilfe von in der Richtlinie aufgeführten Merkmalen (EU-Meeresstrategierahmen-richtlinie: Anhang III, Tabelle 1) und Belastungen / Auswirkungen (EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie: Anhang III, Tabelle 2) beschrieben und präziser defi-niert. Zwei Deskriptoren betreffen die marine Biologie und ein Deskriptor den Meeresbodenzustand (Habitat). Die verbleibenden acht Deskriptoren beinhalten über-wiegend anthropogene Belastungen aus spezifischen Nutzungen. Eine Entscheidung der EU-Kommission benennt Kriterien und methodische Standards (2010/477/EU) als Grundlage für eine europaweit har-monisierte Bewertung des „Guten Umweltzustandes“. In ihr werden 56 Indikatoren spezifiziert. Während Tabelle 28: Überblick über Deskriptoren des guten Umweltzustands (EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie)Quelle: EU-Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie. Anhang I, 2008QualitativeDeskriptorenzurFestlegungdesgutenUmweltzustands1. Die biologische Vielfalt wird erhalten. Die Qualität und das Vorkommen von Lebensräumen sowie die Verbreitung und Häufigkeit der Arten entsprechen den vorherrschenden physiografischen, geografischen und klimatischen Bedingungen.2. Nicht einheimische Arten, die sich als Folge menschlicher Tätigkeiten angesiedelt haben, kommen nur in einem für die Ökosysteme nicht abträglichen Umfang vor.3. Alle kommerziell befischten Fisch- und Schalentierbestände befinden sich innerhalb sicherer biologischer Grenzen und weisen eine Alters- und Größenverteilung der Population auf, die von guter Gesundheit des Bestandes zeugt.4. Alle bekannten Bestandteile der Nahrungsnetze der Meere weisen eine normale Häufigkeit und Vielfalt auf und sind auf einem Niveau, das den langfristigen Bestand der Art sowie die Beibehaltung ihrer vollen Reproduktionskapazität gewährleistet.5. Die vom Menschen verursachte Eutrophierung ist auf ein Minimum reduziert; das betrifft insbesondere deren negative Auswirkungen wie Verlust der biologischen Vielfalt, Verschlechterung des Zustands der Ökosysteme, schädliche Algenblüten sowie Sauerstoffmangel in den Wasserschichten nahe dem Meeresgrund.6. Der Meeresgrund ist in einem Zustand, der gewährleistet, dass die Struktur und die Funktionen der Ökosysteme gesichert sind und dass ins-besondere benthische Ökosysteme keine nachteiligen Auswirkungen erfahren.7. Dauerhafte Veränderungen der hydrografischen Bedingungen haben keine nachteiligen Auswirkungen auf die Meeresökosysteme.8. Aus den Konzentrationen an Schadstoffen ergibt sich keine Verschmutzungswirkung.9. Schadstoffe in für den menschlichen Verzehr bestimmtem Fisch und anderen Meeresfrüchten überschreiten nicht die im Gemeinschaftsrecht oder in anderen einschlägigen Regelungen festgelegten Konzentrationen.10. Die Eigenschaften und Mengen der Abfälle im Meer haben keine schädlichen Auswirkungen auf die Küsten- und Meeresumwelt.11. Die Einleitung von Energie, einschließlich Unterwasserlärm, bewegt sich in einem Rahmen, der sich nicht nachteilig auf die Meeresumwelt auswirkt.77Wasserwirtschaft in Deutschlanddie Anfangsbewertung der deutschen Meeresgewässer 2012 überwiegend auf bestehenden Bewertungen der EU-Wasserrahmenrichtlinie, FFH-RL und von OSPAR und HELCOM aufbaute, ist es für die Folgebewertung 2018 wichtig, die Indikatoren des Kommissionsbe-schlusses auf ihre Anwendbarkeit in Nord- und Ostsee zu prüfen und ggf. zu operationalisieren. Darüber hi-naus ist gegenwärtig in Diskussion, ob die EU-Meeres-strategierahmenrichtlinie auch eine Gesamtbewertung des Umweltzustands über alle Deskriptoren hinweg erfordert. Diese könnte sich an einer Gruppierung der Deskriptoren in „Statusdeskriptoren“ (3 Deskriptoren: Biodiversität D1, Nahrungsnetz D4 und Meeresboden D6) und „Belastungsdeskriptoren“ (8 Deskriptoren anthropogener Belastungen und deren Wirkungen) orientieren. Während für einige Belastungen bereits ausgereifte Bewertungsverfahren vorliegen (wie für Eutrophie-rung, Schadstoffe und Teilaspekte der Fischerei) und ihre Auswirkungen auf Organismen und Populationen bereits gut belegt sind, gibt es für andere wenig un-tersuchte Störgrößen wie die Lärmverschmutzung der Meere oder den Eintrag von Müll bislang nur Bewer-tungsansätze. Für Makrozoobenthos, Fischfauna, Phytoplankton und Makrophyten wurden bereits Bewertungsverfahren für die Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie entwickelt und erprobt (s. Tabelle 26). Entsprechende Verfahren fehlen jedoch weitgehend für die Bewertung der Avifauna, des Zooplanktons, von Seevögeln und marinen Säugetieren. Es empfiehlt sich daher, mit den zur Verfügung stehenden Verfahren der EU-Wasserrah-menrichtlinie zu beginnen und diese sukzessiv - soweit erforderlich - mit Verfahren der FFH- und Vogelschutz-Richtlinie, von OSPAR und HELCOM u. a. zu ergänzen. 7.1.4 Bewertungsverfahren der internationalen Meereskonventionen (OSPAR, HELCOM) Die regionalen Übereinkommen zum Schutz der Mee-resumwelt des Nordostatlantiks (OSPAR-Übereinkom-men) und des Ostseegebietes (Helsinki-Übereinkom-men (HELCOM)) führen eine thematische Bewertung des Umweltzustands und in den letzten Jahren auch eine übergreifende holistische Gesamtbewertung ihrer Konventionsgebiete durch. Die entsprechenden Arbei-ten bei OSPAR und HELCOM haben zu harmonisierten Verfahren geführt, auf denen die EU-Meeresstrategie-rahmenrichtlinie aufbauen kann. HELCOM verfolgt mit dem Ostseeaktionsplan die Vision einer „gesunden Ostseeumwelt mit im Gleich-gewicht befindlichen biologischen Komponenten“ an-hand einer hierarchischen Strategie, die vier Segmente hat. Diese betreffen die vier thematischen Bereiche Eutrophierung, gefährliche Stoffe, Biodiversität und maritime Aktivitäten. Jedem dieser Ziele sind eine Reihe ökologischer Zielstellungen zugeordnet, deren Erreichen anhand einer Reihe zu messender Parameter bewertet wird. 2010 wurde erstmals eine holistische Bewertung der Meeresumwelt der Ostsee veröffentlicht (HELCOM HOLAS), die Daten von 2003-2007 auswertet. Die Bewertung basiert auf dem Ökosystemansatz und betrachtet eine Reihe relevanter Belastungen und ihre Auswirkung auf die Meeresorganismen, wobei nicht nur der aktuelle Status des Ökosystems, sondern auch Trends betrachtet werden. Die verwendete Bewertungs-skala ist fünfstufig wie in der EU-Wasserrahmenrichtli-nie. Die Ergebnisse der Bewertung weichen jedoch von denen der EU-Wasserrahmenrichtlinie ab, u. a. weil es Unterschiede in den Bewertungsverfahren gibt. OSPAR hat sein Augenmerk auf thematischen Strate-gien in den Bereichen Biodiversität, Eutrophierung, gefährliche Stoffe, radioaktive Substanzen und Offshore Öl- sowie Gasförderung. Die Bewertung bei OSPAR erfolgt in Abweichung von HELCOM und der EU-Wasserrahmenrichtlinie allgemein auf einer drei-stufigen Skala, orientiert sich aber – wie die EU-Was-serrahmenrichtlinie – an Referenzwerten, die den vom Menschen unbeeinflussten Zustand des Ökosystems widerspiegeln. Die Bewertungssysteme für Eutrophie-rung, gefährliche Stoffe und radioaktive Substanzen sind weit entwickelt, während die Bewertung und das Monitoring der Biodiversität sich noch in einem An-fangsstadium befinden. Ergänzend zu den thematischen Strategien hat OSPAR eine Reihe ökologischer Qualitätsziele entwickelt, die eine holistische Bewertung der Meere basierend auf dem Ökosystemansatz ermöglichen sollen. Die Qua-litätsziele charakterisieren spezifische anthropogene Belastungen (Fischerei, Müll im Meer etc.), leiten sich aus den Zielen der thematischen Strategien ab (gefähr-liche Stoffe, Nährstoffe) und fungieren als übergeord-nete Indikatoren des Zustands mariner Ökosysteme (z. B. gesunde Robbenpopulationen). Die Einhaltung der Qualitätsziele wurde erstmals im Qualitätszu-standsbericht 2010 überprüft. Der Qualitätszustands-bericht 2010 gibt einen Überblick über den Zustand des Nordostatlantiks, die wesentlichen Belastungen, evaluiert den Erfolg von Managementmaßnahmen und priorisiert künftige Maßnahmen. Es handelt sich um den zweiten Qualitätszustandsbericht, der den gesamten Nordostatlantik abdeckt. Frühere Berichte (1987, 1993) beschränkten sich auf die Nordsee. Ne-ben den ökologischen Qualitätszielen wurde für den Qualitätszustandsbericht 2010 ein zweiter Ansatz zur holistischen Bewertung mariner Ökosysteme getestet, der die Hauptbelastungen und ihre kumulativen Aus-wirkungen berücksichtigt. Die Erfahrungen mit diesem Ansatz haben gezeigt, dass in diesem Segment noch großer Entwicklungsbedarf vor allem im Hinblick auf die Umsetzung der EU-Meeresstrategierahmenrichtli-nie besteht.78 Wasserwirtschaft in Deutschland Mit dem Inkrafttreten der EU-Meeresstrategierah-menrichtlinie hat sich die Rolle der regionalen Meeresschutzkonventionen grundlegend gewandelt. HELCOM und OSPAR dienen zunehmend als Koor-dinierungsplattformen für die Umsetzung der EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie und fokussieren ihre Arbeiten gegenwärtig auf die Entwicklung regionaler Kernindikatoren, die z. B. in der Ostsee sowohl der Umsetzung des Ostseeaktionsplans als auch der EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie-Umsetzung dienen. 7.1.5 Qualitätssicherung im Meeresmonitoring Die Sicherstellung der Zuverlässigkeit und Vergleich-barkeit der Untersuchungsergebnisse im Bund/Länder-Messprogramm (BLMP) für die Meeresumwelt von Nord- und Ostsee liegt im Aufgabenbereich einer dem Umweltbundesamt zugeordneten Qualitätssicherungs-stelle (QS-Stelle) und damit bei einer unabhängigen, nicht direkt am Monitoring beteiligten Einrichtung, die bundesländerübergreifend tätig ist. Die Einführung von Qualitätsmanagement-Systemen auf Grundlage der DIN EN ISO/IEC 17025 in allen am Meeresmoni-toring beteiligten Einrichtungen soll bis 2014 abge-schlossen sein. Dafür stehen den BLMP-Einrichtungen ein auf die Belange des BLMP abgestimmtes Muster-Qualitätsmanagementhandbuch sowie Muster-Stan-dardarbeitsanweisungen für ausgewählte biologische Untersuchungsverfahren zur Verfügung. Eine weitere wichtige Maßnahme der laborinternen Qualitätssicherung ist der Einsatz von Referenzma-terialien (RM) und zertifizierten Referenzmaterialien (ZRM). Das sind in der Regel matrixähnliche Substan-zen, deren Konzentration an bestimmten Inhaltsstoffen bekannt ist. Bei den zertifizierten Referenzmaterialien wird die Konzentration durch ein international aner-kanntes Verfahren mit großer Genauigkeit bestimmt und in einem Zertifikat bestätigt. RM und ZRM können für die Kalibrierung eines Messgeräts oder die Beur-teilung einer Messmethode (Validierung, Verifizierung) benutzt werden. Für die externe QS chemischer Messungen hat sich als wichtiger Ringversuchsveranstalter QUASIMEME (Quality Assurance of Information for Marine Environ-mental Monitoring in Europe) international etabliert. QUASIMEME bietet für viele im marinen Monitoring relevante Parameter Ringversuche an. So werden re-gelmäßig stabilisierte Meer wasser-Proben, homogene marine Sedimente oder Biota zur Verfügung gestellt, in denen Nährstoffe, Schwermetalle und eine Vielzahl organischer Schadstoffe zu bestimmen sind. Es hat sich gezeigt, dass Laborvergleiche auch für biologische Parameter machbar und sinnvoll sind und damit Defizite der Datenqualität aufgedeckt wer den können. Ziel dieser Untersuchungen ist es z. B., die ta-xonomische Expertise der teilneh menden Laboratorien in Bezug auf die Artbestimmung sowie die Zähl- und Sortiergenauig keit zu überprüfen. Gleich zeitig werden Hinweise zur Vergleichbarkeit der im Rahmen des BLMP erhobenen Daten gewonnen und mögliche Pro-blemschwerpunkte bei der Bestimmung der einzelnen Organis mengruppen erkannt.Abbildung 65: Stationskarte Nord- und OstseeQuelle: MUDAB (Meeresumwelt-Datenbank), BfG, 201279Wasserwirtschaft in Deutschland7.1.6 Messnetze in Nord- und Ostsee Die Meeresumweltdatenbank (MUDAB) ist die zentrale Datenbank des BLMP. Sie wird von der Bundesanstalt für Gewässerkunde in Koblenz (BfG) im Auftrag des Umweltbundesamtes betrieben. Die MUDAB enthält Daten für Wasser, Sediment und Biota, die für definier-te Messstellen des BLMP ermittelt werden (Abb. 65). Den Informationen zur Anreicherung von Schwerme-tallen und organischen Schadstoffen in Biota der Nord-und Ostsee liegen Daten der Umweltprobenbank des Bundes zu Grunde. 7.2 Zustandsbewertung7.2.1 Hydromorphologie Das Küstengebiet wird durch Hydrodynamik und Morphologie geprägt. Die treibenden Kräfte sind zum einen astronomische und meteorologische Wirkungen, wel che Tide und Seegang steuern; zum anderen – mit deutlich größerer Zeitskala von mehr als hundert Jahren – Klimaveränderungen und der Meeresspie-gelanstieg. In dieses System greift der Mensch durch vielfältige Aktivitäten ein, woraus sich Veränderungen der Morpholo gie ergeben, die ihrerseits wieder Ände-rungen der Hydrodynamik mit wechselseitigem Ein-fluss auf die Morphologie hervorrufen. Qualitätskomponente „Morphologische Bedingungen“ Die Morphologie der Küstengewässer ist einer hohen natürlichen Dynamik unterworfen, die in weiten Teilen nur gering vom Menschen beeinflusst wird. In Abhän-gigkeit von den einwir kenden hydrodynamischen Kräf-ten wachsen Vorlandflächen an oder werden erodiert. Priele verlagern ihre Position und das Höhenniveau der Wattflächen ändert sich. Die Morphologie von Übergangs- und Küstengewässer wird u. a. durch die folgenden anthro pogenen Eingriffe beeinflusst: ▸ Baggerungen in den Ästuaren und im Küstenge-wässer; ▸ Sperrwerke in Flussmündungen (wie Ems und Eider); ▸ Seebauwerke, Werften und Häfen; ▸ Landgewinnungen und Einpolderungen; ▸ Offshore Windenergieanlagen, Umspannwerke etc.; ▸ Sand- und Kiesentnahme; ▸ Sandauffüllungen sowie ähnliche Küstenschutz-maßnahmen; ▸ Grundschleppnetzfischerei und ▸ Dämme und Leitwerke. So haben sich seit Beginn des Deichbaus im 11. Jahr-hundert auch die Übergangs- und Küstengewässer – wie nahezu jeder andere Lebensraum in Mitteleuropa – durch menschli che Eingriffe von ihrem Naturzustand entfernt. In einigen Gebieten hat der Mensch im Laufe der letzten Jahrhunderte deutlichen Einfluss auf die Ent-wicklung der Morphologie genommen. So erfolgte die Sicherung von In seln in der Nordsee durch die Errich-tung massiver Schutzwerke insbesondere an den sich vorher dynamisch verändernden Strömungsrinnen. Hatten die Inseln früher ihre Lage, Form und Größe stetig verändert, wurden durch den Bau von Deckwer-ken und Buhnen etwa ab Mitte des 19. Jahrhunderts deren Positionen fixiert und damit die natürliche Dy-namik unter bunden. Die Bauwerke vermochten jedoch nicht, die einwir-kenden hydrodynamischen Kräfte zu un terbinden. So sind diese Bereiche heute meist von Erosion betroffen, der durch eine weitere Verstärkung der Bauwerke und seit etwa den 1950er Jahren durch künst liche Strandauff üllungen entgegen gewirkt wird. Durch die-se menschlichen Eingriffe wurde zwar die Dynamik im Übergangsbereich der Watten zur offenen See einge-schränkt, im da hinter liegenden und seitlichen Bereich der Inseln wirken jedoch die natürlichen Prozesse relativ unbeeinflusst weiter. Ein weit gewichtigerer menschlicher Eingriff mit deutlichen Auswirkungen auf die Morphody namik der Küsten- und Übergangsgewässer erfolgte durch die Ausbauten der Fahrwasser rinnen von Ems, Jade, Weser und Elbe seit dem 19. Jahrhundert. Durch Baggerun-gen und den Bau von Leitdämmen und Buhnen wurde die Lage der Fahrrinnen fixiert und somit dy namische Verlagerungen, wie sie vorher möglich waren, unter-bunden. Beispielsweise er streckt sich im Emsästuar das Geise-Leitwerk über ca. 12 km im Bereich des Dollarts, wäh rend der weitere seewärtige Bereich des Übergangsgewässers nicht durch Strombau werke be-einflusst ist. Im Fall der Weser erstrecken sich Buhnen und Leitdämme über das gesamte Übergangsgewässer bis in das Küstengewässer hinein und schränken die natürli che morphodynamische Entwicklung ein. Von der Kugelbake in Cuxhaven erstreckt sich ein langer Leitdamm der Elbe seewärts. Neben solchen größeren Maßnahmen fanden und fin den in den Küstengewäs-sern diverse lokale Eingriffe, wie Strandaufspülungen oder Befesti gungen kleinerer Hafenanlagen statt. Ein massiver Eingriff in Flussmündungen ist die Errich-tung von Sperrwerken. An der deutschen Nordseeküste sind vor allem das Eider und das Ems Sperrwerk zu nennen. Beide Bauwerke verfolgen unterschiedliche Zwecke. Das Eidersperrwerk dient vor allem dem Schutz vor Sturmfluten des Hinterlandes und der 80 Wasserwirtschaft in DeutschlandSicherung der Schiffbarkeit der Eider, während das Emssperrwerk neben dem gleichen Schutzzweck vor allem der Flexibilität des Schifffahrtsweges Ems dient (Überführung großer Kreuzfahrtschiffe von Papenburg an die Nordsee). Mit beiden Bauwerken sind diverse ökologische Auswirkungen wie Verluste von Salzwie-sen, Wattflächen, Absenkung des Grundwassers mit Folgen u. a. für die Vogelwelt und Veränderungen in den Flussläufen wie zunehmender Verschlickung, Sau-erstoffmangel in tieferen Bereichen mit Wirkungen auf Flora und Fauna verbunden.Qualitätskomponente „Tidenregime“ Die Übergangs- und Küstengewässer an der Nordsee sind vom Rhythmus der Tide geprägt. Die von der Nordsee einschwingende Tidewelle läuft mit einer Periode von im Mittel 12 Stun den und 25 Minuten von West nach Ost die Küste entlang und in die Ästuare hinein. Die ein schwin gende Tidewelle verformt sich dabei in Wechselwirkung mit dem Relief in ihrer zeitli-chen Ausprägung und der Amplitude resultierend in einer Absenkung des Tideniedrigwas sers und einer Erhöhung des Tidehochwassers. So steigt der mittlere Tidehub von Borkum mit etwa 2,2 m die Küste entlang um etwa 60 cm an, in die Ästuare hinein um weitere 80 cm. Durch die Meeresspiegelauslenkung in Folge der durchlaufenden Tidewelle werden hori zontale Wasser-bewegungen, die Tideströmungen erzeugt. Die Ausprä-gungen von Flut- und Ebbstrom variieren örtlich durch Wechselwirkungen mit dem Relief. In der offenen See ver läuft der Flutstrom in Richtung West/Ost und der Ebbstrom in Richtung Ost/West. In Küsten nähe und im Wattenmeer verändern sich die Strömungen in Ge-schwindigkeit, Dauer und Richtung kleinräumig ent-sprechend der morphologischen Struktur des Gebietes. Darüber hinaus werden die Gezeitenströmungen durch windinduzierte Driftströmungen und Stauwir kungen überlagert. Als weitere Parameter für die Qualitätskomponente „Tidenregime“ wird in der EU-Wasserrahmenrichtlinie die Wellenbelastung, auch Seegangsbelastung ge-nannt, aufgeführt. Der Seegang entsteht durch die Einwirkung des Windes auf die Wasseroberfläche. Bei unmittelbarer Wirkung wird er als Windsee bezeich-net, die weiterlaufenden Wellen nach Ausbleiben des Energieeintra ges als Dünung. Der energiereiche Seegang aus der offenen Nordsee unterliegt infolge ab nehmender Wassertiefen bei seiner Ausbreitung auf die Küste starken Wechselwirkungen mit der Mor-phologie. Und auch das durch den Seegang induzierte Strömungsfeld wird ver formt, was wiederum auf die Wellenbewegungen an der Oberfläche zurückwirkt. Im Bereich der Küstengewässer erfolgt das Tidegesche-hen relativ unbeeinflusst von direkten menschlichen Einwirkungen. Allerdings erfolgt eine kleinräumige Beeinflussung wie im Be reich der durch Buhnen befestigten Inselköpfe, da diese in ihrem Umfeld die Strömungen umlenken. Erheblich stärkere Auswirkungen haben die Ausbau-maßnahmen in den Ästuaren von Ems, Weser und Elbe, in denen sich die Tideverhältnisse im Verlauf der letzten 150 Jahre zum Teil erheblich verändert haben. Als Beispiel sei die Weser genannt. Im Stadtgebiet von Bre men betrug der Tidehub vor Beginn der Ausbauten der Unter- und Außenweser Ende des 19. Jahrhunderts knapp 20 cm. Heute wird mit über 4 m in Bremen der größte Tidehub an der gesamten deutschen Nord-seeküste gemessen. Da sich derartige Änderungen ökologisch dauerhaft auswirken, wurden die Über-gangsgewässer von Ems, Weser und Elbe als „erheblich veränderte Wasserkörper“ (HMWB) charakterisiert. Die Seegangsentwicklung in den Küsten- und Über-gangsgewässern hat sich großräumig nicht verändert. Allerdings wird der Seegang lokal durch Einbauten von Buhnen, Leitdäm men etc. beeinflusst. Ebenso hat die Festlegung der ostfriesischen Strömungsrinnen dazu geführt, dass die vordem stattgefundenen räumlichen Variationen des Seegangsklimas weit gehend entfallen. Analoge Schlussfolgerungen können für das Umfeld künstlich festgelegter Fahrrinnen in den Ästuaren ge-zogen werden. Im ersten Bewirtschaftungsplan der EU-Wasserrah-menrichtlinie wurden alle Übergangsgewässer als „erheblich verändert“ ausgewiesen, die hydromorpho-logische Degradation ist Ursache für das Verfehlen des guten Zustands. Die insgesamt 67 Oberflächenwasser-körper der Küstengewässer sind hingegen nur teilweise „erheblich verändert“ (5 Oberflächenwasserkörper), insgesamt werden 13 Oberflächenwasserkörper der deutschen Küstengewässer aufgrund der hydromor-phologischen Degradation als „nicht gut“ bewertet. 7.2.2 Eutrophierung Eutrophierung ist eine durch menschliche Aktivitäten verursachte Anreicherung des Wassers mit Nährstoffen (Phosphor, Stickstoff). Diese bewirkt ein beschleu-nigtes Wachstum von mikroskopisch kleinen Algen (Phytoplankton) und Makrophyten (große, festsitzende Algen und Seegras) und führt zu einer unerwünschten Störung der im Wasser be findlichen Lebensgemein-schaften sowie der Qualität des Wassers. Bei einer Überdüngung des Meeres kann es zu verstärktem Algenwachstum, Verschiebungen der Artenzusam-mensetzung und Sauerstoffmangel wegen des bakte-riellen Abbaus abgestorbener Algen kommen. Dieser Sauerstoffmangel führt zu einer Beeinträchtigung von bodenlebenden Tieren und zum Fischsterben. Er führt darüber hinaus auch zur Bildung von giftigem Schwe-felwasserstoff und zur Freisetzung von Nährstoffen, die die Eutrophierungseffekte verstärken. Erhöhte Nährstoffeinträge stammen vor allem aus der Düngung 81Wasserwirtschaft in Deutschlandlandwirtschaftlicher Flächen sowie von kommunalen sowie industriellen Abwässern und werden über die Flüsse in die Meere eingetragen. Des Weiteren spielen auch Stickstoffeinträge über die Atmosphäre eine Rolle (z. B. Emissionen aus Landwirtschaft, Schiffsverkehr, Verkehr, Kraftwerken und Industrie).7.2.2.1 Einträge Es werden sowohl die in den Flüssen direkt über gemessene Stoffkonzentrationen und Durchflüsse berechnete Stofffrachten, als auch die mit dem Modellansatz (MoRE) bilanzierten Stoffeinträge in die Oberflächengewässer der Einzugsgebiete von Nord- und Ostsee ermittelt. Zur Bilanzierung der von Land ausgehenden Einträge in die Nordsee werden die anthropogenen Stoffeinträge aus punktuellen und diffusen Quellen im gesamten Nordsee-Einzugsgebiet mit dem Bilanzierungsmodell MoRE (Datenstand Ende 2012) quantifiziert. Bei den nachfolgend dargestellten Modellergebnissen ist die Retention in den Gewässern nicht berücksichtigt, d. h. die bilanzierten Einträge fallen höher aus als die Frachten.Einträge in die Nordsee Die berechneten Frachten an den Mündungen der Ems, Weser, Elbe und Eider stützen sich auf Datenreihen seit 1980. Von diesen Flüssen hat die Elbe den größten Anteil am Nährstoffeintrag in die Nordsee. Der aktuelle Trend ist durch eine stetige Reduzierung der Frachten charakterisiert (s. Abb. 66 und 67). Phosphor und Stickstoff zeigen ein ausgeprägtes, vom Abfluss abhängiges Verhalten. Im Gegensatz zu Phosphorverbindungen (hohe Bodenbindung) führen höhere Niederschlagsmengen zu einer verstärkten Aus-waschung und Abschwemmung von Stickstoffverbin-dungen aus landwirtschaftlichen Böden. Bei Stickstoff ist abflussbereinigt in den einzelnen Flussgebieten kaum ein Rückgang der Frachten zwischen 1980 und 2011 erkennbar. Lediglich die Elbe zeigt, trotz des Einflusses unterschiedlicher Abflussraten, abnehmen-de Stickstofffrachten für den Zeitraum 1990 bis 2011 um ca. 60 %. Beim Phosphor wird dagegen deutlich, dass sich ab 1990 die Frachten auf einem niedrigeren Niveau als in den Jahren zuvor eingependelt haben. Die mittlere Reduzierung der Phosphoreinträge in die Nordsee über Elbe, Weser und Ems lagen im Zeitraum von 1990 bis 2011 bei ca. 70 %. Die Nährstoffeinträge in die Oberflächengewässer im deutschen Nordsee-Einzugsgebiet verringerten sich zwischen 1983-1987 und 2006-2008 für Stickstoff von 804.038 t/a auf 450.980 t/a und für Phosphor von 67.164 t/a auf 20.517 t/a. Die Einträge sind damit 2006-2008 gegenüber 1983-1987 um 44 % Stickstoff und 69 % Phosphor zurückgegangen. Die Verringe-rung der Stickstoffeinträge um insgesamt 44 % konnte hauptsächlich durch den starken Rückgang der Einträ-ge aus punktuellen Quellen (um 77 %) erreicht wer-den. Dadurch reduzierte sich der Anteil der Stickstoff-einträge aus Punktquellen am Gesamteintrag 2006-2008 auf ca. 20 % (s. Abb. 68). Demgegenüber ist für die Stickstoffeinträge 2006-2008 aus diffusen Quellen nur eine Verminderung um ca. 20 % zu verzeichnen. Im Vergleich zu 1995 kam es sogar zu einem Anstieg der Einträge über die Landwirtschaft (Grundwasser, Erosion, Abschwemmung von vorwiegend landwirt-schaftlichen Flächen und Dränagen). Im Jahr 2006-2008 stammen ca. 77 % der Gesamtstickstoffeinträge aus der Landwirtschaft, wobei die Einträge über den Grundwasserpfad (54 %) und über die Dränagen (16 %) die entscheidende Rolle spielen. Die Stickstoffeinträge über die Eintragspfade atmosphärische Deposition und Erosion mit 1 bzw. 2 % und die Abschwemmungen aus vorwiegend landwirtschaftlichen Flächen mit ca. 5 % tragen nur in geringem Maße zu den gesamten Einträ-gen in die Oberflächengewässer bei. Abbildung 66: Gesamtstickstoffeinträge über die deutschen Zuflüsse in die Nordsee 1980-2010Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bundesländer für Berichterstattung OSPAR, Stand: 20110 50.000 100.000 150.000 200.000 250.000 300.000 1980 1982 1984 1986 1988 1990 1992 1994 1996 1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010 N-Frachten in t/a Jahr Elbe Weser Ems Abbildung 67: Gesamtphosphoreinträge über die deutschen Zuflüsse in die Nordsee 1980-2010Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bundesländer für Berichterstattung OSPAR, Stand: 20110 2.000 4.000 6.000 8.000 10.000 12.000 14.000 1980 1982 1984 1986 1988 1990 1992 1994 1996 1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010 P-Frachten in t/a Jahr Elbe Weser Ems 82 Wasserwirtschaft in Deutschland Die Reduzierung der Phosphoreinträge um 69 % ist ebenfalls vorwiegend auf die Verminderung der Einträ-ge aus punktuellen Quellen in der Größenordnung von etwa 87 % zurückzuführen. Angesichts der enormen Verminderung der Phosphoreinträge aus Punktquellen stellen 2006-2008 die diffusen Eintragsquellen mit etwa 70 % den dominierenden Eintragspfad dar, wobei davon allein ca. 57 % der Landwirtschaft (Grund-wasser, Erosion, Oberflächenabfluss und Dränagen) zuzurechnen sind (s. Abb. 69). Die Phosphoreinträge aus diffusen Quellen sind im Vergleich 1983-1987 zu 2006-2008 um 14 % zurückgegangen. Dies ergab sich vor allem aus der über den Untersuchungszeitraum anhaltenden Verminderung der Phosphoreinträge aus dem Abfluss von befestigten Flächen (66 %) und der atmosphärischen Deposition (26 %). Dagegen ist ein wieder zunehmender Eintrag aus der Landwirtschaft zu beobachten. Insgesamt stellen die Einträge über die Erosion 2006-2008 den dominierenden diffusen Eintragspfad dar (21 % des Gesamteintrages). Einträge in die Ostsee Die Frachten der Phosphor- und Stickstoffverbindun-gen deutscher Zuflüsse zur Ostsee sind seit vielen Jahren rückläufig (s. Abb. 70). Allerdings treten ab-flussbedingt sehr starke jährliche Schwankungen auf. Im Jahre 2010 wurden ca. 24.000 t Stickstoff und ca. 600 t Phosphor in die Ostsee eingetragen. Die Einträge in die Oberflächengewässer im deutschen Ostsee-Einzugsgebiet verringerten sich zwischen 1983-1987 und 2006-2008 von 63.018 t/a Stickstoff auf 26.616 t/a Stickstoff und von 3.645 t/a Phosphor auf 1.000 t/a Phosphor. Damit sind die Stickstoff- und Phosphoreinträge 2006-2008 gegenüber dem Zeitraum 1983-1987 um 58 % für Stickstoff und 72 % für Phos-phor zurückgegangen (s. Abb. 71 und 72). Die Verringerung der Stickstoffeinträge um 58 % konn-te hauptsächlich durch den starken Rückgang der Ein-träge aus Punktquellen in der Größenordnung von ca. 85 % erreicht werden. Der Anteil der Stickstoffeinträge aus Punktquellen an den Gesamtstickstoffeinträgen verringerte sich dabei im Untersuchungszeitraum von 25 % auf 8 %. Demge genüber nahm die Bedeutung der diffusen Quellen zu, wobei der Eintrag über die Land-wirtschaft mit 82 % die entscheidende Rolle spielt. Bei den Stickstoffeinträgen aus diffusen Quellen ist insge-samt eine Verminderung um ca. 48 % zu verzeichnen. Dabei sind die Dränagen mit 42 % und das Grundwas-ser mit 33 % des Gesamteintrages die dominierenden diffusen Eintragspfade. Abbildung 68: Stickstoffeinträge in die Oberflächengewässer im deutschen Einzugsgebiet der Nordsee Quelle: Umweltbundesamt (MoRE), Stand: Juni 20130 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1983-1987 1988-1992 1993-1997 1998-2002 2003-2005 2006-2008 Stickstoffeintrag in kt/a athmosphär. Dep Erosion Grundwasser Oberflächenabfluss Dränagen urbane Gebiete Punktquellen Abbildung 69: Phosphoreinträge in die Oberflächenge wässer im deutschen Einzugsgebiet der NordseeQuelle: Umweltbundesamt (MoRE), Stand: Juni 20130 10 20 30 40 50 60 70 1983-1987 1988-1992 1993-1997 1998-2002 2003-2005 2006-2008 Phosphoreintrag in kt/a athmosphär. Dep Erosion Grundwasser Oberflächenabfluss Dränagen urbane Gebiete Punktquellen Abbildung 70: Entwicklung der Nährstoffeinträge über deut-sche Flüsse in die Ostsee 1994-2010Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bundesländer für Berichterstattung HELCOM, Stand: 20110 1.000 2.000 3.000 4.000 5.000 6.000 7.000 0 5.000 10.000 15.000 20.000 25.000 30.000 35.000 40.000 45.000 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 Abfluss in m/a Fracht in t/a Gesamt-P Gesamt-N Abfluss in Mio. m3/a83Wasserwirtschaft in Deutschland Die Reduzierung der Phosphoreinträge um ca. 72 % ist ebenfalls vorwiegend auf die erzielte Verminderung der Einträge aus Punktquellen (93 %) zurückzuführen. Auf Grund der enormen Verminderung der Phosphor-einträge aus Punktquellen stellen diese 2006-2008 (18 %) gegenüber 1985 (72 %) nicht mehr den do-minierenden Eintragspfad dar. 2006-2008 betrugen die Phosphoreinträge aus diffusen Quellen 81 % der gesamten Phosphoreinträge, wobei die Landwirtschaft einen Anteil von ca. 64 % am Gesamteintrag hat. Ins-gesamt sind die Phosphoreinträge aus diffusen Quellen im Untersuchungszeitraum um 20 % zurückgegangen. Dies ist vor allem auf die Verminderung der Phos-phoreinträge aus dem Abfluss von befestigten Flächen (37 %) und dem Grundwasser (35 %) zurückzuführen. Für die Pfade Erosion und Dränagen gab es einen Anstieg der Einträge. Gleichzeitig ist ein erheblicher Anstieg der Einträge aus Abschwemmungen von vor-wiegend landwirtschaftlichen Flächen zu verzeichnen. Am Gesamteintrag haben von den diffusen Quellen das Grundwasser (30 %) und die Erosion (18 %) den größten Anteil.7.2.2.2 Eutrophierung der Nordsee Eutrophierung ist neben der Fischerei die größte Belastung der Nord- und Ostsee und spielt deshalb im Meeresschutz eine entscheidende Rolle. Zu ihrer Bekämpfung ist vor der Initiierung möglicher Maßnah-men eine detaillierte Bestandsaufnahme hinsichtlich des Eutrophierungsgrades unerlässlich. Unter dem OSPAR-Übereinkommen zum Schutz der Meeresum-welt des Nordostatlantiks wurde zu diesem Zweck eine zwischen den Vertrags staaten harmonisierte Eu-trophierungsbewertung, die „Common Procedure for the Identifi cation of the Eutrophication Status of the Maritime Area“ (COMP) entwickelt. Sie ist gleichzeitig eines der Hauptelemente der OSPAR-Strategie zur Bekämpfung der Eutrophierung von 2010, welche das Ziel hat, bis spätestens 2020 eine gesunde Meeresum-welt wieder herzustellen, in der Eutrophierung nicht länger auftritt. Dieses ambitionierte Ziel ist trotz einer signifikanten Reduktion der Nährstoffeinträge über die in die Nordsee mündenden Flüsse bis heute nicht erreicht. Das Ausweisungsverfahren besteht aus einem Satz von Bewertungskriterien, die eine har monisierte Eu-trophierungsbewertung von Meeresgebieten erlauben. Es werden sowohl der Grad der Nährstoffanreicherung als auch direkte und indirekte Eutrophierungseffekte bewertet (s. Tab. 29). Basierend auf dieser Bewertung erfolgt eine Einteilung in Problemgebiete (PG), poten-zielle Problemgebiete (PPG) und Nicht-Problemgebiete (NPG). Dieses Ausweisungsverfahren hat sich in der Praxis bewährt, muss aber noch neuen Herausforde-rungen (z. B. Klimawandel) angepasst werden. Die erste Anwendung der harmonisierten OSPAR-Eutrophierungsbewertung wurde 2003 publiziert. Der Bericht stuft die innere Deutsche Bucht einschließlich des Wattenmeeres als Problemgebiet ein. Seewärts schließt sich eine Übergangszone, das potenzielle Pro-blemgebiet an. Die Ergebnisse der Bewertung für die restliche Nordsee zeigen, dass vor allem die südliche Nordsee von Eutrophierung betroffen ist, zudem grö-ßere Gebiete an der norwegischen und schwedischen Küste sowie einige britische Ästuare. Die Ergebnisse der zweiten Anwendung des gemeinsamen Auswei-sungsverfahrens von Eutrophierungsproblemgebieten wurden im Juni 2008 vorgelegt. Der OSPAR-Bericht zeigt, dass das strategische Ziel einer gesunden Mee-resumwelt ohne Eutrophierung bisher nur teilweise erreicht wurde. Von den 204 bewerteten Gebieten hat OSPAR 106 meist küstennahe Gewässer als Problem-Abbildung 71: Stickstoffeinträge in die Oberflächengewässer im deutschen Einzugsgebiet der Ostsee Quelle: Umweltbundesamt (MoRE), Stand: Juni 201370 0 10 20 30 40 50 60 1983-1987 1988-1992 1993-1997 1998-2002 2003-2005 2006-2008 Stickstoffeintrag in kt/a athmosphär. Dep Erosion Grundwasser Oberflächenabfluss Dränagen urbane Gebiete Punktquellen Abbildung 72: Phosphoreinträge in die Oberflächenge wässer im deutschen Einzugsgebiet der Ostsee Quelle: Umweltbundesamt (MoRE), Stand: Juni 20130,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 1983-1987 1988-1992 1993-1997 1998-2002 2003-2005 2006-2008 Phosphoreintrag in kt/a athmosphär. Dep Erosion Grundwasser Oberflächenabfluss Dränagen urbane Gebiete Punktquellen 84 Wasserwirtschaft in DeutschlandAbbildung 73: OSPAR Eutrophierungsstatus 2007 in der Nord-see (Bewertungszeitraum 2001-2005) Rote Gebiete = Problemgebiete (PG) gelbe Gebiete = potentielle Problemgebiete (PPG) Nationale Zuständigkeitsgrenzen sind durch graue Linien markiert.Quelle: OSPAR Commission, 2008Abbildung 74: Eutrophierungsstatus in der Deutschen Bucht und der deutschen ausschließlichen Wirtschaftzone (2007) PPA = Potentielles Problemgebiet, PA = ProblemgebietQuelle: OSPAR-Commission, 2007Tabelle 29: Kriterien zur Bewertung physiko-chemischer und biologischer EutrophierungsparameterKategorie BewertungsparameterI GradderNährstoffanreicherung1 Flusseinträge und direkte Einträge Erhöhte Einträge und/oder steigende Trends (im Vergleich zu früheren Jahren)2 Nährstoffkonzentrationen Erhöhte Gehalte (definiert als Konzentration > 50 % über salzgehaltsnormierter und/oder regionalspezifischer Hintergrund- konzentration) von Winter-DIN und/oder DIP und Gesamtstickstoff und -phosphor3 Winter N/P Verhältnis (Redfield N/P = 16) Erhöht im Vergleich zum natürlichen Redfield Verhältnis (> 50 % Abweichung: > 25)II DirekteEffektederNährstoffanreicherung(inderWachstumsperiode)1 Chlorophyll a Konzentration Erhöhte maximale und mittlere Gehalte oder 90 Perzentile (definiert als Konzentration > 50 % über regionalen (z. B. offene See) Hintergrundkonzentrationen)2 Regional-/Gebietsspezifische Phytoplankton Indikatorarten Erhöhte Dichten (und erhöhte Blütendauer)3 Makrophyten einschließlich Makroalgen (regional spezifisch) Verschiebungen von langlebigen zu kurzlebigen (störenden) Arten (z. B. Ulva) Erhöhte Dichte, insbesondere von opportunistischen GrünalgenIII IndirekteEffektederNährstoffanreicherung(inderWachstumsperiode)1 Grad der Sauerstoffverarmung Herabgesetzte Gehalte (< 2 mg/l: akut toxisch, 4 - 6 mg/l: Sauerstoffarmut) 2 Veränderungen/Absterben bei Zoobenthos und Fischen Absterben (verursacht durch Sauerstoffmangel und/oder giftige Algen) Langzeitveränderungen im Zoobenthos (Biomasse und/oder Artenzusammensetzung)3 Organischer Kohlenstoff/organische Substanz Erhöhte Gehalte (in Relation zum Sauerstoffmangel, relevant in Sedimentationsgebieten)IV AnderemöglicheEffektederNährstoffanreicherung(inderWachstumsperiode)1 Algentoxine (DSP/PSP-Auftreten in Muscheln) Vorkommen (Phytoplankton Indikatorarten)DSP = Diarrhetic Shellfish Poisoning (diarrhöische Muschelvergiftung beim Menschen)PSP = Paralytic Shellfish Poisoning (paralytische Muschelvergiftung beim Menschen)Quelle: OSPAR Commission, 200885Wasserwirtschaft in Deutschlandgebiete eingestuft, darunter auch alle Küstengewässer der Nordsee (s. Abb. 73). Im Vergleich mit dem Zu-standsbericht von 2003 hat sich der Eutrophierungs-status der Nordsee bis 2005 nicht wesentlich verän-dert. Obwohl die Nährstoffkonzentrationen entlang der Küste aufgrund teilweise erheblicher Reduktionen der Nährstoffeinträge über die Flüsse gesunken sind, spiegelt sich dieser Trend noch nicht in einer Abnahme der Phytoplanktonkonzentration (ermittelt als Chloro-phyllgehalt) wider. Die südliche Nordsee, Kattegat und Skagerrak zählen weiterhin zu den am stärksten eu-trophierten Regionen des Nordostatlantiks. Die dritte Anwendung der OSPAR-Eutrophierungsbewertung ist erst für 2016 vorgesehen. Damit soll eine Nutzung für die für 2018 anstehende Folgebewertung der EU-Mee-resstrategierahmenrichtlinie gewährleistet werden. Die OSPAR-Vertragsparteien hatten sich verpflichtet, die Einträge von Stickstoff und Phosphor um 50 % gegenüber 1985 zu senken. Während dieses Redukti-onsziel für Phosphor von nahezu allen Anrainerstaa-ten bereits vor längerer Zeit erreicht wurde, sind insbe-sondere für Stickstoff noch weitere Anstrengungen der meisten Vertragsstaaten (abgesehen von Dänemark, den Niederlanden und Deutschland) notwendig. Re-duktionsszenarien mit Hilfe von Ökosystemmodellen haben gezeigt, dass das angestrebte Reduktionsziel von 50 % der Nährstoffeinträge über die Flüsse nicht ausreicht, um die Eutrophierung in den Problemge-bieten zu eliminieren. Je nach Gebiet können Reduk-tionen bis zu 90 % für Stickstoff erforderlich sein. Ein Problem stellt auch die zeitverzögerte Reaktion des Ökosystems Meer auf reduzierte Nährstoffeinträge dar. Nach Schätzungen könnte es 10 bis 30 Jahre dauern, bis sich der Eutrophierungsstatus einer betroffenen Region signifikant verbessert. OSPAR hat erkannt, dass eine pauschale Zielsetzung, wie in der Vergangenheit praktiziert, ein guter und wichtiger erster gemeinsamer Schritt zur Bekämp-fung der Eutrophierung war. Gegenwärtig werden individuelle Zielsetzungen für die einzelnen bereits identifizierten Problemgebiete festgelegt und dabei Nährstoffeinträge aus benachbarten Meeresregionen, die eventuell keine Eutrophierungssymptome zeigen, sowie atmosphärische Stickstoffeinträge in die Bilan-zierungen einbezogen. Die deutsche Nordseeküste und die deutsche aus-schließliche Wirtschaftzone wurden übergreifend als Problemgebiete der Eutrophierung klassifiziert (Abb. 74). Hauptgrund für die Eutrophierung der Deut-schen Bucht sind die Nährstoffeinträge aus Flüssen, aber auch der Ferntransport von der englischen Küste, aus dem Englischen Kanal sowie von der niederlän-dischen Küste mit der gegen den Uhrzeigersinn ver-laufenden Hauptströmungsrichtung der Nordsee und atmosphärische Stickstoffeinträge. Mit zunehmender Verdün nung zur Hohen See hin nehmen die Eutrophie-rungsprobleme ab. Eutrophierungseffekte in der deut-schen Nordsee umfassen erhöhte Phytoplanktonbio-masse, regelmäßigen sommerlichen Sauerstoffmangel in den Flussmündungen und häufig im Bodenwasser der Deutschen Bucht, eingeschränkte Sichttiefen, eingeschränkte Verbreitung von Makrophyten und Veränderungen in den Beständen bodenlebender Or-ganismen (Zoobenthos). Auch in der offenen Nordsee (äußerer Entenschnabel) wurden gelegentlich Sauer-stoffmangel und das Auftreten von Eutrophierung an-zeigenden Phytoplankton-Indikatorarten beobachtet. Langzeituntersuchungen von Nährstoffen und Plank-ton in der Deutschen Bucht zeigen, dass die Phosphat-Eutrophierung in der Deutschen Bucht schon in den 1960er Jahren begann, u. a. nachdem phosphathaltige Waschmittel in größeren Mengen einge setzt wurden. Bis Mitte der 1970er Jahre hatten sich die winterlichen Phosphat-Konzentrati onen bei Helgoland im Jahresmit-tel stark erhöht. Sie blieben für etwa ein Jahrzehnt auf die sem Niveau und sanken danach wieder ab (Abb. 75), eine Folge der Maßnahmen zur Phosphat-Redu zierung wie der Einführung phosphatfreier Waschmittel und Abbildung 75: Zeitreihe der Konzentration von gelöstem organischem Nitrat (DIN) (links) und der Phosphatkonzentrationen (rechts) und Standardabweichungen im Winter in der Deutschen Bucht im Vergleich zu den OSPAR-OrientierungswertenQuelle: Bundesamt für Schifffahrt und Hydrographie, 201312 µmol/l 1936 1978 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 1936 1978 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 0 10 20 30 40 50 60 70 Mittlere Nitratkonzentration, Salzgehalt =30 in μmol/l 1936 1978 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 1936 1978 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 Mittlere Phosphatkonzentration, Salzgehalt =30 in μmol/l 0,6 µmol/l 86 Wasserwirtschaft in Deutschlanddem Einbau von Phosphatelimi nationsanlagen in industriellen und kommunalen Kläranlagen. Die win-terlichen Nitrat-Konzentrationen zeigten erst in den 1980er Jahren einen starken Anstieg und im Vergleich zu Phosphat einen viel geringeren Rückgang der Kon-zentrationen seit 1990 (Abb. 75). Während für Phosphat der Orientierungswert von 0,6 µmol/l bzw. 0,06 mg/l gegenwärtig fast erreicht ist, wird der Orientierungs-wert für Nitrat (12 µmol/l bzw. 0,74 mg/l) immer noch um das mehr als Dreifache überschritten und die Konzentrationen stagnieren in den letzten Jahren auf diesem hohen Niveau. Deshalb kann hinsichtlich der ökologischen Auswirkungen der Eutrophierung noch keine Entwarnung gegeben werden. Im Wattenmeer sind Blüten der Schleimkugel- oder „Schaumalge“ Phaeocystis globosa besonders auffällig (Abb. 76). Beim Absterben dieser Algenzellen schlagen die Wellen die Gelatineschicht zu Schaum auf, der dann in großen Mengen durch den Wind an den Strand geweht wird.Abbildung 76: Schaumalgen am Spiekerooger StrandQuelle: Umweltbundesamt Seit Beginn der 1980er Jahre wurde im Sommer in der Deutschen Bucht wiederholt Sauer stoffmangel in den bodennahen Wasserschichten beobachtet. Das Auf treten dieses großflächigen Phänomens folgte un-gewöhnlichen Blüten des Phytoplanktons im Frühjahr. Beim mikrobiellen Abbau abgesunkener Biomasse kommt es unter bestimmten hydrografischen wie meteorologischen Bedingungen (geschichteter Wasser-körper) zu einer Sauerstoffzehrung im Bodenwasser. Je nach räumlicher Ausdehnung und Dauer des Sau-erstoffmangels werden die am Boden lebenden Tiere mehr oder weni ger geschädigt. Angepasste, robuste opportunistische Arten überstehen diese Situation bes-ser als empfindlichere Arten, wie z. B. Seesterne und Seeigel. Fische fliehen in Abhängigkeit ihrer Lebens-weise und weisen deshalb deutlich höhere Überlebens-raten auf als festsitzende Lebewesen. An der Nordseeküste bildet das Wattenmeer einen spezifischen Lebensraum, auch hinsichtlich der Eu-trophierung, da organische Stoffe importiert werden und Abbauprozesse die Primärproduktionsleistung übersteigen können. Das Wattenmeer wurde nach Anwendung des OSPAR-Ausweisungsverfahrens für 2000-2005 von den Anrainerstaaten Dänemark, Deutschland und Niederlande als Problemgebiete der Eutrophierung eingestuft. Die Eutrophierung hat im Wattenmeer zu Algenblüten (Schaumalge Phaeocystis und grüne Makroalgen), einer Abnahme des Seegras-bestandes und Sauerstoffmangel in den Sedimenten geführt. Es gibt regionale Unterschiede im Eutrophie-rungsgrad, wobei das südliche Wattenmeer allgemein stärker von Eutrophierung betroffen ist. Im niedersächsischen Wattenmeer treten immer wie-der höhere Zelldichten potenziell toxischer Dinophysis-Arten auf, die ein Gift bilden, welches beim Menschen Durchfall und Erbrechen verursachen kann (DSP Diarrhetic Shellfish Poising). Die Aufnahme erfolgt durch Verzehr von Miesmuscheln, die dieses Toxin nach Fraß von Dinophysis anreichern können. Bei Überschreitung der DSP-Grenzwerte in Muschelweich-körpern wird die Ver marktung von Miesmuscheln in Deutschland eingestellt. Makroskopisch sichtbare Grünalgenteppiche traten im Wattenmeer vor rund zwanzig Jahren erstmals großflächig auf und sind ein Zeichen der fortschreitenden Eutrophierung (Abb. 77). Sie beeinträchtigen die Wattbodenfauna und See-graswiesen des Gezeitenbereiches. Die überlagerten Bodenbewohner sterben durch Sauerstoffmangel oder dadurch eventuell be dingte Sulfidvergiftung. Das Auftreten von Grünalgenmatten hat die sommer-liche Wattland schaft augenfällig verändert. Seit den 1990er Jahren gibt es einen allgemeinen Trend der Abnahme der Ausdehnung dieser Grünalgenteppiche im schleswig-holsteinischen Wattenmeer, der jedoch Schwankungen unterworfen ist (Abb. 78). Auch die Aus-breitung der Grünalgenmatten im niedersächsischen Wattenmeer ist stark rückläufig.Abbildung 77: Grünalgen auf Wattflächen. Quelle: Umweltbundesamt Die Zunahme der Seegrasbestände im schleswig-holsteinischen Wattenmeer wird als Zeichen einer abnehmenden Eutrophierung gedeutet, denn seit 1994 wird eine stetige Ausbreitung der Bestände (> 20 % 87Wasserwirtschaft in DeutschlandBedeckung) beobachtet (Abb. 79). Im August 2011 er-reichten im nordfriesischen Watt die Seegrasbestände die größte bisher erfasste Ausbreitung (150 km2 oder 16 % der Wattfläche). Auch die Seegrasbestände im Gezeitenbereich der niedersächsischen Küste waren bis 2000-2002 insgesamt einem deutlichen Rückgang unterworfen. Den Ergebnissen der letzten Kartierung vom Sommer 2008 zufolge ist mittlerweile eine Aus-dehnung der Bestände erfolgt, die jedoch nicht alle Bereiche der niedersächsischen Küste betrifft. So sind die Bestände des Großen Seegrasgrases Zostera marina in der Emsmündung nahezu erloschen. 7.2.2.3 Eutrophierung der Ostsee Das Bewertungsverfahren von OSPAR hat HELCOM weiterentwickelt und, wie in der EU-Wasserrahmen-richtlinie, eine fünfstufige Bewertung eingeführt. In der gesamten Ostsee hat HELCOM von den 189 unter-suchten Gebieten im Bewertungszeitraum 2001-2006 nur 13 als „nicht eutrophiert“ eingestuft, unter ihnen die offene Bottenwiek und das nordöstliche Kattegat (Abb. 80). In der deutschen Ostsee wurden die Mecklen-burger Bucht (Sauerstoffmangel) und der Fehmarn-Belt (eingeschränktes Vorkommen von Makrophyten) als unbefriedigend eingestuft, die Wismarer Bucht (Sauer-stoffmangel, hohe Phytoplanktonbestände), die Lübe-cker Bucht (eingeschränktes Vorkommen von Makro-phyten), die Kieler Bucht und die Flensburger Förde (eingeschränktes Vorkommen von Makrophyten) sogar als schlecht bewertet. Auf Grund der hohen Phyto-planktonbestände wurden die Ökosysteme im Arkona Becken und in den äußeren Darß-Zingst-Gewässern als mäßig eingestuft. Der Ostseeaktionsplan von 2007 legt feste Reduk-tionsziele für die Ostseeanrainerstaaten fest. Diese wurden auf der Grundlage verbesserter Modelle und wissenschaftlich abgeleiteter Zielwerte überarbeitet. Auf dem HELCOM-Ministertreffen am 3. Oktober 2013 in Kopenhagen wurden neue Nährstoffreduktionsziele verabschiedet, die erstmals auch atmosphärische Stickstoffeinträge berücksichtigen. Deutschland hat sich in der Ministererklärung verpflichtet, sei-ne Stickstoffeinträge bis 2016 um 7.670 t und die Phosphoreinträge um 170 t zu senken. Maßnahmen zur Reduktion von Nährstoffeinträgen sind z. B. eine Reduktion des Einsatzes von Düngemitteln in der Landwirtschaft, der Anbau von Zwischenfrüchten zur Verhinderung der Bodenerosion, die Etablierung von Abbildung 80: HELCOM-Klassifizierung des Eutrophierungs-status der Ostsee Grün = guter Zustand, entspricht‚ Gebieten die nicht von Eutrophierung betroffen sind; gelb = mäßiger Zustand; orange = unbefriedigender Zustand; rot = schlechter Zustand. HEAT = HELCOM Eutrophication Assessment Tool. Quelle: HELCOM, 2009Abbildung 78: Wattflächen (km2) mit Grünalgen der Bede-ckungskategorien >20 % nach Befliegungen im Schleswig-Holsteinischen Wattenmeer in den Sommern 1995-2012. Angegeben sind die saisonalen Maxima.Quelle: Landesamt für Küsten- und Naturschutz Tönning, 20120 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 Mit Grünalgen bedeckte Wattflächen (>20% Bedeckung) in km2 Abbildung 79: Fläche (km²) der Seegraswiesen (Bedeckung > 20 %) auf nordfriesischen Watten nach Befliegungen im August oder September zwischen 1994 und 2012Quelle: Landesamt für Küsten- und Naturschutz Tönning, 2012 0 20 40 60 80 100 120 140 160 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 Mit Seegraswiesen bedeckte Wattflächen (Bedeckung >20%) in km288 Wasserwirtschaft in DeutschlandFeuchtgebieten und Pufferzonen die Nährstoffe auf-fangen, eine verbesserte Abwasserreinigung und erste Reduktionsbemühungen beim Abgasausstoß im See-schiffsverkehr. Darüber hinaus haben Wissenschaftler herausgefunden, dass auch die Überfischung zur Eutrophierung beiträgt. So vermehrt sich durch den Rückgang des Räubers Dorsch die Sprotte, die sich von Zooplankton ernährt. Weniger Zooplankton kon-sumiert weniger Phytoplankton und führt so zu einer gesteigerten Eutrophierung. Durch den direkten Zustrom aus den Flüssen sind die mecklenburgischen Küstengewässer und Bodden deut-lich stärker durch Nährstoffeinträge belastet als die Ostsee außerhalb der 1 Seemeilen Zone. Während die Phosphatwerte in der Regel um das zwei- bis dreifache höher als an der Außenküste sind, können die Nitrat-konzentrationen die Werte der vorgelagerten Ostsee um Größenordnungen überschreiten. Besonders in der Inneren Schlei, der Unterwarnow, dem Kleinen Haff und der Pommerschen Bucht ist dies der Fall. In den Boddengewässern traten deutliche Rückgänge der Nährstoffkonzentrationen auf, während sich für die Küstengewässer bisher noch keine signifikante Abnahme seit 1997 ergab. Ursache ist vermutlich eine Remobilisierung großer Phosphatmengen aus den Se-dimenten bei Sauerstoffmangel. Für den Saaler Bodden z. B. steht einem externen Phosphor-Eintrag von 17 t eine interne Belastung von 88 bis 212 t gegenüber. Für die offene Ostsee zeigen längere Datenreihen einen Anstieg der Nitratkonzentrationen bis in die späten 1980er Jahre, gefolgt von einer stetigen Abnahme. Die Phosphatkonzentrationen folgen diesem Trend, sind aber in den letzten Jahren starken Schwankungen un-terworfen. Ein bekannter Effekt der Eutrophierung ist erhöhtes Algenwachstum verbunden mit den be reits geschil-derten möglichen negativen Auswirkungen auf das Ökosystem. Trenduntersu chungen seit 1979 zeigen für die Ostsee eine deutliche Zunahme von Dinoflagella-ten und eine Abnahme der Diatomeen (Kieselalgen). Periodisch kommt es immer wieder zu starken Blau-algenblüten und riesige Algenteppiche werden an die Strände Mecklenburg-Vorpommerns und Schleswig-Holsteins verdriftet (Abb. 81). Die Algenblüten führen zu einer Verringerung der Sichttiefen, die z. B. in den Mündungsgebieten von Oder und Warnow unter 0,5 m liegen. Sauerstoffmangel ist in der Ostsee ein natürlich auftre-tendes Phänomen. Allerdings haben Häufigkeit, Stärke und die räumliche Ausdehnung der sauerstoffarmen und sauerstofffreien Zonen (Totzonen) durch übermä-ßige Nährstoffeinträge aufgrund menschlicher Aktivi-täten deutlich zugenommen. In den Küstengewässern Schleswig-Holsteins und Mecklenburg-Vorpommerns kommt es wie vor der dänischen Küste in jedem Jahr in Sommer und Herbst zu Sauerstoffdefiziten im grundna-hen Wasser. Sauerstoffmangel in sommerlich geschich-teten Gewässern wurde in der Mecklenburger Bucht, Lübecker Bucht, Kieler Bucht und benachbarten Buch-ten und Förden festgestellt. Eine aktuelle Erhebung der Sauerstoffgehalte in der westlichen Ostsee zeigt, dass 68 % aller Messwerte an den Stationen mit über 15 m Wassertiefe auf die Klassen schlecht und ungenügend entfallen, d. h. es gibt dort weniger als 1-2 mg Sau-erstoff pro Liter. Bodenlebende Organismen werden durch den Sauerstoffmangel stark beeinträchtigt. Die Erholung des Makrozoobenthos nach Sauerstoffman-gelereignissen kann bis zu 4 Jahre dauern. Die Unter-wasservegetation reagiert sehr empfindlich auf hohe Nährstoffeinträge. Die damit verbundene höhere Trü-bung der Wassersäule durch das Phytoplankton führt zu einer Verschlechterung des Unterwasserlichtklimas und damit zu einer Verkleinerung des besiedelbaren Lebensraumes. Großalgen und Blütenpflanzen werden aus den tieferen Bodenbereichen in die Flachwasser-zonen der Küstengewässer verdrängt. Die historischen Verbreitungstiefen werden für Seegras (10 m) und Bla-sentang (20 m) heute bei weitem nicht mehr erreicht. Der Blasentang ist nach neuesten Untersuchungen kaum noch an der Küste Mecklenburg-Vorpommerns zu finden. Seegraswiesen in der Prerower Bucht sind von fädigen Algen überwachsen, die sich als Folge der Über-düngung ansiedeln und das Seegras niederdrücken.7.2.3 Schwermetalle Metalle kommen durch natürliche Prozesse wie Verwitterung, Vulkanismus und Ausgasun gen in der Umwelt vor. Metallkonzentrationen, die aus diesen natürlichen Eintragungen her rühren, werden als Hin-tergrundkonzentrationen bezeichnet. Einträge durch menschliche Ak tivitäten haben dazu geführt, dass die Schwermetallkonzentrationen in der Meeresumwelt zumeist weit über den Hintergrundkonzentrationen liegen. Haupteintragspfade sind die Flüsse und die Atmosphäre. Die Toxizität der Schwermetalle ist von vielen Faktoren abhän gig. Sie nimmt generell in der Reihe Quecksilber, Cadmium, Zink, Nickel und Kobalt ab. Ent scheidend ist, in welcher Verbindung die Metalle Abbildung 81: Algenmatten am Strand von Glowe auf RügenQuelle: W.Leujak89Wasserwirtschaft in Deutschlandvorliegen. Für den menschlichen Organismus sind viele Metalle gesundheitsschädlich. Sie reichern sich in der Nahrungskette an und gelangen so auch in den menschlichen Körper. Schwermetalle in der Meeresum-welt werden regelmäßig im Wasser, im Sediment und in Organismen (Biota) gemessen. 7.2.3.1 Einträge Einträge in die Nordsee Die Quecksilber- und Cadmium-Einträge über Elbe, Weser und Ems in die Nordsee sind seit Jahren rück-läufig. Sie betrugen im Jahre 2010 nur noch 12 % (Quecksilber) bzw. 38 % (Cadmium) der Einträge im Bezugsjahr 1990 (s. Abb. 83). Maßnahmen wie modernisierte Abwasserreinigungs-techniken trugen zu einer Abnahme der Schwermetall-einträge entscheidend bei. Dennoch werden gelegent-lich erhöhte Konzentrationen gemessen, insbesondere nach niederschlagsreichen Perioden mit nachfolgen-dem Hochwasser (z. B. 2002), das die in den Flussse-dimenten akkumulierten Schadstoffe mobilisiert und damit zu einem erhöhten Schwermetalleintrag in die Küstengewässer führt. Die Schwermetalleinträge in die Oberflächengewässer im deutschen Nordseeeinzugsgebiet sind zwischen 1983-1987 und 2006-2008 stark zurückgegangen (s. Tabelle 30). Die niedrigste Eintragsreduzierung liegt für Nickel (42 %) vor, da hier der nicht beeinflussbare geogene Anteil (Grundwasserpfad (45 % vom Gesamteintrag)) recht hoch ist. Die größte Eintragsreduzierung konnten für Quecksilber (96 %) und Cadmium (87 %) erreicht werden. Diese Ergebnisse sind vor allem auf die dras-tische Reduzierung der industriellen Direkteinträge (Punktquellen) mit 95 % für Blei bis zu 99 % für Quecksilber zurückzuführen. Einen entscheidenden Beitrag zu dieser Umweltentlastung haben Maßnah-men im Bereich der Industrie auf Grund verschärfter gesetzlicher Anforderungen geleistet, aber auch der seit 1990 eingetretene Einbruch industrieller Aktivitä-ten in den neuen Bundesländern (Elbeeinzugsgebiet). 2006-2008 spielten industrielle Direkteinleitungen für den Schwermetalleintrag mit Anteilen am Ge-samteintrag zwischen 0,5-9 % nur noch eine unter-geordnete Rolle. Die Bedeutung der Einleitungen aus kommunalen Kläranlagen (Punktquellen) ist zwar nach wie vor hoch, jedoch werden 2006-2008 die Gewässerbelastungen durch diffuse Quellen dominiert. Die bedeutendsten Eintragspfade sind urbane Flächen (vor allem Kanalisationen und nicht an die Kanalisa-tion angeschlossene Einwohner), die Erosion und der Grundwasserzufluss. Ein wesentlicher Schwermetalleintrag in die Oberflä-chengewässer stammt aus urbanen Flächen, zu denen Einträge aus Misch- und Trennsystemen der Kanali-sation gehören. Diese Mischwasserentlastungen und Niederschlagsabflüsse aus Trennsystemen verursachen 3-30 % der gesamten Schwermetalleinträge. Dabei werden besonders hohe Anteile am Gesamteintrag bei Zink (32 %), Kupfer (31 %) und Blei (20 %) erreicht. Da in den Mischsystemen ein bedeutender Anteil des Abbildung 83: Schwermetalleinträge über die deutschen Zu-flüsse in die Nordsee 1990-2010 Quelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bundesländer für Berichterstattung OSPAR, Stand: 2011-120 -70 -20 30 80 130 180 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1996 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 Trend in % (1990=100) Schwermetallfrachten deutscher Flüsse in die Nordsee (Elbe, Weser, Ems und Eider) Jahr Cd Hg Cu Pb Zn Abbildung 82: Stationsbezogene klassifizierte Sauerstoff-gehalte im Tiefenwasser der westlichen Ostsee im September, 2012Quelle: Landesamt für Landwirtschaft, Umwelt und ländliche Räume Schleswig-Holstein90 Wasserwirtschaft in DeutschlandNiederschlagsabflusses zur Kläranlage weitergeleitet wird, ergibt sich hier eine geringere Gewässerbelas-tung mit Schwermetallen als beim Trennsystem. Durch Erosion werden vor allem die Metalle Chrom (60 %) und Blei (54 %) in die Gewässer eingetragen. Zwischen den einzelnen Flussgebieten bestehen signifikante Belastungsunterschiede insbesondere aufgrund von Unterschieden in der Landnutzung und dem Abfluss-geschehen. Einträge in die Ostsee Die Schwermetalleinträge über die deutschen Zuflüsse in die Ostsee nahmen seit 1994 zum Teil deutlich ab. Für einige Schwermetalle steigen die Stofffrachten erwartungsgemäß proportional mit den erhöhten Abflussmengen in niederschlagsreichen Jahren. Der drastische Rückgang der Quecksilber-Frachten um 96 % bis 2010 im Vergleich zu 1994 zeigt demgegen-über, dass die Emissionen anthropogen eingetragener Metalle seit Beginn der 1990er Jahre erheblich und kontinuierlich zurückgegangen sind (s. Abb. 84). Die Schwermetalleinträge in die Oberflächengewässer im deutschen Ostsee-Einzugsgebiet sind insgesamt zwischen 1983-1987 und 2006-2008 stark zurückge-gangen (s. Tabelle 31). Die generelle Verringerung der Einträge ist vor allem auf die drastische Reduzierung der Einträge aus der Industrie zurückzuführen, die sich widerspiegelt in einer Reduzierung industrieller Direkteinträge, Einträge über atmosphärische Depo-sition, Einträge über urbane Flächen und kommunale Kläranlagen (industrielle Indirekteinleitungen). Einen entscheidenden Beitrag zu dieser Umweltentlastung haben Maßnahmen im Bereich der Industrie auf Grund verschärfter gesetzlicher Anforderungen geleistet, so-wie der seit 1990 eingetretene Rückgang industrieller Aktivitäten im deutschen Odereinzugsgebiet. Die Bedeutung der Einleitungen aus kommunalen Kläranlagen (Punktquellen) ist mit 0 % (Quecksilber) bis 8 % (Kupfer) am Gesamteintrag gering. 2006-2008 haben diffuse Quellen die Gewässerbelastung dominiert. Die wichtigsten Eintragspfade sind urbane Flächen (vor allem Kanalisationen und nicht an die Kanalisation angeschlossene Einwohner), die Erosion und der Grundwasserzufluss. Ein wesentlicher Schwermetalleintrag in die Oberflä-chengewässer stammt aus urbanen Flächen, zu denen Einträge aus Misch- und Trennsystemen gehören. Diese Mischwasserentlastungen und Niederschlagsabflüsse aus Trennsystemen verursachen 3 - 42 % der gesamten Schwermetalleinträge. Dabei werden besonders hohe Anteile bei Zink (42 %), Kupfer (34 %) und Blei (32 %) erreicht. Da in den Mischsystemen ein bedeutender Anteil des Niederschlagsabflusses zur Kläranlage Tabelle 30: Einträge von Quecksilber, Nickel, Cadmium, Blei, Zink, Kupfer und Chrom aus Punkt- und diffusen Quellen im deutschen Einzugsgebiet der Nordseeatmosphärische Deposition [t/a]Altbergbau [t/a]Erosion [t/a]Grund wasser [t/a]industrielle Direkt einleiter [t/a]Oberflächen-abfluss [t/a]Drainagen [t/a]Urbane Systeme [t/a]Kläranlagen (WWTP) [t/a]Gesamt [t/a]Quecksilbereinträge in die Oberflächengewässer, gerundet1983-1987 0,64 0,010 0,24 0,28 22 0,78 0,30 2,3 2,5 291998-2002 0,063 0,010 0,25 0,29 0,13 0,13 0,31 0,53 1,2 2,92006-2008 0,067 0,013 0,25 0,29 0,084 0,11 0,30 0,17 0,012 1,3Nickeleinträge in die Oberflächengewässer, gerundet1983-1987 9,7 17 98 192 179 11 38 71 125 7401998-2002 2,9 17 97 197 18 8,0 39 19 68 4662006-2008 2,7 18 101 193 16 6,0 38 13 39 428Cadmiumeinträge in die Oberflächengewässer, gerundet1983-1987 7,4 2,0 0,91 1,1 21 3,1 0,59 11 6,2 531998-2002 0,21 2,0 0,94 1,2 0,42 0,73 0,62 1,4 1,9 9,42006-2008 0,21 1,5 0,99 1,1 0,54 0,51 0,60 0,57 1,1 7,1Bleieinträge in die Oberflächengewässer, gerundet1983-1987 54 9,0 108 6,2 125 157 1,2 253 51 7631998-2002 8,5 9,0 108 6,4 14 16 1,2 70 25 2582006-2008 7,0 7,8 114 6,3 6,4 15 1,2 43 11 211Zinkeinträge in die Oberflächengewässer, gerundet1983-1987 210 371 222 170 2814 344 80 1268 822 63001998-2002 63 371 228 174 99 194 84 980 419 26122006-2008 47 365 240 171 120 122 81 741 405 2292Kupfereinträge in die Oberflächengewässer, gerundet1983-1987 36 14 55 58 398 41 17 156 135 9111998-2002 8,2 14 57 60 32 41 18 133 101 4632006-2008 8,0 13 59 59 27 24 17 132 83 421Chromeinträge in die Oberflächengewässer, gerundet1983-1987 2,7 0,26 126 15 442 10 19 38 106 7591998-2002 0,82 0,26 127 15 16 3,3 20 9,1 31 2222006-2008 2,3 0,32 134 15 18 3,9 20 8,4 22 223 Quelle: Umweltbundesamt (MoRE), Stand: Juni 201391Wasserwirtschaft in DeutschlandTabelle 31: Einträge von Quecksilber, Nickel, Cadmium, Blei, Zink, Kuper und Chrom aus Punkt- und diffusen Quellen im deutschen Einzugsgebiet der Ostseeatmosphärische Deposition [t/a]Altbergbau [t/a]Erosion [t/a]Grund wasser [t/a]industrielle Direkt einleiter [t/a]Oberflächen-abfluss [t/a]Drainagen [t/a]Urbane Systeme [t/a]Kläranlagen (WWTP) [t/a]Gesamt [t/a]Quecksilbereinträge in die Oberflächengewässer, gerundet1983-1987 0,34 0 0,005 0,026 0,001 0,077 0,050 0,13 0,041 0,661998-2002 0,022 0 0,005 0,018 0,001 0,009 0,052 0,030 0,012 0,152006-2008 0,019 0 0,005 0,018 0,001 0,009 0,053 0,007 0 0,11Nickeleinträge in die Oberflächengewässer, gerundet1983-1987 6,1 0 1,0 17 0 1,2 6,3 4,1 4,1 401998-2002 1,2 0 1,0 12 0,32 0,56 6,6 1,1 1,0 242006-2008 1,1 0 1,1 12 0,21 0,42 6,7 0,80 0,85 23Cadmiumeinträge in die Oberflächengewässer, gerundet1983-1987 5,9 0 0,014 0,10 0 0,31 0,10 1,0 0,41 7,91998-2002 0,077 0 0,016 0,071 0,022 0,052 0,10 0,084 0,027 0,452006-2008 0,068 0 0,017 0,072 0,018 0,040 0,11 0,033 0,011 0,36Bleieinträge in die Oberflächengewässer, gerundet1983-1987 24 0 1,9 0,56 0,18 16 0,20 14 2,0 581998-2002 2,5 0 2,0 0,39 0,89 1,0 0,21 4,4 0,32 122006-2008 1,8 0 2,1 0,39 0,11 1,1 0,21 2,7 0,10 8,5Zinkeinträge in die Oberflächengewässer, gerundet1983-1987 111 0 3,6 15 0 35 14 71 9,9 2591998-2002 25 0 3,9 11 9,5 13 14 61 5,5 1432006-2008 17 0 4,3 11 4,2 9,4 14 47 5,5 113Kupfereinträge in die Oberflächengewässer, gerundet1983-1987 20 0 1,1 5,3 0 4,3 2,8 6,9 3,3 441998-2002 3,3 0 1,2 3,6 0,22 2,7 3,0 7,8 2,3 242006-2008 3,3 0 1,3 3,7 0,26 1,8 3,0 8,0 2,0 23Chromeinträge in die Oberflächengewässer, gerundet1983-1987 1,24 0 1,7 1,3 18 1,4 3,3 1,9 3,1 321998-2002 0,32 0 1,8 0,92 0,11 0,29 3,4 0,55 0,28 7,62006-2008 0,93 0 1,9 0,93 0,01 0,30 3,5 0,53 0,28 8,3Quelle: Umweltbundesamt (MoRE), Stand: Juni 2013Abbildung 84 a-b: Einträge ausgewählter Schwermetalle über deutsche Flüsse in die Ostsee 1994-2010 in t/aQuelle: Umweltbundesamt nach Angaben der Bundesländer für Berichterstattung HELCOM, Stand 20110501001502002501994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 20101200Hg-Fracht Cd-Fracht02.0004.0006.0008.00010.00012.00014.00016.00018.0001994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2008 2010Cu-Fracht Pb-Fracht Ni-Frachtweitergeleitet wird, ergibt sich hier eine geringere Ge-wässerbelastung als beim Trennsystem. Durch Erosion werden vor allem die Metalle Chrom (23 %) und Blei (24 %) in die Gewässer eingetragen. Im Vergleich zum Nordseegebiet tritt dieser Pfad in seiner Bedeutung zurück. So spielt für Quecksilber im Ostseegebiet der Eintragspfad über Dränagen mit 47 % am Gesamt-eintrag und für Blei über atmosphärische Deposition (21 %) eine größere Rolle. Bei Nickel überwiegen die geogenen Einträge über den Grundwasserpfad (52 %), gefolgt von Einträgen aus Dränagen (29 %). Im Nord-seegebiet spielt dagegen für Nickel neben dem Grund-wasser der Erosionspfad eine große Rolle. Signifikante räumliche Belastungsunterschiede ergeben sich aus Unterschieden in der Landnutzung und dem Abfluss-geschehen. 92 Wasserwirtschaft in Deutschland7.2.3.2 SchwermetallbelastungenSchwermetallkonzentrationen im Wasser Für die Ostsee und die Nordsee wurden im Zeitraum 2008-2011 keine Überschreitungen der Umwelt-qualitätsnormen für Blei (Jahresdurchschnitts-Umweltqualitätsnorm = 7,2 µg/l), Quecksilber (Jahres-durchschnitts-Umweltqualitätsnorm = 0,05 µg/l) und Cadmium (Jahresdurchschnitts-Umweltqualitätsnorm = 0,2 µg/l) in der Wasserphase ermittelt. Für Stationen, die sich außerhalb der 12 sm Zone befinden, lagen die Werte im Allgemeinen noch wesentlich niedriger als in-nerhalb dieser Zone. Dies zeigt, dass ein wesentlicher Teil der Einträge aus den Flüssen stammt und seewärts eine zunehmende Verdünnung mit unbelastetem Meer-wasser erfolgt. Schwermetallkonzentrationen im Sediment Nachfolgend dargestellt werden Ergebnisse zur Cadmi-um-, Blei- und Quecksilber-Belastung von Sedimenten (Abb. 85-87). Umweltqualitätsnorm, wie sie für die Wasserphase existieren, gibt es für die Schwermetalle Cadmium, Blei und Quecksilber im Sediment nicht. Die Konzentrationen werden in o.g. Abbildungen nach einem von OSPAR im Qualitätszustandsbericht 2010 genutzten Bewertungssystem in drei Klassen dargestellt. Blau kennzeichnet Konzentrationen, die sich den Hintergrundkonzentrationen nähern (Back-ground Assessment Concentration (BAC)) und rot Konzentrationen, die über ermittelten Effektschwellen (Effect Range Low (ERL)) liegen. Grün weist die Kon-zentrationen aus, bei denen keine schädlichen Effekte auf Organismen erwartet werden. Bei weniger als fünf Messwerten für den Zeitraum von 2008-2011 wurde keine Bewertung vorgenommen (weißer Kreis). Für die Ostsee liegen sehr wenige Daten vor, deshalb wurde auf eine Bewertung verzichtet. In der Nordsee liegen vor allem die für die Metalle Quecksilber und Blei gemessenen Konzentrationen im kritischen Be-reich. Schwermetalle in MeeresorganismenNordsee Im Zeitraum 1985 bis 1993 zeigten die aus dem Jadebusen (bei Eckwarderhörne) in der Nordsee entnommenen Miesmuscheln eine deutlich stärkere Blei-, Cadmium- und Quecksilber-Belastung als die Muscheln aus dem Sylt-Römö-Watt (List/Königshafen). In den nachfolgenden Jahren (1994 bis 2011) verrin-gerten sich diese Unterschiede, da die Belastung der Muscheln aus dem Jadebusen tendenziell abnahm, während die Belastung der Muscheln aus dem Sylt-Römö-Watt in etwa gleich blieb oder leicht anstieg. Nur für Blei ist eine statistisch signifikante Abnahme der Konzentrationen in Miesmuscheln festzustellen. Die von OSPAR für den gesamten Nordost-Atlantik (ein-schließlich der Nordsee) ermittelten natürlichen Hin-tergrundkonzentrationen der Metalle in Miesmuscheln betragen für Cadmium 0,07-0,11 mg/kg, für Blei 0,01-0,19 mg/kg und für Quecksilber 0,005-0,010 mg/kg, jeweils bezogen auf das Frischgewicht (FG). Im Falle von Cadmium liegen nur die Konzentrationen in Mies-muscheln von Eckwarderhörne oberhalb bzw. an der oberen Grenze des Hintergrundbereiches. Die Queck-silber-Konzentrationen der Miesmuscheln der beiden Nordseeprobenahmestellen haben sich zwar seit Ende der 1980er Jahre vermindert, liegen aber immer noch deutlich oberhalb der Hintergrundkonzentrationen.Abbildung 85: Cadmiumkonzentrationen im Sediment der Nord- und Ostsee (2008-2011) Die Kreise zeigen die Probestellen. Es wurden nur Probestellen bewertet, an denen mindestens 5 Proben aus dem Unter-suchungszeitraum vorlagen. Die Färbung kennzeichnet den gemessenen Konzentrationsbereich. Quelle: MUDAB (Meeresumwelt-Datenbank), BfG, 201293Wasserwirtschaft in DeutschlandAbbildung 87: Quecksilberkonzentrationen im Sediment der Nord- und Ostsee (2008-2011) Die Kreise zeigen die Probestellen. Es wurden nur Probestellen bewertet, an denen mindestens 5 Proben aus dem Unter-suchungszeitraum vorlagen. Die Färbung kennzeichnet den gemessenen Konzentrationsbereich.Quelle: MUDAB (Meeresumwelt-Datenbank) BfG 2012 Die von der Kommission der Europäischen Gemein-schaft festgelegten Höchstgehalte in Lebensmitteln für Quecksilber (0,5 mg/kg FG Muscheln), Blei (1,5 mg/kg FG Muscheln) und Cadmium (1,0 mg/kg FG Muscheln) wurden im Bereich der deutschen Nordseeküste in Miesmuscheln deutlich unterschritten. Zur Beurteilung des chemischen Zustands wurde in der Oberflächengewässerverordnung eine Umwelt-qualitätsnorm von 20 µg/kg FG für Quecksilber in Biota festgelegt. Miesmuscheln aus dem Jadebusen und dem Sylt-Römö-Watt weisen Quecksilber-Konzen-trationen in diesem Bereich auf. Die in Muskulaturen von Aalmuttern aus dem Transekt Varel Mellum und der Meldorfer Bucht gemessenen Quecksilber-Konzen-trationen liegen jedoch mindestens dreifach oberhalb von 20 µg/kg. Über den Untersuchungszeitraum 1994 bis 2011 ist keine Abnahme der Quecksilber-Konzent-rationen in der Aalmuttermuskulatur zu beobachten. Die Quecksilberbelastung von Seevogeleiern spiegelt in der Regel die lokale Schadstoffkontamination wi-Abbildung 86: Bleikonzentrationen im Sediment der Nord- und Ostsee (2008-2011) Die Kreise zeigen die Probestellen. Es wurden nur Probestellen bewertet, an denen mindestens 5 Proben aus dem Unter-suchungszeitraum vorlagen. Die Färbung kennzeichnet den gemessenen Konzentrationsbereich.Quelle: MUDAB (Meeresumwelt-Datenbank), BfG, 201294 Wasserwirtschaft in Deutschlandder, da Quecksilber während der Eibildung über die Nahrung aus der näheren Umgebung des Brutgebiets von den weiblichen Tieren aufgenommen wird. Die in Silbermöweneiern von der Insel Trischen (Schleswig-Holsteinisches Wattenmeer) um den Faktor 2 bis 3 höheren Quecksilbergehalte im Vergleich zu Eiern von der Insel Mellum (niedersächsisches Wattenmeer) zei-gen den hohen Eintrag über die Elbe im Vergleich zum niedrigeren Eintrag von Quecksilber über Jade und Weser. Die Zeitreihen für Quecksilber-Konzentrationen in Silbermöweneiern von der Insel Trischen zeigen zwischen 1988 und 2001 einen deutlichen Rückgang der Belastung. Ostsee Die Belastung von Miesmuscheln im deutschen Ostsee-küstenbereich mit Quecksilber, Blei und Cadmium ist geringer als die im Nordseeküstenbereich. Deutliche Belastungsschwerpunkte sind nicht zu erkennen. Im Vergleich zu den Organismen aus der Nordsee wei-sen Miesmuscheln des Probenahmejahres 2011 mit 2,6 µg/kg Frischgewicht (FG) in etwa um den Faktor 8 niedrigere Quecksilber-Konzentrationen auf. Die Kon-tamination der Muscheln von Darßer Ort mit Blei (0,1 mg/kg FG) und Cadmium (0,09 mg/kg FG) ist nahezu identisch mit der der Mu scheln von Königsha-fen an der Nordseeküste. Für die drei Schwermetalle zeichnet sich in den letzten Jahren nur für Blei ein abnehmender Trend in Miesmuscheln ab. In Miesmu-scheln wird die Umweltqualitätsnorm für Quecksilber in Biota von 20 µg/kg FG deutlich unterschritten. In der Muskulatur von Aalmuttern überschreiten die im Zeitraum 1994 bis 2011 gemessenen Quecksilber-Kon-zentrationen diese Umweltqualitätsnorm im Mittel um einen Faktor 2. Diese Überschreitung ist im Vergleich zu den vorliegenden Überschreitungen der Umwelt-qualitätsnorm in Fischen des Binnenlandes und der Nordsee eher gering.7.2.4 Organische Umweltchemikalien Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAKs) Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe ent-stehen bei der unvollständigen Verbrennung orga-nischen Materials also z. B. von Holz, Kohle, Benzin und Öl und sie sind in fossilen Rohstoffen enthalten (s.a. Kap. 5.2.4). Viele polyzyklische aromatische Koh-lenwasserstoffe sind langlebig (persistent), toxisch, bioakkumulierend und werden in der Umwelt weit verbreitet nachgewiesen. Die Gruppe der PAKs ist allein zahlenmäßig eine bedeutende Schadstoffklasse, von der bereits hunderte Verbindungen in der Umwelt nachgewiesen wurden. Die Aufnahme der Stoffe er-folgt beim Menschen vor allem über die Nahrung und durch das Einatmen belasteter Luft aus Autoabgasen, aber auch von Tabakrauch. Zahlreiche polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe sind für den Men-schen krebserregend. Ferner wirken polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe fruchtschädigend, sie beeinträchtigen auch die Fortpflanzungsfähigkeit. Für die in der Liste der prioritären Stoffe aufgeführten polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe wurden keine Überschreitungen der Umweltqualitätsnorm (s. Tabelle 8) im Wasser gemessen. Polychlorierte Biphenyle Polychlorierte Biphenyle sind giftige und krebs-erregende chemische Chlorverbindungen, die bis in die 1980er Jahre vor allem in Transformatoren, elektrischen Kondensatoren, in Hydraulikanlagen als Hydraulikflüssigkeit sowie als Weichmacher in Lacken, Dichtungsmassen, Isoliermitteln und Kunststoffen ver-wendet wurden. Polychlorierte Biphenyle haben sich überall auf der Erde ausgebreitet; sie sind in der Atmo-sphäre, den Gewässern und im Boden nachweisbar. Polychlorierte Biphenyle zählen zu den zwölf als „dre-ckiges Dutzend“ bekannten persistenten organischen Schadstoffen, die von der Stockholmer Konvention vom 22. Mai 2001 adressiert wurden. Die Umweltprobenbank hat die Belastung von orga-nischen Schadstoffen in Miesmuschel, Aalmutter und Silbermöwenei in räumlicher und zeitlicher Verteilung erhoben. Danach sind sowohl im Nordsee- als auch im Ostseeküstenbereich polychlorierte Biphenyle die Hauptkontaminanten in marinen Organismen. OSPAR verwendet als Bewertungskriterium für die Summe der sieben polychlorierte Biphenyle -Leitkon-genere (∑ PCB7: IUPAC Nr. PCB28, PCB52, PCB101, PCB118, PCB138, PCB153, PCB180) ökotoxikologi-sche (tolerable) Schwellenbereiche in Höhe von 1 bis 10 µg/kg Frischgewicht für Fisch und 5 bis 50 µg/kg Trockengewicht für Miesmuscheln. Die 2012 nachge-wiesenen Konzentrationen der ∑ PCB7 in Aalmutter-muskulatur aus dem Bereich des Jadebusen (6,8 µg/kg Frischgewicht) und der Meldorfer Bucht (8,2 µg/kg Frischgewicht) lagen an der oberen Grenze dieses ökotoxikologischen Schwellenbereiches (Abb. 88). Über den Beobachtungszeitraum 1994 bis 2012 zeigten sich stark schwankende Konzentrationen der ∑ PCB7 mit einem deutlichen Trend zur Abnahme seit der Jahrtau-sendwende (Abb. 88). Im Unterschied zum deutschen Nordseegebiet ist die Belastung mit organischen Schadstoffen im deutschen Ostseegebiet mehr durch diffuse Einträge aus der Landwirtschaft und punktförmige Einträge aus Alt-lastenquellen geprägt als durch Einträge über große Flüsse. Miesmuscheln und Aalmuttern aus dem Probe-nahmegebiet bei Darßer Ort sind deutlich geringer mit PCB belastet als Proben aus der Nordsee.95Wasserwirtschaft in DeutschlandHexachlorbenzol Hexachlorbenzol ist ein Chlorkohlenwasserstoff, das hauptsächlich als Fungizid in der Behandlung von Saatgut und als Holzschutzmittel eingesetzt wurde. In der Bundesrepublik Deutschland dürfen Hexachlor-benzol-haltige Pflanzenschutzmittel seit 1981 nicht mehr angewendet werden, in der DDR galt das Verbot seit 1984. Seit Inkrafttreten der Stockholmer Konven-tion 2004 ist die Verwendung von Hexachlorbenzol weltweit beschränkt auf den Einsatz als chemisches Zwischenprodukt und als Lösungsmittel für Pestizide. Die Hexachlorbenzol-Konzentrationen in der Was-serphase der Ostsee und der Nordsee überschreiten die Jahresdurchschnitts-Umweltqualitätsnorm von 0,01 µg/l nicht. Dichlordiphenyltrichlorethan (DDT) DDT ist ein lang anhaltendes und stark wirkendes Insektenvernichtungsmittel (Insektizid). 1963 wurden weltweit 100.000 Tonnen des Insektizids hergestellt und eingesetzt. Aufgrund seiner Fettlöslichkeit reichert sich DDT im Fettgewebe von Fischen, Vögeln und im Menschen an. DDT wird in der Umwelt nur sehr lang-sam abgebaut. DDT steht auch im Verdacht, Krebs zu erzeugen. Herstellung und Vertrieb von DDT sind in der Bundesrepublik Deutschland seit dem 1. Juli 1977 verboten. Mit dem Inkrafttreten der Stockholmer Kon-vention im Jahr 2004 ist der Einsatz von DDT weltweit auf die Bekämpfung krankheitsübertragender Insekten beschränkt. In der Nordsee wurden für DDT (und seine Abbau-produkten DDE und DDD) in Aalmuttermuskulatur aus der Meldorfer Bucht und dem Jadebusen 2003 im Vergleich zu 2002 leicht erhöhte Gehalte an p,p’-DDT und o,p’-DDT gemessen. Ursache für den Anstieg wa-ren vermutlich erhöhte DDT-Einträge durch das Elbe-Hochwasser im August 2002 (Abb. 101). In den nach-folgenden 2 Jahren sanken die Konzentrationen von DDT und seinen Metaboliten DDE und DDD deutlich bis unter das Niveau vor dem Hochwasser. Allerdings schwanken die ermittelten Konzentrationen von Jahr zu Jahr erheblich und ab 2006 wird tendenziell ein Anstieg der Gehalte beobachtet (Abb. 89). DDT kontaminiert die Organismen in der Ostsee weit mehr als die in der Nordsee, besonders im Vergleich zu Messungen im Jadebusen. Besonders auffällig ist, dass neben den Abbauprodukten DDD und DDE des Pflanzenschutzmittels DDT auch noch hohe Anteile der Ausgangsverbindung DDT nach gewiesen werden (Abb. 90). Dies weist auf eine bestehende Nutzung dieses Pestizids trotz Stoffverbot im Einzugsgebiet der Ostsee hin. Abbildung 90: Konzentrationen von DDT und seinen Metaboliten in der Muskulatur der Aalmutter in der Ostsee (Darßer Ort)Quelle: Umweltbundesamt – Umweltprobenbank des Bundes, 20130 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 1994 1995 1996 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2010 2011 2012 p,p'-DDE p,p'-DDD p,p'-DDT o,p'-DDT DDT und Metabolite in Aalmuttermuskulatur (FG) in n μg/kg Abbildung 88: PCB-Konzentrationen in der Muskulatur der Aalmutter in der Nordsee (Jadebusen und Meldorfer Bucht)Quelle: Umweltbundesamt – Umweltprobenbank des Bundes, 20130 5 10 15 20 25 1994 1996 1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010 2012 1995 1997 1999 2001 2003 2005 2007 2009 2011 ökotoxikologischer Schwellenwertbereich 1–10 µg/kg FG Jadebusen Meldorfer Bucht PCB-Konzentration in Aalmuttermuskulatur (FG) in n μg/kg PCB 180 PCB 153 PCB 138 PCB 118 PCB 101 PCB 52 PCB 28Abbildung 89: Konzentrationen von DDT und seinen Metaboliten in der Muskulatur der Aalmutter in der Nordsee (Jadebusen und Meldorfer Bucht)Quelle: Umweltbundesamt – Umweltprobenbank des Bundes, 20130,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 1994 1996 1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010 2012 1994 1996 1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010 2012 p,p'-DDE p,p'-DDD p,p'-DDT o,p'-DDT Jadebusen Meldorfer Bucht DDT und Metabolite in Aalmuttermuskulatur (FG) in μg/kg96 Wasserwirtschaft in DeutschlandHexachlorcyclohexan (HCH) Hexachlorcyclohexan (HCH) wurde ursprüng-lich als ein technisches Gemisch hergestellt, das aus verschiedenen HCH-Isomeren (α-, β-, γ-, δ-Hexachlorcyclohexan) besteht. Als Insektizid wirk-sam ist das γ-Isomer, das als Lindan bezeichnet wird. Die einzelnen HCH-Isomere sind unterschiedlich stark toxisch. Es wirkt als Fraß-, Atem- und Berührungsgift gegen Insekten. Die Bundesrepublik Deutschland ver-bot 1977 die Anwendung des technischen Hexachlor-cyclohexan, für Lindan besteht seit 2002 EU-weit ein Einsatzverbot. Lindan ist nachweislich krebserregend. Die Umweltqualitätsnorm für den chemischen Zustand für die Summe Hexachlorcyclohexan (Jahresdurch-schnitts-Umweltqualitätsnorm = 0,002 µg/l) wird sowohl in der Ostsee als auch in der Nordsee i.d.R. eingehalten. Die Einführung des EU-weiten Verbotes für Lindan ist somit nachweisbar eine erfolgreiche Maßnahme. In der Muskulatur von Aalmuttern aus der Meldorfer Bucht wurde für β-HCH ein ansteigender Trend er-mittelt, der 2006 zu den höchsten bisher gemessenen Konzentrationen führte (Abb. 91). Da auch α-HCH für diesen begrenzten Zeitraum einen ansteigenden Trend zeigt, könnte als Ursache für diesen Befund ein erhöhter Eintrag über die Elbe angenommen werden. Aufgrund von Hochwässern wurden im Raum Bitter-feld (Sachsen-Anhalt) hohe Mengen an belasteten Flusssedimenten freigesetzt, die über Mulde und Elbe in die Deutsche Bucht gelangt sein dürften. Hingegen setzte sich im Jadebusen der deutlich abnehmende Trend für α-, β- und γ-HCH (Lindan) in Aalmuttern für den Beobachtungszeitraum 1996 bis 2012 fort. Auch für die Meldorfer Bucht ist in diesem Zeitraum eine deutliche Belastungsabnahme zu verzeichnen. Die Belastung mit Hexachlorcyclohexan in der Ostsee ähnelt der von der Nordsee-Probenahmestelle Mel-dorfer Bucht. Über den Beobachtungszeitraum (1994 bis 2012) sinken die HCH-Konzentrationen in der Aalmuttermuskulatur deutlich, wobei die stärksten Abnahmen für α-HCH und γ-HCH (> 90 %) gemessen wurden, während sich die β-HCH-Gehalte um ca. 70 % verminderten (Abb. 92). Tributylzinn Die organische Zinnverbindung Tributylzinn wurde überwiegend als Biozid (Wirkstoff zum Abtöten von Leben) bei der Herstellung von Unterwasser-Schiffsanstrichen eingesetzt. Diese so genannten Antifoulingfarben verhindern den Bewuchs der Schiffe durch Muscheln, Seepocken und Algen, indem die Le-bewesen beim Kontakt mit der giftigen Farbe abgetötet werden. Das aus den Anstrichen freigesetzte, toxische und schwer abbaubare Tributylzinn belastet heute vie-le Flüsse und Meere, u. a. durch seine unerwünschte Wirkung als Umwelthormon auf Muscheln und Mee-resschnecken. Schon Anfang der 1980er Jahre wurde die weitreichende Schädigung mariner Organismen durch organische Zinnverbindungen offensichtlich, die sich vor allem in der reduzierten oder ausbleibenden Fortpflanzungsfähigkeit von Schnecken und Austern manifestierte. Auswertungen der Umweltprobenbank ergaben für Miesmuscheln und Aalmuttern relativ konstante Kon-zentrationen an Tributylzinn von Mitte der 1980er bis zum Ende der 1990er Jahre, dann einen deutlichen Anstieg zum Jahrtausendwechsel und seit 2004 stark sinkende Tributylzinn -Konzentrationen. OSPAR verwendet als Bewertungskriterium für Tri-butylzinn in Miesmuscheln einen ökotoxikologisch Abbildung 91: HCH-Konzentrationen in der Muskulatur der Aalmutter in der Nordsee (Jadebusen und Meldorfer Bucht)Quelle: Umweltbundesamt – Umweltprobenbank des Bundes, 20130,0 1,0 2,0 3,0 4,0 1994 1996 1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010 2012 1994 1996 1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010 2012 Jadebusen Meldorfer Bucht HCH in Aalmuttermuskulatur (FG) in n μg/kg Abbildung 92: HCH-Konzentrationen in der Muskulatur der Aalmutter in der Ostsee (Darßer Ort)Quelle: Umweltbundesamt – Umweltprobenbank des Bundes, 20130,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 1994 1995 1996 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2010 2011 2012 HCH in Aalmuttermuskulatur (FG) in n μg/kg 97Wasserwirtschaft in Deutschlandtolerierbaren Schwellenbereich von 1 bis 10 µg/kg Trockengewicht. Die Tributylzinn -Konzentrationen in Miesmuscheln von Eckwarderhörne übersteigen im Beobachtungszeitraum 1986 bis 2000 diesen Indika-torwert für potenzielle Problemgebiete um das 10- bis 20fache und in den Jahren 2001/2002 sogar um das 30fache (Abb. 93). In den Jahren danach sinken die Tributylzinn -Konzentrationen kontinuierlich bis auf Werte nur noch knapp oberhalb des Schwellenbereichs im Jahr 2008. Die Tributylzinn -Konzentrationen in Miesmuscheln von Darßer Ort in der Ostsee liegen im Beobachtungs-zeitraum 1992 bis 2000 zum Teil deutlich oberhalb der in Muscheln von der Nordseeküste nachgewiesenen Konzentrationen (Abb. 94). Danach gleichen sich die Konzentrationen an und es wird ein nahezu paralleler Verlauf der Abnahme von Tributylzinn in Muscheln aus Nord- und Ostsee ab dem Jahr 2002 beobachtet. Hier zeigt sich die positive Auswirkung des seit 2001 weltweit gültigen Übereinkommens zum Verbot von Tributylzinn-haltigen Schiffsanstrichen. 7.2.5 Abfall Als „Abfälle“ im Meer werden alle langlebigen, ge-fertigten oder verarbeiteten beständigen Materialien bezeichnet, die durch Wegwerfen oder als herrenloses Gut in die Meeresumwelt gelangen. Dort stellen sie eine potenzielle Bedrohung für Tiere und Habitate dar und mindern den Erholungswert unserer Küsten. Gegenwär-tig existieren keine hinreichenden Bewertungssysteme zu den ökologischen Wirkungen von Abfällen im Meer. Der Deskriptor 10 der EU-Meeresstrategierahmenricht-linie besagt, dass der gute Umweltzustand erreicht ist, wenn Arten und Mengen von Abfällen und deren Zersetzungsprodukte keine schädlichen Auswirkungen auf die Meereslebewesen und Lebensräume haben. Für kleine Plastikmüllteile an der Meeresoberfläche ist eine Quantifizierung durch das vorhandene und in der Praxis erprobte OSPAR-EcoQO „Plastikmüll in den Mägen von Eissturmvögeln“ bereits möglich: Ein Guter Umweltzustand für deutsche Nordseegebiete wäre dem-nach erreicht, wenn weniger als 10 Prozent der als Indi-katoren genutzten Nördlichen Eissturmvögel weniger als 0,1 Gramm Plastikpartikel in ihren Mägen aufweisen. Es bedarf allerdings einer Evaluierung, ob dieser Indikator mit der jetzigen Zielsetzung den Anforderungen der EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie genügt. Vorhandene und neu in die Meere gelangende Abfälle sollten über die ökologischen Folgen hinaus keine direkte und indirekte Gefahr für die menschliche Gesundheit darstellen und nicht zu signifikanten öko-nomischen Verlusten für industrielle Nutzungen und Küstengemeinden führen. Schätzungen gehen davon aus, dass jährlich etwa 20.000 Tonnen Abfall in die Nordsee eingetragen wer-den, wovon 15 % im Wasser, 70 % auf dem Meeresbo-den und 15 % an den Stränden verbleiben. Strände in der südlichen Nordsee weisen eine durchschnittliche Belastung von 236 Müllteilen pro 100 Meter Küstenli-nie auf. Für die Spülsaumbelastungen der deutschen Nordsee konnten die Schifffahrt und die Fischerei als Haupteintragsquellen identifiziert werden. An stark belasteten Strandabschnitten der deutschen Ostsee finden sich vergleichbare Mengen. Zwar steht für die Ostsee eine umfassende Bestandsaufnahme noch aus, doch weisen erste Erhebungen darauf hin, dass auch im baltischen Raum Kunststoffe das Abfallvorkommen dominieren. Während die Müllbelastung aus den Be-reichen Fischerei und Aquakultur im Nordostatlantik in den Jahren 2000 bis 2006 stark zugenommen hat, zeigte die Analyse anderer Müllquellen weder Zu- noch Abnahmen. Standardisiertes Spülsaummonitoring Abbildung 93: Tributylzinn in Miesmuscheln in der Nordsee (Eckwarderhorne)Quelle: Rüdel H. et.al.0 50 100 150 200 250 300 350 1986 1988 1990 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 µg/kg TG Jahr der Probenahme TBT in Miesmuscheln von Eckwarderhörne (Nordsee) ökotoxikologischtolerierbarer Bereich: 1-10 µg/kg Abbildung 94: Tributylzinn in Miesmuscheln in der Ostsee (Darßer Ort)Quelle: Umweltbundesamt – Umweltprobenbank des Bundes, 20090 50 100 150 200 250 300 350 400 450 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 µg/kg TG Jahr der Probenahme TBT in Miesmuscheln von Darßer Ort (Ostsee) 98 Wasserwirtschaft in Deutschlandwird in der deutschen Nordsee seit 2002 durchgeführt. Dreiviertel der zwischen 2002-2008 in den Spülsäu-men gefundenen Müllteile bestanden aus Plastik und/oder Styropor. Die am häufigsten gefundenen Müllteile mit 30 % Anteil an der Gesamtbelastung waren Taue, Leinen und Netze. Weitere 28 % bestanden aus ver-schiedenen Verpackungsmaterialien, Teile aus Plastik unbekannter Herkunft waren mit 16 % vertreten. Es wird geschätzt, dass sich allein 600.000 m³ Müll auf und im Meeresboden der Nordsee befinden. Studien an dem in der Nordsee beheimateten Eissturmvogel zeigen, dass in fast allen der untersuchten Mägen Plastikmüll auftritt (97 %). Im Mittel wurden im letzten Untersuchungszeitraum 25,8 Plastikmüllpartikel mit einem Gewicht von 0,39 Gramm beobachtet. Ein Eis-sturmvogel wiegt circa 700 Gramm. Eine erste Analyse der Spülsaumbelastung durch Ab-fälle an den Ostseeküsten erfolgte durch das „Marine Litter Project“ im Rahmen von HELCOM. Plastikabfälle stellten durchschnittlich 30-60 % des Abfallgewichts bzw. der Abfallprodukte dar, wobei in der Zusammen-setzung Plastikflaschen und -tüten dominierten. In den Anrainerstaaten der Ostsee variierten die gefunde-nen Müllmengen zwischen zwei und 328 Kilogramm (4-181 Stück) pro 500 Meter Küstenabschnitt. Die höchsten Abfallmengen betrugen 700 und 1.200 Stück pro 100 m Küstenlinie, vergleichbar mit den Mengen, die an Strandabschnitten der nördlichen Nordsee gefunden wurden. In den Gewässern der westlichen Ostsee wurde 1996 über Schleppnetzuntersuchungen der Müll am Meeresboden quantifiziert. Mit 1,26 ± 0,82 Stück pro Hektar waren die Zahlen mit den Ergebnissen aus der Nordsee vergleichbar. Während flächendeckender Befliegungen der deut-schen Nordsee und Ostsee wurden hohe Mülldichten und ein Zusammenhang zwischen Schiffs- und Müll-dichte beobachtet. Mülltrennung an Bord, Kontrollen auf See und die Bereitstellung effektiver und stan-dardisierter Hafenauffanganlagen für Schiffsabfälle zur Entsorgung an Land erhalten damit eine höhere Bedeutung.7.2.6 Unterwasserlärm Unterwasserlärm kommt unter den verschiedenen Energieeintragsformen in Nord- und Ost see ein be-sonderer Stellenwert zu, da er sich im Gegensatz zu Wärme, Licht oder elektro magnetischer Energie, die meist lokal wirken, in großem räumlichen Maßstab ausbreitet. Wasser ist ein gutes Transportmedium für Schall, da akustische Wellen sich im Wasser viermal schneller als in der Luft ausbreiten. Vor allem impuls-artige Schalleinträge können zur Schädigung mariner Arten führen. Kontinuierliche Lärmquellen rufen hingegen andere Eff ekte wie Störung (Vertreibung) oder Maskierung von biologisch wichtigen Signalen hervor. Natürliche Schallquellen wie Wind und Wellen-bewegung bilden den Hintergrundschall im Meer. Zu dieser natürlichen „akustischen Landschaft“ kommen anthropogene kontinuierliche Schalleinträge hinzu, hauptsächlich von der Schifffahrt. Im Frequenzbereich von 10-300 Hz wird der natürliche Lärmpegel durch den – auch weit entfernten – Schiffsverkehr um 20-30 dB angehoben. Zusätzlich erhöhen temporäre impuls-hafte Lärmeinträge, wie etwa bei Rammarbeiten bei Bau von Offshore-Windkraftanlagen, vorübergehend die Schallbelastung in einem Meeresgebiet. Temporäre Lärmeinträge in Form von impulshaften Signalen soll-ten keine physische Schädigung bei Meeresorganismen hervorrufen. Nach dem jetzigen Kennt nisstand tritt eine temporäre Hörschwellenverschiebung (TTS) bei einem SEL von 164 dB re 1μPa2s (ungewichtet) mit einem damit verbundenen SPL von 199 dB (peak-peak) re 1μPa bei Schweinswalen ein. Zum Vergleich: Die Hörschwelle eines Tauchers bei 1 kHz liegt bei 67 dB re 1 μPa. Zu beachten ist, Dezibel (dB) kennzeichnet die Logarithmen von Verhältnis sen. So bedeutet z. B. die Verzehnfachung der Leistung als Energiegröße eine Änderung von 10 dB. Einträge von Unterwasserlärm können in impuls-hafte und kontinuierliche Signale unterteilt werden. Während kontinuierliche Einträge stetig den natürli-chen Hintergrundgeräuschpegel anheben, erhöhen impulshafte Signale kurzfristig das Lärmbudget einer Meeresregion. Rele vante Quellen impulshafter Ein-träge von Unterwasserlärm in der deutschen Nordsee sind der Einsatz verschiedener Typen von Sonaren, die schallintensiven Bauarbeiten von Offshore-Wind-energieanlagen, seismische Aktivitäten, Sprengungen (bspw. von Munitionsaltlasten) sowie der Einsatz von akustischen Vergrämern z. B. in der Fischerei. Die Schifffahrt, der Sand- und Kiesabbau und der Betrieb von Offshore-Windenergieanlagen stellen die wesent-lichen kontinuierlichen Schalleinträge dar. Sonare und Echolote Vertikalecholote, sind bei ihrem Einsatz in Handels- und Freizeitschifffahrt notwendig für die Navigati-onssicherheit, ihre Anzahl wird aber nicht erfasst. Weiterhin werden auf Fischereifahrzeugen sogenannte Fischsonare eingesetzt. Die Deutsche Marine hat nach eigenen Angaben einige Mittelfrequenzsonare im Ein-satz, die hohe Reichweiten entfalten können. Militäri-sche Aktivitäten mit Sonaren finden vorrangig in den ausgewiesenen Übungsgebieten der Deutschen Bucht statt. Hinzu kommt der Einsatz unterschiedlicher wissenschaftlich genutzter aktiver Schallquellen um beispielsweise Bodenuntersuchung für Windkraftanla-gen, Kabelstrecken oder Gasleitungen durchzuführen. Offshore-Windenergieanlagen In der deutschen Nordsee ist das Testfeld „alpha ven-tus“ mit 12 Windenergieanlagen in Betrieb genommen worden. Der erste kommerzielle Windpark BARD 99Wasserwirtschaft in DeutschlandOffshore 1 wird seit 2010 realisiert und produziert mit den bereits errichteten Windenergieanlagen Strom. Messungen während der Errichtung des Testfelds „alpha ventus“ ergaben eine Überschreitung des von 160 dB re 1 μPa Schallexpositionspegel auf 750 Metern Entfernung zur Rammstelle von typisch 10, maximal 14 dB re μPa, bei den Rammungen der ersten 15 Anlagen des Windparks BARD Offshore 1 von maxi-mal 19,1 dB re 1 μPa. Akustische Vergrämer die dazu dienen, marine Säugetiere zu ihrem eigenen Schutz aus einem Gebiet zu vertreiben, in dem Rammarbeiten bevorstehen, können bei der Errichtung von Offshore-Windparks lokal zumindest zeitweise eine bedeutende Lärmquelle darstellen. Seismik Bei der letzten relevanten seismischen Untersuchung 2007 auf der Doggerbank wurden Spitzenschallpegel von 263 dB re 1 μPa abgegeben. Sprengungen Es wird angenommen, dass bis zu 1,6 Mio. Tonnen konventionelle Munition in deutschen Gewässern der Nord- und Ostsee liegen, davon rund 1.300.000 Tonnen in der Nordsee. Weiterhin befinden sich rund 90 Tonnen chemische Kampfstoffmunition in den deutschen Meeresgewässern vor Helgoland. Es sind keine Angaben über Anzahl und Intensität von Muniti-onssprengungen in diesem Gebiet verfügbar. Darüber hinaus führt die Deutsche Marine Sprengungen in deutschen Gewässern im Rahmen von Materialerpro-bung, Ausbildung und zur Beseitigung von Kampfmit-telaltlasten durch. Vergrämer Um Beifang von Kleinwalen zu begegnen, ist seit 2004 der Einsatz von akustischen Vergrämern in bestimm-ten Fischereien (welche Verwicklungs-, Stell- oder Treibnetze einsetzen) verpflichtend (EG-Verordnung 812/2004). Andere akustische Vergrämer speziell für Robben werden beispielsweise vor der Rammung von Offshore-Windenergieanlagen eingesetzt.Schifffahrt Die Schifffahrt ist die wesentliche kontinuierliche Eintragsquelle von Unterwasserschall. In der Nordsee befinden sich einige der am intensivsten befahrenen Schifffahrtsrouten der Welt. Im Jahr 2005 wurden allein in der Deutschen Bucht über 68.000 Schiffsbe-wegungen von Schiffen mit einer Länge von mehr als 50 Metern registriert. Es wird geschätzt, dass sich zu jedem Zeitpunkt 1.800 bis 2.000 Schiffe in der Ostsee befinden. Sedimentgewinnung Flächen zur Sedimentgewinnung befinden sich in der gesamten deutschen Nordsee. Eine kontinuierliche Sandgewinnung findet beispielsweise im Bewilligungs-feld „Westerland II“ statt, wobei die verwendeten Hop-perbagger unter Verwendung eines Stahlruders einen kontinuierlichen Breitbandpegel erzeugen. Es liegen bislang zu wenige Daten zur natürlichen und anthropogenen Lärmbelastung der deutschen Nord- und Ostseegebiete vor, um eine Ersteinschätzung zu leisten. Anthropogener Unterwasserschall gilt laut OSPAR und HELCOM als einer der wichtigsten Belas-tungsfaktoren mit deutlichen Hinweisen auf negative Effekte auf marines Leben. Weiterhin wird die Not-wendigkeit von Minderungsmaßnahmen konstatiert. OSPAR attestiert für Region II (Greater North Sea) eine hohe und zunehmende Schallbelastung infolge inten-siver menschlicher Nutzungen und die Notwendigkeit, die Effekte der steigenden Einträge kumulativ für die verschiedenen Quellen zu erfassen und Bewertungs-verfahren zu entwickeln, um die biologischen Auswir-kungen adäquat quantifizieren zu können. Tabelle 33: Einstufung des ökologischen Zustandes / ökologischen Potenzials der deutschen Oberflächenwasserkörper der Übergangs- und Küstengewässer Quelle: Bund/Länder-Messprogramm Nord- und OstseeQualitätskompo-nente Phytoplankton Makrophyten Bodentiere ökologische Gesamtbewert.Gebiet Anzahl Wasser-körperschlechtunbefriedi-gendmäßiggutsehr gutunbewertetschlechtunbefriedi-gendmäßiggutsehr gutunbewertetschlechtunbefriedi-gendmäßig gutsehr gutunbewertetschlechtunbefriedi-gendmäßiggutNordsee 28 0 8 13 1 0 6 1 6 11 1 0 9 1 0 19 6 1 1 1 9 18 0Ostsee 44 5 19 16 4 0 0 2 16 16 3 0 7 4 9 20 8 0 3 7 22 14 1100 Wasserwirtschaft in Deutschland7.2.7 Ökologischer Zustand 7.2.7.1 Bewertung nach EU-Wasserrahmenrichtlinie 2008 wurden für die Küsten- und Meeresgewässer erstmals die auf europäischer Ebene interkalibrierten Bewertungsverfahren angewendet (Kap. 7.1.1). Die Er-gebnisse der Bewertung des ökologischen Zustands/ökologischen Potenzials der deutschen Übergangs- (Ästuare) und Küstengewässer sind in Tabelle 33 zusammengefasst. Eine aktuelle Übersichtskarte findet sich in Abb. 95. Die Ergebnisse der Bestandsaufnahme der Belas-tungen aus dem Jahr 2004 haben sich weitgehend bestätigt. Die überwiegende Mehrheit der Küstenwas-serkörper von Nord- und Ostsee sind in einem mäßigen bis schlechten Zustand. Sie müssen durch geeignete Maß nahmen verbessert werden. Während die Küs-tengewässer der Nordsee überwiegend mit „mäßig“ beurteilt werden, sind die Küstengewässer der Ostsee überwiegend in einem „unbe friedigenden“ oder sogar „schlechten“ Zustand. Für die deutsche Nordseeküste wurden von 28 bewerteten Oberflächenwasserkör-per 18 als „mäßig“, 9 als „unbefriedigend“ und ein Oberflächenwasserkörper (untere Ems) als „schlecht“ bewertet (Abb. 96). In der deutschen Ostsee wurden von den 44 ausgewiesenen Wasserkörpern 7 als „schlecht“ bewertet, 22 als „unbefriedigend“, 14 als „mäßig“ und nur einer als „gut“ (Abb. 96). Bei den als „schlecht“ be werteten Gewässern an den deutschen Ostseeküsten handelt es sich überwiegend um Ge wässerbereiche mit geringen Austauschraten oder langen Aufenthalts-zeiten (Peenestrom, Kleiner Jasmunder und Barther Abbildung 96: Zusammenfassende Darstellung des ökologi-schen Zustands / Potenzials aller Wasserkörper der Nordsee (n=28) und der Ostsee (n=44)Quelle: Bund/Länder Messprogramm Nord- und OstseeNordsee gesamt mäßig 64 % schlecht4 % unbefriedigend32 % Ostsee gesamt mäßig32 % schlecht16 % gut2%unbefriedigend50% Abbildung 95: Ökologische Zustandsbewertung Übergangs- und Küstengewässer von Nord- und OstseeQuelle: H.C. Reimers, LLUR101Wasserwirtschaft in DeutschlandBodden, untere Trave und Travemünde, innere und mittlere Schlei). Das Verfehlen des guten ökologischen Zustands be-gründet sich überwiegend aus den Ergebnissen für die biologische Qualitätskomponente „Phytoplankton“ und „Makrophyten“ (u. a. Großalgen / Seegras). So war z. B. die Bewertung des Phytoplanktons im Einfluss-gebiet von Eider und Elbe meistens ausschlaggebend. Phytoplankton und Makrophyten reagieren sensitiv auf den übermäßigen Eintrag von Nährstoffen aus den einmündenden Gewässern (siehe Kapitel 7.2.2). „Unbe-friedigende“, „mäßige“ und „schlechte“ Bewertungen der Oberflächenwasserkörper sind daher im Einfluss-bereich von Flussmündungen und austauscharmen Buchten, Förden und Bodden besonders häufig. Maß-nahmen zur Zustandsverbesserung müssen daher vor allem auf die Verminderung diffuser Nährstoffeinträge insbesondere aus der Landwirtschaft abzielen. Der Zustand der Bodenfauna wurde eher als „mäßig“, teilweise auch als „gut“ eingestuft, mit Ausnahme der unteren Ems, in der der ökologische Zustand der benthischen wirbellosen Fauna als schlecht bewertet wurde. Sommerlicher Sauerstoffmangel, hervorgerufen durch den Abbau organischer Verbindungen, wurde in den Ästuaren von Elbe, Weser und Ems sowie in der Mecklenburger Bucht, Lübecker Bucht, Kieler Bucht und benachbarten Buchten und Förden regelmäßig beobachtet. Der Eintrag sauerstoffarmen Wassers in die Deutsche Bucht wirkt sich auch auf die Küstenge-wässer aus (s. Kap. 7.2.2). Die Qualitätskomponente Fische wurde in Tabelle 33 nicht berücksichtigt, da sie nur in den fünf Ästuaren bewertet werden musste. Ihre ökologische Einstufung ergab für die Eider, Elbe, Weser und Ems ein „mäßiges Potenzial“.7.2.7.2 Bewertung nach FFH-RL Mit dem zweiten Nationalen Bericht (Berichtsperiode 2001-2006) wurde erstmals ein umfassender Bericht über den Erhaltungszustand der Lebensraumtypen und Arten der FFH-RL vorgelegt. In dem Bericht werden die Erhaltungszustände von Lebensraum-typen sowie Tier- und Pflanzenarten basierend auf der jeweils bestmöglichen Bestandsaufnahme („best available information“) bewertet. Aufgrund der sehr lückenhaften Datenlage wurden eine Reihe von Arten und Lebensraumtypen als unbekannt eingestuft. Für die bewerteten Arten und Lebensraumtypen hat sich gezeigt, dass der Erhaltungszustand überwiegend als „schlecht“ einzustufen ist (Tabelle 34). Nur das Watt und die Seehundpopulationen der deutschen Nordsee sind in einem „günstigen“ Erhaltungszustand.Tabelle 34: Gesamtbewertung des Erhaltungszustands von Arten und Lebensraumtypen (LRTs) gemäß FFH-Richtlinie für den Zeitraum 2001-2006Quelle: Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktor-sicherheit7.2.7.3 Bewertung nach EU-Meeresstrategierahmen- richtlinie Die erste Bewertung des Umweltzustands (Anfangsbe-wertung) der gesamten deutschen Nord- und Ostsee nach Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie (2008/56/EG, EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie) erfolgte im Jahr 2012 und umfasste die Bewertung der wesentli-chen Merkmale und Belastungen sowie eine Analyse sozio-ökonomischer Aspekte. Diese Bewertung beruht überwiegend auf einer Zusammenfassung bestehender Analysen und Bewertungen anderer Richtlinien (FFH-RL, EU-Wasserrahmenrichtlinie) und der regionalen Konventionen, wobei diese jedoch bisher nicht alle Aspekte der Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie abde-cken. Die Ergebnisse zeigen, dass die deutsche Nord- und Ostsee gegenwärtig den guten Umweltzustand nicht erreichen (vgl. http://www.meeresschutz.info/index.php/berichte.html). Abbildung 97 gibt einen ver-einfachten und zusammenfassenden Überblick über die Anfangsbewertung gemäß EU-Meeresstrategierah-menrichtlinie für die deutschen Meeresgewässer. Basierend auf den Ergebnissen der Anfangsbewertung wurden für die deutsche Nord- und Ostsee die folgen-den sieben Umweltziele definiert: ▸ Meere ohne Beeinträchtigung durch anthropoge-ne Eutrophierung (s.a. Kap. 7.2.2) ▸ Meere ohne Verschmutzung durch Schadstoffe (s.a. Kap. 7.2.3 und 7.2.4) ▸ Meere ohne Beeinträchtigung der marinen Arten und Lebensräume durch die Auswirkungen menschlicher Aktivitäten LRTs / Arten Nordsee OstseeÜberspülte Sandbänke Unbekannt UnbekanntÄstuarien Ungünstig–schlecht Ungünstig–schlechtVegetationsfreies Schlick-, Sand- und MischwattGünstigUngünstig– unzureichendLagunen (Strandseen) Ungünstig-schlecht Ungünstig–schlechtFlache große Meeresarme und -buchtenUnbekanntUngünstig– unzureichendRiffeUngünstig– unzureichendUnbekanntKegelrobbeUngünstig– unzureichendUngünstig-schlechtSchweinswalUngünstig– unzureichendUngünstig–schlecht Seehund Günstig Ungünstig–schlecht102 Wasserwirtschaft in Deutschland ▸ Meere mit nachhaltig und schonend genutzten Ressourcen ▸ Meere ohne Belastung durch Abfall (s. Kap. 7.2.5) ▸ Meere ohne Beeinträchtigung durch anthropoge-ne Energieeinträge (s. Kap. 7.2.6) ▸ Meere mit natürlicher hydromorphologischer Charakteristik (s. Kap. 7.2.1) Diese dienen als eine allgemeine und übergeordnete Richtschnur zur Erreichung des guten Umweltzustands bis 2020. Sie bilden einen Rahmen, der gegenwärtig durch die jeweils spezifischen operativen Ziele ausge-füllt und durch zugehörige Indikatoren weiter spezifi-ziert wird. Im Rahmen der Umsetzung der EU-Meeres-strategierahmenrichtlinie müssen bis 2015 konkrete Maßnahmenpläne erstellt werden, die der Erreichung und/oder Erhaltung des „guten Umweltzustands“ dienen und die sich an den Umweltzielen orientieren müssen.7.2.7.4 Bewertung nach OSPAR und HELCOM Der OSPAR Quality Status Report 2010 stellt fest, dass die Mehrheit der ökologischen Qualitätsziele in der Nordsee bisher nicht erreicht wurden und dass weitere Anstrengungen nötig sind, um den Zustand zu verbessern. Es gibt jedoch Anzeichen, dass die Verschmutzung durch Chemikalien und Öl und die damit verbundenen Auswirkungen auf die Organismen abnehmen, während die intensive Fischerei weiterhin negative Auswirkungen auf kommerzielle Fischbestän-de hat und die großen Mengen von Müll in der Nordsee vor allem Seevögeln zum Verhängnis werden. Die Hauptbelastungen und ihre kumulativen Auswirkun-gen verteilen sich auf acht Gruppen von Organismen und Lebensräume. Hiernach sind in der erweiterten Abbildung 97: Zusammenfassender Überblick der 2012 durchgeführten Anfangsbewertung gemäß EU-Meeresstrategierah-menrichtlinie für die deutschen Meeresgewässer. Grün = der Gute Umweltzustand ist erreicht, Rot = der gute Umweltzustand ist nicht erreicht. Merkmale, Belastungen und Auswirkungen Nordsee OstseeBiotoptypen nicht gut nicht gutPhytoplankton nicht gut nicht gutZooplankton nicht bewertet nicht bewertetMakrophyten nicht gut nicht gutMakrozoobenthos nicht gut nicht gutFische nicht gut nicht gutMarine Säugetiere nicht gut nicht gutSeevögel nicht gut nicht gutVollständiges Bedecken mit Sediment nicht bewertet nicht bewertetVersiegelung nicht bewertet nicht bewertetVeränderung der Verschlickung nicht bewertet nicht bewertetAbschürfung nicht bewertet nicht bewertetSelektive Entnahme nicht gut nicht bewertetUnterwasserlärm nicht bewertet nicht bewertetAbfälle im Meer nicht gut nicht bewertetÄnderungen des Temperaturprofils nicht bewertet nicht bewertetÄnderung des Salinitätsprofils nicht bewertet nicht bewertetEintrag synthetischer und nicht synthetischer Verbindungen WRRL OSPAR WRRL HELCOMEintrag von Radionukliden gut gutSchadstoffe in Lebensmittel nicht gut gutSystematische u./o. absichtliche Freisetzung von Stoffen WRRL OSPAR WRRL HELCOMAnreicherung mit Nährstoffen und organischem Material nicht gut nicht gutEintrag mikrobieller Pathogene gut gutVorkommen nicht-einheimischer Arten nicht bewertet nicht bewertetBeifang nicht gut nicht bewertetkumulative und synergetische Wirkungen nicht bewertet nicht bewertetGesamt-Umweltzustand Nicht gut Nicht gutQuelle: Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit, 2012103Wasserwirtschaft in DeutschlandNordsee nur ausgewählte Tiefseelebensräume und die Robbenpopulationen in einem guten Zustand, wäh-rend insbesondere flache Feinsedimenthabitate einen schlechten Zustand aufweisen, die auch den höchsten Belastungen ausgesetzt sind. Solche Beeinträchtigun-gen gehen hauptsächlich auf die Grundschleppnetzfi-scherei zurück. Der Quality Status Report 2010 kommt für die erwei-terte Nordsee zu dem Schluss, dass die Region durch den hohen Nutzungsdruck (hoher Fischereidruck, sehr stark befahrene Schifffahrtsrouten und hohe Bevölkerungsdichte an den Küsten) weiterhin starken anthropogenen Belastungen ausgesetzt ist. Diese Belastungen werden sich in Zukunft noch verstärken, da z. B. der Schiffsverkehr weiter zunehmen wird und Offshore-Windparks große Flächen beanspruchen wer-den. Eutrophierung bleibt weiterhin ein Hauptproblem der Region und größere Reduktionsanstrengungen werden nötig, insbesondere im Hinblick darauf, dass sich landwirtschaftliche Aktivitäten in Zukunft verstär-ken werden. Die Bestände von 40 kommerziell befisch-ten Arten sind rückläufig und viele dieser Bestände sind außerhalb sicherer biologischer Grenzen. Es gibt aber auch Anzeichen dafür, dass sich die Größenzu-sammensetzung der bodenlebenden Populationen ver-bessert hat. Darüber hinaus schädigt und zerstört die zunehmende Grundschleppnetzfischerei benthische Lebensräume und verursacht hohe Raten an Beifang, die u. a. die Populationen von Rochen, Schweinswalen und Haien dezimieren. Auch die Industriefischerei hat massive Auswirkungen auf Fischbestände und die sich davon ernährenden Seevögel. Müll in der Nordsee wird vielen Eissturmvögeln zum Verhängnis, 94 % der un-tersuchten Vögel wiesen Plastikpartikel in den Mägen auf. Der Klimawandel führt zur Verschiebung des Ver-breitungsgebietes einiger Arten und beschleunigt die Abnahme der Dorschbestände. Eine künftige marine Raumplanung, die diese ökologischen Effekte reduziert oder abstellt, wäre ein Mittel, die vielfältigen Nut-zungsdrücke besser mit dem Ziel des Erreichens oder der Erhaltung eines guten Zustands der Meeresumwelt in Einklang bringen. Im Rahmen einer Pilotstudie wurde eine erste ganz-heitliche Bewertung (Holistic Assessment – HOLAS) des Ostseezustands durch die Helsinki-Kommission durchgeführt. Sie stützt sich auf Daten aus den Jahren 2003-2007 und zeigt, dass keines der Ostseebecken gegenwärtig einen guten Umweltzustand aufweist. Die meisten Gebiete sind durch Eutrophierung und/oder gefährliche Stoffe beeinträchtigt und/oder weisen einen ungünstigen Erhaltungszustand bestimmter Arten auf. Die Bottenwiek, die Bottensee und Teile das nördlichen Kattegat weisen zumindest einen mäßigen Zustand auf, während der offene Finnische Meerbusen, die nördliche zentrale Ostsee, das östliche Gotlandbecken, die Küstengewässer des Kattegat, des Arkonabeckens und die Beltsee sowie die Kieler und Mecklenburger Bucht erhebliche Abweichungen vom guten Zustand zeigen. Eine Reihung der vom Men-schen verursachten Belastungen verdeutlicht, dass sich unter den ersten zehn hauptsächlich Einträge von Nährstoffen und organischem Material sowie Auswir-kungen der Fischerei (Reduktion der Fischbestände und Habitatzerstörung durch Grundschleppnetzfische-rei) und Einträge von Schadstoffen (z. B. Blei) finden. Diese Belastungen beeinträchtigen das Ökosystem der Ostsee gegenwärtig so stark, dass es nicht in der Lage ist, die für die Gesellschaft wichtigen Umweltdienst-leistungen (Fischerei, Erholung, Klima, Artenvielfalt etc.) zu erbringen. Der HELCOM-Bericht kommt zu dem Schluss, dass auch in Zukunft ostseeweit weitere Anstrengungen nötig sind, um einen guten Umweltzu-stand zu erreichen und identifiziert u. a. die folgenden Maßnahmen: Reduktion der Nährstoffeinträge, Wie-derherstellung intakter Nahrungsnetze insbesondere durch Erhöhung des Anteils an Top-Prädatoren, Reduktion des Eintrags von Schadstoffen, Reduktion der Ölverschmutzung, Wiederherstellung natürlicher Lebensräume (insbesondere Riffe und küstennahe Feuchtgebiete) und Reduktion der physischen Habitat-beeinträchtigung durch Fischereigeschirr. Die Biodiversität der offenen Ostsee ist hauptsächlich durch Eutrophierung und die Fischerei bedroht, wäh-rend an den Küsten zusätzlich physische Störungen (Sand- und Kiesabbau, Bau von Häfen, Brücken, Wind-farmen etc.) eine wichtige Rolle spielen. Die biologi-sche Vielfalt hat sich in den letzten 30 bis 40 Jahren signifikant verändert. Phytoplanktongemeinschaften weisen veränderte Artenzusammensetzungen auf, Makrophyten (große Algen, Seegräser) sind besonders in den südlichen Küstenregionen teilweise verschwun-den, bodenlebende Organismen nehmen in Zahl sowie Artenvielfalt ab und die Fischgemeinschaften der Ostsee werden nicht mehr vom Dorsch, sondern von Sprotten dominiert. Populationen von Alpenstrand-läufern, Eiderenten und Eisenten sind stark rückläufig. Nur einige hundert Schweinswale leben noch in der Ostsee und die Ringelrobbenbestände sind in einem schlechten Zustand. Gegenwärtig gelten 59 Arten in der Ostsee als bedroht. Der Biodiversitätsstatus von nur 17 % der bewerteten Küstengebiete kann als gut oder hoch eingestuft werden, während 83 % in einem mäßigen bis schlechten Zustand sind. Hinsichtlich der großen Ostseebecken weisen die zentrale Ostsee, die Rigabucht und der Finnische Meerbusen den schlech-testen Biodiversitätsstatus auf, während nur die Bot-tensee in einem guten Zustand ist. Die von HELCOM gegenwärtig vorgenommene Be-wertung von Biodiversitätsaspekten ist ein erster Schritt einer Bewertung des Umweltzustands nach EU-Meeresstrategierahmenrichtlinie. Zukünftig werden in Ergänzung zu den geschützten Arten zusätzlich auch die ökologischen Strukturen und Funktionen Berück-sichtigung finden müssen.104 Wasserwirtschaft in Deutschland7.2.7.5 Zustandsbewertung für das Wattenmeer Der deutsche und niederländische Teil des Watten-meeres wurden im Juni 2009 zum UNESCO-Welterbe erklärt, was sowohl die Einzigartigkeit dieses Öko-systems hervorhebt als auch die bisherigen Schutz-bemühungen würdigt. Obwohl sich Deutschland, Dänemark und die Niederlande im Rahmen des Trilateralen Wattenmeerabkommens schon seit 1982 um den Schutz der außergewöhnlichen Wattlandschaft kümmern, zeigt der Qualitätszustandsbericht 2009, dass das Ökosystem weiterhin vielfältigen mensch-lichen Belastungen ausgesetzt ist. An erster Stelle stehen Belastungen wie Eutrophierung, Schadstoffe, Müll im Meer und Fischerei. Gute Erfolge sind bei der Reduktion von Nährstoffeinträgen und Schadstoffen zu verzeichnen. Die anhaltend starke Befischung von Beständen, die zwischen der offenen Nordsee und dem Wattenmeer wandern, führt zu geringen Bestands-größen kommerziell befischter Bestände (Seezungen, Klieschen, Dorsch, Wittling) und in Folge auch zur Veränderung von Nahrungsnetzen und einer Gesamt-beeinträchtigung des Ökosystems Wattenmeer. Insbe-sondere große Fischarten wie der Keulenrochen, der Stachelrochen und verschiedene Haiarten sind selten geworden. Die Fischerei im Wattenmeer beschränkt sich auf Garnelen (Krabben oder Granat) und Mies-muschelzucht. Die natürlichen Miesmuschelbestände sind seit den 1990er Jahren stark rückläufig. Das Ziel des Wattenmeerabkommens einer Flächenzunahme der Muschelbänke wurde noch nicht erreicht. Die heimischen Miesmuscheln müssen mittlerweile auch noch mit der eingeschleppten pazifischen Auster kon-kurrieren. Müll der hauptsächlich von der Fischerei und Schifffahrt stammt, wird weiterhin in großen Men-gen an die Strände des Wattenmeers gespült. Die Zahl der nicht-heimischen Arten im Wattenmeer nimmt stetig zu, verändert die Artenzusammensetzung der Wattenmeerorganismen und untergräbt Bemühungen zur Widerherstellung der natürlichen Biodiversität. Das Wattenmeer ist auch stark vom Klimawandel be-droht. Steigende Meerestemperaturen verdrängen viele Jungfischarten aus ihren Brutgebieten im Wattenmeer und die Wattflächen wachsen nicht schnell genug an, um mit dem ansteigenden Meeresspiegel mithalten zu können. Damit drohen weitere unwiederbringliche Verluste dieses Lebensraumes. Die Wiederherstellung degradierter und die Erhaltung natürlicher Lebensräu-me sind die Grundlage für eine Anpassung des Öko-systems Wattenmeer an den fortschreitenden Klima-wandel. Der Quality Status Report empfiehlt künstliche Sandaufspülung, um dem Watt zu ermöglichen, mit dem ansteigenden Meeresspiegel Schritt zu halten. Um diese gezielt und ökologisch verträglich zu gestalten, besteht noch Forschungsbedarf.7.2.8 Chemischer Zustand nach EU-Wasser-rahmenrichtlinie Für die Bewertung der Belastung der Meeresumwelt mit gefährlichen Stoffen sind vor allem solche Stoffe wichtig, die langsam abgebaut werden (persistent), sich in Lebewesen anreichern (bioakkumulierend) und giftig (toxisch) sind (PBT-Stoffe gemäß REACH Anhang 13). Stoffe, die PBT-Eigenschaften haben, wer-den unter der EU-Wasserrahmenrichtlinie mit weiteren gleichermaßen gefährlichen Stoffen, wie bestimmte Metalle und Dioxine, als prioritär gefährliche Stoffe zusammengefasst. Für diese Stoffe sollen binnen einer Generation Konzentrationen nahe Null (Xenobiotika) bzw. Hintergrundwerte (Schwermetalle) in den Küsten-gewässern erreicht werden. Für die prioritären und bestimmten anderen Schadstof-fe der Anlage 7 der Oberflächengewässerverordnung ist der chemische Zustand der Übergangs- und Küs-tengewässer (12 Seemeilen-Zone) festzustellen. Wenn nur eine der Umweltqualitätsnormen dieser Stoffe überschritten wird, ist der Zustand „nicht gut“. Im ersten Bewirtschaftungsplan sind bei den Übergangs-gewässern von 5 Oberflächenwasserkörper zwei und bei den Küstengewässern fast alle (98 %) im „guten chemischen Zustand“. Es ist jedoch zu beachten, dass die Umweltqualitätsnormen-Richtlinie noch nicht angewendet wurde. Im 2. Bewirtschaftungsplan wird der gute chemische Zustand aufgrund der normierten Vorgaben der Umweltqualitätsnormen-Richtlinie vor-aussichtlich weitgehend verfehlt werden.105Wasserwirtschaft in Deutschland8 Zusammenfassung und Schlussfolgerungen Die EU-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) formuliert anspruchsvolle Ziele an den Schutz von Grund- und Oberflächengewässern, die nur schrittweise über viele Jahre erreicht werden können. Die bis Ende 2009 erstellten ersten Bewirtschaftungspläne nach Art. 13 EU-Wasserrahmenrichtlinie bele gen die erreichten Fortschritte bei der Reinhaltung der Gewässer, unter-streichen aber auch den großen Handlungsbedarf, um das Ziel des „guten Zustands“ der Gewässer zu errei-chen. Nur 10 % der Oberflächenwasserkörper sind der-zeit in einem guten ökologischen Zustand. Das sind bei den Binnengewässern rund 14 % der Fließstrecke von Flüssen und Bächen. Die häufigsten Ursachen für eine schlechtere Zustandsklasse sind Veränderun gen der Gewässerstruktur und die fehlende Durchgängigkeit für Fische und kleinere Orga nismen. Weitere Gründe liegen in der hohen Nährstoffbelastung vor allem aus diffusen Quellen und vereinzelt an flussspezifischen Schadstoffen. Für die Seen ist das Ergebnis besser, 215 Seewasserkörper (39 %) erreichen den guten ökologischen Zustand und 70 das gute ökologische Potenzial (40 %). Die Ergebnisse für die Übergangs- und Küstengewäs ser fallen hingegen schlechter aus, nur ein Wasserkörper (von 72) befindet sich bereits heute in einem guten ökologischen Zustand. Hier werden die Nährstoffe zum wichtigsten Belastungs-faktor, weil sie in diesen eher stehenden Gewässern zur Eutrophierung führen. Der chemi sche Zustand der Oberflächengewässer, bemessen an der Einhaltung von Umweltqualitätsnormen für die europaweit rele-vanten prioritären Stoffe, ist durchgehend nicht gut, was u.a. daran liegt, dass die Umweltqualitätsnorm für Quecksilber in Biota europaweit flächendeckend über-schritten wird. Differenzierte Darstellungen sind daher erforderlich, um zu zeigen, welche der prioritären Stof-fe heute Probleme bereiten und welche nicht. Von den Grundwasserkörpern erreichen nur 63 % den „guten chemischen Zustand“, Hauptursache für das Verfehlen ist eine zu hohe Nitratbelastung. Der mengen mäßige Zustand ist zumeist in einem guten Zustand (96 % der Grundwasserkörper). Maßnahmen im Rahmen der ersten Bewirtschaftungs-pläne müssen vor allem im Bereich Hydromorphologie ansetzen, im stofflichen Bereich sind vor allem die Nähr stoff-, Metall- und Pestizideinträge zu verringern. Maßnahmen, die dem Fluss mehr Eigendynamik zu-rückgeben, erzielen eine deutliche Verbesserung des hydromorphologischen Zustands. Zu diesen zählen der Rückbau von Sohlen- und Uferbefestigungen, das Anbinden von Altarmen, Deichrückverlegungen oder Sohlenanhebungen. Maßnahmen zur Herstellung der linearen Durchgängigkeit, die der Gewässerfau-na funktionstüchtige Habitate erschließen, sind oft möglich, ohne die Nutzung einzuschränken. Eine schonende Gewässerunterhaltung kann mit vielfälti-gen kleinräumigen Maßnahmen Verbesserungen des ökologischen Zustands bewirken. Es gilt „dem Wasser seinen Lauf zu lassen“, sofern keine nachteiligen Auswirkungen auf die Nutzungen zu erwarten sind. Perspektivisch sollten nur die hydromor phologischen Veränderungen beibehalten werden, die zur Aufrecht-erhaltung ökologisch ver träglicher Nutzungen erfor-derlich sind. Die Konzentrationen von Nitrat im Grundwasser sowie Phosphor und Stickstoff in den Oberflächengewässern haben zwar mehr oder weniger deutlich abgenom-men, sie sind aber trotzdem immer noch zu hoch und eine wichtige Ursache für das Verfehlen des guten Zustands. Die größten Ein tragsanteile stammen beim Phosphor aus erodiertem Bodenmaterial von landwirt-schaftlich genutzten Flächen und beim Stickstoff aus dem Eintrag landwirtschaftlicher Nitratüber schüsse über das Grundwasser. In diesen Bereichen liegen auch die größten Reduzierungs potenziale. Selbst wenn sich der positive Trend rückläufiger Nähr-stoffeinträge fortsetzt, werden die Eutrophierungsef-fekte in den marinen Ökosystemen nur mit Zeitverzö-gerung allmählich verschwinden. Vor allem im Wat-tenmeer und in vielen Ostseegebieten wirken die in der Vergangenheit entstandenen Nährstoffdepots in den Sedimenten noch lange nach. Darüber hinaus könnte in Zukunft der Klimawandel Eutrophierungsprozesse begünstigen, da eine zunehmende Erwärmung des Oberflächenwassers die Schichtung in den Gewässern verstärkt. Dadurch entstehen möglicherweise neue Problemgebiete. Auch beim Grundwasser werden wesentli chen Entlas-tungen erst zeitverzögert festzustellen sein (Nitrat, Pes-tizide), was u. a. auf die langen Fließzeiten des Wassers von der Bodenoberfläche bis in das Grundwasser zurückzuführen ist. Die Belastung der Oberflächengewässer mit industri-ellen organischen Schadstoffen wie Hexachlorbenzol und Schwermetallen wie Quecksilber und Cadmium hat im Laufe der Jahre und Jahrzehnte insgesamt zum Teil deutlich abgenommen. Dennoch sind bei den genannten Stoffen und Stoffgruppen auch heute noch weitergehende Anstrengungen zur Reduzierung der Stoffeinträge erforderlich. Dies gilt insbesondere für die Schwermetalle Quecksilber, Zink, Kupfer und Cad-mium, für die die jeweilige Umweltqualitätsnorm der-zeit in unterschiedlichem Ausmaß nicht eingehalten wird. Bei den Schwermetallen haben diffuse Quellen einen hohen Anteil am Gesamteintrag. Im Durch-schnitt sind etwa die Hälfte aller diffusen Einleitungen auf die Regenabwässer von Straßen und Dächern der Städte zurückzuführen. Die Konzentrationen fast aller Schwermetalle sind im Regenabwasser heute höher 106 Wasserwirtschaft in Deutschlandals im städtischen Schmutzwasser, dem „eigentlichen“ Ab wasser. Besondere Aufmerksamkeit muss der Pestizid-Belas-tung der Gewässer geschenkt werden. Die Umweltquali-tätsnormen für Oberflächengewässer und die Qualitäts-normen für Grundwasser werden für diese Stoffe zum Teil überschritten. Im oberflächennahen Grundwasser halten rund 5 % der über zehntausend Messstellen den Grenzwert in Höhe von 0,1 µg/l für mindestens einen Wirkstoff nicht ein. Dennoch ist in Grundwasser insge-samt für einzelne Stoffe wie Atrazin und Diuron eine Abnahme der Belastung zu verzeichnen. In den Fließgewässern liegen häufiger Überschreitun-gen der Umweltqualitätsnorm für die polyzyklischen aromatischen Kohlenwasserstoffe (Summe Benzo[g,h,i]perylen und Indeno[1,2,4-cd]pyren), Hexachlorben-zol, polychlorierte Biphenyle, die Biozide Cybutryn und Tributylzinn vor. Für das Arzneimittel Diclofenac, das auf der Beobachtungsliste der neuen EU-Umwelt-qualitätsnormen-Richtlinie steht, wird die von der Kommission vorgeschlagene, aber nicht übernommene Umweltqualitätsnorm ebenfalls zum Teil überschritten. In den Meeresgewässern sind trotz der Stoffverbote und einer Abnahme der Konzentrationen immer noch Belastungen mit schwer abbaubaren Stoffen wie DDT, polychlorierten Biphenyle, Hexachlorcyclohexan und Hexachlorbenzol festzustellen. Für Tributylzinn wird eine Abnahme der Konzentrationen in Muscheln aus Nord- und Ostsee ab dem Jahr 2002 beobachtet. Hier zeigt sich die positive Auswirkung des seit 2001 weltweit gültigen Übereinkommens zum Verbot von Tributylzinn-haltigen Schiffsanstrichen. Die EU-Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie (MSRL) ist eine ökologisch orientierte Richtlinie im Meeresschutz. Der Zustand der Meeresökosysteme sowie die maßgeb-lichen Belastungen durch invasive Arten, kommerzi-elle Fischerei, Eutrophierung, Schadstoffe, Müll und Eintrag von Energie (wie Kühlwasser und Lärm) sind zu bewerten. Übergeordnetes Ziel der Richtlinie ist es, einen guten Umweltzustand der europäischen Mee-resgewässer bis 2020 zu erreichen oder zu erhalten. 2012 wurde eine Anfangsbewertung des Zustands der nationalen Meeresgewässer vorgenommen. Spätestens Mitte 2014 müssen die Überwachungsprogramme installiert sein. Die Beschreibung und Bewertung der Meeresökosysteme im Vergleich mit den im guten Zustand vorkommenden naturraumtypischen Lebens-gemeinschaften gründet sich - wie bei der EU-Wasser-rahmenrichtlinie – auf einer integrativen ökologischen Klassifikation der Meeresgewässer. Die Erfassung der relevanten Belastungen erlaubt eine gezielte Aufstel-lung von Maßnahmenprogrammen bis Mitte 2016. Mitte 2018 sind dann die Ergebnisse der nächsten Bewertung des Zustands der Meeresgewässer vorzule-gen. Zur Koordination der nationalen Umsetzung der EU-Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie haben Bund und Küstenbundesländer ein gemeinsames Sekretariat Meeresschutz eingesetzt. Die EU-Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie verfolgt im Grundsatz identische Ziele wie die EU-Wasserrahmen-richtlinie. Bewertungen beider Richtlinien sollten sich demnach ergänzen. Im Küstenbereich sind die Wasser-körper sämtlich in einem nicht guten Zustand. Ambiti-onierte Ziele erfordern ambitionierte Maßnahmen, die mit dem 1. Bewirtschaftungsplan der EU-Wasserrah-menrichtlinie bereits ergriffen wurden. Es bleibt aber noch viel zu tun. Sicher ist, dass bis 2015 längst noch nicht alle Wasserkörper in einem guten Zustand sein werden. Es wird daher auf die folgenden zwei Bewirt-schaftungszyklen der EU-Wasserrahmenrichtlinie von insgesamt 12 Jahren ankommen, in welchem Umfang die gute Gewässerqualität europaweit im Meer und im Binnenland erreicht werden kann.107Wasserwirtschaft in Deutschland9 LiteraturLiteratur Kap. 2 (Grundlagen für die Bewertung von Grundwasser und Oberflächengewässer) DIN EN ISO/IEC 17025: Allgemeine Anforderungen an die Kompetenz von Prüf- und Kalibrierlaboratorien (ISO/IEC 17025: 2005); Deutsche und Englische Fas-sung EN ISO/IEC 17025: Beuth-Verlag, Berlin, 2005. DIN ISO 11352: Wasserbeschaffenheit – Abschätzung der Messunsicherheit beruhend auf Validierungs- und Kontrolldaten (ISO 11352: 2012): Beuth-Verlag, Ber-lin, 2013. Ellison, S. L. R.; Williams, A. (Hrsg.): EURACHEM / CITAC Guide CG 4: Quantifying Uncertainty in Analyti-cal Measurement, Third Edition, 2012. Erhältlich über http://www.eurachem.org/images/stories/Guides/pdf/QUAM2012_P1.pdf. ISO/IEC Guide 98-3: Uncertainty of measurement – Part 3: Guide to the Expression of Uncertainty in Mea-surement (GUM 1995), 2008 Wasserchemische Gesellschaft, Fachgruppe in der GDCh / in Gemeinschaft mit dem Normenausschuss Wasserwesen (NAW) im DIN e.V. (eds.): Deutsche Ein-heitsverfahren zur Wasser-, Abwasser- und Schlamm-Untersuchung. Physikalische, chemische, biologische und bakteriologische Verfahren. Aktuelles Grundwerk (Lieferung 1-76, Stand: September 2009). 1. Auflage – Juli 1981, 6561 Seiten, 10 Bände, Loseblattwerk. Wiley-VCH, Weinheim.Literatur Kap. 3 (Grundwasser) DWA (Deutsche Vereinigung für Wasserwirtschaft, Abwasser und Abfall e.V.) 2012: Grundwasserbiologie - Grundlagen und Anwendungen - T 5/2012 LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Daten der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser zum Bericht nach Art. 15 der EG-Richtlinie 2000/60/EG. Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010. Umweltbundesamt 2013 (Hrsg.): „Entwicklung bio-logischer Bewertungsmethoden und –kriterien für Grundwasserökosysteme“ (im Druck)Literatur Kap. 4 (Bewertung der Oberflächengewässer) Europäische Gemeinschaft: Richtlinie 2000/60/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 23. Oktober 2000 zur Schaffung eines Ordnungsrah-mens für Maßnahmen der Gemeinschaft im Bereich der Wasserpolitik. Nr. L 327/1, vom 22.12.2000. Europäische Gemeinschaft: Richtlinie 2008/105/EG des europäischen Parlaments und des Rates vom 16. Dezember 2008 über Umweltqualitätsnormen im Bereich der Wasserpolitik und zur Änderung und anschließenden Aufhebung der Richtlinien des Rates 82/176/EWG, 83/513/EWG, 84/156/EWG, 84/491/EWG und 86/280/EWG sowie zur Änderung der Richt-linie 2000/60/EG. Europäische Gemeinschaft: Richtlinie 2013/39/EU des europäischen Parlaments und des Rates vom 12. August 2013 zur Änderung der Richtlinie 2000/60/EG und 2008/105/EG in Bezug auf prioritäre Stoffe im Bereich der Wasserpolitik (ABl. L 226 vom 24.8.2013, S.1). Oberflächengewässerverordnung (OGewV): Verord-nung zum Schutz der Oberflächengewässer vom 20. Juli 2011 (BGBl, 2011 Teil I Nr. 37, Bonn 25. Juli 2011, S. 1429 – 1469).Literatur Kap. 5 (Fließgewässer) BMU (Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit): Bericht der Bundesrepu-blik Deutschland zur Durchführung der Richtlinie 2006/11/EG – Zeitraum 2005-2007. Bonn, 2009. DIN 38410 (Deutsches Einheitsverfahren zur Wasser-, Abwasser- und Schlammuntersuchung): Biologisch-ökologische Gewässeruntersuchung (Gruppe M) – Be-stimmung des Saprobienindex in Fließgewässern (M !), Beuth-Verlag, Berlin, 2004 Europäische Gemeinschaft: Beschluss 2013/480/EU der Kommission vom 20. September 2013 zur Fest-legung der Werte für die Einstufungen des Überwach-ungssystems des jeweiligen Mitgliedstaats als Ergebnis der Interkalibrierung gemäß der Richtlinie 2000/60/EG des Europäischen Parlaments und des Rates und zur Aufhebung der Entscheidung 2008/915/EG (ABl. L 266 vom 08.10.2013, S. 1). Friedrich, G.: Eine Revision des Saprobiensystems – Z. Wasser-Abwasser-forsch. Vol. pp. 23: 142-152, 1990. Fuchs, S.; Scherer, U.; Wander, R.; Behrendt, H.; Venohr, M.; Opitz, D.; Hillenbrand, T.; Marscheider-Weidemann, F., M.; Götz, T.: Berechnung von Stoff-einträgen in die Fließgewässer Deutschlands mit dem Modell MONERIS – Nährstoffe, Schwermetalle und Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe. UBA-Texte 45/10, Dessau-Roßlau, 2010.108 Wasserwirtschaft in Deutschland LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Beurtei-lung der Wasserbeschaffenheit von Fließgewässern in der Bundesrepublik Deutschland – Chemische Gewässergüteklassifika tion. Berlin, 1998. LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Daten der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser zum Bericht nach Art. 15 der EG-Richtlinie 2000/60/EG. Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010. Pottgiesser, T.; Sommerhäuser, M.: Beschreibung und Bewertung der deutschen Fließgewässertypen – Steck-briefe und Anhang, 2008. Meier, C.; Haase P., Rolauffs, P., Schindehütte, K.; Schöll, F.; Sundermann, A.; Hering, D: Methodisches Handbuch Fließgewässerbewertung zur Untersuchung und Bewertung von Fließgewässern auf der Basis von Makrozoobenthos vor dem Hintergrund der EG-Wasser-rahmenrichtlinie. Stand Mai 2006. Online unter: www.fliessgewaesserbewertung.de Mischke, U.; Behrendt, H.: Handbuch zum Bewer-tungsverfahren von Fließgewässern mittels Phyto-plankton zur Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtli-nie in Deutschland. WeißenseeVerlag. Berlin pp. 1-88., 2007. PRTR: http://thru.de/ Schaumburg et al.: Verfahrensanleitung für die ökolo-gische Bewertung von Fließgewässern zur Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie: Makrophyten und Phytobenthos: Stand Januar 2006 im Auftrag der Län-derarbeitsgemeinschaft Wasser LAWA. Projekt-Nr. O 2.04., 2006. Schöll, F. in IKSR (Hrsg.): Rhein-Messprogramm Bio-logie 2006/2007, Teil II – Das Makrozoobenthos des Rheins 2006/2007, 2009. Verband Deutscher Fischereiverwaltungsbeamter und Fischereiwissenschaftler e.V: Handbuch zu fiBS – Hilfestellungen und Hinweise zur sachgerechten Anwendung des fischbasierten Bewertungsverfahrens fiBS – 2. Auflage: Version 8.0.6 – Stand: Januar 2009.Literatur Kap. 6 (Seen und Talsperren) Brauns, M., Böhmer, J, Pusch, M.: Entwicklung einer validierbaren und interkalibrierbaren Methode zur Bewertung von Seen mittels Makrozoobenthos. Pro-jektbericht im Auftrag der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (Projekt-Nr. O 8.09.), 1-30, 2010. Kollatsch, R.-A., Olbert, C. und Hölzl, K.: Kartierung und Bewertung der Struktur von Standgewässeruferzo-nen in Mecklenburg-Vorpommern. – Wasserwirtschaft Vol. 7-8, pp. 78-82, 2006. LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Daten der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser zum Bericht nach Art. 15 der EG-Richtlinie 2000/60/EG. Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010. LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Gewässer-bewertung stehende Gewässer – Vorläufige Richtlinie für eine Erstbewertung von natürlich entstandenen Seen nach trophischen Kriterien. Kulturbuchverlag, Berlin, 1999. LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Tage-baurestseen – Anforderungen an die Wasserqualität. Schwerin, 2001. LAWA-Rahmenkonzeption (RaKon, Teil B): Arbeits-papier II „Hintergrund- und Orientierungswerte für physikalisch-chemische Komponenten“; Stand 07.03.2007. Mathes, J., Plambeck, G.; Schaumburg, J.: Das Typi-sierungssystem für stehende Gewässer in Deutschland mit Wasserflächen ab 0,5 km² zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie. In: NIXDORF, B. & R. DENEKE (Hrsg.), Ansätze und Probleme bei der Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie. BTU Cottbus Aktuelle Reihe 5/02: pp.15-24, 2002. Miler, O., Brauns, M., Böhmer, J., Pusch, M.: Praxistest des Verfahrens zur Bewertung von Seen mittels Ma-krozoobenthos. Projektbericht im Auftrag der Länder-arbeitsgemeinschaft Wasser (Projekt-Nr. O 5.10), 1-45 + Anhänge, 2011. Miler, O., Brauns, M., Böhmer, J., Pusch, M.: „Fein-abstimmung des Bewertungsverfahrens von Seen mittels Makrozoobenthos“ – Endbericht im Auftrag der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (Projekt-Nr. O 5.10/2011), 1-70 + Anhänge, inkl. Probenahmevor-schrift, 2013. Mischke, U., Riedmüller, U., Hoehn, E. Schönfelder, I.; Nixdorf, B.: Description of the German system for phy-toplankton-based assessment of lakes for implemen-tation of the EU Water Framework Directive (WFD). Gewässerreport 10, Aktuelle Reihe 2/200, 2008. Mischke, U. & Nixdorf, B. (Hrsg.): Bewertung von Seen mittels Phytoplankton zur Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie, BTUC-AR 2/2008, ISBN 978-3-940471-06-2 ISSN 1434-6834, 266 Seiten. 2008. 109Wasserwirtschaft in Deutschland Mischke, U.; Nixdorf, B. (Hrsg.): Bewertung von Seen mittels Phytoplankton zur Umsetzung der EU-Wasser-rahmenrichtlinie, BTUC-AR 2/2008, 266 pp., 2008. OECD: Eutrophications of waters. Monitoring, Assess-ment and Control. OECD report, OECD Paris: 154 pp., 1982. Riedmüller, U., Hoehn, E. & Mischke, U.: Bewertung von Seen mit Hilfe allgemeiner physikalisch-chemi-scher Parameter: Seetypspezifische Hintergrund- und Orientierungswerte - Entwurf Stand Januar 2013 - Er-stellt und aktualisiert im Rahmen von LAWA-Projekten seit 2006 und des Länderfinanzierungsprogramms „Wasser, Boden und Abfall“ 2006-2010. Fachliche Begleitung: LAWA–Expertenkreis „Seen“ - Stand: März 2013, 2013. Ritterbusch, D. & Brämick, U.: Praxistest Seenbewer-tung sowie Interkalibrierung Seenbewertung für Fische – Endbericht im Auftrag der Länderarbeitsgemein-schaft Wasser (Projekt-Nr. O 2.09.), 1-9 + Anhänge, 2010. Ostendorp, W., Ostendorp, J., Dienst, M.: Hydromor-phologische Übersichtserfassung, Klassifikation und Bewertung von Seeufern. Zeitschrift für Wasserwirt-schaft und Umwelt, 1/2, 8-12, 2008. LAUNG (Landesamt für Umwelt, Naturschutz und Geo-logie Mecklenburg-Vorpommern): Entwicklung eines Kartierverfahrens zur Bestandsaufnahme des Struktur-zustandes der Ufer von Seen >= 50 ha in Mecklenburg-Vorpommern. – 39 S. + 4 Anl., Güstrow, 2004. Schaumburg et al. : Handlungsanweisung für die ökologische Bewertung von Seen zur Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie: Makrophyten und Phyto-benthos: Stand Oktober 2007 im Auftrag der Länder-arbeitsgemeinschaft Wasser LAWA. Projekt-Nr. O 4.04., 2007. Teiber-Sießegger, P.: Limnologische Bewertung der Ufer- und Flachwasserzone des Bodensees. – Bericht der IGKB 55: 122 S., 2009. Vollenweider, R.A.: Input – Output models with special reference to the phophorus loading concept in limno-logy, Schweiz. Z. Hydrol. 37: pp. 53-84, 1975 Wöbbecke, K, Klett, G.; Rechenberg, B.: Wasserbe-schaffenheit der wichtigsten Seen in der Bundesrepu-blik Deutschland – Datensammlung 1981-2000, UBA Texte 36/03, Berlin, 2003.Literatur Kap. 7 (Übergangs-, Küsten- und Meeresgewässer) ASCOBANS (2009a): Document AC16/Doc.32 rev.1 (P). In: (Eds.) 6th ASCOBANS Advisory Committee Meeting, 20-24 April 2009 Dist. 03 April 2009 Brügge, Belgium. Blew, J., Diederichs, A., Grünkorn, T., Hoffman, M., Nehls, G.: Investigations of the bird collision risk and the responses of harbour porpoises in the offshore wind farms, Horns Ref, North Sea and Nysted, Baltic Sea, in Denmark. Status report 2005 supported by the German Federal Ministry of the Environment, Nature Conservation and Nuclear Safety (FKZ 0329963 and FKZ 0329963A). 2006. BMU: Anfangsbewertung, Beschreibung des guten Umweltzustandes und Umweltziele für die deutsche Nord-und Ostsee. 2012. http://www.meeresschutz.info/index.php/berichte.html BfN: Stellungnahme des Bundesamt für Naturschutz zum Antrag der Firma Wintershall für einen Betriebs-plan für Seismische Messungen im Bericht der Erlaub-nisse B 20008/55 und B 20001 sowie der Bewilligung A6/B4 im deutschen Sektor des Festlandssockels der Nordsee vom 23.11.2006. 2007. Brockmann, U.H.; Topcu, D.; Schütt, M.; Claussen, U.: Assessment of the eutrophication status of the German Bight according to the OSPAR Comprehensive Proce-dure. Assessed period: 2001 – 2005; OSPAR-Commis-sion. 2007Camphuysen, C. J. 2008. Verstrikkingen van zeevogel in zwerfvuil en vistuig, 1970-2007 Sula 21(2). Claussen, U.; Zevenboom, W.; Brockmann, U.; Topcu, D.; Bot, P.: Assessment of the eutrophication status of transitional, coastal and marine waters within OSPAR. Hydrobiologia 629. 2009. Europäische Gemeinschaft: Richtlinie 92/43/EWG des Rates vom 21. Mai 1992 zur Erhaltung der natürlichen Lebensräume sowie der wildlebenden Tiere und Pflan-zen.1992. Europäische Gemeinschaft: Richtlinie 2008/56/EG des europäischen Parlaments und des Rates vom 17. Juni 2008 zur Schaffung eines Ordnungsrahmens für Maß-nahmen der Gemeinschaft im Bereich Meeresumwelt (Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie). 2008. Fleet, D.: Untersuchung der Verschmutzung der Spülsäume durch Schiffsmüll an der deutschen Nord-seeküste – Auswertungen der regelmäßigen Untersu-chungen der Verunreinigung der Spülsäume durch den Schiffsverkehr auf Kontrollstrecken der Nordsee. FKZ 204 96 100. 2007. 110 Wasserwirtschaft in Deutschland Fleet, D. M.: Untersuchung der Verschmutzung der Spülsäume durch Schiffsmüll an der deutschen Nord-seeküste – Untersuchung der Müllbelastung an den Spülsäumen der deutschen Nordseeküste – Umwelt-bundesamt – FAZ 202 96 183, ss. 166. This provided the Basis for the German contribution to the OSPAR Background Document. 2003. Guse, N., Weiel, S., Markones, N., Garthe, S.: OSPAR Fulmar Litter EcoQO – Masse von Plastikmüllteilen in Eissturmvogelmägen. Endbericht für das BfN, Werk-vertrag. 2012 HELCOM GEAR: 2/2012, Document 3/8. 2012. Werner, S. & Korpinen, S.: Monitoring and Assessment of Marine Litter: Progress of Work. Planning Moni-toring and Actions for Marine Litter in the Baltic Sea. Download: www.helcom.fi HELCOM (2009): Biodiversity in the Baltic Sea – An integrated thematic assessment on biodiversity and nature conservation in the Baltic Sea. Baltic Sea Envi-ronment Proceedings No.116B. Helsinki, Finland. HELCOM (2009): Eutrophication in the Baltic Sea. Bal-tic Sea Environment Proceedings No.115B. HELCOM (2010): Hazardous substances in the Baltic Sea – An integrated thematic assessment of hazardous substances in the Baltic Sea. Balt. Sea Environ. Proc. No. 120B. HELCOM (2010): Herr, H.: Vorkommen von Schweins-walen (Phocoena phocoena) in Nord- und Ostsee – im Konflikt mit Schifffahrt und Fischerei? Dissertation. 120 Seiten. 2009. Interwies, E., Görlitz, S., Stöfen, A., Cools, J., van Breusegem, W., Werner, S., de Vrees L.: Issue Paper to the „International Conference on Prevention and Management of Marine Litter in European Seas“. 2013. Download: www.marine-litter-conference-berlin.info JRC: Marine Strategy Framework Directive. Task Group 10 Report Marine litter. EUR 24340 EN-2010. 2010. Kieler Nachrichten: EU hilft deutschen und dänischen Ostseebädern bei der Strandsäuberung.14.12.2006. Landesamt für Umwelt, Naturschutz und Geologie Mecklenburg-Vorpommern: Schadstoffuntersuchungen in Oberflächengewässern Mecklenburg-Vorpommerns im Zeitraum 2007-2011, Schadstoffe zur Bewertung des chemischen Zustands gemäß Oberflächengewäs-serverordnung (OGewV). Law, K.L., Moret-Gerfuson, S., Maximenko, N.A., Proskurowski, G., Peacock, E.E., Hafner, J., Reddy, C.M.: Plastic Accumulation in the North Atlantic Subtropical Gyre. Science Vol. 329 no. 5996pp. 1185-1188. 2010. LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser): Daten der Bund/Länderarbeitsgemeinschaft Wasser zum Bericht nach Art. 15 der EG-Richtlinie 2000/60/EG. Datenquelle: Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 22.03.2010. MSRL TSG Noise. Van der Graaf AJ, Ainslie MA, André M, Brensing K, Dalen J, Dekeling RPA, Robinson S, Tasker ML, Thomsen F, Werner S: European Marine Strategy Framework Directive - Good Environmental Status (MSFD GES): Report of the Technical Subgroup on Underwater noise and other forms of energy. 2012. Lucke, K., Siebert, U., Lepper, P., Blanchet, M.A.: Temporary shift in masked hearing thresholds in a har-bor porpoise (Phocoena phocoena) after exposure to seismic airgun stimuli. J. Acoust. Soc. Am. 125, 4060-4070. 2009. MARLIN 2013: http://www.projectmarlin.eu Nausch,G., Bachor, A., Petenati, T., Voß,J., von Weber, M.: Nährstoffe in den deutschen Küstengewässern der Ostsee und angrenzender Gebiete. Meeresumwelt aktuell Nord- und Ostsee 2011/1. Bund-Länder Mess-programm, 2011. http://www.blmp-online.de/Seiten/Berichte.html OSPAR (2003): Integrated report 2003 on the eutrophi-cation status of the OSPAR Maritime Area based upon the first application of the Comprehensive Procedure. Ospar Commission 2003. OSPAR (2009): Second OSPAR integrated report on the eutrophication status of the OSPAR maritime area. Ospar Commission 2009. OSPAR (2009): Agreement on CEMP Assessment Crite-ria for the QSR 2010. Agreement number: 2009-2. OSPAR (2010): Quality Status Report 2010. OSPAR Commission. London. 176 pp. Zugriff unter: http://qsr2010.ospar.org/en/index.html UNEP 2009. Marine Litter: Global challenge. ISBN 978-92-807-3029-6. 234 pages. UNEP 2007. Marine litter in the Baltic Sea region. Assessment of the marine litter problem in the Baltic region and priority for response. Helsinki Commission. 21 pages. 111Wasserwirtschaft in Deutschland Van Beusekom, J.E.E.; Bot, P.V.M.; Carstensen, J.; Goebel, J.; Lenhart, H.; Pätsch, T.; Petenati, T.; Raabe, T.; Reise, K.; Wetsteijn, B.: Quality Status Report 2009. Thematic Report No. 6 Eutrophication. 2009. Voß, J.; Knaack, J.; Von Weber, M.: Ökologische Zustandsbewertung der deutschen Übergangs- und Küstengewässer. Indikatorbericht. Meeresumwelt aktuell Nord- und Ostsee 2010/2. Bund-Länder Mess-programm. Meeresumwelt aktuell Nord- und Ostsee 2010/1. Bund-Länder Messprogramm, 2010. Wasmund, N., Schöppe, C., Göbel, J., von Weber, M.: Chlorophyll-a in den deutschen Ostseegewässern. Meeresumwelt aktuell Nord- und Ostsee 2011/2. Bund-Länder Messprogramm, 2011. http://www.blmp-online.de/Seiten/Berichte.html Weigelt-Krenz, S.; Michael, H.; Pätsch; J., Petenati,T.; Van Beusekom, J.: Nährstoffe im deutschen Watten-meer und in der Deutschen Bucht. Indikatorbericht. Meeresumwelt aktuell Nord- und Ostsee 2010/1. Bund-Länder Messprogramm, 2010. http://www.blmp-online.de/Seiten/Berichte.html Werner, S.: Artenviefalt gefährdet. Wie der Mensch die Meere und seine Zukunft vermüllt. Wissenschaft und Frieden 2/2012: 33-36. 2012. Wolff, W.; Freund, H.; Laursen, K.; Reise, K.: Wadden Sea Quality Status Report. Syntheses Report. Wadden Sea Ecosystem N. 26. 2009.www.facebook.com/umweltbundesamt.de www.twitter.com/umweltbundesamt▸ Diese Broschüre als Download https://www.umweltbundesamt.de/node/11859/revisions/48753/view

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