Leitfaden zur wasserwirtschaftlich ökologischen - Wuemme ...

UmweltLeitfaden zur wasserwirtschaftlichökologischenSanierung vonSalmonidenlaichgewässern in NRWMinisterium für Umweltund Naturschutz, Landwirtschaftund Verbraucherschutz desLandes Nordrhein-Westfalen

3 ImpressumHerausgeberMinisterium für Umwelt und Naturschutz,Landwirtschaft und Verbraucherschutzdes Landes Nordrhein-Westfalen (MUNLV)LenkungskreisMUNLVDr.-Ing. Viktor MertschDr. rer. nat. Frank MollsDr. Hartwig Schulze-WiehenbrauckLandesumweltamt NRWDipl-Biol. Jaqueline LowisDr. Wolfgang SchillerBezirksregierung KölnDipl.-Ing. Martin NussbaumDipl.-Ing. Arnold SchmidtStaatliches Umweltamt DüsseldorfDipl.-Ing. Claudia WiedenhöftStaatliches Umweltamt Köln, Außenstelle BonnDipl.-Ing. Reiner DahlhoffDr. rer. nat. Gabriele Eckartz-NoldenDr. Georg GellertLandesanstalt für Ökologie,Bodenordnung und Forsten NRWDr. Heiner KlingerRedaktionPlanungsbüro Koenzen, 40721 HildenBildnachweisTitel, G. Feldhaus, LÖBFS. 19: springender Lachs, O. NiepagenkemperAbb. 2-2, Planungsbüro KoenzenAbb. 2-3, G. Feldhaus, LÖBFAbb. 4-6, Planungsbüro KoenzenAbb. 4-7, Planungsbüro KoenzenAbb. 4-8, F. Molls, MUNLV NRWAbb. 4-14, Planungsbüro Koenzen/AggerverbandAbb. 4-17, Planungsbüro KoenzenAbb. 4-18, Planungsbüro KoenzenAbb. 4-20, Planungsbüro KoenzenAbb. 4-40, Unbekannt, Quelle MUNLV 2002Abb. 6-2, H.D. Krause, FischereigenossenschaftKreuztalAbb. 6-8, Planungsbüro KoenzenAbb. 6-9, Planungsbüro KoenzenAbb. 7-1, S. Staas, LimnoplanAbb. 7-2, Planungsbüro KoenzenVerfasser / AuftragnehmerUniversität zu KölnProf. Dr. Dietrich NeumannDr. rer. nat. Stefan StaasFischereibiologe NemitzDipl.-Biol. Armin NemitzAggerverband (AV)Dr. rer. nat. Gabriele MickoleitDipl.-Chem. Rudolf VerhülsdonkPlanungsbüro Koenzen (PBK)Dr. rer. nat. Uwe KoenzenDipl.-Ing. (FH) Annette KurthDipl.-Geogr. Andrea PalmDipl.-Geogr. Julia HerdaDipl.-Ing. Paul WermterDipl.-Ing. (FH) Dipl.-Ökologe Hans-Peter Henterim Auftrag des Planungsbüros KoenzenUniversität EssenDr. rer. nat. Petra Podrazaunter Mitarbeit vonMaren Deterding (AV)Dipl.-Geogr. Jochen Dirksmeyer (PBK)Dipl.-Geogr. Frank Lippert (PBK)Dipl.-Biol. Melanie Meier (PBK)GestaltungKöhler Kommunikation DüsseldorfISBN-Nr.: 3-9810063-6-4, Kennung: 978-3-9810063-6-0, Oktober 2006

Leitfaden zur wasserwirtschaftlichökologischenSanierung vonSalmonidenlaichgewässern in NRW

Inhaltsverzeichnis3 InhaltsverzeichnisVorwort . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 61 Aufgaben und Ziele . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 82 Lebenszyklus der Großsalmondien . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 102.1 Reproduktion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 102.2 Jugendphase . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 122.3 Abwanderung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 132.4 Fressphase im Meer und Laichaufstieg . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 132.5 Hauptverbreitung potenzieller Salmonidenlaichgewässer in NRW . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 143 Ansprüche an Laich- und Jungfischhabitate . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 163.1 Laichhabitate . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 163.2 Jungfischhabitate . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 184 Belastungen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 204.1 Punktuelle Quellen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 224.1.1 Definition . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 224.1.2 Pfade . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 234.1.3 Stoffliche Belastungsparameter . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 244.1.4 Stoffeintrag durch punktuelle Quellen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 254.1.5 Auswirkungen auf das Interstitial . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 284.2 Diffuse Quellen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 304.2.1 Definition . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 304.2.2 Pfade . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .304.2.3 Stoffliche Belastungsparameter . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 314.2.4 Stoffeintrag durch diffuse Quellen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 324.2.5 Auswirkungen auf das Interstitial . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 334.3 Ökomorphologische Defizite . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 344.3.1 Gewässerstruktur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 344.3.2 Durchgängigkeit . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 354.3.3 Sohlsediment . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 374.3.4 Auswirkungen auf das Interstitial . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 394.4 Belastungssituation potenzieller Salmonidenlaichgewässer in NRW . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 404.4.1 Pilotstudie Bröl . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 404.4.1.1 Punktuelle Quellen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 434.4.1.2 Diffuse Quellen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 484.4.1.3 Ökomorphologische Defizite im Einzugsgebiet Bröl . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 534.4.1.3.1 Gewässerstruktur im EZG Bröl . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 534.4.1.3.2 Kartierung potenzieller Laichhabitate und Laichplätze . . . . . . . . . . . . . . . . . . 554.4.1.3.3 Durchgängigkeit . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 584.4.1.3.4 Sedimentzusammensetzung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 594.4.2 Vergleich der Belastungssituation potenzieller Salmonidenlaichgewässer in NRW . . . . . . . 605 Kenngrößen für die Gewässerbewirtschaftung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .785.1 Kenngrößen der fließenden Welle . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 785.1.1 Basis-Kennwerte . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 805.1.2 Amplituden-Kennwerte . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 885.2 Kenngrößen Interstitial . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 975.2.1 Kennwert für den Sauerstoffgehalt des Interstitialwassers . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 985.2.2 Kennwert für Feinsedimentanteile . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 984

Inhaltsverzeichnis5.3 Kenngrößen Ökomorphologische Verhältnisse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1005.3.1 Gewässerstruktur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1005.3.2 Durchgängigkeit . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1015.3.3 Sohlsubstrat . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1016 Maßnahmen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1026.1 Maßnahmenpool . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1026.1.1 Punktuelle Quellen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1026.1.2 Diffuse Quellen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1056.1.2.1 Uferstreifenzone (USZ) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1056.1.2.2 Zone ≤ 100 m und Zone > 100 m Abstand zum Gewässer . . . . . . . . . . . . . 1066.1.3 Ökomorphologische Verhältnisse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1046.1.3.1 Gewässerstruktur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1096.1.3.2 Durchgängigkeit . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1096.1.3.3 Sohlsubstrat . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1106.2 Sanierungskonzept Bröl . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1116.2.1 Punktuelle Quellen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1116.2.2 Diffuse Quellen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1166.2.3 Ökomorphologische Verhältnisse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1207 Monitoring . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1227.1 Relevante Parameter der fließenden Welle . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1227.1.1 Methode . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1227.1.2 Zeitraum, Anzahl und Frequenz der Messungen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1247.2 Sauerstoffbedingungen im Interstitial . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1247.2.1 Bestimmung des Sauerstoffgehaltes im Interstitialwasser – Messverfahren . . . . . . . . . . . . 1247.2.2 Anzahl und Verteilung von Probeflächen und Messpunkten . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1267.2.3 Zeitraum, Anzahl und Frequenz der Messungen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1277.2.4 Bewertungsschema . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1287.3 Sedimentbelastung des Interstitial . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1297.3.1 Methodik . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1297.3.2 Analyse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1307.3.3 Gefrierkernuntersuchung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1307.4 Ökomorphologische Verhältnisse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1307.4.1 Gewässerstruktur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1307.4.2 Durchgängigkeit . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1317.4.3 Sohlsediment . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1317.5 Kartierung und Bewertung potenzieller Lachslaichhabitate . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1317.5.1 Definition der Habitatpräferenzen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1317.5.2 Methodik der Kartierung, Datenbewertung und Darstellung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1317.5.3 Kontrolle des Reproduktionserfolges . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1347.6 Übersicht Monitoring . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 137Anhang . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 139Tabellenverzeichnis . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 157Abbildungsverzeichnis . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 158Literaturverzeichnis . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 160Glossar . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 166Abkürzungsverzeichnis . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1675

VorwortLiebe Leserinnenund Leser,die Rückkehr der ersten Lachse in das Rheinsystem inden 1990er Jahren zeigt deutlich, dass die Anstrengungenzur Verbesserung der Wasserqualität der vergangenenJahrzehnte erfolgreich waren.Seit die ersten Wanderfische infolge entsprechenderBesatzmaßnahmen in die Flüsse Nordrhein-Westfalenszurückgekehrt sind, verstärken sich nun dieAnstrengungen, wieder selbst reproduzierende Wanderfischpopulationenin Nordrhein-Westfalen zu etablieren.Zudem werden auch in der Wasserrahmenrichtlinieder Europäischen Union Ziele für die Fischfauna derFließgewässer formuliert. Eine der bedeutenden biologischenQualitätskomponenten ist die Zusammensetzung,Abundanz und Altersstruktur der Fischfauna.Das Qualitätskriterium der Altersstruktur zielt dabeiexplizit auf eine funktionierende Vermehrung derFische ab. Besatzmaßnahmen sind somit kein geeignetesMittel, den Qualitätsanforderungen der Wasserrahmenrichtlinienachzukommen. Eine besondereHerausforderung stellt in diesem Zusammenhang dieWiedereinbürgerung von Wanderfischen, namentlichder Lachse und Maifische, in nordrhein-westfälischenFließgewässern dar.Die Erfahrungen der letzten Jahre haben gezeigt,dass hinsichtlich der Erreichbarkeit als auch der Qualitätder Laich- und Aufwuchshabitate weiterhin Defizitebestehen, die einer umfangreichen Etablierungvon sich selbsterhaltenden Großsalmonidenbeständenentgegenstehen.Im Einzugsgebiet der Bröl, einem Laichgebiet derzurückkehrenden Lachse und Meerforellen, wurdendaher umfangreiche Untersuchungen zur SubstratundWasserqualität sowie zu den charakteristischenBelastungen angestellt. Dabei wurden sowohl Aspekteder Flächennutzung, der Siedlungswasserwirtschaftals auch der Ökomorphologie einschließlich derDurchgängigkeit betrachtet.6

VorwortDiese Ergebnisse sowie Kenntnisse aus weiteren landesweitenund internationalen Untersuchungen bildendie Grundlagen für den hier vorliegenden Leitfaden.Dieser Leitfaden bietet eine wesentliche Grundlagefür die erfolgreiche Sanierung von potenziellen Salmonidenlaichgewässernin Nordrhein-Westfalen. Erermöglicht eine schnelle zielgerichtete Erfassung derrelevanten Belastungen der Gewässer und formuliertKenngrößen für deren Sanierung vor dem genanntenHintergrund.Häufig bedarf es umfassender und weitreichenderSanierungsmaßnahmen, die nicht nur die ökologischeDurchgängigkeit der Gewässer wiederherstellen,sondern insbesondere wieder intakte Laichgebietemit passenden Jungfischhabitaten hervorbringen.Für jeden Einzelfall lässt sich anhand des Leitfadensder erforderliche Aufwand ermitteln – und damitauch die Finanzierbarkeit.Der vorliegende Leitfaden beschreibt detailliert dieVorgehensweise und die notwendigen Schritte zurSanierung bis zur Erfolgskontrolle durch ein entsprechendesMonitoring. Dieses Monitoring ist als Steuerinstrumentzu verstehen, welches die schrittweiseUmsetzung von Maßnahmen begleitet und so sicherstellt,dass die Maßnahmen in Art und Umfang angepassterfolgen und nicht über das Ziel hinausschießen.Mein Dank gilt allen Fachleuten und Institutionen, diean den zugrunde liegenden Forschungsvorhabensowie an der Erstellung des vorliegenden Leitfadensmitgewirkt haben.(Eckhard Uhlenberg)Minister für Umwelt und Naturschutz,Landwirtschaft und Verbraucherschutzdes Landes Nordrhein-Westfalen7

Aufgaben und Ziele1. Aufgaben und ZieleÜbergeordnetes Ziel des 1998 ins Leben gerufenenWanderfischprogramms Nordrhein-Westfalens istdie Etablierung von Populationen anspruchsvollerWanderfische und Neunaugen.Besonderes Augenmerk gilt dabei der nachhaltigenWiedereinbürgerung von standortgerechten PopulationenAtlantischer Lachse. Dies umfasst neben derVerbesserung der Lebensbedingungen für die verschiedenenWanderfischarten auch die Optimierungder Lebensraumqualität für alle anderen aquatischenLebewesen und der gesamten Gewässerökosysteme(MUNLV 2002).Diese Ziele korrespondieren in hohem Maße mitdenen der Wasserrahmenrichtlinie (WRRL), derenBewertungssystem direkt auf die QualitätskomponenteFische als Hauptparameter zurückgreift. Dasin der WRRL formulierte Ziel, neben einer weitgehendgewässertypkonformen Artenverteilung undAnzahl auch eine entsprechende Altersstruktur zuerreichen, impliziert eine stabile und selbstreproduzierendeFischzönose.Nach den heutigen Kenntnissen bedarf es für eineEtablierung selbstreproduzierender Großsalmonidenbeständein nordrhein-westfälischen Gewässernnoch erheblicher Entwicklungsmaßnahmen. DieVerbesserung der Wasserqualität in den letzten Jahrzehntenmit der bereits in weiten Bereichen erreichtensaprobiellen Gewässergüteklasse II (mäßig belastet)ist ein Schritt in die richtige Richtung, bleibt aberhinter den komplexen Ansprüchen der Salmonidenbei der Reproduktion noch zurück. Die wissenschaftlichenBegleituntersuchungen des Wanderfischprogrammsweisen auf gravierende Beeinträchtigungender Salmonidengewässer durch punktuelle und diffuseBelastungen sowie durch ökomorphologischeDefizite hin (MUNLV 2002).Der vorliegende Leitfaden benennt wissenschaftlichfundierte Kenngrößen für potenzielle Salmonidenlaichgewässerund zeigt Wege für eine Sanierung auf.Diese stützen sich im Wesentlichen auf die Ergebnissedes Forschungs- und Entwicklungsvorhabens „Entwicklungeines wasserwirtschaftlichen Gesamtkonzepteszur ökologischen Sanierung von Fließgewässernund deren Interstitial im Einzugsgebiet derBröl“ sowie weitreichende Auswertungen verwandterStudien und der einschlägigen Literatur. DieKenngrößen fußen somit auf dem aktuellen Wissensstandund setzen nach heutigem Kenntnisstand die8

Aufgaben und ZieleDer Leitfaden beschreibt zu Beginn den Lebenszyklusvon Großsalmoniden sowie deren Ansprüchean Laich- und Jungfischhabitate. In diesem Zusammenhangwird auch die räumliche Verteilung undAusdehnung der Hauptverbreitungsbereiche potenziellerSalmonidenlaichgewässer in NRW auf gewässertypologischerGrundlage kartographisch dargestellt.Die aktuellen Belastungen werden analysiert undhinsichtlich ihrer Relevanz für die ökologische Qualitätdes hyporheischen Interstitials und damit fürden Reproduktionserfolg von Salmoniden beurteilt.Hierbei wird nach Punktquellen, diffusen Quellensowie ökomorphologischen Defiziten unterschieden.Rahmenbedingungen für eine Etablierung sich selbstreproduzierender Wanderfischbestände insbesonderevon Lachs und Meerforelle. Gleichwohl ist dieWiederansiedlung von Großsalmoniden im intensivgenutzten nordrhein-westfälischen Wirtschaftsraumein ambitioniertes Unterfangen, das durch fortlaufendenErkenntniszuwachs geprägt sein wird. DerLeitfaden ist somit als „living-document“ zu verstehen.In den kommenden Jahren werden weitereKenntnisse aus Pilotvorhaben einfließen.Die Sanierung von Salmonidenlaichgewässern wirdin Nordrhein-Westfalen schrittweise sowie räumlichdifferenziert erfolgen müssen und im weiteren Verlaufder Umsetzung mit den lokalen und übergeordnetenZielen der WRRL in Einklang zu bringen sein.Die nachfolgend benannten Anforderungen sind ausökologisch-wasserwirtschaftlicher Sicht als sehr weitreichendanzusehen. Die Komplexität dieser Ökosystemeund die Vielfalt der einwirkenden Störgrößenmachen eine umfassende Sanierung der ausgewähltenGewässereinzugsgebiete unumgänglich.Die Belastungssituation potenzieller Salmonidenlaichgewässerin NRW wird vergleichend aufgezeigt.Detaillierte Darstellungen auf Grundlage derumfangreichen Analysen aus dem oben genanntenForschungs- und Entwicklungsvorhaben im Einzugsgebietder Bröl liefern ein spezifisches Bild der Fließgewässerin der nordrhein-westfälischen Fließgewässerlandschaftdes „Silikatischen Grundgebirges“. DieKenngrößen für die Gewässerbewirtschaftung werdenhinsichtlich der Komplexe Wasserqualität, Interstitialqualitätund ökomorphologische Qualität definiertund begründet.Die nachfolgende Beschreibung der notwendigenMaßnahmen für eine Sanierung von Großsalmonidenlaichgewässerngliedert sich in gleicher Weise undendet mit der exemplarischen Darstellung eines Sanierungskonzeptesfür das Pilotgewässer Bröl.Die Beschreibung entsprechender Monitoringverfahrenschließt die textlichen Ausführungen des Leitfadensab.Das übergeordnete Ziel des vorliegenden Leitfadensist die Definition von wissenschaftlich erforderlichenKenngrößen für die Etablierung selbstreproduzierenderGroßsalmonidenbestände in Nordrhein-Westfalen.Hierzu ist eine weitreichende Sanierung der Gewässerder Forellen- und Äschenregionen des Landesnotwendig. Die Wiederherstellung dieser Ökosystemeist auch für zahlreiche andere aquatische Lebewesenvon essenzieller Bedeutung wie z. B. Makroinvertebraten.Der Leitfaden formuliert die Kenngrößenfür eine in dieser Hinsicht erfolgreiche Bewirtschaftungder Gewässer und ihrer Einzugsgebiete.9

Lebenszyklus2. Lebenszyklus der GroßsalmonidenMit der Bezeichnung Großsalmoniden werden dieanadromen Langdistanzwanderfische Lachs (Salmosalar L.) und Meerforelle (Salmo trutta f. trutta L.)von der nicht fernwandernden, stationären Bachforelle(Salmo trutta f. fario L.) unterschieden. DieLaichfische der Großsalmoniden weisen i. d. R. Körperlängenvon deutlich mehr als 50 cm auf, wogegenBachforellen derartige Körperlängen nur in Ausnahmefällenerreichen.Abb. 2-1 Lebenszyklus der GroßsalmonidenDie Meerforelle weist hinsichtlich ihrer Lebensweiseund ihres Aussehens große Ähnlichkeiten zum Lachsauf und unterscheidet sich deutlich von der nicht fernwandernden,anders gefärbten und kleinwüchsigerenBachforelle. Dennoch stellen Bach- und Meerforellenur Formen (Ökomorphen) einer zoologischen Art,der Europäischen Forelle (Salmo trutta L.), dar.Der anadrome Lebenszyklus der Großsalmonidenumfasst die Fortpflanzung und eine ein- bis mehrjährigeJugendentwicklung im Süßwasser, dieAbwanderung ins Meer, eine ein- bis mehrjährigeWachstumsphase im Ozean und die Rückwanderunggeschlechtsreifer Tiere zur Fortpflanzung ins Süßwasser.Die einzelnen Phasen dieses Lebenszyklus werdenim Hinblick auf die Lebensraumansprüchewährend des Süßwasseraufenthaltes im Folgendenkurz beschrieben (vgl. auch Abb. 2-1).2.1 ReproduktionDer anadrome Lebenszyklus der Großsalmonidenbeginnt mit der Reproduktion im Süßwasser, d. h. mitdem Ablaichen und der anschließenden EmbryonalundLarvalentwicklung in den Laichgruben.Die Laichgebiete liegen typischerweise in den Fließgewässerregionendes Hyporhithrals (Äschenregion)und des Metarhithrals (untere Forellenregion); u. U.können sie sich bis ins Epipotamal (Barbenregion)erstrecken. Lachs und Meerforelle gehören zu derreproduktiven Gilde lithophiler Laicher, d. h. siebenötigen ein kiesiges Laichsubstrat und die sich imEi entwickelnden Embryonen weisen einen hohenSauerstoffbedarf auf (BALON 1975). Beim Laichaktwerden von den Weibchen Gruben in das kiesigeGewässerbett geschlagen, in denen die Eier abgelegtund wieder mit Kies überdeckt werden. Dabei werdendie Eier in Portionen abgegeben. Nach einerEiablage in das Nest am unterstromigen Ende derGrube wird eine sog. Eitasche mit Material vomoberstromigen Ende der Laichgrube überdeckt,wobei gleichzeitig die neue Grube für die nächsteEiportion ausgehoben wird. So entstehen langgestreckteLaichgruben (spawning redds) mit einemSchweif (tail) ausgehobenen Materials. Die Tiefe dergeschlagenen Laichgruben ist unter anderem abhängigvon der Größe der Elternfische; es können bis zu0,5 m tiefe Gruben geschlagen werden. Nach derÜberdeckung mit Kies befinden sich die abgelegtenEier der Lachse meist in einer Tiefe von 10-30 cm(Mittelwerte um 20 cm) (DEVRIES 1997). Dieflächenmäßige Ausdehnung einzelner Laichgruben(eigentliche Grube und aufgeworfenes Material) kann1-2 m (maximal 3 m) in der Breite und 1,5-2,5 m(maximal bis zu 4 m) in der Länge betragen (CRISP& CARLING 1989). Einzelne Laichgruben vonGroßsalmoniden nehmen daher Flächen von bis zu5-10 m 2 ein. Auf dem Gewässergrund sind die neuangelegten Laichgruben meist leicht als helleFlecken zu erkennen (vgl. Abb. 2-2), da durch dieMaterialbewegungen die Deckschicht von dunklem10

LebenszyklusAufwuchs und Detritus befreit wird und obenauf heller,aufwuchsfreier Kies sichtbar wird.Es ist jedoch zu beachten, dass nicht jede so erkennbareLaichgrube auch tatsächlich einen erfolgreichenLaichakt dokumentiert. Da die Fische offensichtlich inder Lage sind, bestimmte Parameter der Laichplatzeignung(z. B. Substratzusammensetzung und Verfestigungoder Durchströmung) wahrzunehmen, kann esAbb. 2-2Salmonidenlaichgrubein der Bröl amÜbergang von Poolzu Rifflevorkommen, dass das Anlegen der Laichgrube anungeeigneten Stellen ohne Laichakt abgebrochenwird. Ein weiblicher Lachs produziert zwischen 1.200und 2.000 Eier/kg Körpergewicht, so dass ein 4 kgschwerer Fisch gut 6.000 Eier abgibt (zur detailliertenBeschreibung des Laichaktes siehe SCHMIDT 1996).Die Laichzeit kann sich über die Monate Oktober bisJanuar erstrecken. Beim Atlantischen Lachs lassensich je nach Herkunft früh und spät laichende Stämmeunterscheiden (SCHNEIDER 2002). In der Brölkonnte durch die Kartierung frisch angelegter Laichgrubenein Maximum der Laichaktivitäten aufgestiegenerLachse im Monat November registriert werden.Aufgrund der winterlichen Laichzeit erfolgt dieEmbryonal- und Larvalentwicklung der Salmonidenunter sehr niedrigen Temperaturen, so dass die Entwicklungsdauerje nach Wassertemperatur mit bis zu160 Tagen ausgesprochen lang ist, vgl. Abb. 2-3(CRISP 1988). Angaben zur Entwicklungsdauer vonLachseiern aus experimentellen Ansätzen oder derBruthauspraxis liegen im Bereich von ca. 800 Tagesgradenvon der Befruchtung bis zum Aufschwimmenbei 7-8 °C Wassertemperatur (510 Tagesgrade bis zumSchlupf und weitere 290 Tagesgrade bis zum Aufschwimmen(zit. in SCHMIDT 1996) oder 450 Tagesgradebis zum Schlupf und weitere 400 Tagesgeradebis zum Aufschwimmen (G. HOLDENSGAAD,mündl. Mitt.). In verschiedenen experimentellenArbeiten (zit. in SCHMIDT 1996) wurden Optimalbereichefür die Entwicklung von Lachseiern zwischen6 und 10 °C ermittelt. Aufgrund der langen Entwicklungsdauervon mehreren Monaten (zum Vergleich:bei frühjahrslaichenden Cypriniden beträgt dieEntwicklungsdauer wenige Tage bis Wochen) unterliegtder Salmonidenlaich einem größeren Risiko,während der Entwicklung vorübergehend pessimalenUmwelteinflüssen (episodische Beeinträchtigungender Wasserqualität, mechanische Belastungen durcherhöhte Sohlschubspannungen und Scherkräfte beiHochwässern) ausgesetzt zu sein.11

LebenszyklusAbb. 2-3 Lachs-Eier im Kieslückensystem der GewässersohleBeim Lachs sterben die Elternfische infolge der Entkräftungnach dem Laichaufstieg und dem Laichaktund den damit verbundenen Territorialkämpfen zueinem hohen Prozentsatz ab. Nur ein geringer Anteilder Laichfische überlebt als so genannte Kelts undkommt nach dem Laichen und der Rückwanderungins Meer wieder zu Kräften. Diese Tiere können ineiner der darauffolgenden Fortpflanzungsperiodenerneut aufsteigen. Durchschnittlich laichen jedochnur 3-6% der Tiere ein zweites Mal (MILLS 1989).Im Gegensatz dazu ist bei Meerforellen das Überlebendes Laichgeschäftes (und ein wiederholtesAblaichen) eher die Regel.2.2 JugendphaseNach Abschluss der Embryonalentwicklung im Eierfolgt der Schlupf der Dottersacklarven. Auch dieweitere Entwicklung der Larven erfolgt verborgen imGewässergrund, in den Eitaschen des Nestes oder inunmittelbar angrenzenden Bereichen des Interstitials.Mit der Aufzehrung des Dottervorrates erfolgt dannim Frühjahr, je nach Temperaturregime von März bisAnfang Mai, die Emergenz, d. h. das Streben an dieOberfläche des Gewässergrundes und das Aufschwimmender Larven (Alevins = Larven mit Resten desDottervorrates). Nach vollständiger Aufzehrung desDotters beginnen die Larven, jetzt als Brütlinge (Fry)bezeichnet, mit der Aufnahme exogener Nahrung,vorwiegend driftende Organismen des Makrozoobenthosund Anflug. Wie bei fast allen Fischarten tretengerade in dieser Phase natürlicherweise hohe Verlustratenauf. Mit dem Aufschwimmen erfolgt aucheine Dispersion der Brütlinge durch Verdriftung vonden Laicharealen in stromab gelegene Jungfischhabitate.Lachsbrütlinge weisen sehr spezifische Habitatansprücheauf und besiedeln nahezu ausschließlichflache, turbulent strömende Rauschenstrecken miteiner heterogenen Sohlenstruktur, die ausreichendeDeckung bietet (HEGGENES 1990). Die Brütlingevon Lachsen und Forellen zeigen eine gewisse Differenzierungder Habitatwahl. Während Lachse vorwiegenddie Rauschenfläche in Flussmitte besiedeln, präferierenForellen die weniger stark strömenden Randbereiche(HEGGBERGET & HESTHAGEN 1981,HEGGENES & SALTVEIT 1990, SCHNEIDER1998). Lachsbrütlinge verhalten sich schon unmittelbarnach der Emergenz territorial, wodurch dieDispersion ebenfalls gefördert wird. Die Bestandsdichtenvon Salmonidenbrütlingen werden von derQualität der Jungfischhabitate, abhängig von derStrukturvielfalt (Angebot an Versteckplätzen undReviergrenzen) und vom Nahrungsangebot des12

LebenszyklusGewässers, bestimmt. Jungfischhabitate besitzenjeweils nur eine bestimmte carrying capacity; derFlächenbedarf eines Individuums im ersten Lebensjahrkann je nach Habitatqualität ca. 1-10 m 2 betragen.Mit einer Größe von 4-5 cm, meist in der Mitte desersten Sommers, erreichen die jungen Lachse das sogenannte Parr-Stadium, das durch die typische dunkleQuerbänderung auf den Körperseiten (Parr-Flecken)gekennzeichnet ist. Diese Jugendphase kann 1-4 Jahredauern. In dieser Zeit verschieben sich die Habitatpräferenzenzu zunehmend tieferen und stärker strömendenBereichen. Auch als Reaktion auf Hochwasser-oder Winterbedingungen kann vorübergehend einWechsel der Habitatpräferenzen in tiefere, ruhigerePools oder andere Rückzugshabitate erfolgen (GAR-DINER 1984, RIMMER et al. 1984).In der Jugendphase erfolgt die Prägung der Lachseauf ihr Geburtsgewässer, d. h. ihren Heimatfluss, wahrscheinlichvorwiegend aufgrund olfaktorischer Reize.Experimente haben gezeigt, dass diese Prägung nureine geringe Zeitspanne erfordert und noch unmittelbarvor der Abwanderung der Smolts erfolgen kann,jedoch umso stärker ist, je früher sie erfolgt (vgl. Literaturübersichtin SCHMIDT 1996). Aufgrund dieserPrägung können adulte Lachse, wenn sie nach Jahrenals laichreife Fische zur Fortpflanzung ins Süßwasserzurückkehren, mit hoher Präzision ihren Geburtsflusswieder finden. Die Streurate, d. h. der Anteil vonFischen, der andere Flüsse als den Geburtsfluss zumAblaichen aufsucht, ist unter natürlichen Bedingungenmit 2-6% ausgesprochen gering.2.3 AbwanderungNach einer Jugendphase von meist 1-4 Jahren beginntdie Smoltifikation. Bei diesem Prozess verändern sichPhysiologie, Aussehen und Verhalten der jungenLachse dramatisch. Die Tiere bekommen einen langgestrecktenHabitus, verlieren die Parr-Zeichnungund nehmen eine silbrige Färbung an. Gleichzeitiggeben sie das aggressive Territorialverhalten auf undschließen sich zu Gruppen oder Schwärmen zusammen,die die bodenorientierte Lebensweise aufgebenund im Freiwasser oder oberflächenah mit der Hauptströmungflussabwärts wandern (HOAR 1976, 1988).Forellen können in ähnlicher Weise wie Lachse smoltifizieren.Das Alter, in dem die Smoltifikation einsetzt,d. h. die Dauer der Jugendphase im Süßwasser,wird von verschiedenen Faktoren bestimmt, darunterdie erreichte Körpergröße (abhängig von der nahrungsabhängigenWachstumsleistung), das Temperaturregimeund die Bestandsdichte. In Gewässern desSiegsystems erfolgt die Smoltifikation der Lachseüberwiegend nach dem ersten oder zweiten Winter inden Altersgruppen 1+ oder 2+.Die Hauptabwanderungszeit der Smolts liegt imFrühjahr, wenn ein Temperaturschwellenwert überschrittenwird und gleichzeitig Frühjahrshochwässerdie Erhöhung von Abflüssen und Trübung bedingen.Im Siegsystem konnte in einem dreijährigen Untersuchungszeitraumein Maximum der Smoltabwanderungjeweils in einem relativ engen Zeitraum vonMärz bis Anfang Juni, mit einem Maximum MitteApril bis Mitte Mai, verzeichnet werden (NEMITZ2001, STEINMANN & STAAS 2001).2.4 Fressphase im Meerund LaichaufstiegNachdem die Smolts das Ästuar erreicht haben, stelltsich ihr Stoffwechsel auf das marine Milieu um unddie jetzt als Postsmolts bezeichneten Fische beginnenihre Wanderung zu den Nahrungsgründen im Ozean.Die bedeutendsten Nahrungsgünde von Lachsen auseuropäischen, kontinentalen Flüssen, die in dieNordsee bzw. den Atlantik entwässern, liegen imNordatlantik. Hier legen die sich räuberisch vonFischen ernährenden Salmoniden in kürzester Zeitenorm an Gewicht und Körperlänge zu (bis zu 5 kgpro Jahr). Grundsätzlich können Lachse nach einemWinter im Ozean die Geschlechtsreife erlangen undmit der Rückwanderung zu den Küsten und demLaichaufstieg in die Flüsse beginnen.Im Gegensatz zum Lachs verbleiben Meerforellenwährend ihrer marinen Fressphase vorwiegend inküstennahen Gewässern. Daneben kann es auch vorkommen,dass fernwandernde Forellen überhauptnicht ins Meer abwandern, sondern lediglich bis ins13

LebenszyklusÄstuar vordringen oder im Hauptfluss umher vagabundieren,bevor sie zum Laichen wieder in dieLaichgewässer aufsteigen.Der Beginn des Laichaufstiegs in den Flüssen hängtvon vielen Faktoren ab und kann von Jahr zu Jahrvariieren. Dennoch konnten früher im Rhein charakteristischeAufstiegszeiträume für verschiedene Gruppenvon Lachsaufsteigern unterschieden werden(z. B. BÜRGER 1926): der Zeitraum Januar bis Aprilmit sog. Großen Wintersalmen von durchschnittlich10-13 kg Gewicht; der Zeitraum Juli bis August mitsog. Kleinen Sommersalmen von durchschnittlich4-8 kg Gewicht, darunter die Jakobssalme, so genanntwegen ihrer besonderen Häufigkeit um denSt. Jakobstag (25. Juli) mit durchschnittlich 1,5-4 kgGewicht; der Zeitraum September mit sog. GroßenSommersalmen von durchschnittlich 8-12 kg Gewicht.Diese Größengruppen korrespondieren mit demAlter der Fische bzw. der Dauer des Aufenthaltes imMeer. Bei den kleinen Sommerlachsen handelte essich um sog. Grilse (Ein-Seewinter-Fische), die auchheute einen erheblichen Teil der Lachsaufsteiger imSiegsystem ausmachen (SCHMIDT et al. 2002). Diegrößeren, länger im Meer gebliebenen Fische werdenals Zwei- bzw. Mehr-Seewinter-Fische bezeichnet.Die Aufstiegswanderung im Fluss wird generelldurch Hochwässer und niederschlagsreiche Wetterlagenstimuliert und erfolgt vorwiegend in den Dämmerungs-und Nachtphasen (ausführliche Beschreibungin SCHMIDT 1996). Die Aufwärtswanderungwird häufig, insbesondere während des Tages, durchRuhepausen in strömungsärmeren Bereichen, z. B.tiefen Kolken, unterbrochen. Lachse steigen miteinem präzisen Heimfindungsvermögen wieder inden Zufluss des Gewässersystems ein, in dem sie ausdem Ei geschlüpft sind bzw. in das sie als Jungfischgesetzt worden sind. Die Fische können unter Umständenbereits Wochen vor der eigentlichen Laichzeitim Laichgewässer eintreffen, wobei die Ankunftder männlichen Tiere meist vor den weiblichen Tierenerfolgt. Bis zum Eintreten der Laichreife und geeigneterWitterungs- und Wasserstandsbedingungenbleiben die Tiere dann vorwiegend in tieferen Pools,die auch bei Unterbrechungen des Laichgeschäftesimmer wieder aufgesucht werden. Das Vorhandenseinsolcher – häufig durch Totholz initiierter – holdingpools ist von großer Wichtigkeit für die Qualitäteines Lachslaichgewässers.Lachs und Meerforelle weisen ähnliche Ansprüche andas Laichhabitat auf und grundsätzlich kann es zwischenden nah verwandten Arten zu Hybridisierungenkommen. Lachs- und Meerforellen-Hybriden wurdenauch in Naturbrutaufkommen im Siegsystem mitgenetischen Nachweismethoden identifiziert. Eineräumliche und zeitliche Trennung der Laichvorgängebeider Arten sorgt in unbeeinträchtigten Fließgewässersystemenjedoch für sehr geringe Hybridisierungsratenvon < 1% (HEGGBERGET et al. 1988).2.5 Hauptverbreitung potenziellerSalmonidenlaichgewässer in NRWDie Hauptverbreitung potenzieller und historischerSalmonidenlaichgewässer lässt sich in NRW über dieGewässertypologie grundlegend abgrenzen: Es sinddie schottergeprägten Bäche und Flüsse des Grundgebirgesund die kiesgeprägten Bäche und Flüsse desDeckgebirges bis zu einer Einzugsgebietsgröße voni. d. R. 1.000 km 2 .Für eine Gewässerbewirtschaftung mit dem Ziel desErhalts und der Entwicklung von Salmonidenbeständenist die in der Karte dargestellte Hauptverbreitungvon vorrangiger Bedeutung. Lokal könnenjedoch auch in anderen Bereichen – z. B. in den kiesgeprägtenGewässern des Tieflandes – Salmonidenvorkommenauftreten.In den Einzugsgebieten des genannten Hauptverbreitungsraumswaren bis ca. 1900 noch reproduzierendeBestände von Lachsen zu finden. Die zukünftigeWiedereinbürgerung von Großsalmoniden wirdhingegen – zumindest mittelfristig – möglicherweisenur in einigen ausgewählten Pilotgewässer (-systemen)möglich sein. Die Karte in Anhang A-1 und dieGewässerliste in Anhang A-2 zeigen somit das Verbreitungspotenzialnordrhein-westfälischer Salmonidengewässerim Sinne des potenziell natürlichenZustandes – des Referenzzustandes im Sinne derWRRL – auf.14

Lebenszyklus15

Ansprüche3. Ansprüche an Laich- und Jungfischhabitate3.1 LaichhabitateAuf der Grundlage einer Vielzahl von Habitatstudienkönnen geeignete Laichhabitate für AtlantischeLachse und Meerforellen wie folgt charakterisiertwerden:Allgemeine CharakterisierungModerat bis stark überströmte Kiesstreckenoberhalb turbulent strömender Abschnitte mitlockerer, nicht verfestigter Deckschicht, indenen grobe Fraktionen (Kies, Grobkies,Geröll) die Korngrößenverteilung dominierenund der Feinsedimentanteil gering ist, mitWassertiefen von 30-60 cm (mindestens 15 cm)in der Fließgewässerregion des Hyporhithralssowie des Metarhithrals bis Epipotamals.Spezifizierung einzelner ParameterFließgewässerregionVerschiedene Literaturangaben dokumentieren, dassrezente und historische Laichgründe des Lachsesüberwiegend in Gewässern mit Gefällen von 0,2%bis maximal 3% zu lokalisieren sind. Im Hinblick aufdie Eignung von Gewässerabschnitten als Laichbiotopefür Großsalmoniden sind die Gewässerdimensionenvon Bedeutung: nur ausreichend großeGewässer mit Sohlenbreiten von mehr als 3 m undMindestwassertiefen von mehr als 15 cm sind aufgrunddes beträchtlichen Flächenbedarfs bei derAnlage der Laichgruben geeignet.GewässerstrukturGroßsalmoniden wählen Laichplätze häufig in Bereichenunmittelbar oberhalb von Abschnitten mit starker,turbulenter Strömung. Innerhalb von Fließstreckenmit natürlicher, intakter Pool-Riffle-Abfolgewerden die Laichgruben daher bevorzugt am Endeeiner mäßig strömenden Gleite (bzw. eines Pools) imÜbergangsbereich zur stark und turbulent strömendenRausche (Riffle) angelegt. In diesen Abschnittenmit konvexem Sohlenrelief kommt es zu einer verstärktenInfiltration von Oberflächenwasser (downwelling).Dies hat bei einer hohen Permeabilität desInterstitials zur Folge, dass hier platzierte Gelegeoptimal mit Sauerstoff versorgt werden und dass eineffektiver Abtransport giftiger Stoffwechselprodukteerfolgt.StrömungsgeschwindigkeitDie Strömungsgeschwindigkeit in Laicharealen desLachses beträgt mindestens 0,15-0,2 m/s bis zu maximaldem zweifachen der Körperlänge der Fische,d. h. ca. 1,2-1,8 m/s. In der Regel werden Strömungsgeschwindigkeitenvon 0,3-0,5 m/s, also deutlichunter 1 m/s, bevorzugt.WassertiefeDie Wassertiefe in Laicharealen liegt meist zwischen0,3 und 0,6 m. Die ungefähre Körperhöhe der Laichfischebestimmt eine Mindestwassertiefe von ca. 0,15 m.SubstratzusammensetzungHinsichtlich der Korngrößenzusammensetzung derSedimente an Lachslaichplätzen wurde in der Literatureine große Variabilität dokumentiert. Dies ist u. a.auf unterschiedliche naturräumliche Gegebenheitenund anthropogene Beeinträchtigungen der verschiedenenLachsgewässer zurückzuführen. Es gibt somitkeine artspezifische, enge Präferenz für bestimmteKorngrößenverteilungen des Laichsubstrates (MILLS1989). Generell gilt jedoch, dass nur solche Sedimentegeeignet sind und von den Fischen angenommenwerden, in denen mittlere und grobe Korngrößendominieren. In den meisten Laichhabitaten wurdenmittlere Korngrößen von 20-30 mm bzw. 20-100 mmermittelt (CRISP & CARLING 1989, HEGGBER-GET et al. 1988, JONES 1959, PETERSON 1978zit. in GIBSON 1993). Jedoch können bereits beimittleren Korngrößen < 25 mm die Überlebensratendeutlich reduziert sein (TAPPEL & BJORNN 1983).Entscheidend ist darüber hinaus, dass Feinsedimente,Schluff und Feinsand mit Korngrößen < 0,2 mm sowieSand mit Korngrößen < 2 mm, nur geringe Anteileaufweisen. An Lachslaichplätzen verschiedener englischerFlüsse wurden Feinsedimentanteile von16

Ansprüchemaximal 12% ermittelt (CRISP & CARLING1989). Die Feinsubstratfraktionen verstopfen dasLückensystem zwischen den Grobsubstratfraktionenund beeinträchtigen die Permeabilität des Interstitials.Höhere Feinsedimentanteile behindern darüberhinaus auch die Emergenz der Larven. AlsGrenzwerte für eine erfolgreiche Salmonidenentwicklungwerden Feinsedimentanteile (< 2 mm) von12-15% angegeben (MILLS 1989). In Gewässernmit großen Lachspopulationen liegen die Laichgrubenauf geeigneten Laufabschnitten sehr dichtaneinander. Zudem können vertikal und zeitlichversetzt angelegte Gruben überlappen. Die Laichaktivitätensolcher Populationen führen durch dasSchlagen der Gruben zu einer Reinigung des Sedimentesvon feinen Bestandteilen (mündl. MitteilungR. WHITE).SauerstoffgehaltWährend der Embryonal- und Larvalentwicklungweisen Salmoniden einen im Vergleich zu anderenFischarten hohen Sauerstoffbedarf auf. Als kritischeGrenzkonzentrationen für eine erfolgreiche Entwicklungwurden für Lachseier experimentell Wertezwischen 5,7 und 8,7 mg/l bei Temperaturen von5-17 °C ermittelt (LINDROTH 1942), bei Felduntersuchungenwurden auch höhere Grenzkonzentrationenvon 6,0-7,6 mg/l (LACROIX 1985) und sogarerforderliche Mittelwerte von 10,0 mg/l (für Meerforellen)(RUBIN & GLIMSÄTER 1996) festgestellt.INGENDAHL (2001) ermittelte bei Felduntersuchungenin Rheinzuflüssen eine kritische Sauerstoffkonzentrationvon 7,0 mg/l für die erfolgreiche Entwicklungvon Meerforellen. Auch niedrige Sauerstoffkonzentrationenim nicht lethalen Bereichkönnen den Reproduktionserfolg erheblich beeinträchtigen(durch verzögerte Emergenz, verringerteKörpergröße der Larven, verringerte Fitness)(CHAPMAN 1988, OLSSON & PERSSON 1988).Über die Auswirkungen unterschiedlich langer, episodischerUnterschreitungen dieser Grenzwerte liegenkeine Literaturangaben vor. Es ist jedoch davonauszugehen, dass auch kurzfristige Unterschreitungender kritischen Grenzwerte zu massiven Entwicklungsstörungenführen.PermeabilitätFür eine ausreichende Sauerstoffversorgung und denAbtransport der giftigen Stoffwechselprodukte isteine ausreichende Durchströmung bzw. Permeabilitätdes Interstitials erforderlich, die in entscheidendemMaße vom Feinsedimentanteil des Substratesbestimmt wird. In Lachslaichgruben wurde eine mittlerePermeabilität von 10,2 m/h bestimmt (GUSTAF-SON-GREENWOOD & MORING 1991). Für eineerfolgreiche Ei- und Larvalentwicklung wird eineDurchströmung des Interstitials mit mindestens 1 m/hangegeben, was Sandanteilen (0,06-2 mm) von 12-15%bzw. Feinsandanteilen (> 0,63 mm) > 8 % und Grobsandanteilen(0,63-2 mm) > 16 % entspricht (MILLS1989). Jedoch wurden in Einzelfällen auch bei wesentlichhöheren Permeabilitätsraten bereits Beeinträchtigungennachgewiesen: so konnte PETERSON(1978) (zit. in GIBSON 1993) sogar bei einer mittlerenDurchströmungsgeschwindigkeit > 6 m/h keineerfolgreiche Emergenz mehr feststellen.Im Zusammenhang mit der Permeabilität muss aufein von intakten Lachsflüssen nicht bekanntes, inseinen negativen Auswirkungen nicht ausreichenduntersuchtes Phänomen hingewiesen werden: Diemassive Entwicklung von Epiphyton (Algenaufwuchs)in eutrophierten Fließgewässern im zeitigenFrühjahr zum Ende der Larvalentwicklung bzw. zurZeit der Emergenz der Lachse. Ein dichter Rasenvon z. B. Diatomeen auf der Sedimentoberfläche vonLaichgründen kann den Wasseraustausch zwischenInterstitial und fließender Welle erheblich beeinträchtigen.Folgen davon können eine Reduzierungder Durchströmungsraten im Interstitial, ein erhöhterSauerstoffverbrauch durch die Dunkelatmungder Algen und photosynthetisch bedingte pH-Wert-Verschiebungen sein. Geeignete Laichareale sinddaher durch geringe Aufwuchsdichten auch zumEnde der Reproduktionsperiode im Frühjahrgekennzeichnet.17

Ansprüche3.2 JungfischhabitateAuf der Grundlage einer Vielzahl von Habitatstudienkönnen geeignete Habitate für Junglachse (Brütlinge,Parrs) wie folgt charakterisiert werden:Allgemeine CharakterisierungAusgedehnte, flache Rauschenstrecken mitturbulentem, heterogenem Strömungsbild undmoderaten Strömungsgeschwindigkeiten sowieeiner heterogenen Sohlstruktur, in der größereSteine eine Vielzahl von Deckungsstrukturenbieten.Spezifizierung einzelner ParameterRäumliche AnordnungJungfischhabitate müssen sich stromabwärts in relativerNähe zu den Laicharealen befinden, da die Besiedlungnach der Emergenz der Brütlinge aus demInterstitial durch Dispersion und Verdriftung von denLaichgruben erfolgen muss. Bei zu großer Distanzzwischen Laich- und Jungfischhabitat ist mit sehrhohen Verlusten durch Prädation zu rechnen, insbesonderewenn tiefere Pools (bevorzugte Standortevon Prädatoren wie z. B. Bachforellen) Laich- undJungfischhabitat trennen. Bei Distanzen > 100 m istdie Eignung der Jungfischhabitate herabgesetzt, alsmaximal zulässige Distanz sind 250 m anzunehmen(NEMITZ 2001). In natürlichen Gewässern mit intakterRiffle-Pool-Sequenz grenzen Laich- und Jungfischhabitateunmittelbar aneinander.Größe des JungfischhabitatsEin potenzielles Jungfischhabitat sollte mindestens dieLebensraumkapazität (carrying capacity) für die auseiner Laichgrube stammenden Brütlinge aufweisen.Die einfache Bilanz – 6.000 abgelegte Eier bei einemdurchschnittlichen 4 kg-Rogner, 4.800 Brütlinge beieiner 80%igen Schlupfrate und ein Raumbedarf von1 m 2 pro Brütling – zeigt den erheblichen Flächenbedarfauf, der in vielen Fällen die rezente Größe derRauschenstrecken mittelgroßer Fließgewässer übersteigt.StrukturtypDa die Uferstruktur bei der Habitatwahl junger Lachsevon untergeordneter Bedeutung ist, können auchverbaute Fließstrecken bei entsprechender Ausprägungder relevanten Parameter Wassertiefe, Strömungsbildund Sohlstruktur geeignete Jungfischhabitatedarstellen. Begradigung und Uferbefestigung (Lebendverbauoder Wasserbausteine) beeinträchtigennicht grundsätzlich die Eignung als Jungfischhabitat.Für die Praxis des Lachsbesatzes werden in der „Anleitungzur Kartierung von Fließstrecken im Hinblickauf ihre Eignung als Besatzorte für 0+-Lachse“ (NE-MITZ & MOLLS 1999) daher zwei als Jungfischhabitategeeignete Fließstreckentypen unterschieden:Typ A: unverbaute, turbulent fließende Fließstreckeund Typ C: verbaute, turbulent fließende Fließstrecke.In beiden Streckentypen können herausragend hoheBestandsdichten autochthoner 0+-Forellen und besetzter0+-Lachse (Junglachse unter 1 Jahr) bzw. hoheÜberlebensraten besetzter Lachse nachgewiesen werden(MOLLS & NEMITZ 1998a, b). Darüber hinauskann auch die Sohlstruktur infolge wasserbaulicherEingriffe, z. B. durch eingetragene Wasserbausteine ausder Uferbefestigung, die ansatzweise erforderliche Heterogenitäterlangen. In den verbauten Fließstreckensind jedoch die Refugialzonen (Aue, natürliche Ufervegetation)nicht vorhanden, welche junge Lachse beiHochwasser gerne nutzen.Aufgrund der funktionellen Verknüpfung von LaichundJungfischhabitat können im Hinblick auf einenguten ökologischen Zustand von Salmonidenlaichgewässern,abweichend von der Praxis des Lachsbesatzesin beeinträchtigte Fließgewässer, jedoch nur unverbauteFließstrecken mit natürlichen Querprofilenden Ansprüchen eines geeigneten Jungfischhabitatsfür 0+-Lachse voll genügen. Die von Junglachsen präferierteKombination verschiedener Umweltparameterist daher am besten in den Rauschenstrecken einerintakten Pool-Riffle-Abfolge unverbauter Fließstreckengegeben.Strömungsgeschwindigkeit0+-Lachse präferieren moderat überströmte Riffleoder Rauschenstrecken.Angaben zu den präferiertenStrömungsgeschwindigkeiten reichen von 5 bzw. 10bis 30 bzw. 50 cm/s. Im Zusammenwirken mit einerrauen Sohlenbeschaffenheit und kleinräumigen Tie-18

Ansprüchefenvarianz ergibt sich ein turbulentes Strömungsbildmit einer mit fortlaufenden oder stehenden Wellenüberzogenen Wasseroberfläche. Mit zunehmendemAlter verschiebt sich die Präferenz hin zu noch stärkerströmenden Bereichen.SohlstrukturJunge Lachse präferieren grobkiesige Untergründe,Feinsedimentbereiche bzw. die damit korrelierten geringenStrömungsgeschwindigkeiten werden gemieden.Eine ausreichende Substratdiversität, d. h. eineDeckschicht aus verschiedenen Korngrößenfraktionenmit einem hohen Anteil von Grobkies, großenSteinen oder Blöcken und das Vorhandensein vonTotholz ist von großer Bedeutung für die Schaffungvon Einständen, als Schutz gegenüber Fressfeindenund für die Revierbildung der Junglachse. Im Herbstund Winter oder bei Hochwässern verbergen sich0+-Lachse in den Lücken des groben Substrates oderweichen an den Rand der Gewässer aus.Wassertiefe0+-Lachse präferieren geringe Wassertiefen von5-30 cm. Mit zunehmendem Alter verschiebt sich diePräferenz hin zu tieferen Bereichen.Aufgrund der geringenWassertiefe in flachen Rauschenstrecken sindjunge Lachse in diesem Habitat wirkungsvoll gegenpotenzielle Prädatoren in der Fischfauna wie größereIndividuen rheophiler Cypriniden (Döbel und Hasel),Äschen und Bachforellen geschützt.NahrungsangebotEine wichtige Voraussetzung für gute Überlebensratenund Wachstumsleistungen der 0+-Lachse ist einegute Nahrungsgrundlage in Form hoher Makrozoobenthosbiomassen(Insektenlarven, Gammaridenetc.) mit entsprechend hohen Anteilen in der Drift.19

Belastungen4. BelastungenAbb. 4-1 Stark vereinfachtes Schema zum kritischen Verlauf des Sauerstoffgehalts im Interstitialwährend der Ei- und Larvalentwicklungsphase der Salmoniden; die Prozesse laufen auchparallel ab – dargestellt sind hier nur zeitliche SchwerpunkteBelastungsgrößeO 2 -Gehalt im Interstitial [mg/l]121110987654321Anorganische u. organischeFeinsedimenteAFS-EintragKolmationAmmonium undorganische Substanzen(TOM)Kritischer ProzessO 2 -Zehrung(saprobiell u. nitrifikant)Nährstoffe für Algen,besonders Phosphat(o-PO 4 )Eutrophierung(Algenaufwuchs,pH-Wert, NH 3 )Verschlechterung derO 2 -BedingungenKritischer GrenzwertO 2 -Gehalt imInterstitial [mg/l]Okt. Nov. Dez. Jan. Feb. Mrz. Apr. MaiGrundlage für die wasserwirtschaftlich-ökologischeSanierung potenzieller Salmonidenlaichgewässer istdie Ermittlung und Bewertung von Belastungssituationenund ökologischen Defiziten. Betrachtungsgegenstandsind nicht nur wie bisher die mittleren undgrößeren Gewässerläufe und deren direktes Gewässerumfeld,sondern zwingend alle Gewässer bis hinzu den Quellsiefen, die Talauenbereiche und letztlichdas gesamte Einzugsgebiet des Gewässers. Dieserumfassende Betrachtungsansatz eröffnet den Blickauf die relevanten Belastungspfade punktueller unddiffuser Quellen sowie auf die Defizite des ökomorphologischenZustandes der Gewässer.Maßgeblich für die Bewertung der aktuellen Situationder Gewässer sind die Ansprüche der Kieslaicher inder Reproduktionsphase und damit die Bedingungenim Interstitial. Für viele der potenziellen Salmonidenlaichgewässerin NRW ist die O 2 -Versorgung im Interstitialnicht ausreichend für eine erfolgreiche Reproduktion(NIEPAGENKEMPER & MEYER 2002).Im Laufe der Ei- und Larvalentwicklungsphase derSalmoniden lassen sich grob vereinfacht folgendeBelastungsphasen beschreiben (s. Abb. 4-1):IIIAusgehend vom beim Laichakt aktiv aufgereinigtenKiesbett tritt schnell (innerhalb des erstenMonats) eine Neu-Kolmatierung des Substratesmit Feinsedimenten auf, wodurch die anfangsgute Durchströmung abnimmt.Im Laufe der mehrmonatigen Ei- und Larval-Entwicklungszeit kann sich eine durch Stoffeinträgeerhöhte Zehrung im Interstitial negativ aufdie Sauerstoffversorgung auswirken.III Zum Ende der Entwicklungszeit (aber noch vordem Aufschwimmen der Brütlinge) setzt die jahreszeitlichbedingte Erhöhung von Temperaturund Lichtintensität den Startpunkt für eine –nährstoffbedingt – übermäßig starke Algenentwicklung.Die Eutrophierung bringt pH-Wert-Probleme und damit möglicherweise kritischeAmmoniak-Konzentrationen sowie u. U. einedeutlich verringerte Durchströmung der oberenSedimentschichten durch Algen-Aufwuchs mitsich.IV Die mechanische Verstopfung des Lückensystemsbehindert die Emergenz der Lachsbrut.20

BelastungenDie drei erstgenannten Effekte können zum Auftretenkritischer Sauerstoffbedingungen (unter 6 mg/l)im Interstitial mit negativen Auswirkungen auf Salmonideneierund -larven bis hin zum Absterbenführen.Die besondere Sensibilität dieser frühen Entwicklungsstadiender Salmoniden wird durch ihre Immobilitätverstärkt. Ein Ausweichen bei Auftreten kritischerZustände ist damit nicht möglich.Die Messungen im Rahmen des F & E-Vorhabens„Entwicklung eines wasserwirtschaftlichen Gesamtkonzepteszur Sanierung von Fließgewässernund deren Interstitial – Pilotstudie am potenziellenLachsgewässer Bröl / NRW“ belegen, dass dieKonzentrationen von kritischen Belastungsgrößenmit zunehmender Gewässerdimensionansteigen (s. Abb. 4-2). Dies korreliert mit demnegativen Trend der Interstitial-Sauerstoffbedingungenbei zunehmender Einzugsgebietsgröße(s. Abb. 4-2). Diese Befunde bestätigen sehr deutlicheinen limitierenden Effekt, den die stofflicheBelastung auf den Reproduktionserfolg vonSalmoniden hat.Die Belastungen gliedern sich nach den funktionalenZusammenhängen in punktuelle und diffuse Quellen.Die Bewertung der unterschiedlichen Belastungendient der Bestimmung des Handlungsbedarfs.Hierauf aufbauend wird ein interdisziplinär abgestimmtesSanierungskonzept entwickelt, das dieLandwirtschaft und die Siedlungswasserwirtschaftgleichermaßen und zeitgleich in die Pflicht nimmt. Esgilt also, Maßnahmen zur Verbesserung der Belastungssituationparallel umzusetzen.Basis für die Ermittlung des Handlungsbedarfs istdie gewässertypspezifische Situation im Einzugsgebiet(EZG). So werden beispielsweise die naturraumtypischenpH-Backgroundwerte zur Bewertungder Ammoniakbelastung genutzt und nicht die durchEutrophierung veränderten Werte. Nur so ist einezielgerichtete Sanierungskonzeption möglich.Die Gesamtfrachtanteile der Belastungsquellen variierenstark je nach Nutzungsanteilen im Einzugsgebietund je nach räumlichen Verteilungen der Nutzungen.Darüber hinaus können ausgedehnte gehölzbestandeneUferstreifen die Gewässersituation bei ansonstengleichen Nutzungsanteilen im EZG verbessern.21

BelastungenAbb. 4-2 Mittlere Belastungssituation in der fließenden Welle der Oberläufe (Nebenbäche), Mittelläufeund im Unterlauf des Brölsystems sowie zum Vergleich der O 2 -Gehalt im Interstitial, 20 cmHorizontmg/l20151050NitratNebenbäche Mittelläufe Bröl Unterlaufmg/l12,010,08,06,04,02,00,0Abfiltrierbare StoffeNebenbäche Mittelläufe Bröl Unterlaufmg/l0,100,080,060,040,020,00NitritNebenbäche Mittelläufe Bröl Unterlaufmg/l1,201,000,800,600,400,200,00O 2 -Zehrung (48h)Nebenbäche Mittelläufe Bröl Unterlaufmg/l0,140,120,100,080,060,040,020,00AmmoniumNebenbäche Mittelläufe Bröl Unterlaufmg/l1086420Sauerstoff-Minimum im InterstitialKennwertNebenbäche Mittelläufe Bröl UnterlaufBesonderes Augenmerk bei den punktuellen Quellenwird auf die Einhaltung verschärfter salmonidenspezifischerAnforderungen für Kläranlagen und Trennbzw.Mischwasserentlastungsanlagen nach demImmissionsprinzip gelegt (Kap. 4.1, 5.1, 6.1.1).Bei der Landwirtschaft tritt je nach Nutzungsintensitätneben der Ackernutzung und entgegen derLehrbuchmeinung auch das Grünland mit erheblichemBelastungspotenzial in den Fokus der Untersuchungen(Kap. 4.2, 4.4, 6.1.2).Unmittelbar im und am Gewässer sind die ökomorphologischenVerhältnisse und die Uferstreifensituationvon Bedeutung. Der Sedimenteintrag aus derFläche in die Gewässer wird nur durch ausreichenddimensionierte Gewässerschutzzonen an allenGewässern, auch an kleinen Nebengewässern undQuellsiefen, wirksam verringert (Kap. 4.2 - 4.3, 6.1.2).Kap. 4.4.1 und 4.4.2 geben einen Eindruck der Belastungssituationund des Zustandes des Interstitialsausgesuchter Gewässer NRWs, die durch unterschiedlicheNutzungsverteilungen in ihren Einzugsgebietencharakterisiert sind.4.1 Punktuelle QuellenNeben diffusen Einträgen (Kap. 4.2) werden dieGewässer durch punktuelle Einleitungen aus Kommunenund Industrie belastet (s. Tab. 4.1).4.1.1 DefinitionPunktuelle Quellen sind nach LAWA (1997) Einleitungenaus Kläranlagen und sonstigen Regen- undAbwasserbehandlungsanlagen, aus bestimmten Anlagenzum Umgang mit wassergefährdenden Stoffenoder konkret bestimmbare Ablagerungen und Alt-22

BelastungenTab. 4-1Durch punktuelle Quellen hervorgerufene DefiziteHauptdefizit Ursache Hauptwirkung aufAmmoniaktoxizität Ammoniumeinträge aus Fließende Welle und InterstitialKläranlagen und Kanalisation;pH-Wertschwankungen infolgevon EutrophierungSauerstoffdefizit Eintrag von AFS / Feinsediment Interstitialaus Kanalisation (und Kläranlagen)Nitrifikante und saprobielleZehrungsprozesse infolge vonStoffeinträgen aus Kläranlagenund KanalisationInterstitialKolmation Eintrag von AFS / Feinsediment Interstitialaus Kanalisation (und Kläranlagen)Strukturelle Defizite Hydraulische Überlastung Fließende Welle und InterstitialEutrophierung Nährstoffeintrag (bes. P) aus Fließende Welle und InterstitialKläranlagen und Kanalisationlasten. Im Sinne dieses Leitfadens werden auchStraßenentwässerungen sowie Teichanlagen denpunktuellen Quellen zugeordnet.Die in den meisten Studien bilanzierten Nährstoffe auspunktuellen und diffusen Quellen sind Phosphor(P-Gesamt) und Stickstoff (N-Gesamt). Die siedlungswasserwirtschaftlichenAnstrengungen bewirkten lautUmweltbundesamt (UBA 2002) in Deutschland zwischen1987 und 1997 eine erhebliche Reduzierung derPhosphor- und Stickstoffeinträge. Dennoch ist derAnteil von 45% (Phosphor) bzw. 32% (Stickstoff) derpunktuellen Quellen am Gesamtaufkommen nicht zuvernachlässigen (UBA 2002).4.1.2 PfadeDie dominierenden punktuellen Quellen sind demBereich der Siedlungswasserwirtschaft zuzuordnen.Die Siedlungswasserwirtschaft konzentrierte sich inden 1970er und 80er Jahren auf die Verbesserung derGewässergüte durch Erhöhung des Anschlussgradesan die öffentliche Kanalisation und Weiterentwicklungder Kläranlagentechnik. Dabei wurde dieAbwasserbehandlung in den Kläranlagen neben dermechanischen und biologischen Behandlung (1. und2. Stufe) zunehmend mit weitergehenden Reinigungsverfahrenzur gezielten Nährstoffelimination(Nitrifikation, Denitrifikation und Phosphatelimination;3. Stufe) ausgebaut. In NRW waren 1997 rd.60 % der Anlagen auf Nitrifikation und Denitrifikationausgebaut (MUNLV 1999). Die damit einhergehendepositive Entwicklung der Gewässergüte ist inden regelmäßig herausgegebenen Gewässergüteberichtendokumentiert. Im Zuge der Verringerung derkontinuierlichen Abwasserlast wurden diskontinuierlicheEinträge aus den Siedlungen in die Gewässerals weitere wesentliche Belastungsgröße identifiziert.Es handelt sich dabei um Einleitungen aus der23

BelastungenTrenn- oder Mischkanalisation, die unterschiedlichstark belastet sind. Dauerhafte Einleitungen aus Kläranlagenmit mäßigen Konzentrationen stehen damiteinem seltenen, aber hohen hydraulischen Stress beigleichzeitig hohen Konzentrationen der Belastungsparameterdurch die Abschlagsereignisse ins Gewässeraus der Kanalisation gegenüber. Diese Abschlägetreten an vielen Entlastungsbauwerken 30- bis 40-malpro Jahr auf, stellenweise sogar häufiger.Daneben nehmen Teichanlagen eine Sonderstellungein. Sie weisen eine räumlich stark unterschiedlicheVerbreitung und Nutzung auf. Die Anlagen könnenje nach Bewirtschaftungsintensität und -art sowohlals Stoffsenken als auch als Emittenten wirken.Die relevanten Belastungsgrößen aus punktuellenQuellen gliedern sich in stoffliche, biologische undhydraulische Parameter.Stofflich besonders relevant sind Ammonium, AbfiltrierbareStoffe (AFS) bzw. Feinsedimente undPhosphorverbindungen.4.1.3 Stoffliche BelastungsparameterAmmoniumAmmonium wird als Spaltprodukt beim biologischenProtein-(Desaminierung) und Harnstoffabbau freigesetzt.Somit ist es auch als Indikator für organischeVerschmutzungen zu verstehen. Ammonium wird imGewässer unter Sauerstoffverbrauch über Nitrit zuNitrat umgewandelt (Nitrifikation).Abfiltrierbare Stoffe (AFS) / FeinsedimentDas übliche Maß für den Gehalt an ungelösten Stoffenist die Konzentration an abfiltrierbaren Stoffen,ausgedrückt in mg (Trockenrückstand) pro Liter(mg/l). Es handelt sich dabei um einen Summenparameter,der mineralische und organische Anteileumfasst und sich aus Trüb-, Schwimm-, absetzbarenund Schwebstoffen zusammensetzt.AFS aus punktuellen Quellen stammen im Wesentlichenaus den Feststoffeinträgen in die Kanalisation.Dies umfasst Einträge über die Oberflächenentwässerungund aus den Haushalten, Gewerbe und Industrie.Fehlerhaft an die Oberflächenentwässerungangeschlossene nicht versiegelte Flächen des Außenbereichs,aber auch unbefestigte Flächen der Siedlungslagenstellen eine vermeidbare Verschärfungdieser Situation dar.PhosphorverbindungenPhosphate gelangen als Stoffwechselabbauprodukte,als Konservierungsmittel und über Reinigungsmittelin das Abwasser. Phosphat gilt noch vor dem Nitratals wichtigster Nährstoff, der bei der gegenwärtigenNährstoffversorgung der Gewässer den limitierendenFaktor für die Eutrophierung darstellt. BesondereRelevanz erhalten P-Einträge aus punktuellen Quellenwie Kläranlagen, weil es sich dabei um überwiegendbioverfügbare Orthophosphat-Verbindungenhandelt.Biologische BelastungenDie Bewertung und Relevanz von biologischen Belastungendurch Abwasserkeime werden gegenwärtigwissenschaftlich kontrovers diskutiert und könnendaher im Rahmen dieses Leitfadens nicht eingehenderbehandelt werden. Es ist nicht auszuschließen,dass eine erhöhte Grundbelastung mit Abwasserkeimen– wie sie durch Siedlungswassereinträge nachweislicherzeugt wird – die Infektionsraten und damitÜberlebensraten von Salmonideneiern bzw. -larvenbeeinflusst und möglicherweise auch zur schnellerenInfektion von Laich beiträgt.Hydraulische BelastungenDie anthropogen verstärkten hydraulischen Belastungentreten in Form von Mischwasserabschlägen undNiederschlagswassereinleitungen der Trennkanalisationunterhalb der Einleitungsbauwerke auf.Auch hierbewirken fehlerhaft an die Oberflächenentwässerungangeschlossene Flächen des Außenbereichs wie auchFremdwasser eine deutliche Erhöhung der abfließendenWassermengen. Abschläge aus der Kanalisationschädigen die Gewässerstrukturen an der Einleitungsstelleund im folgenden Gewässerverlauf. Die Häufigkeit,Höhe und der Wellenablauf von Stoßbelastungenverschieben die Hochwassercharakteristik und wirkensomit mittelbar auf die Zusammensetzung der Biozönosenkleinerer Fließgewässer ein (FUCHS 1997).24

Belastungen4.1.4 Stoffeintrag durch punktuelleQuellenAbwasserartenIn der Siedlungswasserwirtschaft wird zwischenkommunalem und industriellem Abwasser, Niederschlags-und Fremdwasser unterschieden.Kommunales Abwasser umfasst sowohl häuslichesals auch gewerbliches Abwasser kleinerer Betriebe(Fremdenverkehr, Verwaltung, kleinere Produktionsbetriebe)mit überwiegend organischen, gelöstenund dispergierten Stoffen. Üblicherweise wird derVerschmutzungsgrad des kommunalen Abwassersdurch die Summe der organischen Verschmutzungenbeschrieben. Der organische Anteil setzt sich zusammenaus Harnstoff, Eiweiß, Kohlehydraten, Fettenund Ölen. Dieser Cocktail enthält neben Kohlenstoffauch hohe Anteile von Stickstoff und Phosphor. Dieorganische Belastung wird oxidativ, d.h. unter Sauerstoffverbrauch,abgebaut bzw. verringert. Der Sauerstoffverbrauchwird durch den SummenparameterBSB 5 erfasst. Kommunales Abwasser umfasst weiterhinFeststoffe unterschiedlicher Größe und Abwasserkeimewie Bakterien und Viren.Die Zusammensetzung industrieller Abwässer weistbranchenabhängig starke Unterschiede auf und wirddaher überwiegend in Betriebskläranlagen behandelt.Neben stofflichen Eigenschaften spielen hierauch physikalische Eigenschaften wie Temperatur(Kühlwasser) bei der Bewertung hinsichtlich derBelastung für Salmonidenlaichgewässer eine Rolle.Die Belastung von Niederschlagswasser hängt einerseitsvon der Vorbelastung der Entstehungsflächen(Dächer, Straßen, Plätze) und andererseits vom Kanalisationstyp(Trenn-, Mischwasserkanalisation) ab.Fremdwasser ist ein Sammelbegriff für Wasser, dasauf nicht zulässigen und meist unbekannten Wegenin die Kanalisation gelangt. Es ist i. d. R. unbelastet,erschwert und verteuert allerdings durch dieErhöhung des Abwasserzulaufs einen optimalenKläranlagenbetrieb, erhöht Mischwasserabschlägeund führt insbesondere im Winter bei oberirdischemEintritt in die Kanalisation zum Temperaturabfalldes Abwassers. Es tritt bei sanierungsbedürftigenKanälen auf, in die Grund- und Niederschlagswassereinsickert. Dabei kann es sich, bezogen auf die Entstehungsflächen,auch um Niederschlagswasser ausdem Außenbereich handeln, das besonders im ländlichenRaum häufig mit Feinsediment belastet ist.KläranlagenKläranlagen tragen kontinuierlich zehrungsfähigeStoffe ins Gewässer und damit ins Interstitial ein. DieFolge sind saprobielle und nitrifikante O 2 -Zehrung,die sich im Interstitial durch das Absenken der Sauerstoffkonzentrationauf die immobilen Entwicklungsstadiender Großsalmoniden negativ auswirken.Hinzu kommen akute Wirkungen durch Konzentrationsspitzen(Ammonium, AFS) im Ablauf von Kläranlagenin Folge von Störungen, Belastungsstößenoder toxischen Einleitungen durch Indirekteinleitersowie Fehlfunktionen. Spülstoßeffekte durch Niederschlagsereignisseund dadurch kurzfristig erhöhteAbflüsse bzw. Ablaufkonzentrationen von Kläranlagensind ein bekanntes Problem, das auf noch unzureichendenBemessungen beruht. Sie sind besonders problematisch,wenn diese erhöhten Emissionen bei niedrigemWasserstand und hohen pH-Werten auftreten(Ammoniaktoxizität). Dauerhaft niedrige Abwassertemperaturen,also Temperaturen unterhalb derBemessungstemperatur, bedingen eine Reduzierungder Reinigungsleistung beim Stickstoffabbau bis hinzum Zusammenbruch der Nitrifikantenpopulation. BeiUnterschreitung der im Erlaubnisbescheid der Kläranlagefestgesetzten Temperaturgrenze für die Stickstoffparametermüssen und können die festgesetzten Überwachungswertenicht eingehalten werden. Nach Temperaturanstiegwerden den Kläranlagenbetreibern vierWochen zur Reaktivierung der Bakterienpopulationeingeräumt. In dieser Zeit wird die dauerhafte Emissionerhöhter Frachten auf Grund der reduziertenAbbauleistung hingenommen. Da diese Phänomenewährend der winterlichen Reproduktionsphasenvon Salmoniden auftreten, sind sie besonders kritischzu bewerten. Oberirdisch eintretendes Fremdwasserverschärft diese Problematik durch dieAbsenkung der Abwassertemperatur. Dies führtzum zeitweilig verstärkten Eintrag von zehrungsfähigenStoffen ins Interstitial.25

BelastungenAbb. 4-3 Entlastung des Kanalnetzes bei Starkregenereignissen– Anstieg der Ammonium-Konzentrationin der fließendenWelle der GewässerAbb. 4-4 Enlastungsbauwerke im Längsprofilder Brölm ü. NNNH 4 [mg/l]0,400,350,300,250,200,150,10Kennwerts. Kap. 5MischwasserentlastungMischwasserentlastung4,03,53,02,52,01,51,0Abfluss [m 3 /s] FS Ingersau398RÜBRÜ0,050,50,0027.10.2001 28.10.20010,06730 2826 24 22 20 18 16 14 12 10 8 6 4 2 0 kmQuelleMündungRegen- / MischwasserentlastungRegen- und Mischwasserentlastungen treten nur inTrenn- oder in Mischkanalisationsystemen auf. BeideTypen sind durch spezifische Vor- und Nachteilebezüglich des Gewässerschutzes und der Betriebsführunggekennzeichnet. Wird im Trennsystem dasgesamte Schmutzwasser in der Kläranlage unter optimalenVerfahrensbedingungen behandelt und dasgeringer belastete Niederschlagswasser gesondert indie Gewässer eingeleitet, so wirkt sich der gemeinsameTransport von Schmutz- und Niederschlagswasserim Mischsystem zweifach negativ auf die Gewässeraus. Einerseits kann die Betriebsführung der Kläranlagendurch den erhöhten Zulauf bei Niederschlagerschwert werden, andererseits bedeutet die Begrenzungdes Regenabflusses zur Kläranlage (i. d. R.die zweifache Trockenwettermenge) durch Mischwasserentlastungsbauwerkeerhebliche stoffliche undhydraulische Belastungen für die Gewässer.Die Behandlung des Niederschlagswassers im Trennsystemfindet nur sehr selten statt, obwohl auch dieEinleitung von Niederschlagswasser aus dem Trennsystemstoffliche und hydraulische Belastungen derGewässer verursacht. Erforderlich wären ggf.Regenklärbecken (RKB), die der Sedimentation vonFeststoffen und gleichzeitig der Reduzierung derhydraulischen Überlastung der Gewässer dienen.Für die Mischwasserentlastungen werden Abschlagsbauwerkemit und ohne Rückhaltung genutzt.Regenüberläufe (RÜ), die das unbehandelte Mischwasserdirekt in die Gewässer einleiten, führen zuerhöhter Feststoffbelastung und auch zu hydraulischemStress (vgl. Abb. 4-3, Abb. 4-4). Eine Vielzahlälterer RÜ im ländlichen Raum entsprechen nichtmehr den heutigen Bemessungsanforderungen (Entlastungsrate)und führen dadurch zu erheblichenBelastungen im Gewässer und Interstitial.Zur Abminderung der Gewässerbelastungen durchMischwasserentlastungen werden daneben Überlaufbauwerkemit Stauräumen zum Teilrückhalt desAbwassers verwendet. Es handelt sich dabei umRegenüberlaufbecken (RÜB) und Stauraumkanäle(SKU, SKO) unterschiedlicher Bauweise. Sie dienendazu, einen Teil des Mischwassers aufzufangen undnach Beendigung des Niederschlagsereignisses andie Kläranlage abzugeben, also dem Feststoffrückhalt.Darüber hinaus dienen diese Rückhaltebauwerkeebenso der Abminderung der hydraulischenBelastung der Gewässer (Kappung von größerenEreignissen; kleinere Ereignisse führen in Abhängigkeitder Bemessung nicht zum Abschlag).Hohe Fremdwassermengen führen zu verändertenKonzentrationsverhältnissen des Abwassers und26

Belastungenerhöhten Abschlagsmengen an den Entlastungsbauwerken.Dies führt bei der betroffenen Kanalisationin den ersten Tagen nach Niederschlagsereignissenzu einer dauerhaften Überlastung der Kanalisationauf niedrigem Niveau. Dabei kommt es häufiger alsvorgesehen zu Abschlägen aus den Entlastungsbauwerken.Der übermäßige Zulauf von Fremdwasserführt dazu, dass auf Grund von Verdünnungseffektender Überwachungswert bezogen auf die Konzentrationenim Ablauf der Kläranlage zwar eingehaltenwird, die Gesamtfrachten aber bei N und P deutlichzu hoch liegen (NOWAK 2002).Sondersituationen wie Fremdwasserproblematik undstark mit Sediment belastete, an die Kanalisationangeschlossene Flächen, speziell aus dem Außenbereich,verschärfen die oben beschriebenen Belastungen.Außerörtliche Straßenentwässerungen transportierendurch den Straßenverkehr belastetes Niederschlagswasser,das meist in unmittelbarer Nähevon Fließgewässern eingeleitet wird. Bei denInhaltsstoffen handelt es sich v. a. um Abrieb undölhaltige Verschmutzungen. Häufig liegen dieseBauwerke in Senken, in denen kleine Gewässeroder sogar Quellbereiche als Einleitstellen Verwendungfinden.TeichanlagenDie individuelle Belastung durch eine Teichanlagehängt stark von der Bewirtschaftungsweise sowie vomMengenverhältnis des Ablaufwassers der Fischzuchtzum Mindestabfluss des Fließgewässers ab. Je nachNutzungsart / -intensität ergeben sich in Abhängigkeitder Fischmenge, der Futtermenge und der WasserzulaufmengeAmmoniumerhöhungen im Ablauf.Erhöhte Futtergaben pro kg Fisch/Tag können einePhosphorbelastung des Gewässers bewirken. DerEintrag von AFS ins Gewässer unterhalb einer Teichanlagewird u. a. von der Aufenthaltszeit des Wassersund der Stoffproduktion im Teich bestimmt. Esbesteht beispielsweise ein Bezug zwischen der ausgeschwemmtenSchlammmenge, der Teichtiefe unddem durchschnittlichen Jahresabfluss (BAYERI-SCHES LANDESAMT FÜR WASSERWIRT-SCHAFT 1989). Darüber hinaus werden durch dasAblassen und Abfischen von Teichen erheblicheMengen von AFS ins Gewässer eingetragen.Bei Entleerung und Säuberung von Teichanlagenergibt sich häufig ein stoßartiger Sedimenteintrag indie Gewässer. Das dabei freigesetzte Sediment istorganisch und mit Stickstoffverbindungen stark belastet.Die Folge sind Kolmation der Kieslückensystemeim Gewässer und erhöhte Zehrung.27

BelastungenTab. 4-2Potenzielle Schadwirkung punktueller Einleiter und die räumliche und zeitliche Varianz ihrerWirkungsentfaltung überarbeitet nach FUCHS 1997Ort der WirkungZeitpunkt und Dauer der Wirkungakut / kurzfristig verzögert / mittelfristig spät / langfristigFließende Welle ■ Toxizität gelöster Stoffe ■ Eutrophierung ■ Eutrophierung(Schadstoffe, Ammoniak in Folge erhöhterAmmonium-Konzentrationen)■ Sauerstoffdefizite■ hygienische Belastung■ mechanische Belastung durchAFS/ FeinsedimentBenthal und Interstitial ■ hydraulische Überlastung ■ Sauerstoffdefizite durch Eintragim Nahbereich ■ Veränderung der Habitatstrukturen zehrungsfähiger Substanzen und■ KolmationFeinsedimenten und in FolgeEutrophierung■ Toxizität gelöster Stoffe (Schadstoffe,Ammoniak in Folge erhöhterAmmonium-Konzentrationen)■ Akkumulation von Schadstoffen■ KolmationBenthal und Interstitialim Fernbereich■ Sauerstoffdefizite durch Eintragzehrungsfähiger Substanzenund in Folge Eutrophierung■ Toxizität gelöster Stoffe (Schadstoffe,Ammoniak in Folge erhöhterAmmonium-Konzentrationen)■ Akkumulation von Schadstoffen■ KolmationAuch das Kalken der Teiche zur Desinfektion stelltein erhebliches Schädigungspotenzial dar. PH-Wertebis über 9 im Gewässer sind bei unsachgemäßer Spülungnach einer Kalkung möglich. Erhöhungen despH-Wertes in diesem Bereich wirken direkt fischschädigendund führen auch bei prinzipiell unproblematischenAmmonium-Konzentrationen zu kritischenbis toxischen Ammoniak-Konzentrationen.4.1.5 Auswirkungen auf das InterstitialDie potenziellen Schadwirkungen punktueller Belastungsquellensind in Tab. 4-1 zusammenfassend dargestellt.In Abhängigkeit der Parameter werden folgendeAuswirkungen auf das Interstitial unterschieden(Tab. 4-2).Ammonium trägt im besonderen Maße zur Sauerstoffzehrungim Interstitial bei. Bei der stöchiometrischenBerechnung der Oxidation von 0,2 mg NH 4werden 0,71 mg Sauerstoff verbraucht. Diese nitrifikanteZehrung kann daher neben der saprobiellenZehrung zur Reduzierung des Sauerstoffgehaltes imInterstitialwasser beitragen.28

BelastungenUnmittelbar toxische Ammoniak-Konzentrationentreten durch das Aufeinandertreffen von hohenAmmonium-Konzentrationen aus Mischwasserentlastungenund erhöhten pH-Werten (> 7,8) eineseutrophen oder natürlicherweise basischen Gewässersauf und wirken sich auch im Interstitial negativaus. Dieser Prozess ist temperaturabhängig undbesonders kritisch, wenn die Belastung auf nochniedrige Abflüsse im Gewässer trifft (DVWK 1989,PITT 1996). So können bereits Ammonium-Konzentrationenvon 0,2-0,5 mg/l infolge von pH-Wertverschiebungenin den basischen Bereich zu toxischenKonzentrationen von Ammoniak (Fließgleichgewichtzwischen Ammonium und Ammoniak) führen.AFS fungieren als Träger von Zehr- und Schadstoffenund fördern die Kolmation des Interstitials.Damit tragen sie zur saprobiellen Zehrung und zurReduzierung des Sauerstoffes des Interstitialwassersbei. Durch das Verstopfen der Porenzwischenräumedes Interstitials behindern sie die Nachlieferung dessauerstoffgesättigten Wassers aus der fließendenWelle ins Interstitial.Hohe AFS-Konzentrationen > 80-90 mg/l (REI-CHENBACH-KLINKE 1980) in der fließendenWelle, z. B. in Folge von Abschlagsereignissen, beeinträchtigenkurzfristig die Atmung von Fischen bis hinzu mechanischer Beschädigung der Kiemen und Todvon Salmoniden (GIBSON 1993). Dauerhaft hoheAFS-Konzentrationen im Gewässer bewirken Veränderungender Artenzusammensetzung und derBesiedlungsdichte.Phosphoreinträge aus punktuellen Quellen habeneinen deutlich geringeren Anteil an der Gesamtfrachtals die Einträge aus diffusen Quellen. Es handeltsich dabei jedoch überwiegend um die bioverfügbarenOrthophosphate. Phosphor ist der wichtigstesteuernde Nährstoff zur Biomasseproduktion,so dass es bei einem Phosphorüberangebot zurEutrophierung kommt. Typische Eutrophierungserscheinungensind u. a. große Schwankungen des pH-Wertes oder der Sauerstoffkonzentration. Ein weiteresdadurch ausgelöstes Defizit ist die Ammoniaktoxizitätdurch die pH-Wert-abhängige Verschiebungdes Fließgleichgewichtes zwischen Ammonium undAmmoniak. Bei ungünstigen Konstellationen –hoher pH-Wert, niedrige Abflussmenge und Ammoniumspitzen– können dadurch für Salmonidenlaichnicht tolerable bis letale Konzentrationen auftreten.Die genannten Stoffe wirken somit direkt (nitrifikanteund saprobielle Zehrung) oder indirekt(Eutrophierung, Kolmation) auf die Sauerstoffsituationund das chemische Milieu im Interstitial ein. Diebeschriebenen Wirkungen können sich durch Überlagerungund negative Synergieeffekte verstärken.Im Einzelnen und im Zusammenwirken können siedie Etablierung selbstreproduzierender Großsalmonidenbeständedauerhaft verhindern.Die Stoßbelastungen der Trenn- und Mischwassereinleitungsbauwerkebewirken im Nahbereich häufigeine Veränderung der Korngrößenverteilung derGewässersohle hin zu gröberem Material und Ausräumungvon Detritus und Totholz durch hydraulischeÜberlastung (Spüleffekt). Bei hoher Dichtesolcher Entlastungsbauwerke entlang eines Fließgewässerssind morphologische Schäden und Veränderungender Biozönose auf längeren zusammenhängendenGewässerabschnitten zu erwarten.29

BelastungenTab. 4-3Durch diffuse Quellen hervorgerufene DefiziteHauptdefizit Ursache Hauptwirkung aufKolmation ■ Anorganisches / organisches Feinsediment ■ Interstitialdurch Bodenerosion und Eintrag ins GewässerEutrophierung ■ Insbesondere Phosphat durch Düngung ■ Fließende Welle und Interstitial■ViehbesatzO 2 -Problematik ■ (nitrifikante und saprobielle) Zehrung ■ Interstitial, lokal: fließende Wellevon NH 4 / organische Substanzen■Düngung / Viehbesatz4.2 Diffuse QuellenAbb. 4-5 Stoffpfade in das Gewässerverändert n. BRONSTERT 1994 zit. in MENDEL 20004.2.1 DefinitionDiffuse Quellen umfassen alle nicht punktuell lokalisierbarenbzw. flächenhaften Einträge ins Gewässer,die keine gezielte Gewässernutzung darstellen(LAWA 1997). Sie werden insbesondere aus Stoffausträgenvon land- und forstwirtschaftlichen Flächen,aber auch z. B. aus schadstoffbelastetem Niederschlagswasser(atmosphärische Deposition), geogenenBelastungen, bergbaubedingten Sickerwässern oderAltlasten gebildet. Die Auswirkungen von diffus eingetragenenStoffen im Fließgewässer sind in Tab. 4-3beschrieben.Die wichtigsten Nährstoffe, die diffus aus der Flächeins Gewässer gelangen, sind Phosphor- und Stickstoffverbindungen,da sie als pflanzliche Hauptnährstoffedie Eutrophierung in den Gewässern entscheidendbeeinflussen bzw. die Zehrung erhöhen können.Durchschnittlich werden in Deutschland ca.55 % aller Phosphoreinträge und 68 % der gesamtenStickstoffeinträge durch diffuse landwirtschaftlicheQuellen in die Gewässer immittiert (UBA 2002).Weiterhin spielen die diffusen Quellen für den Eintragvon Feinsediment ins Gewässersystem einegroße Rolle.Oberfflächenabffluss4.2.2 PfadeInterfflowGrundwasserabflussgesättigte / beitragendeFlächenAbflussDie Belastungen, die durch Stoffaustrag aus landundforstwirtschaftlich genutzten Bereichen hervorgerufenwerden, gelangen über verschiedene Pfadeins Fließgewässer. Neben dem oberflächigen Abtragvon den Flächen ist der Eintrag durch Interflow /Dränwasser und Grundwasser zu nennen (s.Abb. 4-5).Dabei dient Wasser als Transportmedium, währenddie umgelagerten Stoffe im Wasser gelöst oder anSorbenten wie z. B. an Bodenpartikel gebunden vorliegen(WOHLRAB et al. 1992).30

Belastungen4.2.3 Stoffliche BelastungsparameterStickstoffverbindungenStickstoff liegt in verschiedenen Bindungsformen imBoden vor. Über 90 % des Nährstoffes sind organischgebunden und damit nicht primär austragsgefährdet(SCHEFFER & SCHACHTSCHABEL1998). Ein mikrobielles Abbauprodukt der organischenSubstanz ist Ammonium, das unter aeroben,temperierten Bedingungen im Boden zum Großteilnitrifiziert wird. Dabei entsteht anorganisches Nitrat,das die häufigste Stickstoffform im Boden ist und dasunspezifisch an der Oberfläche von z. B. Tonmineralenoder Metalloxiden sorbiert wird. Diese unspezifischeBindung ist recht locker, so dass Nitrat imhohen Maße auswaschungsgefährdet ist. Durch perkolierendesWasser gelangt es ins Grundwasser, dassomit den wichtigsten Austragspfad für Nitrat- unddamit Stickstoffverbindungen darstellt (DVWK1991). Das restliche, nicht nitrifizierte Ammoniumliegt im Boden in gebundener Form vor und ist nichtbesonders auswaschungsgefährdet. Über den obenbeschriebenen Oberflächenabfluss kann Ammoniumaber aus landwirtschaftlich genutzten Gebietendurchaus ins Gewässer gelangen.PhosphorverbindungenJe nach Stoffcharakteristikum dominieren bei verschiedenenNährstoffen spezifische Bindungsformenund Austragspfade. Phosphor liegt nur in sehr geringemMaße gelöst im Boden vor (SCHEFFER &SCHACHTSCHABEL 1998). Überwiegend findensich anorganische, spezifische – und damit nicht direktbioverfügbare – Verbindungen von Phosphaten anz. B. Tonmineralen, organischen Verbindungen, Karbonatenoder Metalloxiden. Phosphor gelangt,gebunden an diese Sorbenten, durch Bodenerosionmit dem Oberflächenabfluss in die Gewässer. Diesesadsorbierte Phosphat steht in wässriger Lösung inAbhängigkeit von anderen Bedingungen (Redox-Potenzial, Temperatur) im Gleichgewicht mit demgelösten Phosphat, das von Produzenten aufgenommenwerden kann. Bei Verbrauch des gelösten Phosphatsfindet daher eine Remobilisierung des sedimentgebundenPhosphats statt.Ein weiterer Eintragspfad ist z. B. der direkte Eintragphosphorhaltiger Düngemittel ins Gewässer durchoberflächige Abspülung (DVWK 1998).SedimentAus der Fläche eingetragene Bodenpartikel gelangenoberflächig (vgl. Abb. 4-6) oder – seltener –durch oberflächennahe Röhren (Tunnelerosion) indie Gewässer. Durch die Energie auf den Boden fallenderRegentropfen werden Bodenpartikel ausihrer Aggregatstruktur und letztlich als Einzelkörnergelöst (Splash-Effekt) (AUERSWALD 1998). Durch31

BelastungenAbb. 4-6 Rinnenerosion auf Ackerflächen im Bergischen Landoberflächig abfließendes Wasser wird das Materialaufgenommen und in Richtung Gewässer transportiert.Gefährdet sind alle Flächen, die nicht reliefkonformgenutzt werden. Insbesondere durch verschiedeneAnbauphasen auf Acker oder durchViehtritt auf Grünland können Erosionsprozessebegünstigt werden. Eine weitere Sedimentquellestellt die gewässereigene Aufarbeitung durch lateraleErosion zuvor abgelagerten Materials wie z. B.Auelehmen dar. Im Verhältnis zum Eintrag aus denEinzugsgebietsflächen liefern diese jedoch deutlichniedrigere Einträge.4.2.4 Stoffeintrag durch diffuse QuellenDer Stoffeintrag ins Gewässer variiert je nach Bewirtschaftungsintensität,Neigung der Flächen und Nähezum Gewässer (AUERSWALD 1987). Die Nutzungsintensitätlandwirtschaftlicher Flächen wird besondersdurch die Intensität der Düngung bzw. die Viehdichtecharakterisiert. Je nach Düngerart liegen die Nährstoffein unterschiedlichen Verbindungen vor, so dasssie unterschiedlich pflanzenverfügbar und damit auchauswaschungsgefährdet sind. Ackerflächen werdenam stärksten gedüngt, weisen die meisten Phasen mitunbewachsenem Boden auf und sind daher sehr austragsgefährdet.Auf Weiden ist von einer ungleichmäßigenVerteilung des Düngers auszugehen, da Tiereoft bestimmte Bereiche wie z. B. Schattenplätze bevorzugen.Lokal begrenzte hohe Stoffeinträge tretenauch an Futterstellen auf. Durch Gülleverbringung inGewässernähe und in Hanglagen kann es zu Stoffeinträgenins Gewässer kommen. Neben erosionsgefährdetenAckerflächen kann z. B. aufgrund von Viehtrittdie Grasnarbe von Weiden verletzt werden, so dassBodenmaterial abgespült wird.Den Eintrag von Bodenmaterial, das auf benachbartenlandwirtschaftlichen Flächen erodiert wurdezeigt Abbildung 4-6. Den Eintrag in extensiv forstwirtschaftlichgenutzte Bereiche und in das lokaleGewässer zeigt Abbildung 4-7.In Nadelwaldgebieten beeinflusst relativ saure,schwer abbaubare Nadelstreu negativ die Milieubedingungenim Gewässer. Daneben gelangt alsFolge gewässernaher Kahlschläge oder der Entwässerungder Forstwege Sediment ins Gewässer.32

Belastungen4-74-8Abb. 4-7 Sedimentiertes Bodenmaterial in einem durchflossenen Erlenbruch (Bergisches Land)Abb. 4-8 Kompakt und unbeweglich wirkende feinsedimentbedeckte Gewässersohle der Bröl4.2.5 Auswirkungen auf das InterstitialDas durch Bodenerosion ins Gewässersystem gelangteSediment ist hauptverantwortlich für die Kolmationserscheinungenim Interstitial. Die feinen Feststoffesetzen sich in das Kieslückensystem und verringernden Wasseraustausch zwischen fließender Welle undInterstitial (vgl. Abb. 4-8). So gelangt weniger sauerstoffreichesWasser aus der fließenden Welle in dasInterstitial, das durch Zehrungsprozesse auf eine permanenteNachlieferung des Sauerstoffs angewiesenist. Kolmationserscheinungen haben daher Sauerstoffmangelsituationenim Interstitial als Konsequenz, aufdie Salmonidenlaich sehr empfindlich reagiert.Ein weiterer sauerstoffzehrender Prozess ist die Oxidationvon Ammonium, so dass auch Ammoniumeintragzu vermeiden ist. Zudem steht Ammonium ineinem pH-Wert-abhängigen Gleichgewicht mit demtoxischen Ammoniak, dessen Konzentration sich mitsteigendem pH-Wert erhöht. Vor dem Hintergrundstark schwankender pH-Werte in einem eutrophiertenGewässer oder in einem natürlicherweise basischenGewässer können so bei hohen Ammonium-Konzentrationenwie z. B. bei Gülleeintrag kurzfristig kritischeAmmoniak-Konzentrationen auftreten.Mit dem Sediment wird ein Großteil des Phosphorsin das Gewässer eingetragen (DVWK 1998, RÖMER1997). Es ist zwar nicht direkt bioverfügbar, kannjedoch aus dem Sediment gelöst werden und damitvon Produzenten aufgenommen werden. Phosphorist der wichtigste steuernde Nährstoff zur Biomasseproduktion,so dass es bei einem Phosphorüberangebotzur Eutrophierung kommt. Typische Eutrophierungserscheinungensind u. a. große Schwankungendes pH-Wertes oder der Sauerstoffkonzentration, diefür Salmonidenlaich nicht tolerabel sind und letaleFolgen haben können.33

BelastungenTab. 4-4Hauptdefizite der Gewässerstruktur und ihre UrsachenHauptdefizit Ursache Hauptwirkung auf■ Schlecht ausgebildete ■ Eingeschränkte Dynamik durch Ufer- und Sohlverbau ■ SohlenstrukturRiffle-Pool-Sequenzen ■ Laufverkürzung ■ Querprofil■ Ausbaubedingte Reduzie- ■ Einschränkung der Gerinnebreite und ■ Uferstrukturrung der Breiten- und Breitenvarianz ■ LaufentwicklungTiefenvarianz ■ Aue■ Fehlen von typischen ■ Ausbaubedingte mangelnde Nachlieferung durch ■ SohlsubstratdiversitätSubstratanteilen■Lauffestlegung und einheitliche StrömungsverhältnisseQuerbauwerke■ Fehlen von Totholz ■ Unterhaltungsbedingte Defizite (Räumung) ■ Längsprofil■ Mangelnde Nachlieferung durch fehlende ■ SubstratdiversitätUfergehölze ■ Querprofil4.3 Ökomorphologische DefiziteWesentliche Belastungen von Salmonidenlaichgewässerngehen neben den stofflichen Einträgen von ökomorphologischenDefiziten aus. Diese bewirkenStörungen der aquatischen, amphibischen und terrestrischenBereiche der Fließgewässer.Die Beschreibung der ökomorphologischen Defiziteerfolgt nach funktionalen Aspekten in drei Gruppengegliedert:• Gewässerstruktur• Longitudinale Durchgängigkeit• Sohlsediment4.3.1 GewässerstrukturNachfolgend werden ausschließlich strukturelleDefizite behandelt. Aspekte der longitudinalenDurchgängigkeit für die Gewässerorganismen sowiesedimentologische Defizite werden gesondert behandelt(s. Kap. 4.3.2, Kap. 4.3.3).Die wichtigsten strukturellen Defizite, ihre Ursachenund Wirkungen fasst Tab. 4-4 zusammen.Ufer- und Sohlverbau in Verbindung mit Regelprofilierungenrufen uniforme Sohlstrukturen und Sohlsubstratehervor, die wiederum zur Ausbildung vonuniformen Gewässerlängs- und Querprofilen führen.Durch die Festlegung des Gewässerbettes werdendynamische Umlagerungen des Gerinnes sowie desSediments v. a. bei Hochwässern verhindert. Hierbeiist für die Ausbildung von Salmonidenlaichhabitateninsbesondere die Ausprägung gewässertypischerRiffle-Pool-Sequenzen von Bedeutung. Diese hängtstark von einer natürlichen Dynamik und Laufformab (z. B. nebengerinnereich). Die typkonformeLängsstrukturierung der Sohle bildet die Voraussetzunggut ausgeprägter Up- und Downwelling Bereiche(s. auch Kap. 3). Weiterhin ermöglicht die Umlagerungsdynamikdie wiederkehrende Reinigungder Sedimente und die Sortierung der Korngrößen,so dass z. B. Salmoniden ideale Laichsubstrate finden.Ausreichende Mengen an Totholz tragen bei Hochwässernwesentlich zur Umlagerung und Sohlstrukturierungbei.Unterhaltungsbedingte ökomorphologische Mängelkönnen zusätzlich die genannten Defizite verstärken,aber auch allein erhebliche Einschränkungen derstrukturbildenden Prozesse bedeuten. Als wichtigstes,unterhaltungsbedingtes Defizit ist die Totholzräumungzu nennen, die auch an unverbautenGewässerabschnitten zu strukturellen Mängelnführt. Totholz besitzt eine überragende Bedeutung34

BelastungenTab. 4-5Hauptdefizite durch QuerbauwerkeHauptdefizit Ursache Hauptwirkung aufEingeschränkte longitudinale ■ Verbau durch Querbauwerke ■ Längsprofil / Migration von FischenDurchgängigkeit ■ WasserkraftnutzungEingeschränkter ■ Sedimentdeposition an Aufstauungen ■ GeschiebedynamikGeschiebetransportEinfluss auf Wasserqualität ■ Primärproduktion im aufgestauten Bereich ■ pH-Wert■ Sekundäreffekte ■ SauerstoffLebensraumverlust durch ■ Strömungsarmut ■ HabitatqualitätStau und Ausleitung ■ Trockenfallenetc.für die morphologische Ausprägung von Fließgewässern,da es laterale Verlagerungen hervorruft sowieeine wichtige sohlstabilisierende und -formendeFunktion erfüllt. Für wesentliche dynamische Veränderungensind insbesondere große Totholzelementevon Bedeutung. In den schottergeprägten Bächenund Flüssen des silikatischen Grundgebirges bietenTotholzbarrieren zudem die Basis für die Akkumulationgut geeigneter kiesiger Laichsubstrate, da sie zueiner Strömungsdifferenzierung führen, ohne dieDurchgängigkeit einzuschränken. Zudem verstärkenTotholzstrukturen das Up- und Downwelling undverbessern damit die Versorgung des Interstitials mitWasser der fließenden Welle.Weitere Defizite entstehen bei kleineren Gewässerndurch die Festlegung des Längsverlaufs durch Eintiefungin aufgelandeten Auelehm und durch auf denStock gesetzte Erlen oder Weidengalerien, die alsLebendverbau wirken.4.3.2 DurchgängigkeitQuerbauwerke unterbrechen das Gewässerökosystemund wirken als limitierender Faktor für Wanderfischeund andere wandernde Organismen. Weiterhinkönnen Staubereiche oberhalb von Querbauwerkendie Wasserqualität verändern bzw. beeinträchtigen.Die ökologische Schadwirkung richtetsich nach Anzahl, Größe, Zustand und den Abständenzwischen den Querbauwerken. Allerdings kannschon eine Wanderbarriere große Laichgebiete unzugänglichmachen. Darüber hinaus stellen die Bauwerkein Abhängigkeit der Bauweise und ihres Alters ggf.eine Barriere für den Geschiebetransport dar.Die Auswirkungen der Querbauwerke können durchentsprechende Gestaltung gemildert werden. Sokönnen Auf- und Abstiegshilfen eine (Teil-)Durchgängigkeitherstellen.Die verschiedenartigen Bauformen und gewässertypspezifischenAuswirkungen führen zu einer einzelfallbezogenenBetrachtung der Querbauwerke.Die Auswirkungen auf das Gewässersystem gehenjeweils vom am weitesten stromabwärts gelegenenunpassierbaren oder eingeschränkt passierbarenQuerbauwerk aus. Hinsichtlich der Gesamtwirkungauf ein Gewässer ist jedoch eine Systemanalyse notwendig,da sich die Beeinträchtigungen mehrererQuerbauwerke in einem Gewässer aufsummieren.Die Datengrundlage für Abb. 4-9 bildet das im Aufbaubefindliche landesweit einheitliche Querbauwerkeinformationssystem(QUIS), welches bauwerksspezi-35

BelastungenAbb. 4-9 Beispielhafte Auswertung aus QUIS MUNLV 2002Querbauwerke in Gewässern des Wanderfischprogrammes – Einzugsgebiet der SiegGummersbachOlpeBergisch GladbachSiegenBonnÜbersichtEinzugsgebiet Sieg in NRWQuerbauwerkeBauwerkshöhebis 3 m3 bis 5 müber 5 m? keine AngabenPassierbarkeit für Fischemöglichnur eingeschränkt möglichnicht möglichkeine AngabeFließgewässerzonen nach HuetObere ForellenregionUntere ForellenregionAschenregionBarbenregionBrachsenregionnicht klassifiziertin Betrieb befindliche Wasserkraftanlage,potenzielleBarriere und Gefahrenquellefür abwandernde FischeLandesgrenze NRWStadt36

Belastungenfische und systemische Auswertungen bietet und diein Tab. 4-5 genannten Aspekte aufführt.Eine Sanierung eines Gewässersystems als Großsalmonidenlaichgewässerbedingt zwingend eine Durchgängigkeitder Wanderkorridore, d. h. sowohl denFischaufstieg als auch eine verlustfreie bzw. -armeAbwanderung der Jungfische.4.3.3 SohlsedimentDas im Fließgewässer transportierte Sediment wirdhinsichtlich seiner Größe und seiner Transportformin Schwebe- und Geröll- / Geschiebefracht unterschieden.Die Schwebefracht wird in der fließendenWelle transportiert, indem sie durch die Turbulenzendes Wassers in der Schwebe gehalten wird. Hier herrschentonig-schluffige Korngrößen vor. Bei Hochwasserabflüssenwerden auch größere Fraktionenwie Sand in der Schwebe transportiert. Schwereresbzw. größeres Material wird als Geröllfracht über dieSohle geschoben oder gerollt.Transport und ErosionEs besteht eine eindeutige Beziehung zwischen derFließgeschwindigkeit des Wassers und seiner Fähigkeit,bestimmte Korngrößen zu erodieren, zu transportierenund zu akkumulieren (s. Abb. 4-10).Abb. 4-10 Beziehung zwischen Fließgeschwindigkeitund Erosion, Transport bzw.Sedimentation und KorngrößeFließgeschwindigkeit in cm/s1.000100101Ahnert, Frank: Einführung in die Geomorphologie, 1996TransportErosionSedimentation0,10,001 0,01 0,1 1,0 10 100Korngröße in mmDeutlich wird, dass mit Zunahme der Fließgeschwindigkeit(z. B. bei einer Hochwasserwelle) der Transportimmer gröberen Materials zunimmt. Zudemzeigt sich, dass besonders Partikel in schluffigerKorngröße verlagert werden, während für die Erosiongröberen Materials durch das höhere Gewichthöhere Fließgeschwindigkeiten notwendig sind.Auch bei feinerem, tonigerem Material ist eine höhereFließgeschwindigkeit zur Erosion notwendig, dahohe Bindungskräfte zwischen den Partikeln wirken.Die Umlagerungsbereitschaft der verschiedenenKorngrößenklassen im Bachbett kann noch weiterdifferenziert werden, da die Art der Interstitialoberfläche(Deckschicht) entscheidenden Einfluss auf dieStabilität des Gewässerbettes hat. Diese Stabilitäthängt, neben der Korngröße, von der stark unterschiedlichenZusammensetzung der Deckschicht hinsichtlichihrer Lagerung und der Verbackung mitkohäsiven Feinsedimenten ab. Wenn die mit zunehmenderFließgeschwindigkeit ansteigende Schleppkraftden Grenzwert der Bettstabilität übersteigt,kommt es nach SCHÄLCHLI (1995) punktuell zumAufbrechen der Deckschicht und zu einer Umlagerungdes Interstitialmaterials bzw. einer teilweisetiefgründigen Auswaschung des Feinsedimentes.Sedimentation und KolmationMit abnehmender Schleppkraft, also z. B. nacheiner Hochwasserwelle, lagern sich entsprechendAbb. 4-10 zuerst grobe Geröllfrachtkomponenten abund bilden das Gerüst des Interstitials. Bei weiterabnehmender Fließgeschwindigkeit akkumuliert sichFeinsediment in den offenen Porenraum des Gerüstsund füllt die Hohlräume auf. Diese Verstopfung desKieslückensystems wird auch Kolmation (engl.: siltation)genannt (BESCHTA & JACKSON 1979;LISLE 1989). Auch INGENDAHL (1999) konntediesen Prozess bei Untersuchungen an der Bröldurch langsameren vertikalen Wasseraustausch indirektnachweisen.Andererseits beobachtete INGENDAHL (1999)nach Aufbrechen der Deckschicht im Zuge starkerHochwässer aber auch eine Verringerung der Kolmation,die sich in höheren Sauerstoffkonzentrationenan den Laichgruben manifestiert. SAENGER (2001)37

BelastungenTab. 4-6Hauptdefizite des Sohlsedimentes und ihre UrsachenHauptdefizit Ursache Hauptwirkung aufKolmation ■ gewässerunverträgliche Nutzungen im ■ InterstitialEinzugsgebiet und in der Aue■■mangelnde Dynamik der Sohlepunktuelle Einleitungen vonAFS/Feinsediment belastetem WasserFeinsedimentauflagen ■ Rückstaubereiche durch Querbauwerke ■ Interstitial und Längsprofil(z. B. Sohlschwellen, Wehre)Algenaufwuchs ■ Phosphoreintrag ■ Interstitialberichtet von diesem Phänomen schon bei mittlerenAbflüssen. Zusammenfassend ergibt sich so das Bild,dass Hochwässer bis zu einer gewissen Intensitätüberwiegend Sedimenteintrag verursachen. Wenndie Schleppkraft jedoch den Grenzwert der Sohlstabilitätüberschritten hat und die Deckschicht aufbricht,kann es auch in tieferen Bereichen zur Ausspülungdes Feinmaterials und damit zur Verbesserungder Habitatbedingungen für Großsalmonidenkommen.Die Hauptdefizite der sedimentologischen Verhältnissesind auf Feinsedimenteinträge aus dem Einzugsgebietzurückzuführen (s. Tab. 4-6). Diese Sedimentehaben organische und anorganische Anteile. Sie tragensomit neben den physikalischen Effekten auch zurZehrung im Interstitial bei. Hinzu kommt die mangelndeDynamik der Sohle, die im Wesentlichen aufausbaubedingte strukturelle Defizite zurückzuführenist. Durch Ausbau und Unterhaltung werden Substratumlagerungenverhindert, was zu einer Verschiebungder potenziell natürlichen Korngrößenverteilungensowie zum Fehlen von bedeutenden Korngrößenanteilenauf der Sohle führt, da laterale Ver- und Umlagerungenin die Aue unterbunden werden.FeinsedimentquellenDas Feinsediment stammt überwiegend aus externenEinträgen oder aus gewässerinternen Umlagerungsprozessen.Bei den externen Einträgen handelt essich insbesondere um Sedimente aus den landwirtschaftlichenNutzflächen (Kap. 4.2). Zudem wirdSediment aus Einleitungen der Misch- und Trennkanalisationbzw. der Straßenentwässerung und derunsachgemäßen Bewirtschaftung von Teichanlagennach Spülung der Stauräume und Abfischen eingetragen(Kap. 4.1). Die Feinsedimentmengen ausgerinneinternen Umlagerungsprozessen liegen in derGrößenordnung weit unter den externen Einträgen.38

Belastungen4.3.4 Auswirkungen auf das InterstitialZusammenfassend betrachtet zeigen sich die Auswirkungender strukturellen Defizite auf das Interstitialmultifunktional. In erster Linie bedingt die fehlendeDynamik der Sohle und die davon abhängige korngrößenspezifischeSortierung der Sohlsubstrate einenVerlust an geeigneten Laichhabitaten.(s. diffuse und punktuelle Quellen), letztere von denlokalen strukturellen Gegebenheiten abhängig.Jüngere Erkenntnisse messen jedoch auch derSubstratumlagerung und damit Reinigung des Substratesdurch die laichenden Lachse selbst eineBedeutung für die lokale Laichhabitateignung zu(WHITE 2002).Das Fehlen bzw. reduzierte Vorkommen von Riffle-Pool-Sequenzen vermindert zudem die notwendigenDownwelling-Bereiche, in denen das einströmendeWasser der fließenden Welle eine gute Sauerstoffversorgungdes Interstitials bedingt.Die Einschränkung der longitudinalen Durchgängigkeitselbst besitzt keine direkte Wirkung auf dasInterstitial. Jedoch fallen die an die Querbauwerkegebundenen Sedimentationsräume der Rückstaubereicheals Laichhabitate vollständig aus.Die Zusammensetzung des Sohlsediments wird vorrangigdurch die Ausprägung der Liefergebiete desSohlsubstrates sowie die Sohldynamik bestimmt.Erstere ist von der umgebenden Flächennutzung39

Belastungen4.4 Belastungssituation potenziellerSalmonidenlaichgewässer in NRWDie Lösung der beschriebenen Interstitialproblematiksetzt die Entwicklung gezielter wasserwirtschaftlicherKonzepte voraus. Basis für ein derartiges Handlungskonzeptist die Bilanzierung und Wertung derverschiedenen Einflussgrößen (Kap. 4.1 bis 4.3), dieauf das Gewässerbett einwirken. Die im Folgenden erläutertenFrachtmengen und gemessenen Konzentrationensind in einer Übersicht (Anhang A-3) zusammendargestellt und basieren auf dem umfangreichen Untersuchungsprogrammder Pilotstudie Bröl.Die Erkenntnisse und entwickelten Methoden aus derPilotstudie am Salmonidenlaichgewässer Bröl sind zugroßen Teilen auf andere Gewässer in den MittelgebirgslagenNordrhein-Westfalens übertragbar undbieten somit die Grundlage für die Etablierung einesgeeigneten Instrumentariums für die Fließgewässerbeurteilungund -sanierung von Salmonidenlaichgewässern(s. Kap. 6).4.4.1 Pilotstudie BrölNutzungDas Bröleinzugsgebiet ist überwiegend ländlich strukturiert(s.Abb. 4-11). Die landwirtschaftlichen Flächennehmen etwa 55% des Einzugsgebietes ein, wobeiGrünland dominiert. Daneben ist Wald mit 32%Flächenanteil ebenfalls stark vertreten. Die Siedlungennehmen 12 % der Fläche des Einzugsgebietes ein.Gewässertyp und strukturelle VerhältnisseDie Bröl ist ein mittelgroßer Fluss des Mittelgebirges(Gewässerlandschaft: silikatisches Grundgebirge) undgehört in den Oberläufen zum Typus des GroßenTalauebachs des Grundgebirges, im Unterlauf zumTyp des nebengerinnereichen, schwach gewundenen,schottergeprägten Flusses des Grundgebirges mit einemEinzugsgebiet von 217 km 2 . Die zufließendenBäche und die Oberläufe gehören der Forellenregion,der Mittel- und Unterlauf der Bröl der Äschenregionan. Das Verhältnis der Gewässerlängen von Hauptläufenzu Nebenläufen beträgt 1 : 7,5. Die Gewässerstrukturender Bröl sind überwiegend stark beeinträchtigt,wobei auch hervorragend strukturierte Bereichezu finden sind. Neben naturnah strukturiertenBächen finden sich besonders im Unterlauf sowie ander Homburger Bröl Abschnitte, die als intakte Referenzstreckenfür das ökomorphologische Leitbild dienen(LUA 2001, b). Nach der biologischen Gewässergüte(Güteklasse II, z.T. I-II) gilt das Gewässer als abwassertechnischsaniert. Die Reproduktion der Leitfischartenist dennoch in weiten Bereichen erheblichgestört (MOLLS & NEMITZ 1998 a, b).40

BelastungenAbb. 4-11 Nutzungsverteilung im Einzugsgebiet der Bröl2 0 2 4KilometerEinzugsgebiet BrölGewässerAckerGrünlandSiedlungWald41

BelastungenAbb. 4-12 Übersicht zur Struktur und Vorgehensweise der Pilotstudie BrölPilotstudie am potenziellen Lachsgewässer BrölGIS-gestützte AnalyseÖkologische UntersuchungenMessprogrammePunktquellen■ z. B. Regenüberläufe (RÜ /RÜB)■ Entwässerungen■ Kläranlagen■ TeichanlagenDiffuse Quellen■ z. B. Flächennutzung■ Neigungsklassen■ ErosionspotenzialKategorisierungDokumentationModellierungÖkomorphologieAuswertung GewässerstrukturgüteHabitatkartierungpot. Habitate für LachseKartierung aktueller LaichgrubenBioindikative Untersuchung(Schlupferfolg)Fließende Welle■ Vor-Screening (300 Orte)■ 5 Dauer-Messstationen■ Probenahme fließende Welle an45 Orten■ Sondermessprogramm für Entlastungsereignissebei Starkregen (Mischwasser)InterstitialbedingungenSauerstoffsonden (10, 20, 30 cm)SubstratzusammensetzungSedimentfallen / GefrierkemeKausalanalyse der Interstitialproblematikquantitative Bewertung der Einflussgrößenfunktionale ZusammenhängeDefinition von EntwicklungszielenEntwicklung eines allgemein gültigen Leitfadens zur Sanierung von LachslaichgewässernMessprogrammDie Bröl wurde zur Quantifizierung der genanntenEintragspfade mit einem weitgespannten Messnetz(vgl. Abb. 4-12) nach folgender Systematik beprobt.Über zwei Jahre waren fünf kontinuierlich messendeFeststationen (FS) in der fließenden Welle im Einsatz(s.Anhang A-4). Mit diesen FS wurden die ParameterLeitfähigkeit, pH-Wert, Sauerstoff, Temperatur, Trübungund Wasserstand erfasst. 45 Probestellen, diezwei- bis vierwöchentlich beprobt wurden, dientender Erfassung nutzungsspezifischer Belastungssituationenin Teil-Einzugsgebieten. Hierzu wurdenmit GIS-Unterstützung Teil-EZG mit möglichsthomogener Nutzungsstruktur ausgewählt (Wald-,Grünland-, Acker- oder Siedlungsflächen).Die Analytik umfasste dabei AFS, Glühverlust, Leitfähigkeit,Luft- und Wassertemperatur, pH-Wert,Sauerstoff, Sauerstoffzehrung (48 h), Stickstoffverbindungen(NH 4 ,NO 3 ,NO 2 , TNb), Trübung sowieergänzende Phosphormessungen. In der zweitenMessperiode wurden zusätzlich drei kontinuierlichmessende Messcontainer zur Erfassung von Ammonium-Konzentrationender fließenden Welle installiert.Zwei winterliche Interstitialmesskampagnen(Dauersonden von Dezember bis Mai) dokumentier-42

Belastungenten den Verlauf des Sauerstoffgehaltes im Kieslückensystem.Umfangreiche Sedimentuntersuchungenermöglichten die Analyse von Kolmationsintensität,-verlauf und -ursache in Nebenläufen und in der Bröl.In einem Sondermessprogramm erfolgte eine ereignisbezogeneProbenahme mit automatischen Probenehmernin 2-Std.-Mischproben an verschiedenen Regenüberlaufbeckenim Bröl-Einzugsgebiet.Regenüberläufewurden mit 2-Liter-PE-Flaschen im Auslauf routinemäßig,insbesondere nach Regenereignissen beprobt.Eine Kartierung potenzieller Lachslaichhabitateerfolgte für folgende Gewässerstrecken im EZG derBröl:■Steinchesbach (nur Besatzhabitatkartierung nachNEMITZ & MOLLS 1999); 2,2 kmZusammen wurden somit rund 53 Fließkilometererfasst. Im Steinchesbach wurden keine potenziellenLachslaichplätze ermittelt. Der Bach ist als Lachsreproduktionsgewässerzu klein.Zur Untersuchung der Einflüsse durch fischereilichgenutzte Teiche wurden ausgesuchte Teichanlagenzusätzlich zu den regelmäßigen Beprobungen in zweiDurchgängen jeweils unter- und oberhalb beprobt.Die Ergebnisse dieses umfangreichen Messprogrammeswerden in den Kapiteln 4.4.1.1 bis 4.4.1.2 inkomprimierter Form vorgestellt.Tab. 4-7Übersicht über die punktuellen Quellen im Bröl-EinzugsgebietQuelleAnzahlKläranlage (Aggerverband) 6Kleinkläranlage (kommunal) 2Industriekläranlage 1Niederschlagswassereinleitung ca. 200Mischsystemeinleitung20 RÜB9 RÜAußerörtliche Straßenentwässerung> 280 (geschätzt)Teichanlage* 445* häufig aus mehreren Einzelteichen bestehend■■■■Bröl; von der Mündung in die Sieg bis Bröleck(Zusammenfluss Homburger Bröl und WaldbrölerBröl); 13,3 kmHomburger Bröl; von der Mündung bei Bröleckbis zur Ortschaft Grötzenberg; 22,9 kmWaldbröl; Abschnitt von Bröleck bis zur EinmündungHarscheider Bach; 9,0 kmHarscheider Bach; von der Mündung bis kurz oberhalbder Ortschaft Harscheid; 5,7 km4.4.1.1 Punktuelle QuellenDie Siedlungsflächen nehmen mit 12% einen vergleichsweisegeringen Anteil des ansonsten landwirtschaftlichdominierten Einzugsgebietes ein. Nebenwenigen größeren Siedlungslagen sind sie meist in kleinenWeilern über das ganze Einzugsgebiet verstreut.Die größten Ortschaften sind Waldbröl und Ruppichteroth.Waldbröl stellt die einzige geschlossene Siedlungslagemit einer Fläche deutlich über 1 km 2 dar.Die meisten Siedlungsflächen liegen entweder im Talbereichder Brölhauptläufe oder haben Anschluss andie Oberläufe der kleinen Nebengewässer und Siefen.43

BelastungenDer Anschlussgrad der Haushalte an die Kanalisationlag je nach Gemeinde zwischen 68% und 97%. Somitwird ein Teil des Abwassers über dezentrale Entsorgungssysteme(bspw. Dreikammergruben) behandelt.Die Siedlungsflächen werden sowohl in Trenn- bzw.Schmutzwasser- als auch in Mischkanalisation entwässert.Eine Übersicht über die punktuellen Quellen imEinzugsgebiet der Bröl bietet Tab. 4-7.Außerhalb der Siedlungen stellen Teichanlagen eineder untersuchten punktuellen Quellen dar (s. Kap 4.1).Im EZG werden 445 Teichanlagen unterschiedlichsterBauweisen und Nutzungsintensitäten betrieben.Bilanzierungsergebnisse und parameterbezogeneErgebnisdarstellungGenerell wird bei der Belastungscharakterisierungzwischen Belastungen, die durch hohe Jahresfrachtenwirksam werden und solchen, die auf Grund hoherKonzentrationen während kurzer Stoßbelastungenauf die Gewässer einwirken (Kap. 4.1) unterschieden.Zum besseren Verständnis der nachfolgenden parameterbezogenenErgebnisdarstellung ist die Anlage(Anhang A-3) eine hilfreiche Grundlage.AmmoniumDen Kläranlagen sind im Brölsystem rund 63 % derpunktuellen Ammoniumfrachten zuzurechnen. DieEinleitung in die Gewässer erfolgt kontinuierlich. Dabeihalten die Kläranlagen in der Regel die bestehendenVorgaben im vollen Umfang ein, diese liegen abernach den nun vorliegenden Erkenntnissen für ein potenziellesSalmonidenlaichgewässer zu hoch. Eine Kläranlageim Oberlauf der Bröl wurde durch die spezifischenCSB-Frachten und Biozide von einem Indirekteinleiterbelastet. Hierdurch wird der Betrieb der Kläranlageund die Einhaltung der Überwachungswerte, diehier allerdings sehr niedrig liegen, erheblich erschwert.Erhöhte Einträge in die Gewässer infolge von frostbedingtemRückgang der Abbauleistung im winterlichenReproduktionszeitraum der Salmoniden konntendurch die Messungen zwischen 2000 bis 2002 inder Bröl nicht nachgewiesen werden. Sie sind allerdingsbei den Betreibern aus früheren Jahren bekanntund innerhalb der Reproduktionsperiode der Salmonidenhoch relevant.Abb. 4-13 dokumentiert Erhöhungen des Ammoniumgehaltesin der Reproduktionszeit. Der ersteAnstieg erfolgte aufgrund betrieblicher Schwierigkeitenin einer Kläranlage. Die Ammoniumwerte lagenin der fließenden Welle über einen Zeitraum von zweiTagen (19.-20.12.) bei 0,25 mg NH 4 -N/l und in derSpitze bei etwa 1,05 mg/l. Dies bedeutet eine Ammoniakbelastungbei den gemessenen pH- und Temperaturwertenvon 0,001 NH 3 -N/l und einem kurzzeitigenSpitzenwert von 0,01 mg/l. Eine Überschreitung derÜberwachungswerte der Kläranlage wurde nicht verzeichnet.Der Anstieg der Ammoniumwerte zwischendem 21.12. und 22.12. ist auf Mischwasserabschlägezurückzuführen.Die Frachten der Kleinkläranlagen sind bezogen aufdas gesamte Gebiet gering. Sie emittieren jedoch mitsehr hohen Konzentrationen (bis 33 mg/l wurden imAblauf gemessen) und stellen dadurch eine nennenswerte,kontinuierliche Belastung der Bröl dar. Gleichesgilt für die Bürgermeisterkanäle, also Oberflächenentwässerungenmit Anschluss von Grubenüberläufen.Im Messprogramm wurden Konzentrationenim Ablauf für einen mittlerweile saniertenBürgermeisterkanal bis 110 mg NH 4 /l erfasst.Fehlanschlüsse sind ebenfalls zu den kontinuierlichenBelastungsquellen zu zählen. Im Messprogramm konntenim Ablauf eines Trennwasserkanals mit FehlanschlussKonzentrationen bis zu 39 mg/l NH 4 gemessenwerden. Es handelt sich dabei um noch nicht in diefließende Welle eingemischte und damit unverdünnteKonzentrationen.Neben Fehlanschlüssen kommt es immer wieder zuFehleinleitungen, deren Ursprünge nur selten nachzuvollziehensind. Oberhalb der Kläranlage HomburgBröl wurden (an einem sonnigen Tag: Trenn- oderMischwasserkanalisationsentlastungsstöße könnenalso ausgeschlossen werden) Ammonium-Konzentrationenbis zu 16 mg/l im Gewässer gemessen. Ein klarerHinweis auf Fehleinleitungen, die z. B. auf belasteteEinleitungen aus den privaten Haushalten, demGewerbe oder der Landwirtschaft zurückzuführensein können.44

BelastungenAbb. 4-13 Ammoniak-Belastungen im Gewässer während eines Kläranlagenstörfalls1,11,0AGANH 4 -N [mg/l]0,0220,0200,9NH 3 -N [mg/l]0,0180,80,016NH 4 -N [mg/l]0,70,60,50,40,0140,0120,0100,008NH 3 -N [mg/l]0,30,0060,20,1Kennwert: 0,16 mg/l; pH < 7,8 (s. Kap. 5)0,0040,0020,014.12.01 0:0014.12.01 12:1515.12.01 0:3015.12.01 12:4516.12.01 1:0016.12.01 13:1517.12.01 1:3017.12.01 13:4518.12.01 2:0018.12.01 14:1519.12.01 2:3019.12.01 14:4520.12.01 3:0020.12.01 15:1521.12.01 3:3021.12.01 15:4522.12.01 4:0022.12.01 16:1523.12.01 4:3023.12.01 16:4524.12.01 5:0024.12.01 17:1525.12.01 5:3025.12.01 17:4526.12.01 6:0026.12.01 18:1527.12.01 6:3027.12.01 18:45Zeitachse0,000Zahlreiche der gemessenen Stoßbelastungen konnteneindeutig der Misch- und Trennkanalisation zugeordnetwerden. Im siedlungsgeprägten Oberlauf derWaldbröl wurden mittels Dauermessungen mischwasserverursachteNH 4 -N-Konzentrationen > 1,97 mg/lnachgewiesen. Dies führte kurzfristig zu Konzentrationserhöhungenvon Ammoniak in kritische Bereichevon weit über 0,004 mg NH 3 -N/l (EG-GuidewertSalmonidengewässer). Daneben wurden drei sehrkurzzeitige Ereignisse zwischen 5 und 12 mg NH 4 -N/laufgezeichnet, die allerdings keiner konkreten Quellezugeordnet werden konnten.Im Einzugsgebiet der Kläranlage Homburg Bröl stelltFremdwasser ein Problem für die Kanalisation undden Betrieb der Abwasserbehandlung dar. Dies führtzu einer dauerhaften Überlastung der RÜB undbedeutet einen höheren Ammoniumeintrag in dieGewässer.Für die Teichanlagen konnte kein einheitliches Belastungsbildgezeichnet werden. Die gemessenen kontinuierlichenAmmoniumeinträge durch Teichanlagenstreuten sehr stark. Bei der Bilanzierung der Stofffrachtenwurde ihr Einfluss abgeschätzt und muss alseher gering bewertet werden. Intensiv bewirtschafteteAnlagen können jedoch lokal durchaus einen nennenswertenEinfluss haben. Darüber hinaus führt dasAblassen des Schlammes bei der Säuberung der Teichesowie das Abfischen der Teiche zu erheblichenStoßbelastungen. Diese Reinigungsmethode ist strafbarund stellt innerhalb der Reproduktionsperiodeeine besondere Belastung der Salmonidenbrut dar.In zwei kleinen waldgeprägten Bächen konntenunterhalb von Teichanlagen pH-Werte von 8,6 und 8,7nachgewiesen werden. Bei einem ansonsten unkritischenAmmoniumwert von 0,08 und 0,1 mg/l stieg dieAmmoniak-Konzentration in Abhängigkeit von derTemperatur dadurch auf 0,007 mg/l. Teichanlagensind vor dem Hintergrund dieser Ergebnisse generellproblematisch und bedürfen der besonderen Aufmerksamkeitbei der Bewirtschaftung. Dabei ist esunerheblich, ob die pH-Wert-Erhöhung durch Primär-45

Belastungenproduktion (in Folge Düngung / Fütterung) oderdurch Kalkungsmaßnahmen hervorgerufen wurden.Fazit: Durch die überwiegend kontinuierlichen Einträgeaus Kläranlagen besteht eine hohe Grundlast,die die Sauerstoffversorgung durch Zehrprozesse imInterstitial verschlechtert. Die oben beschriebenen,immer wieder auftretenden Stoßbelastungen verschlechterndie Sauerstoffsituation zusätzlich.Abfiltrierbare Stoffe (AFS)Die Kläranlagen (28 %) und das Trennsystem (45 %)sind laut Frachtbilanzierungen des Brölprojektes diewichtigsten frachtliefernden Punktquellen für AFS.Sowohl Trenn- als auch Mischkanalisationsabschlägewirken sich neben den hydraulischen Stoßbelastungenbesonders durch die kurzfristig hohen AFS-Konzentrationen negativ aus. Die Messungen vonExtrembelastungen aus RÜ an der Bröl (Proben mitbis zu 50 g/l AFS) werden durch zahlreiche weitereUntersuchungen an anderen Gewässern bestätigt(PODRAZA 1999, FUCHS 1997, LAMMERSEN1997). Die Ursachen für diese hohen Frachten undStoßbelastungen der Kanalisation sind sowohl in denangeschlossenen Flächen als auch in der fehlendenNachbehandlung zu sehen.Detailuntersuchungen ergaben in Einzelfällen erheblichenSedimenteintrag von unbebauten Flächen, ausdenen Oberboden direkt in die Kanalisation eingeschwemmtwurde. Dieser Effekt dürfte gerade inländlichen Einzugsgebieten regelmäßig zu erhöhtenEinträgen von Sediment in die Kanalisation führen.Dies ist als kritisch zu bewerten, da es als zusätzlichesTrägermedium für andere Belastungen wie zehrfähigeStoffe zur Verfügung steht.Abb. 4-14 Beispiele punktueller QuellenDer überwiegende Anteil der Trennkanalisationseinleitungenwird ohne nachgeschalteten Sedimentrückhalt,wie RKB (Regenklärbecken) oder RRB (Regenrückhaltebecken),betrieben. Es ist also vom vollständigenStoffeintrag des Niederschlagswassers auszugehen. Wieoben ausgeführt, wurde der Eintrag durch Teichspülungennicht erfasst. Unsachgemäße Säuberungenwerden jedoch regelmäßig beobachtet und stellenauch für den Parameter AFS eine erhebliche Belastungsquelledar.46

BelastungenAbb. 4-15 Tagesgang des pH-Wertes als deutlicher Anzeiger für starke Eutrophierungserscheinungen;zum Vergleich die ausgeglichenen Werte aus dem zufließenden Steinchesbach9,008,808,60SteinchesbachBröl8,40Nitrat spielt mit 4% ebenso quantitativ wie qualitativeine untergeordnete Rolle. Nitrat ist nach aktuellemKenntnisstand kein relevanter Schadparameter für dieSalmonidenreproduktion. Einerseits weist Nitrat inden vorliegenden Konzentrationen keinerlei Toxizitätfür die Gewässerzönose auf. Darüber hinaus ist Nitratals Makronährstoff zwar maßgeblich an der Gewässereutrophierungbeteiligt. Der limitierende Faktor imHinblick auf Eutrophierungserscheinungen wie massenhafteAlgenblüten bleibt bei der gegenwärtigenNährstoffversorgungssituation jedoch Phosphat.Solange das Eintragsniveau von Phosphat nicht sopH-Wert8,208,007,807,607,407,207,0001.03.0102.03.0104.03.0106.03.0108.03.0110.03.0112.03.0114.03.0116.03.0118.03.0120.03.0122.03.0124.03.0126.03.0128.03.0130.03.0101.04.0103.04.0105.04.0107.04.0109.04.0111.04.0113.04.0115.04.0117.04.0119.04.0121.04.0123.04.0125.04.0127.04.0129.04.0101.05.01ZeitachseGesamtphosphorDie Kläranlagen liefern 64 % der Phosphorverbindungenaus punktuellen Quellen. Als limitierenderFaktor für die Eutrophierung trägt der Eintrag ausden Kläranlagen zu den schon im zeitigen Frühjahr(März) auftretenden Algenblüten bei (z. B. Diatomeen).Die hierdurch ausgelösten extremen pH-Wertschwankungennehmen Einfluss auf das Fließgleichgewichtzwischen Ammonium und Ammoniak (vgl.Abb. 4-15). Steigende pH-Werte heben das Ammoniakniveauan. Ein Ziel muss es daher sein, die Einträgevon Phosphorverbindungen aus allen Quellen zu reduzieren.Bei den Kläranlagen ist dies mit vergleichsweisegeringem technischen Aufwand durch P-Eliminationmöglich.Sowohl die Trenn- und Mischwasserkanalisation alsauch die Straßenentwässerung und die Teichanlagentreten als Emittenden von P-Verbindungen eher inden Hintergrund.Wie in Abb. 4-16 dargestellt, sind AFS und Ammoniummit 32% und 69% der Gesamtjahresfracht derBröl die wichtigsten Belastungsgrößen der punktuellenQuellen mit einer erheblichen Wirksamkeit durchhohe Jahresfrachten. Für beide Parameter konntenauch wiederholt kurzzeitige Konzentrationserhöhungennachgewiesen werden, durch die toxische undphysikalische Schädigungen zu erwarten sind. Dahergilt Ammonium und AFS bei der Reduzierung derBelastungen das Hauptaugenmerk.Phosphor erhält durch die Bioverfügbarkeit der überwiegendals Orthophosphate emittierten Verbindungenbesondere Relevanz.47

BelastungenAbb. 4-16 Frachtanteile im Einzugsgebiet der BrölDatengrundlage [t/a]100 %69 %32 %18 %4%90 %Diffuse Quellen80 %Punktuelle Quellen70 %60 %50 %40 %30 %20 %10 %0%Ammonium AFS P ges Nitratweit gesenkt wird, dass die Konzentration in derfließenden Welle bei ≤ 0,02 mg o-PO 4 -P/l liegt (LAWAGüteklasse I), ist die Reduzierung des Nitrateintragsim Hinblick auf die Etablierung selbstreproduzierenderGroßsalmonidenbestände irrelevant.4.4.1.2 Diffuse QuellenNeben den punktuellen Einleitern wird die Belastungssituationder Bröl durch die diffusen Quellenbestimmt. Sie lassen sich anhand der räumlichen Nutzungsverteilungdifferenzierter analysieren und erläutern.Dabei ist der Anteil an der Gesamtfläche desEinzugsgebietes, aber auch die Lage jeder einzelnenFläche zum Fließgewässersystem wichtig.Das Bröleinzugsgebiet, das grünlanddominiert ist(49% der Fläche), weist in westlichen und südlichenBereichen zusammenhängende Waldgebiete auf, diedas Gewässerumfeld der unteren Flussabschnitte z.T.sehr naturnah prägen. Insgesamt sind ca. 32% des Gebietesbewaldet. Der Norden und Osten des Einzugsgebietes,in dem ein Großteil der beiden Oberläufeund die meisten Nebenbäche liegen, ist eher durchGrünlandflächen, in denen vereinzelte Äcker (insg.6 % der Fläche) eingelagert sind, gekennzeichnet. DieSiedlungsflächen, die ca. 12% der Fläche einnehmen,sind meist in kleinen Weilern über das ganze Einzugsgebietverstreut. Die größten Ortschaften sindWaldbröl und Ruppichteroth. Detailliertere Informationenzu den Siedlungsbereichen werden im Kapitel„Punktuelle Quellen“ (Kap. 4.1) vorgestellt.FlächennutzungDie Äcker dienen größtenteils der Futtererzeugungfür die überwiegend betriebene Milchviehwirtschaft,so dass neben Getreide Silomais angebaut wird.Aufgrund des hohen Flächenanteils liegt Grünlandin vielen Fällen in unmittelbarer Nähe der Gewässer.Teilweise fließen die kleineren Bäche direkt durchdie Grünlandflächen (Abb. 4-18). Dabei fehlen oftentsprechende Auszäunungen bzw. Uferstreifen, sodass Pufferzonen zwischen Grünland und Gewässerfehlen. Defekte Zäune oder bewusst angelegte Tränkenermöglichen dem Vieh den direkten Kontakt mitdem Gewässer (Abb. 4-17). Daher treten umfangreicheTrittschäden an Ufer und Gewässersohle derHauptläufe und der Nebenbäche auf. Die Schäden48

BelastungenAbb. 4-17 Gewässerschädliche Weidenutzung, rechts: Winter- und Sommeraspektunterliegen z. T. einer jahreszeitlich variierendenAusprägung (vgl. Abb. 4-17). Grasnarbenschädenkonnten auch auf überweideten Flächen festgestelltwerden, besonders an Gattern und Tränken und beifeuchten Bodenverhältnissen. Zudem wurde einemassive Gülleverbringung auf Grünland und Ackerflächen,auch in unmittelbarer Gewässernähe, beobachtet.In den bewaldeten Gebieten, die hauptsächlich durchLaub- und Mischwald geprägt sind, wurden in denletzten Jahrzehnten Fichten und andere Nadelbäumeaufgeforstet, die z.T. bis an die Oberläufe der Nebenbächereichen. Der Holzeinschlag erfolgt in vielen Bereichendes Einzugsgebietes auch in Gewässernähedurch Kahlschläge.Grundlage der Belastungsanalyse ist einerseits dasMessprogramm in der fließenden Welle von Bächen,deren Teileinzugsgebiete von den jeweiligen NutzungenAcker, Grünland oder Wald dominiert werden.Andererseits werden im Folgenden die Ergebnisseder einzugsgebietsbezogenen Frachtbilanzierung vorgestellt.Die Frachtermittlung erfolgte unter zweiAspekten:■■[t/a], d. h. Betrachtung der Stofffracht je Nutzungfür das gesamte Bröl-Einzugsgebiet und[t/ha/a], d. h. Betrachtung der Austragsquellen jeNutzung und Flächeneinheit.Da Grünland klar dominiert, ist aus der Summe allerFlächen dieser Nutzung eine hohe Fracht [t/a] zu verzeichnen,auch wenn die auf die Fläche bezogeneFrachtmenge [t/ha/a] im Vergleich zu anderen Nutzungeneine untergeordnete Rolle spielt.Neben Ammonium sind die Konzentrationen undFrachten für Nitrat, Phosphor und AFS für die Gewässerbelastungrelevant und werden im Folgendenerläutert.Ammonium: Die durchschnittliche Konzentration von0,13 mg/l Ammonium in ackergeprägten Gebieten belegt,dass dort eine deutliche Nährstoffbelastung vorliegt.Grünlandgeprägte Bäche liegen mit einer durchschnittlichenKonzentration von 0,08 mg/l Ammoniumdeutlich unter den Werten der Gewässer mitAckereinzugsgebieten. Es ist jedoch zu beachten, dasssowohl an acker- als auch an grünlandbeeinflusstenProbestellen Maximalwerte bis 1,0 mg/l auftreten. Die49

BelastungenAbb. 4-18Zerstörte Grasnarben (oben), Maisacker an einem erosionsgefährdeten Hang (unten links),begradigtes Gewässer mit grünlandgenutzem Umfeld (unten rechts) im Einzugsgebiet der Brölwaldbeeinflussten Gewässer sind mit einer mittlerenBelastung von 0,05 mg/l Ammonium am geringstenbelastet (vgl. Anhang A-3).Die Frachtergebnisse zeigen, dass zwar auf Ackerflächendie größten absoluten Austräge zu erwartensind, doch verdeutlichen sie auch die Rolle des imBröl-EZG flächenmäßig dominierenden Grünlands.So liefert Grünland mit ca. 6 t/a 60 % der gesamtendiffusen Fracht, auch wenn die flächenbezogeneFracht pro Flächeneinheit [t/ha/a] des Grünlandes geringerist als bei Ackerflächen (s. Anhang A-3).Nitrat: Die Nitratmessungen belegen eine mittlere Belastungin ackerdominierten Einzugsgebieten von 36,6mg/l und in grünlandbeeinflussten Gebieten von 20,8mg/l Nitrat. Wesentlich geringere Konzentrationenweisen die Waldbäche mit mittleren 6,2 mg/l Nitrat inder fließenden Welle auf (vgl. Anhang A-3).Ein Großteil der Gesamtfracht von Nitrat im Bröleinzugsgebietwird aus diffusen Quellen emittiert, sowohlin der flächenbezogenen [t/ha/a] als auch in der absolutenFrachtbilanzierung [t/a]. In den flächenbezogenenFrachtbilanzierungen weisen eindeutig die Ackerflächendie höchsten Austräge auf mit ca. 0,24 t/ha/a,gefolgt von Grünlandflächen mit ca. 0,13 t/ha/a (s.AnhangA-3). Durch die Dominanz von Grünland imBröl-Einzugsgebiet stammt jedoch 65% der gesamtenNitratfracht [t/a] aus grünlanddominierten Bächen.Phosphorverbindungen: Die Phosphormessungen(P ges ) in der fließenden Welle bestätigen die geringestoffliche Belastung der Waldbäche mit durchschnittlichenWerten von 0,05 mg/l, während Fließgewässer50

Belastungenallgemein im Bröleinzugsgebiet eine gemittelte Konzentrationvon 0,37 mg/l aufweisen.Insgesamt werden 75% der Fracht von Phosphorverbindungen(P ges ) aus diffusen Quellen [t/a] aus Grünlandausgetragen, das damit als Belastungsgröße dieanderen Nutzungen dominiert. Die flächenbezogeneBilanzierung verdeutlicht, dass aus Grünland- undAckerflächen jeweils ca. 0,003 t/ha/a ausgetragen werden(vgl. Anhang A-3).AFS: Ein wichtiger weiterer Parameter zur Charakterisierungder Belastungssituation ist die Konzentrationabfiltrierbarer Stoffe. Sie unterteilen sich in organischeund anorganische Substanz. Die Herkunft des anorganischenAnteils beruht neben gerinne-internen Umlagerungsprozessenauf der Bodenerosion benachbarterFlächen. Organisches Material kann z. B. durchLaubeinwehung oder direkten Dungeintrag ins Gewässereingetragen werden. Durchschnittlich wurden16 mg/l AFS in landwirtschaftlich geprägten, besondersin grünland-dominierten Bächen gemessen.Waldbächeweisen eine weitaus geringere AFS-Belastungvon durchschnittlich 5 mg/l auf.Über den prozentualen Anteil des Glühverlustes wurdeder organische Anteil der Proben bestimmt. DieErgebnisse belegen einen durchschnittlichen Organikanteilvon ca. 38% für landwirtschaftliche Flächen,insbesondere Grünland. Dieser hohe Organikanteil inden landwirtschaftlich geprägten Einzugsgebietenkann u. a. durch zerstörte Grasnarben in Uferbereichenund dem Eintrag von humusreichem Oberbodenerklärt werden. Der ebenfalls relativ hohe organischeAFS-Anteil (36 %) in Waldbächen wird durch Laubeintragoder z. B. Totholz im Gewässer bedingt.Bemerkenswert ist die Dominanz der Grünlandflächenin der Frachtbilanzierung mit 78% der gesamtendiffusen Fracht [t/a].Auch in der flächenbezogenenFracht überwiegt der Austrag aus den Grünlandflächenmit 0,1 t/ha/a im Vergleich zu den Ackerflächenmit 0,06 t/ha/a. Die Fracht in den walddominiertenBächen spielt nur eine untergeordnete Rolle.Um die Auswirkungen der Sedimentausträge aus denFlächen ins Gewässer weiter untersuchen zu können,wurden die Sohlsubstrate von Bächen mit unterschiedlichgenutzten Einzugsgebieten beprobt.Sedimentuntersuchungen im InterstitialDie im Folgenden vorgestellten Beprobungen wurdenzur detaillierten Untersuchung der diffusen Quellenin den Nebengewässern der Bröl durchgeführt, dieoberhalb der potenziellen Lachslaichhabitate liegen.Da jedoch Fließgewässer offene Systeme sind, ist voneiner Interaktion der Oberläufe mit den weiter unterhalbliegenden Gebieten auszugehen. So werdenStoffe, die in die Oberläufe des Gewässersystems eingetragenwerden, durch das Gewässer transportiertund gelangen so auch in tiefer liegende Salmonidenlaichhabitate.Dabei ist zu beachten, dass die Verweildauervon Stoffen im Gewässersystem sehr heterogensein kann, was z. B. von den Stoffeigenschaftenoder der Dynamik des Fließgewässers abhängt.Bei dieser Untersuchungsreihe wurden an jeder Probestellevier Sedimentfallen in die Gewässer eingebracht,von denen im Abstand von ca. einem Monat jeeine Falle aus den Gewässern entfernt und ausgewertetwurde. In den Sedimentfallen befand sich gereinigtes,genormtes Material > 63 mm, das bei der späterenAnalyse gut vom eingetragenen Material differenziertwerden konnte. Mit diesem Verfahren konnteder zunehmende Feststoffeintrag in das feinsedimentfreieAusgangssubstrat (ähnliche Voraussetzungwie in einer frisch geschlagenen Salmonidenlaichgrube)quantitativ über eine Zeitdauer untersuchtwerden. Zusätzlich zu den beschriebenen Beprobungenwurden Gefrierkernbohrungen im ungestörtenGewässerbett durchgeführt, um einen Eindruck vonder Ist-Situation im Interstitial zu erhalten.In Abb. 4-19 repräsentieren die vier Balken jederNutzung (0 bis C) die durchschnittlichen Ergebnisseaus Sedimentfallenproben in chronologischer Reihenfolgedes Entnahmezeitpunktes. Der gesondertstehende Balken beinhaltet die gemittelten Ergebnisseder Gefrierkernuntersuchungen des unbeeinflusstenGewässerbettes. Der rote Querbalken zwischen10-15% markiert den Bereich, ab dem sich derFeinsedimentanteil kritisch auf den Salmonidenlaichauswirkt.51

BelastungenAbb. 4-19 Korngrößenspektrum im Interstitial von Bächen mit unterschiedlicher Nutzungsstrukturdes Einzugsgebietes100 %90 %80 %Kumulierte Gewichtsprozente70 %60 %50 %40 %30 %20 %10 %0 %> 6,3 mm2 - 6,3 mm< 2 mmkritischer Bereichdes FeinsedimentanteilsO-C zunehmendeExpositionsdauerWald - OWald - AWald - BWald - CWaldLandw. - OLandw. - ALandw. - BLandw. - CLandw.Siedl. - OSiedl. - ASiedl. - BSiedl. - CSiedl.SedimentfalleGefrierkernuntersuchungGefrierkernuntersuchungSedimentfalleGefrierkernuntersuchungSedimentfalleDie Probenahmen in den unterschiedlich genutztenEinzugsgebieten bestätigen einen erhöhten Feinsedimentanteilim Interstitial landwirtschaftlich geprägterFließgewässer gegenüber Bächen aus siedlungs- oderwaldgeprägten Bereichen. Zudem wird ein steigenderFeinsedimentanteil (< 2 mm) mit zunehmender Expositionsdauer(0 bis C) in allen Sedimentfallen deutlich,der zum Ende hin besonders in landwirtschaftlichenBereichen einen kritischen Feinsedimentanteil erreicht.Die Gefrierkernuntersuchungen zeigen, dassdas ungestörte Interstitial der Fließgewässer allerNutzungsprägungen über den Toleranzbereichen fürSalmonidenlaichhabitaten liegen. Somit ist von einernegativen Wirkung auf die unterhalb liegenden Salmonidenlaichhabitateauszugehen, da Material ausden Oberläufen in die relevanten Habitatbereicheeingetragen und stetig nachgeliefert wird.Da die feinsedimentfreien den frisch geschlagenenLaichgruben vergleichsweise ähnlich sind, zeigen dieUntersuchungen die große Bedeutung der Flächennutzungbzw. Belastungssituation auf die zeitlicheEntwicklung der Laichhabitate. Ausschließlich diewalddominierten Einzugsgebiete bleiben nach vierMonaten deutlich unterhalb der kritischen Kolmation.Die Untersuchungen zu diffusen Belastungen an derBröl zeigen somit einen deutlichen Zusammenhangzwischen einzelnen Landnutzungen und dem Belastungsgradauf. Dies wird durch die Frachtbilanzierungfür die Nährstoffe und Sedimente deutlich unddurch die Ergebnisse der Interstitialuntersuchungenunterstützt.Die Ackerflächen weisen die höchsten Frachten undgemessenen Konzentrationen in entsprechendenBächen auf, so dass trotz des eher geringen Flächenanteilsim Brölsystem diese Nutzung nicht vernachlässigtwerden darf.Da Grünland flächenmäßig klar dominiert, ist ausder Summe aller Flächen dieser Nutzung der größtediffuse Frachtanteil [t/a] zu verzeichnen.Daher ist Grünland als Austragsquelle in hohemMaße relevant und ist bei der Maßnahmenent-52

Belastungenwicklung gezielt zu betrachten. Bezogen auf dieFrachtmenge [t/ha/a] spielt Grünland gegenüberAckerflächen eine untergeordnete Rolle. BesonderePriorität aus fischbiologischer Sicht hat bei der nährstoffspezifischenBetrachtung der Ammonium- undSedimenteintrag. Daher ist insbesondere ein Ammoniumeintragz. B. durch Düngung und ein Sedimenteintragz. B. durch Bodenerosion zu vermeiden. Indirekt– durch die negativen Folgen der Eutrophierung– sind jedoch auch Phosphor und unter bestimmtenUmständen Nitrat für das Fließgewässersystemund die Auswirkungen auf die Salmonidenreproduktionvon Bedeutung.14.4.1.3 Ökomorphologische Defiziteim Einzugsgebiet BrölDie ökomorphologischen Verhältnisse im Einzugsgebietder Bröl stellen sich sehr unterschiedlich dar.Neben vollausgebauten Laufabschnitten an Nebenbächenund verschiedenen Brölabschnitten tretensehr naturnahe kleine Waldsiefen wie auch hervorragendeLaufabschnitte an der unteren Bröl sowieder Homburger Bröl auf. Insofern erlaubt dasBröleinzugsgebiet den direkten Vergleich und dieAnalyse der Auswirkungen der ökomorphologischenVerhältnisse auf die Laichhabitatqualitäten.24.4.1.3.1 Gewässerstruktur im EZG BrölMit ihren beiden Hauptläufen Homburger Bröl undWaldbröler Bröl umfasst die Bröl ca. 65 KilometerLauflänge, von denen rund 70% der Strecke durchstarke morphologische Defizite gekennzeichnet sind.In bewaldeten Bereichen am Unterlauf der Bröl undder Homburger Bröl finden sich jedoch auch übermehrere 100 Meter lange naturnahe Laufabschnitte,die sehr gut strukturierte Längs- und Querprofilesowie einen reichen Formenschatz in der Aue mitNebengerinnen, Rinnen und Flutmulden aufweisen.Abschnittsweise herrscht hier eine leitbildkonformeDynamik, die bei Hochwasserabflüssen entsprechendeSedimentumlagerungen hervorruft. Wie aus Abb. 4-20ersichtlich wird, nimmt die Gewässerbreite in dennaturnahen, nebengerinnereichen Laufstrecken deut-34Abb. 4-20 Ausgebaute Abschnitte mit landwirtschaftlicherNutzung in der Aue (1 und2), naturnahe Laufabschnitte mit angrenzendemHangwald (3 und 4)53

BelastungenAbb. 4-21 Häufigkeit der Gewässerstrukturgüteklassen an Homburger Bröl, Waldbröl und Bröl Unterlauf350300Anzahl 100 m - Abschnitte250200150100500linkes Umfeld linkes Ufer Sohle rechtes Ufer rechtes UmfeldGewässerstrukturgüte1 - unverändert2 - gering verändert3 - mäßig verändert4 - deutlich verändert5 - stark verändert6 - sehr stark verändert7 - vollständig verändertlich zu und beträgt im Unterlauf der Bröl bis zu 30 mbei einer Breite des Hochflutbettes von ca. 60 m. DasProfil wird von Totholz, blockreichen Mitten- undUferbänken sowie Inseln gegliedert.Auch an der Homburger Bröl finden sich naturnaheLaufabschnitte, die die große Bedeutung von Totholzqualitativ und quantitativ für die Diversität der SohlundUferstrukturen belegen.Die naturnahen Abschnitte befinden sich meist inden Bereichen, in denen die Bröl nicht unmittelbarneben Bundes- und Landesstraßen fließt. Bei parallelemVerlauf zur Straße ist das Gewässer durchSohl- und Uferverbau festgelegt, so dass auf weitenStrecken eine uniforme Sohlstruktur, z. T. mit „Sohlpflasterung“vorherrscht, wodurch Sohlsubstratesowie Gewässerlängs- und Querprofile sehr gleichförmigausgebildet sind. In den Oberläufen ist dieSituation generell anders. Totholzräumungen verhindernneben dem Verbau eine Dynamisierung. DasGewässer verläuft hier meist gestreckt durch landwirtschaftlicheNutzflächen und Siedlungslagen ineinem schmalen Bett ohne Nebengerinne und Inseln.Die natürlichen Gefälleverhältnisse sind durch zahlreicheQuerbauwerke verändert.54

BelastungenAbb. 4-22 Laichplatzdichte in Abhängigkeit der GewässerstrukturLaichplätzeUntersuchungsraum derLaichplatzkartierungGewässerstrukturgüte1 - unverändert2 - gering verändert3 - mäßig verändert4 - deutlich verändert5 - stark verändert6 - sehr stark verändert7 - vollständig verändertGroßräumige Abschnitte ähnlicherGewässerstrukturgüteüberwiegend mäßig beeinträchtigtüberwiegend merklich geschädigt4.4.1.3.2 Kartierung potenziellerLaichhabitate und LaichplätzeErhebungen der Laichplätze von Salmoniden(2000 /2001) an der unteren Bröl zeigen einen deutlichenZusammenhang zwischen Laichplatzdichteund Gewässerstruktur.Anhand der Gewässerstrukturgütekartierung kannaufgezeigt werden, dass mäßig veränderte Abschnitte,in die strukturell sehr gute und gute Laufabschnitteintegriert sind, eine höhere Laichplatzdichte haben alsstark veränderte Gewässerstrecken (vgl. Abb. 4-22).Dies unterstreicht, wie bedeutsam der morphologischeZustand eines Salmonidenlaichgewässers füreine erfolgreiche Reproduktion ist.Laichplatzdichte. Voraussetzung zur Ausbildung derartigerStrukturen ist die leitbildkonforme Entwicklungder Breiten- und Tiefenvarianz des Gewässers,die wiederum das Fehlen von Ufer- und Sohlverbauvoraussetzt.Die Kartierung potenzieller Lachslaichhabitate stellteine ergänzende Weiterentwicklung der Lachsbesatzhabitatkartierungdar (NEMITZ & MOLLS 1999, vgl.Kap. 7.5). Potenzielle Laichareale werden durch dieAufnahme von Kenngrößen gemäß Tab. 7-5 charakterisiert.Signifikant ist der Zusammenhang zwischen gut ausgeprägtenRiffle-Pool-Sequenzen und einer hohen55

BelastungenAbb. 4-23 Potenzielle Laichhabitate pro KilometerFließstrecke der kartierten GewässerAbb. 4-24 Verteilung der potenziellen Laichplätzeauf unterschiedliche FließstreckentypenFließstreckentypen vgl. Kap. 7.5Anzahl potenzieller Laichplätzepro km Fließstrecke321100 %80 %60 %40 %20 %0Bröl Homburger Waldbröl HarscheiderUnterlauf Bröl Bach0 %Bröl Homburger Waldbröl HarscheiderBrölBachn = 43 n = 23 n = 11 n = 5Typ: A B C D E F MischtypenEs wurden insgesamt 82 potenzielle Lachslaicharealeim EZG der Bröl mit Größen von 1 bis 390 m 2 (mittlereGröße: 120 m 2 ) erfasst und ökomorphologischbewertet. Von diesen 82 Standorten waren nur 50 alsmäßig bis gut geeignet zu bewerten. An vielen Stellenist die Sohlendeckschicht zu stark verfestigt. Die Ausdehnungder Schotter - / Kiesflächen und der Anteil angeeigneten Kiesfraktionen ist gering. Werden dieStandorte in Verbindung mit der Qualität des nächsten,unterhalb gelegenen Jungfischhabitates bewertet,waren nur 27 Standorte mäßig bis gut geeignet. Oftfehlte den gut geeigneten potenziellen Laichplätzenein räumlich nahe gelegenes, gut geeignetes Jungfischhabitat.Nur ein Standort in der Bröl entsprach inidealer Weise dem Modelltypus. Dieser war jedochkleinflächig. Die 27 mäßig bis gut geeigneten Standorteweisen eine Gesamtfläche von nur 1.836 m 2 auf.Die meisten potenziellen Laichplätze wurden imBrölhauptlauf ermittelt. Dort war auch die durchschnittlicheAnzahl pro Fließkilometer am höchsten(Abb. 4-23). Eine Konzentration von potenziellenLaichplätzen ließ sich an der Bröl zwischen denFließkilometern 5,5 und 10,7 feststellen. Dieser Brölabschnittist überwiegend naturnah ausgebildet.Entsprechend der Pool-Riffle-Ausprägung einesLaichhabitates liegen die ausgewiesenen Standorteüberwiegend in den Fließstreckentypen A, B, C oderD (Abb. 4-24, zu Fließstreckentypen vgl. Kap. 7.5.2).Vor allem in der Bröl lagen dabei die meisten potenziellenLaichplätze in den unverbauten Typen A undB (vgl. Kap. 7.5).Für die Bestimmung der Wahrscheinlichkeit, mit dersich anhand der Kartierung potenzieller Laichplätzereale Laichplätze topographisch vorherbestimmenlassen, wurden die Kilometrierungswerte von potenziellenLaichplätzen mit denen von realen Laichplätzenverglichen. Grundlage dafür war eine Kartierungder realen Laichplätze in der Saison 2000 /2001.Hierbei wurden an 59 verschiedenen Standorten inder Bröl, Homburger Bröl und Waldbröler Brölinsgesamt 70 Laichgruben bzw. Laichversuche erfasst.Es ist jedoch zu berücksichtigen, dass keineÜberprüfung auf vorhandene Eier vorgenommenwerden konnte, so dass ungeklärt ist, ob die alsLaichgruben kartierten hellen Flecken auf dieAktivität von Lachsen oder Forellen zurückzuführensind und tatsächlich einen erfolgreichen Laichaktdokumentieren.56

BelastungenDer Vergleich der topographischen Lage der alspotenzielle Laichhabitate ausgewiesenen Flächenmit der Lage realer Laichplätze und Grabversuchevon Salmoniden in der Saison 2000 /2001 zeigte, dasssich die Örtlichkeit von realen Laichplätzen miteiner Genauigkeit von ± 50 m und einer Wahrscheinlichkeitvon rund 50% mit dem neu entwickeltenKartierungssystem vorherbestimmen lässt. Würdenbloße Grabversuche und die Aktivität von Forellenvon der Betrachtung ausgeklammert (beispielsweisedurch eine genauere Untersuchung der „Flecken“auf vorhandenen Laich und dessen Artzugehörigkeit),läge diese Wahrscheinlichkeit vermutlichwesentlich höher. Viele der kartierten hellen Fleckenlagen in äußerst ungünstigen Bereichen, es istdavon auszugehen, dass es sich dabei weitgehend umGrabversuche handelte.Bewertung der Lachslaichhabitatkartierungin der BrölGemessen an der Gesamtfläche des Brölsystems istdie ermittelte Fläche, die sich als potenzielles Laichhabitatgut bis mäßig eignet, mit weniger als 2.000 m 2sehr gering.Trotz einer abschnittsweise guten Bewertungder Ökomorphologie der Bröl und dem großenPotenzial an Jungfischhabitaten für Lachse sindsowohl geeignete Kiese als Laichsubstrat, als auchtiefe Pools in unmittelbarer räumlicher Assoziationzu Riffle-Sequenzen eher selten. Darüber hinaus istdie Sohlendeckschicht zumeist sehr stark kolmatiertund weist einen mehr oder minder starken Aufwuchsauf. Zwar ist die Dominanz von Schottern undBlöcken in der Deckschicht zum Teil sicherlich aufdie geologische Grundformation (Grauwacken) imEinzugsgebiet zurückzuführen, doch unterbindet diewasserbauliche Festlegung der Oberläufe HomburgerBröl und Waldbröl zusätzlich eine Geschiebedotationvon oben. Die Lauffestlegung bewirkt inVerbindung mit anthropogenen Abflussverschärfungeneine weit fortgeschrittene Sohlpflasterung,die durch die Selektion der groben Geschiebe inder Deckschicht erfolgt. So bleiben nach Ausspülereignissenin den Gerinnen nur grobe Fraktionenzurück. Die weitgehende Räumung von Totholzaus dem Gewässer verhindert zudem das Einfangenvon Geschiebe, die Ausbildung von tiefen Poolsund die laterale Erosion. Als Folge finden sich nurverhältnismäßig wenige Bereiche, die in idealerWeise den Laichhabitatansprüchen von Großsalmonidengenügen. Diese Bereiche liegen zu einem erheblichenAnteil in Gewässerabschnitten, die wenigbis gar nicht verbaut sind. Das unterstreicht die Notwendigkeitvon Konzepten und Maßnahmen zurnaturnahen Entwicklung des Bröleinzugsgebietesbzw. aller Salmonidenlaichgewässer in NRW.Mit der vorliegenden Kartierung von potenziellenLaichplätzen lassen sich viele Bereiche vorherbestimmen,die auch im Realfall von Salmoniden alsLaichareale genutzt werden. Dadurch ist eine ersteBewertung des Gewässers im Hinblick auf seineEignung als Laichgewässer möglich.Individualverhalten der Fische, Konkurrenz undsonstige Effekte lassen sich jedoch nicht vorhersagen,so dass mit der Kartierung nicht alle Arealepunktgenau eingegrenzt werden können, in denenSalmoniden im Realfall ihre Eier ablegen oderGrabversuche durchführen. Der Brut- und Aufwachserfolgist in suboptimalen Habitaten jedochnachweislich gering, so dass für die Bewertungdes Gewässers eine Aufnahme der optimalen Standorte,die sich mit dem Verfahren finden lassen,ausreichend erscheint. Das entwickelte Kartierungssystemeignet sich am besten für Schotter- oder kiesgeprägteFlüsse des Mittelgebirges. Es eignet sichals erste Potenzialabschätzung deutlich besser alsdie bloße Aufnahme von Kiesflächen.Die Nebengewässer der Bröl weisen strukturellsehr unterschiedliche Qualitäten auf. Während dieSiefenbäche in den Waldgebieten abschnittsweiseleitbildkonform ausgebildet sind, weisen die durchGrünland und Acker verlaufenden Gewässerabschnittemassive ausbau- und unterhaltungsbedingteSchäden auf. Neben der Strukturarmut dieserGewässer ist auch das zumeist vollständigeFehlen von Uferstreifen festzustellen. Die Laufabschnittein Siedlungslagen weisen charakteristischeSchadstrukturen von technisch befestigtenRegelprofilen bis zu längeren Verrohrungsstreckenauf.57

BelastungenAbb. 4-25 Querbauwerke in der BrölQuerbauwerkesowie Verrohrungen und Durchlässeraue und glatte Sohlgleite / -rampeGrundschwellekleiner Absturzhoher AbsturzDurchlassVerrohrungenDatengrundlage: GSGK (1999)4.4.1.3.3 DurchgängigkeitInsgesamt sind in der Bröl, Homburger Bröl und Waldbrölca. 180 höhere Querbauwerke (Wehre, Abstürzeund Sohlrampen) vorhanden. Neben den genannten,für die Durchgängigkeit relevanten Bauwerke sindauch zahlreiche raue Sohlgleiten vorhanden, die dieWanderung der Salmoniden kaum beeinträchtigen. DieLage der Bauwerke konzentriert sich besonders in denOberläufen der Homburger Bröl und Waldbröl. Mehrere100 m lange verrohrte Abschnitte, die die Durchgängigkeitin der oberen Forellenregion massiv beeinträchtigen,sind in der Ortslage Waldbröl vorhanden.Im Unterlauf der Bröl stellt heute das Wehr Herrnsteinnoch ein gravierendes Wanderhindernis dar.Sowohl der Aufstieg als auch der Abstieg (Wasserkraftanlage)wird hier gestört. Daneben sind weitereWehre in der Homburger Bröl und Waldbröl zu finden,die die Durchgängigkeit beeinträchtigen, z. B.Waldbröl, Niederhof, Hoffnungsthal (vgl. Abb. 4-25).Weiterhin blockieren Verrohrungen und Fischteicheim Hauptschluss die Fischwanderung, insbesondere invielen Nebenbächen. So sind die Nebengewässer derBröl häufig nur in den unteren Laufabschnittendurchgängig, da die Vielzahl der Teichanlagen – über58

Belastungen BelastungenAbb. 4-26 Ergebnisse von Sedimentfallen in den potenziellen Laichhabitaten der Bröl (0, A-D)und Korngrößenverteilung im unbehandelten Brölsediment100 %90 %Kumulierte Gewichtsprozente80 %70 %60 %50 %40 %30 %20 %10 %0 %kritischer Bereichdes FeinsedimentanteilsSerie O Serie A Serie B Serie C Serie D BrölSedimentfallenGefrierkernuntersuchung> 6,3 mm2 - 6,3 mm< 2 mm400 im EZG – durch Abschlagsbauwerke oder Teicheim Hauptschluss die longitudinale Durchgängigkeitmassiv einschränkt.4.4.1.3.4 SedimentzusammensetzungDie Sohlsedimente der Unteren Bröl besitzen ein gewässertypischsehr breites Korngrößenspektrum vonTon über Schluff, Sand und Kies bis hin zu Steinen,vereinzelt auch Blöcken.GrobsedimentDie Hauptfraktion aller untersuchten Sedimente bildetKies mit deutlich über 50% der Proben. Steine unterschiedlicherGröße sind in der unteren Bröl nochsehr weit verbreitet, dagegen kommen Blöcke(> 200 mm) in den unverbauten Bereichen nur relativselten vor. Ihr Anteil steigt in den ausgebauten Gewässerabschnittendeutlich an. Es handelt sich dabeihauptsächlich um mobilisierte Wasserbausteine desUfer- und /oder Sohlenverbaus. Zudem wirkt in denausgebauten Abschnitten die anthropogen verstärkteSohlpflasterung der Gewässer. Die natürlichen Grobsedimentesind überwiegend wenig gerundet und mitzunehmender Größe plattiger. Diese Form ist eineFolge des Ursprungs, dem pleistozänen Hangschuttaus stark klüftigen, geschieferten Sedimentgesteinenmit nur kurzer fluvialer Überprägung.FeinsedimentDer für die Entwicklung des Salmonidenlaichskritische Anteil des Feinsedimentes (s. Kap. 5.2) imInterstitial der potenziellen Laichhabitate der Brölwird unter Berücksichtigung der größeren Korngrößenklassenin Abb. 4-26 vorgestellt. Dabei markiertder rote Bereich von 10 bis 15% die Feinsedimentanteile,ab denen mit negativen Auswirkungenauf die Salmonidenlaichentwicklung zu rechnen ist(s. Kapitel 5.2).In Abb. 4-26 sind die Ergebnisse der Sedimentfallenversuchein der Unteren Bröl dargestellt. Gestartetwurde mit einem groben Standardsubstrat (0) ohneFeinsedimentanteil. Dann wurden im MonatsrhythmusProben entnommen (nach ein (A) bis vier (D)Monaten). Zum Vergleich wurde das natürlich anstehendeSohlsubstrat der Bröl durch Gefrierkerne59

Belastungen(Balken: Bröl) untersucht. Es zeigte sich, dass derHauptsedimenteintrag zu Anfang der Probenexponierungzwischen Serie 0 und Serie A stattfindet. Diezeitlich darauf folgende Sedimentationsrate (Serie Abis Serie D) ist viel geringer. Zu Ende der Beprobungszeitwird ein Feinsedimentanteil von > 10%erreicht. Diese Ergebnisse werden durch die Gefrierkernuntersuchung(Balken: Bröl) des anstehendenSohlsubstrates, die eine mittlere Feinsedimentbelastungvon ca. 13 Gewichtsprozent aufweist, bestätigt.Diese Auswertungen zeigen, dass die Bröl in ihrerjetzigen Substratqualität im Grenzbereich der tolerierbarenBelastungen durch Feinsedimente liegt unddie Minimierung der Einträge innerhalb der LaichundEntwicklungsperiode notwendig ist.FeinsedimentquellenDer Eintrag von Feinsediment basiert zu großenTeilen auf Einträgen diffuser Quellen (Anhang A-3).Differenziert betrachtet sind sehr starke Feinsedimentimmissionenin landwirtschaftlichen Bereichen,etwas geringere in Siedlungsflächen und deutlich geringerein Waldgebieten aufgetreten (vgl. Kap. 4.4.1).Zudem werden erhebliche Mengen Feinsedimentdurch die Misch- und Trennwasserkanalisation sowiedie Straßenentwässerungen eingetragen.4.4.2 Vergleich der Belastungssituationpotenzieller Salmonidenlaichgewässerin NRWDie Belastungen der Gewässer in NRW sind je nachBesiedlungsgrad der Einzugsgebiete und nach Nutzungder land- und forstwirtschaftlichen Flächen sehr heterogen.Die Unterschiede und ihre Auswirkungen aufdas Interstitial werden beispielhaft an den potenziellenSalmonidengewässern Ennepe, Bröl, Volme, Dhünn,Rur und Kall (Abb. 4-27) vorgestellt. In den Flüssenwurden Interstitialuntersuchungen durchgeführt, dieeinen Eindruck von der jeweiligen Belastungssituationvermitteln. Diese Untersuchungsdaten wurden ineinem Projekt des Wanderfischprogramms NRW erarbeitet(Bearbeitung: Frau Prof. Dr. Elisabeth Meyerund Herr Olaf Niepagenkemper, Universität Münster,Fachbereich Biologie, Institut für Evolution und Ökologieder Tiere, Abteilung Limnologie).Die Betrachtung der Nutzungen bezieht sich auf dasgesamte Einzugsgebiet oberhalb der Probestellen, andenen das Interstitial untersucht wurde. Dabei wirdzwischen den gesamten Einzugsgebietsflächen unddem gewässernahen Umfeld unterschieden. Das gewässernaheUmfeld ist hierbei als 50 m breiter Streifenum die Fließgewässer definiert. Dessen Nutzung istdurch seine Nähe zum Gewässer von hoher Relevanz.Zudem wird die Belastungssituation durch punktuelleQuellen vorgestellt. Die Auswertung basiert aufDaten des Regenbeckenkatasters (REBEKA) undder NIKLAS-Datenbank, die vom LUA NRW zurVerfügung gestellt wurden. Da beide Datenbankenzzt. umstrukturiert werden (Stand 09/2002), lagen keinevollständigen Datensätze für die Einzugsgebietevor, so dass die folgenden Informationen zu denPunktquellen als Mindestbelastung der Gewässer zubewerten sind. Zudem lagen außer für das Bröleinzugsgebietkeine Daten zu Niederschlagswassereinleitungenvor. Alle Informationen, die im folgendenText erwähnt sind, sind in der Tab. 4-8 am Ende diesesKapitels als Übersicht aufgearbeitet.60

Belastungen BelastungenAbb. 4-27 Überblick über die Einzugsgebiete der untersuchten Salmonidengewässer in NRW61

BelastungenAbb. 4-28 Nutzung im Einzugsgebiet der Ennepe oberhalb der InterstitialprobestellenEinzugsgebiet EnnepeGewässerAckerGrünlandSiedlungWaldInterstitialprobe2 0 2 4 6Kilometer62

BelastungenEnnepeDie Nutzungssituation im Einzugsgebiet der Ennepe(bis Probestellen ca. 188 km 2 ) ist vorherrschenddurch Wald, sekundär durch Grünland- und Siedlungsflächengekennzeichnet (Abb. 4-28). Auffälligist der vergleichsweise hohe Anteil an Ackerflächen,der ein Achtel der Fläche einnimmt. Im gewässernahenUmfeld nimmt der Anteil des Grünlandes aufüber 40% zu, während sich die Ackerflächenanteilerapide verkleinern, so dass Grünland in Gewässernähedominiert. Dieser Trend weicht von den Ergebnissender anderen Einzugsgebiete ab.In das Ennepesystem leiten mindestens zwei Kläranlagenund 105 Mischwasserbauwerke ein. Beprobtwurde an einer Probestelle im Siedlungsbereich. Insgesamtsind die Belastungen durch die diffusen undpunktuellen Quellen so hoch, dass die Sauerstoffverhältnisseim Interstitial als ungeeignet für Laichhabitateder Großsalmoniden eingestuft werden.Der für Salmonidenlaich besonders relevante Interstitialhorizontvon 20 cm Tiefe wies bereits nach gutzwei Monaten bei drei der fünf Sonden ein Sauerstoffdefizitunterhalb des kritischen Grenzwertes(6 mg/l) auf (Abb. 4-29). Eine abschließende Beurteilungder Ennepe würde jedoch die Untersuchungweiterer Probestellen voraussetzen.Abb. 4-29 O 2 -Situation im Interstitial der EnnepeSauerstoff [mg/l] Sauerstoff [mg/l] Sauerstoff [mg/l] Sauerstoff [mg/l]Bsp. verändert n. NIEPAGENKEMPER & MEYER 2002151050●04.12.00 19.02.01 04.04.01 14.05.0115105004.12.00 19.02.01 04.04.01 14.05.01151050▲●▲●04.12.00 19.02.01 04.04.01 14.05.01151050◆▲■■◆ ◆●◆■▲●◆■▲●◆■▲●▲●■◆●▲◆■◆◆■■●▲■●▲■▲◆◆■●▲▲■●◆■◆◆▲▲●●■▲■●04.12.00 19.02.01 04.04.01 14.05.01◆Sauerstoff [mg/l]1510◆ ■◆ ◆■▲●5●■■▲ ▲ ▲0●●04.12.00 19.02.01 04.04.01 14.05.01◆◆ 0 cm ■ 10 cm ▲ 20 cm ● 30 cmkrit. Grenzw.63

BelastungenAbb. 4-30 Nutzung im Einzugsgebiet der Bröl oberhalb der Interstitialprobestellen2 0 2 4 6KilometerEinzugsgebiet BrölGewässerAckerGrünlandSiedlungWaldInterstitialprobe64

Belastungen BelastungenBrölDas Einzugsgebiet der Bröl, das bis zu den Interstitialprobestellenca. 197 km 2 groß ist, wird hauptsächlichals Grünland bewirtschaftet (Abb. 4-30). ZweithäufigsteNutzung ist Wald, gefolgt von Siedlungsflächen.Diese Flächenanteile finden sich auch imgewässernahen Umfeld wieder, wodurch in unmittelbarerNähe besonders der kleinen NebenbächeGrünland dominiert. Aus den Siedlungsbereichenwird Wasser aus mindestens fünf Kläranlagen, über200 Niederschlagswassereinleitungen (Kap. 4) und40 Mischwasserbauwerken in das Gewässersystemimmittiert. Diese Voraussetzungen haben eine stofflicheund sedimentologische Belastung der Bröl zurFolge, die durch die Interstitialuntersuchungenbestätigt wird. Detaillierte Informationen zur Belastungssituationund den Quellen an der Bröl sind inKap. 4 zu finden. Wie Abb. 4-31 zeigt, nehmen dieSauerstoffwerte tendenziell stetig im Laufe derLaichperiode ab und sinken zwischen April und Maiin kritische Bereiche. Somit sind die Sohlsubstratebedingt geeignet bis ungeeignet für Laichhabitateder Großsalmoniden.Abb. 4-31 O 2 -Situation im Interstitial der BrölSauerstoff [mg/l] Sauerstoff [mg/l] Sauerstoff [mg/l]Bsp. verändert n. NIEPAGENKEMPER & MEYER 200215105020.10.00 13.11.00 15.02.01 04.04.01 21.05.0115105020.10.00 13.11.00 15.02.01 04.04.01 21.05.01151050▲●▲●▲●◆◆■◆◆■■●▲▲● ● ▲■●◆▲◆■◆◆■●▲ ▲■■● ●▲●◆■■◆◆■◆▲▲●●▲▲■●●20.10.00 13.11.00 15.02.01 04.04.01 21.05.01◆ 0 cm ■ 10 cm ▲ 20 cm ● 30 cm krit. Grenzw.65

BelastungenAbb. 4-32 Nutzung im Volme-Einzugsgebiet oberhalb der InterstitialprobestellenEinzugsgebiet VolmeGewässerAckerGrünlandSiedlungWaldInterstitialprobe2 0 2 4 6Kilometer66

Belastungen BelastungenVolmeDas Einzugsgebiet der Volme (bis Probestellen ca.186 km 2 ) ist dominiert durch Wald, während knappein Drittel der Fläche als Grünland genutzt wird(Abb. 4-32). In Gewässernähe verschiebt sich dieVerteilung leicht in Richtung Grünland, allerdingsherrscht auch dort hauptsächlich Wald als Nutzungsformvor. Die Siedlungsflächen, die ca. ein Achtel desGebietes einnehmen, werden u. a. durch sieben Kläranlagenund 36 Mischwassereinleitungen entwässert.Insgesamt liegt eine moderate Belastung des Gewässersvor, so dass, wie aus Tab. 4-8 ersichtlich wird,in Bezug auf die Sauerstoffversorgung geeigneteBedingungen für Salmonidenlaich vorliegen. Fokussiertman wieder den 20-cm-Horizont und die Verhältnisseim April, liegen drei Probenstandorte überbzw. auf dem Grenzwert und zwei weisen defizitäreVerhältnisse auf (s. Abb. 4-33).Abb. 4-33 O 2 -Situation im Interstitial der VolmeSauerstoff [mg/l] Sauerstoff [mg/l] Sauerstoff [mg/l]Bsp. verändert n. NIEPAGENKEMPER & MEYER 200215105007.11.00 04.12.00 19.02.01 03.04.01 14.05.0115105007.11.00 04.12.00 19.02.01 03.04.01 14.05.0115105▲■●■◆▲●■▲●◆■■◆◆▲▲■◆●●▲■●▲●◆◆■■◆▲◆●●■▲●▲■●◆◆▲■▲■◆◆●●■■▲●▲●007.11.00 04.12.00 19.02.01 03.04.01 14.05.01Sauerstoff [mg/l]Sauerstoff [mg/l]15105007.11.00 04.12.00 19.02.01 03.04.01 14.05.0115105■▲●■◆▲●◆■■▲◆▲◆■■●▲●▲●●◆■◆■◆■▲▲◆●●▲■0●●07.11.00 04.12.00 19.02.01 03.04.01 14.05.01▲◆ 0 cm ■ 10 cm ▲ 20 cm ● 30 cmkrit. Grenzw.67

BelastungenAbb. 4-34 Nutzung des Dhünn-Einzugsgebietes oberhalb der Interstitialprobestellen2 0 2 4 6KilometerEinzugsgebiet DhünnGewässerAckerGrünlandSiedlungWaldInterstitialprobe68

BelastungenDhünnAuch die Flächen, die zum System der Dhünn entwässern,sind walddominiert (Abb. 4-34). Grünlandfindet sich auf ca. einem Drittel des Einzugsgebietes,das bis zu den Probestellen eine Größe von 161 km 2hat. Allerdings verändert sich die Situation bei derBetrachtung des gewässernahen Umfeldes. Dort istüber die Hälfte der Fläche bewaldet und auch derAnteil der Wiesen und Weiden steigt. Dafür nimmtder Anteil an Siedlungs- und Ackerflächen in Gewässernäheab. Erwähnenswert ist auch die im Vergleichzum Gewässersystem relativ große Talsperreoberhalb der Probestellen mit einer Größe von ca.4,4 km 2 . An punktuellen Einleitern finden sich mindestenszwei Kläranlagen und 21 Mischwasserbauwerke.Diese verschiedenen Faktoren haben miteiner Ausnahme eine vergleichsweise gute Sauerstoffversorgungund damit gute Bedingungen fürGroßsalmonidenlaichhabitate zur Folge. So zeigtAbb. 4-35, dass kritische Sauerstoffkonzentrationenerst im 30-cm-Horizont am Ende der Laichperiodeerreicht werden.Abb. 4-35 O 2 -Situation im Interstitial der DhünnSauerstoff [mg/l] Sauerstoff [mg/l] Sauerstoff [mg/l]Bsp. verändert n. NIEPAGENKEMPER & MEYER 200215105010.11.00 05.12.00 20.02.01 09.04.01 15.05.0115105010.11.00 05.12.00 20.02.01 09.04.01 15.05.011510■●▲■◆●▲■●◆■■◆ ◆◆▲●■▲●▲■●▲◆■◆■◆◆●▲●■●▲■▲●◆◆▲■■●▲●◆■◆■5●010.11.00 05.12.00 20.02.01 09.04.01 15.05.01▲●●▲Sauerstoff [mg/l]Sauerstoff [mg/l]15105010.11.00 05.12.00 20.02.01 09.04.01 15.05.011510■●■●◆◆■■◆▲●▲■◆■▲●●▲●◆ ◆■■■◆▲▲●▲●5●●010.11.00 05.12.00 20.02.01 09.04.01 15.05.01■◆▲◆ 0 cm ■ 10 cm ▲ 20 cm ● 30 cmkrit. Grenzw.69

BelastungenAbb. 4-36 Nutzung des Rur-Einzugsgebietes einschließlich des Kall-EinzugsgebietesUntere RurKallMittlere RurObere RurEinzugsgebiet RurGewässerAckerGrünlandSiedlungWaldInterstitialprobeKilometer2 0 2 4 6 8 10 1270

Belastungen BelastungenRur im TieflandDas Einzugsgebiet der Rur im Tiefland (bis Probestellen(Bereich Düren) ca. 780 km 2 [NRW] groß),das u. a. die Einzugsgebiete der Oberen Rur, MittlerenRur und der Kall enthält, ist zur Hälfte bewaldet,ein Drittel wird als Grünland genutzt und jeweilsca. 10% sind Ackerflächen und Siedlungsflächen(Abb. 4-36). Im gewässernahen Umfeld verändernsich die Flächenanteile zugunsten des Grünlandesund Waldes, so dass Ackerflächen recht selten direktam Gewässer liegen. Die Talsperren im Einzugsgebietder Mittleren Rur prägen auch die Gewässerabschnitteder Unteren Rur. Die Entwässerung derSiedlungsflächen führt zu mindestens neun Kläranlagenund 124 Mischwassereinleitungen. Die Sauerstoffversorgungim Interstitial bietet geeignete Voraussetzungenfür Laichhabitate, wie Abb. 4-37 zeigt.Abb. 4-37 O 2 -Situation im Interstitial der UnterenRurSauerstoff [mg/l]Sauerstoff [mg/l]Sauerstoff [mg/l]15105Bsp. verändert n. NIEPAGENKEMPER & MEYER 2002009.11.00 01.12.00 21.02.01 05.04.01 22.05.0115105009.11.00 01.12.00 21.02.01 05.04.01 22.05.0115105■●▲■◆●▲■●◆■ ■◆ ■◆●▲●▲●◆■●▲■●◆■▲●◆■▲●009.11.00 01.12.00 21.02.01 05.04.01 22.05.01■◆▲●◆■▲●◆■▲●◆■▲●◆■▲●Sauerstoff [mg/l]15105■●■◆▲◆■◆■●▲●▲●009.11.00 01.12.00 21.02.01 05.04.01 22.05.01◆■▲●Sauerstoff [mg/l]15105◆▲■●◆▲■●◆■■◆■▲●009.11.00 01.12.00 21.02.01 05.04.01 22.05.01▲●▲●◆ 0 cm ■ 10 cm ▲ 20 cm ● 30 cmkrit. Grenzw.71

BelastungenAbb. 4-38 O 2 -Situation im Interstitial der MittlerenRurSauerstoff [mg/l] Sauerstoff [mg/l] Sauerstoff [mg/l] Sauerstoff [mg/l] Sauerstoff [mg/l]151050151050151051510515105▲■●▲■■◆●Bsp. verändert n. NIEPAGENKEMPER & MEYER 2002◆▲■●▲◆ ◆■◆▲■■■◆▲●●▲●●▲■●009.11.00 01.12.00 14.02.01 05.04.01 22.05.01▲■◆●◆■▲●09.11.00 01.12.00 14.02.01 05.04.01 22.05.0109.11.00 01.12.00 14.02.01 05.04.01 22.05.01●◆■▲●009.11.00 01.12.00 14.02.01 05.04.01 22.05.01◆■◆■◆■■◆▲▲● ●▲● ●009.11.00 01.12.00 14.02.01 05.04.01 22.05.01◆■▲●◆■▲●◆■▲●◆■▲●◆■▲●◆■▲●◆■▲●◆■▲●◆■▲●Mittlere RurDas Einzugsgebiet der Mittleren Rur (bis Probestellenca. 660 km 2 groß) ist auf über der Hälfte der Flächebewaldet und auf einem Drittel durch Grünland genutzt.In Gewässernähe steigt der Waldanteil nochweiter, während der, im Einzugsgebiet bereits geringe,Ackerflächenanteil im direkten Gewässerumfeldfast zu vernachlässigen ist. Das Gewässersystem wirddurch 89 Mischwassereinleitungen und sieben Kläranlagenbeeinflusst. Die über 50% Waldanteile imdirekten Gewässerumfeld gewährleisten offensichtlicheinen wirksamen Puffer vor diffusen Einträgen.Außerdem sind die niedrigsten Belastungen bezogenauf die Einzugsgebietsfläche aus den punktuellenQuellen zu verzeichnen (EW/km 2 ,NH 4 -N/km 2 ). DasGewässersystem wird außerdem durch die oberhalbder Probestellen liegenden Rur-, Urft- und Oleftalsperregeprägt, die insgesamt ca. 11 km 2 des Einzugsgebieteseinnehmen. Die relative Naturnähe desGebietes wird durch die Interstitialuntersuchungenbestätigt, die insgesamt gut geeignete Sohlsubstratbedingungenfür Salmonidenlaichhabitate aufzeigen.Abb. 4-38 belegt, dass z. B. die Sauerstoffkonzentrationim 20-cm-Horizont in keinem der dargestelltenFälle das kritische Minimum erreicht.◆ 0 cm ■ 10 cm ▲ 20 cm ● 30 cmkrit. Grenzw.72

Belastungen BelastungenKallDie zur Kall entwässernden Flächen (ca. 73 km 2 ) sindzu jeweils ca. 40% bewaldet bzw. grünlandgenutzt.In Gewässernähe steigt der Waldanteil auf über 50%,während Ackerfläche und Siedlung in nur sehr geringemMaße im Gewässerumfeld zu finden sind. So istvon einer puffernden Wirkung der Waldflächen auszugehen.Die Siedlungsflächen werden u. a. durch zweiKläranlagen und 23 Mischwasserbauwerke entwässert.Bezogen auf die Einzugsgebietsfläche zeigt sich,dass in die Kall relativ wenig Belastungen aus Punktquellenimmittiert wird (EW/km 2 , NH4-N/km 2 ).Die skizzierte geringe Belastungssituation wird durchdie Interstitialmessungen bestätigt.Am Unterlauf derKall (Abb. 4-40) ist die Sauerstoffversorgung des Interstitialsso gut, dass die Kall für Laichhabitate als gutgeeignet bewertet wird. Dies bestätigt exemplarischdie Abb. 4-39, die zeigt, dass auch in 30 cm Tiefe dieSauerstoffversorgung während des gesamten Untersuchungszeitraumsden minimal tolerierbaren Wertvon 6 mg/l nicht unterschreitet.Abb. 4-39 O 2 -Situation im Interstitial der KallSauerstoff [mg/l] Sauerstoff [mg/l] Sauerstoff [mg/l] Sauerstoff [mg/l]1510515105Bsp. verändert n. NIEPAGENKEMPER & MEYER 2002009.11.00 01.12.00 14.02.01 05.04.01 22.05.0115105009.11.00 01.12.00 14.02.01 05.04.01 22.05.0115105▲◆■●▲●■■◆●009.11.00 01.12.00 14.02.01 05.04.01 22.05.01◆■●◆▲■●▲◆●■▲■◆●▲◆■●◆■▲●■◆▲●◆■▲●◆■▲●009.11.00 01.12.00 14.02.01 05.04.01 22.05.01◆■▲●◆■●◆▲■●◆■▲●◆■▲●◆■▲●◆■▲●◆■▲●◆ 0 cm ■ 10 cm ▲ 20 cm ● 30 cmkrit. Grenzw.Abb. 4-40 Naturnahe Fließstrecke derKall73

BelastungenAbb. 4-41 O 2 -Situation im Interstitial der OberenRurSauerstoff [mg/l] Sauerstoff [mg/l] Sauerstoff [mg/l]15105Bsp. verändert n. NIEPAGENKEMPER & MEYER 2002009.11.00 01.12.00 14.02.01 05.04.01 22.05.0115105●■▲◆●■▲●◆■▲●■◆▲●◆■▲009.11.00 01.12.00 14.02.01 05.04.01 22.05.0115105▲◆●■▲●009.11.00 01.12.00 14.02.01 05.04.01 22.05.01●◆■▲●■◆▲●■◆▲●■◆▲●◆■▲●◆■▲●◆■▲●Obere RurDie Nutzung an der Oberen Rur ist im gesamtenEinzugsgebiet (ca. 82 km 2 ) grünlanddominiert. InGewässernähe ändert sich die Verteilung jedochgrundlegend. Über die Hälfte des Gewässerumfeldesist bewaldet, während sich der Grünlandanteil umca. 10% verringert. Aus den besiedelten Bereichenwerden der Ablauf einer Kläranlage und das Wasservon mindestens zwölf Mischwasserbauwerken eingeleitet.Die Probemessungen zeigen, dass das Interstitialder Oberen Rur sehr gut aus der fließendenWelle mit Sauerstoff versorgt wird, so dass auchsehr gute Laichhabitatbedingungen vorherrschen.So werden erst am Ende des Untersuchungszeitraums(Mai) für den tiefsten Horizont (30 cm)Sauerstoffwerte um 6 mg/l gemessen (vgl.Abb. 4-41).Ähnlich wie an der Kall sind die sehr guten Verhältnisseteilweise auf die puffernde Wirkung desWaldes zurückzuführen.Sauerstoff [mg/l]Sauerstoff [mg/l]15105009.11.00 01.12.00 14.02.01 05.04.01 22.05.0115105■◆●▲◆●◆■▲●◆■●▲◆■◆■■◆●▲●▲●009.11.00 01.12.00 14.02.01 05.04.01 22.05.01◆■▲●◆■▲●◆■▲●◆ 0 cm ■ 10 cm ▲ 20 cm ● 30 cmkrit. Grenzw.74

Belastungen75

BelastungenTab. 4-8Parameter zur Charakterisierung der Belastungssituation exemplarischer Einzugsgebietevon SamonidenlaichgewässernParameterEnnepe Bröl Rur im Volme Dhünn Mittlere Kall ObereTiefland Rur RurEZGGröße [km 2 ] 187,6 196,5 780,4 185,9 161 586,6 73,4 83,4Höhe der [m ü Circa Circa Circa Circa Circa Circa Circa CircaProbenahme- NN] 120-130 80-110 120 180-200 50-70 175 180 320-340stellenNutzung [%]EZG 13,2 5,5 9,9 8,2 7,9 6,9 7,9 0,1Ackerg U 3,1 1,1 4,1 1,8 2,5 1,4 1,1 0,1GrünlandEZG 31,1 50,3 28,5 26,8 32,0 30,0 39,6 47,2g U 42,3 49,8 31,6 32,6 37,2 33,3 41,2 38,9SiedlungEZG 17,7 12,7 9,2 13,3 17,7 7,2 9,8 9,9g U 17,7 10,9 10,6 16,0 6,6 7,1 3,6 6,1WaldEZG 37,0 30,9 50,6 51,2 39,4 54,1 41,7 42,2g U 36,7 36,5 52,9 49,6 53,3 57,2 50,6 54,9Gewässer / EZG 1,0 0,6 1,8 0,5 3,0 1,8 1,0 0,6sonstiges g U 0,2 1,7 0,8 0,1 0,4 0,9 3,5 0,0[GVE/Großvieheinheiten100 ha] 126 136 86 124 140 102 120 135Kläranlagen Anzahl 2 6 9 7 2 7 2 1EW [E + EWG] 102.000 68.733 137.150 124.110 32.000 117.150 20.000 19.000EW/km 2 543,7 349,8 175,7 667,6 198,7 199,7 272,5 227,8EW 5.001 - 10.000 0 1 2 2 0 1 1 0EW 10.001 - 100.000 2 4 7 5 2 6 1 1NH 4 -N-Fracht [t/a] 170,3 82,43 149,16 ≥ 200,59 59,98 121,44 27,72 52,52MischwassereinleitungNH 4 -N-Fracht [t/a/km 2 ] 0,91 0,42 0,19 1,08 0,37 0,21 0,38 0,63RÜ 82 9 15 12 7 15 0 2RÜB 19 16 75 8 10 48 19 10SKO 0 2 22 10 2 17 4 0SKS 2 0 4 1 1 1 0 0SKU 2 1 8 5 1 8 0 0Gesamt(Mischwassereinleitung) 105 28 124 36 21 102 23 12Mischwassereinleitungin km 2 0,56 0,14 0,16 0,19 0,13 0,17 0,31 0,14InterstitialuntersuchungSchulnoten [1–6] 5 5,4,5,4 5,3,2 2,4,4,2 2,5,2,2 4,1,2 2,1 2,1,1zusammenfassende ungeeignet bedingt gut gut gut sehr gut sehr gut sehr gutBewertung geeignet geeignet bis geeignet bis bis bisbis bis bedingt bis gut gut gutungeeignet ungeeignet geeignet ungeeignet geeignet geeignet geeignetEZG = EinzugsgebietgU = gewässernahes UmfeldEW = Einwohnerwert = Summe aus Einwohner (E) und Einwohnergleichwerten (EGW)bedingt Talsperren beeinflusstTalsperren beeinflusst76

Belastungen BelastungenZusammenfassende BewertungDie Auswertungen zeigen einen deutlichen Zusammenhangzwischen Nutzungsstruktur und Interstitialbelastungauf. So weisen Fließgewässer, derendirektes Gewässerumfeld walddominiert ist, geeigneterebis sehr gut geeignete Interstitialbedingungenauf. Untersuchte Flüsse, die in Gewässernähe insbesonderedurch Grünland geprägt sind, weisen hingegeneine durchschnittlich schlechtere Sauerstoffversorgungdes Interstitials auf. Dieser positive Effektvon Wald in Gewässernähe ist durch die pufferndeWirkung des Waldes zu erklären, in dem insbesonderePhosphor und Feststoffe zurückgehalten werden.Außerdem ist die direkte Wirkung durch Beschattungetc. von Relevanz.Der Bevölkerungszahl und der Industrialisierungwird mit der Auflistung der größeren Kläranlagen(> 5.000 EW) Rechnung getragen. Die genanntenEinwohnerwerte setzen sich aus der Anzahl der Einwohnerund den Einwohnergleichwerten, die denAnteil der gewerblichen Einleiter beinhalten, zusammen.So ist tendenziell zu erkennen, dass die Einwohnerwertepro Quadratkilometer an Flüssen mitrelativ guten Interstitialbedingungen durchschnittlichniedriger liegen als die mit ungeeigneteren Habitatvoraussetzungen(s. Tab. 4-8).Detailliertere Daten zu den einzelnen gebietsspezifischenParametern sind in Tab. 4-8 aufgeführt. AlleParameter beziehen sich auf die Einzugsgebieteoberhalb der Probestellen. Die beiden letzten Zeilender Tab. 4-8 zeigen eine Bewertung der Ergebnisseder Interstitialuntersuchungen (s. NIEPAGEN-KEMPER & MEYER 2002), die erstens jede Probestellebezüglich ihrer Eignung als Laichsubstratbenotet (Schulnotensystem) und zweitens eine zusammenfassendeBewertung aller Probestellen einesGewässers vornimmt.In Bezug auf das Pilotgewässer Bröl konnte im Rahmender vorliegenden Studie trotz der im Ist-Zustand beeinträchtigten Interstitialbedingungenein hohes Entwicklungspotenzial festgestellt werden.Komplexer ist die Analyse der Regenbecken derMischsysteme. Es wird deutlich, dass die Ennepe diemeisten solcher Einleitungen, die besonders ausRegenüberläufen bestehen, aufweist und an demeinen ausgewählten Probenort am schlechtesten inder Interstitialbeprobung abschneidet. Zudem habendie Gewässer mit den besten Interstitialbedingungen(Kall, Obere Rur) die geringste Anzahl an Mischwasser-bzw. Trennkanalisationseinleitungen.Somit ist auch zwischen der Anzahl der Regenbeckenund der Güte des Interstitials eine schwacheKorrelation zu erkennen.77

Kenngrößen5. Kenngrößen für die Gewässerbewirtschaftung5.1 Kenngrößen der fließenden WelleDie nachhaltige Entwicklung von Gewässern setzt■ Sohlsediment duktionsausfälle in einer Fortpflanzungsperiode köndasWissen über Kenngrößen voraus, die eine erfolgreicheBewirtschaftung erlauben.Fließgewässer unterliegen natürlichen Schwankungenin ihrem hydraulischen Regime und StoffhaushaltDas für die potenziellen Salmonidenlaichgewässeranzustrebende Ziel – die Etablierung selbst reproduzierenderBestände – entspricht den wesentlichenVorgaben der WRRL, die für die QualitätskomponenteFische neben einer typgemäßen Abundanz undArtenzahl auch eine gesunde Altersstruktur fordert.Für die Etablierung selbstreproduzierender anadromerWanderfischbestände – und hier insbesonderedes Lachses – werden die nachfolgend beschriebenenKenngrößen für folgende funktionale Gruppen,respektive Belastungsquellen und -pfade definiert:(z. B. Hochwässer, Niedrigwassersituationen,Schwankungen im O 2 -Gehalt durch Primärproduktionund Abbauprozesse (z. B. Leaching), sommerlicheErwärmung). Reagieren Organismen auf dieseSchwankungen mit Individuenverlusten (Flucht,letale oder subletale Schädigung) so werden dieseSchwankungen als Störung bezeichnet (HILDREW& GILLER 1992). Da Phasen der Störung mit Phasender Wiederbesiedlung unregelmäßig abwechseln,können akute und zeitverzögerte Individuenverlustedurch Rekrutierung, Emergenz und eindriftendeOrganismen ausgeglichen werden. Das System befindetKenngrößen für:sich damit in einem dynamischen Gleichgewicht■ die fließende Welle, somit die Wasserqualität derFließgewässer (Kap. 5.1)von Verlust und Wiederbesiedlung; ein Zustand anden die Biozönosen durch Verhalten, Morphologie■ das Interstitial, hier im Wesentlichen für dieSauerstoff- und Sedimentverhältnisse (Kap. 5.2)und Natalität (= Vermehrungsfähigkeit) angepasstsind. Als besonders empfindlich hinsichtlich der Wiederbesiedlunggelten die nach der Eiablage im InterstitialDie ökomorphologischen Verhältnisse (Kap. 5.3), diedifferenziert werden in:befindlichen Gelege der kieslaichenden Fische.Eine Störung, die zum Absterben der Gelege führt,■ Gewässerstrukturkann nicht durch Wiederbesiedlung innerhalb der■ DurchgängigkeitFortpflanzungsperiode ausgeglichen werden. Repro-78

KenngrößenGleichgewicht des durch natürliche Störungengeprägten Ökosystems ein und können dieses nachhaltigverändern. Um eine Verschlechterung desökologischen Zustandes zu vermeiden, dürfenanthropogene Störungen die Lage des Gleichgewichtesnicht verändern. Um dieses zu garantieren wirdim Folgenden zwischen zwei Arten von Kennwertenfür die fließende Welle unterschieden:■■Basis-Kennwerte, zur Reglementierung derDauerbelastungenAmplituden-Kennwerte, zur Reglementierungkurzzeitiger Belastungsspitzen 3Amplituden-Kennwerte für Störungen mit langerDauer und hoher Frequenz werden mit Dauerbelastungengleichgesetzt, so dass sich in diesem FallBasis- und Amplituden-Kennwert entsprechen.nen nur von intakten Populationen, die mehrereJungfisch-Altersklassen im Süßwasser und mehrerenicht geschlechtsreife Jahrgänge im Meer aufweisen,verkraftet und in der darauf folgenden Laichperiodeteilweise kompensiert werden. Allerdings ist zubeachten, dass die Verluste der Gelege in der Regelräumlich begrenzt auftreten und nicht die gesamtenLaichgruben betreffen.Die Art und das Ausmaß der Reaktionen von Organismenauf physikalisch-chemische und hydraulischeStörungen sind abhängig sowohl von deren Intensität(z. B. Stoffkonzentrationen bzw. Sohlschubspannungen)als auch von zeitlichen Aspekten der Exposition(z. B. Dauer, Häufigkeit, Anstiegskinetik, Jahreszeit).Ob Störungen jedoch nachhaltige Auswirkungenauf die Biozönose haben, ist abhängig von der Frequenzihres Auftretens. Ist der Zeitraum zwischenzwei Störungen kürzer als die zur Wiederbesiedlungbenötigte Zeitspanne, so kommt es zu einer allmählichenVerödung des betroffenen Gewässerabschnittes(„Intermediate disturbance hypothesis“; CONNELL1978).Anthropogene Störungen wie Einleitungen derMisch- und Trennsysteme oder auch Kläranlageneinleitungensowie diffuse Belastungen und morphologischeVeränderungen greifen in dieses dynamischeBasis-Kennwerte sind grundsätzlich einzuhalten.Ausnahmen hiervon bilden nur die stofflichen Parameter,für die neben dem Basis-Kennwert auchAmplituden-Kennwerte formuliert wurden. DieAmplituden-Kennwerte enthalten zulässige Überschreitungender Basis-Kennwerte in Abhängigkeitvon Dauer und Frequenz ihres Auftretens. Der Basis-Kennwert stellt innerhalb der Amplituden-Wertematrixmit einer Häufigkeit von > 4 bis 25 n/a und einerDauer > 6 h den strengsten Kennwert dar.Auch LAMMERSEN (1997) unterscheidet in ihren„immissionsbezogenen Anforderungen an die Stadtentwässerung“zwischen „Basisanforderungen“ und„bei Stoßbelastungen darüber hinaus geltendeGrenzwerte“. In den wasserwirtschaftlichen Vorgabenund Gesetzen sind bis heute vor allem Basis-Grenzwerte gebräuchlich (z. B. EG-Richtlinie fürFischgewässer, AGA NRW (MURL 1991)). Durchihre Definition als 90-Perzentil werden kurzzeitigeAbweichungen mit natürlicher oder anthropogenerUrsache ohne Einschränkung ihrer Höhe zugelassen.Ein Defizit dabei ist, dass keine Kennwerte für dieaußerhalb der 90-Perzentile (oder eines beliebigenanderen fixen oder variablen Perzentils) liegendenSituationen bestehen. Biozönosen werden jedochnicht nur durch die über die meiste Zeit des Jahresherrschenden Bedingungen geprägt, sondern auch3 Die genannten Amplituden-Kennwerte basieren i. W. auf Daten zur Makrozoobenthosbesiedlungsowie juvenilen und adulten Fischen. Mit zunehmendem Erkenntniszuwachs können die Amplituden-Kennwerte dann an die Spezifika der Salmonidenreproduktion angepasst werden.79

Kenngrößenkurzzeitige Extremwerte können Ursache für nachhaltigeDefizite in einer Lebensgemeinschaft sein.Daher dürfen gerade diese Situationen, die das„Nadelöhr“ für die Ausbildung einer bestimmten Biozönosenstrukturdarstellen können, nicht unberücksichtigtbleiben, sondern müssen ebenfalls durchKennwerte (Amplituden-Kennwerte) reglementiertund bewirtschaftet werden. Dies gilt jedoch nur fürsolche Parameter, für die eine Dosis-Beziehung(= Abhängigkeit von Konzentration, Expositionsdauerund Frequenz) besteht und diese auch durch wissenschaftlicheUntersuchungen quantifizierbar ist.5.1.1 Basis-KennwertePhysikalisch-chemische und hydraulische Basis-Kennwertedefinieren die zulässigen Bedingungen bei Dauerbelastungen,die ihren Ursprung sowohl in Punktquellen(z. B. Kläranlagen, Mischwasserentlastungen)als auch in anthropogen geprägten Grundbelastungen(diffuse Quellen, z. B. Landwirtschaft, Deponien)haben können. Das Einhalten der hier formuliertenBasis-Kennwerte stellt sicher, dass sich in den potenziellenSalmonidengewässern, bei geeigneter Morphologieein reproduktiver, sich selbst erhaltender Fischbestandetablieren kann bzw. dieser erhalten wird.Unterschiedliche Arten reagieren jedoch auf Konzentrationu. U. in unterschiedlicher Art und Weise.Zudem ist die Reaktion auf Störungen abhängigvon den Entwicklungsstadien z. B. Laich, Larveoder Adultus (erwachsenes Tier). Basis-Kennwertesind daher nicht art- und altersspezifisch definiert,sondern beschreiben den Bereich, der von demGroßteil der für den Gewässertyp charakteristischenArten toleriert wird.Die nachfolgende Tab. 5-1 stellt Basis-Kennwerte fürpotenzielle Salmonidengewässer mit dem Bewirtschaftungsziel„Erhalt bzw. Etablierung eines selbstreproduzierenden Großsalmonidenbestandes“ inihren Parametern und Größenordnungen zusammen,diesen sind zum Vergleich Zielvorgaben ausRichtlinien u. a. gegenübergestellt. Hierbei wurdenaus der EG-Fischrichtlinie die Werte für Salmonidengewässerdargestellt. Aus der chemischenGüteklassifizierung der LAWA (1998) wurden dieGrenzwerte der GK I und I-II gewählt, um dembesonderen Schutzanspruch eines Salmonidenlaichgewässersgerecht zu werden. Im Gegensatz dazubeschreibt die AGA (MURL 1991) Anforderungenan die Wasserqualität eines Gewässers der GK II.Synergistische Wirkungen, z. B. stoffliche Belastungbei gleichzeitigem Sauerstoffmangel oder hydraulischemStress, sind zwar für Mischwasserabschlägenachgewiesen (BORCHARDT 1992), werden jedochfür die Definition von Basis- und Amplituden-Kennwertenvernachlässigt, da die Abhängigkeiten nurunzureichend bekannt sind und eine effektiveBewirtschaftung erschweren oder sogar unmöglichmachen (Notwendigkeit der Kalibrierung ökologischerSynergismen).WassertemperaturLachse sind für ihre Entwicklung und ihr Wachstumauf eine begrenzte Temperaturamplitude angewiesen:■ Temperaturpräferenz des adulten Lachses imSüßwasser: 17 °C■ Letale Maximaltemperatur: 27,8 ± 0,2 °C■ Bei Temperaturen > 22 °C Vermeidungsreaktion,Aufsuchen kühlerer Bereiche■ Optimale Entwicklung bis max. 15 °C■ Temperaturbereich für Nahrungsaufnahme:zwischen 7,0 ± 0,3 °C und 22,5 ± 0,3 °C(GIBSON 1993)Unter anderem gestützt durch die Angaben vonGIBSON lassen sich Basis-Kennwerte festsetzen. AlsBasis-Kennwert der Temperatur wird nicht nur derMaximalwert (hier: 21,5 °C) verwendet (wie z. B. in derEG-Fischrichtlinie), sondern es wird zudem das zurerfolgreichen Reproduktion benötigte Temperaturfensterdefiniert, mit maximalen Temperaturenwährend der Laich- und Entwicklungszeit (Dezemberbis April:Wassertemperatur < 15 °C) und Mindesttemperaturenwährend der ersten Wachstumsphase (Junibis August: Wassertemperatur > 8 °C). Dies bedeutet,dass in der Zeit von Dezember bis April künstlicheTemperaturerhöhungen über 15 °C in jedem Fall zuvermeiden sind. Gleiches gilt für künstliche Temperaturerniedrigungen,z. B. durch Grundablässe aus Talsperren,die die Wassertemperatur in der Zeit von Junibis August nicht künstlich unter 8 °C abkühlen dürfen.80

KenngrößenTab. 5-1Basis-Kennwerte für die fließende Welle sowie Kennwerte bestehender Richtlinien und Anforderungenvon potenziellen Salmonidenlaichgewässern vgl. Kap. 5.1.2Fließende WelleParameter EG-Richtlinie EG-Richtlinie HAMM (Hrsg.) LAWA AGA Qualitätskriterien Basis- Ampli-(Salmoniden- (Salmoniden- (1991) (1998) (MURL 1991) der Bestandsauf- Kennwerte tudengewässer) gewässer) GK I-II nahme nach WRRL (Salmoniden- Kenn-Guide-Wert Imperativer laichgewässer) wert(G-Wert) Wert (I-Wert)Wasser- max. 21,5 °Ctemperatur [°C] max. 21,5 °C ≤ 20 °C max. Jahrestemp. ≤ 21,5 °C Dez.-Apr. < 15 °C 3O 2 -Konzen-tration100 % >7 [mg/l]50 % >9 [mg/l]max. Wintertemp. ≤ 10 °C Jun.-Aug. > 8 °Cmax. Aufw. ≤ 1,5 K50 % >9 [mg/l] > 8 [mg/l] ≥ 6 [mg/l] 4 [mg/l] > 8 [mg/l] jaO 2 -Sättigung 90 - 110 3pH-Wert 6 - 9 6,5 - 8,5 > 9 6,5 - 8,5 3AmmoniumallgemeinesQualitätsziel:NH 4 -N < 0,03 [mg/l] < 0,78 [mg/l] 0,16 [mg/l] ≤ 0,1 [mg/l] < 1 [mg/l] 0,3 [mg/l] 0,16 [mg/l]NH 4 < 0,04 [mg/l] < 1 [mg/l] 0,2 [mg/l] ≤ 0,13 [mg/l] < 1,29 [mg/l] 0,6 [mg/l] 0,2 [mg/l]AmmoniakallgemeinesQualitätsziel:NH 3 -N < 0,004 [mg/l] < 0,02 [mg/l] < 0,02 [mg/l] < 0,004 [mg/l] 2 jaNH 3 < 0,005 [mg/l] < 0,025 [mg/l] < 0,025 [mg/l] < 0,005 [mg/l] 2NitritgeneralisiertesQualitätsziel:NO 2 -N < 0,003 [mg/l] 0,03 [mg/l] ≤ 0,05 [mg/l] 0,1 [mg/l] 0,03 [mg/l] 1 jaNO 2 < 0,01 [mg/l] 0,1 [mg/l] ≤ 0,16 [mg/l] 0,1 [mg/l]Ortho-Phosphato-PO 4 -P 0,04 [mg/l] 0,2 [mg/l] ≤ 0,04 [mg/l]o-PO 4 0,12 [mg/l] ≤ 0,12 [mg/l]Gesamtphosphor 0,08 [mg/l] ≤ 0,3 [mg/l] 0,3 [mg/l] 0,08 [mg/l]Suspendierte≤ 25 [mg/l]Stoffe /abfiltrier- < 25 [mg/l] bei Abfluss jabare StoffeBSB 5 < 3 [mg/l] < 5 [mg/l]≤ MQ< 3 [mg/l]ohne ATHbei Abfluss≤ MQ3331 Basis-Kennwert bei Cl - --Konzentrationen < 10 mg/l oder unbekannter Cl - --Konzentration (s. u.).2 Bei ununterbrochener Einhaltung des NH 4 -Basis-Kennwertes ist die Überprüfung der Ammoniak-Konzentration erst bei pH-Wert > 7,8 notwendig.3 Basis-Kennwert ist immer einzuhalten.81

KenngrößenSauerstoffNiedrige Sauerstoffkonzentrationen wirken limitierendauf die Gewässerbesiedlung durch Fische undMakroinvertebraten. Die Reaktionen reichen beiSalmoniden von Flucht über Verhaltensänderungenbis zu subletalen und letalen Schädigungen. Auch beieinzelnen Arten der Wirbellosen sind letale Ausfällebei Unterschreitung bereits des Basis-Kennwertesbeschrieben, z. B. für die in der Forellen- und Äschenregiondes Mittelgebirges häufige Köcherfliege Silopallipes (JACOB et al. 1984).Als Basis-Kennwert für die Sauerstoffkonzentrationwird für potenzielle Salomonidenlaichgewässer mitdem Bewirtschaftungsziel „Erhalt bzw. Etablierungeines selbst reproduzierenden Großsalmonidenbestandes“eine Konzentration von mindestens 8 mg/langesetzt. Dies entspricht den Referenzbedingungendes Gewässertyps des großen Talauebachs im GrundundDeckgebirge sowie dem schotter- bzw. kiesgeprägtenFluss des Grund- und Deckgebirges(= Gewässertypen NRW, die potenzielle Lachslaichgewässerdarstellen; LUA 1999, 2001, a). Die LAWA(1998) beschreibt ebenfalls eine Sauerstoffkonzentrationvon ≥ 8 mg/l als charakteristisch für Gewässerder GK I und GK I-II.Als weiterer Basis-Kennwert wird hier neben derabsoluten Sauerstoffkonzentration auch die Sättigungeingeführt, da die Löslichkeit und Verfügbarkeitdes Sauerstoffs temperaturabhängig ist. Zudemunterliegt die Sauerstoffkonzentration tagesperiodischenSchwankungen, wobei O 2 -Übersättigungenauf Grund gesteigerter Trophie auf Fische ebenfallsschädigend wirken können. Eine O 2 -Sättigung zwischen90% und 110% entspricht den potenziellnatürlichen Bedingungen in Salmonidenlaichgewässernund gefährdet nicht deren Reproduktionserfolg.pH-WertDie Begrenzung des pH-Wertes als Basis-Kennwertbasiert sowohl auf möglichen direkten Schädigungenv. a. der Kiemen durch saure oder alkalische Verätzung.Indirekt wirkt sich der pH-Wert auf die Lagedes Ammonium- /Ammoniak-Gleichgewichtes aus.Beide Wirkungen sind direkt und damit nicht vonDauer und Frequenz abhängig. Bei pH-Werten unter8,5 liegt der relative Ammoniak-Anteil unter 20%(bei Wassertemperaturen ≤ 20 °C; vgl. Abb. 5-2). MittelbarepH-Wertschwankungen in Bereiche > 8,5durch Eutrophierungserscheinungen werden überdie Begrenzung des Ortho-Phosphates gesteuert.Kurzzeitige kritische Veränderungen des pH-Wertesdurch Mischwasserabschläge treten nicht auf(PODRAZA 1999, BORCHARDT 1992), so dassfür diesen Parameter insgesamt auf die Formulierungvon Amplituden-Kennwerten verzichtet wird.AmmoniumDas Ammonium-Ion selbst besitzt nachweislichkeine direkt schädigende Wirkung auf die Biozönoseund von den meisten Wirbellosen können Konzentrationenvon 1000 mg/l zumindest eine Stunde überdauertwerden (WILLIAMS et al. 1986). Jedochverbrauchen Mikroorganismen bei der Oxidationdes Ammoniums über Nitrit zu Nitrat Sauerstoff, wasvor allem bei kolmatierten Substraten mit geringenWasseraustauschraten (und damit geringer Wiederbelüftung)zu kritischen Sauerstoffdefiziten imInterstitial führen kann. Der anzuwendende Basis-Kennwert von 0,16 mg/l NH 4 -N wurde aus HAMM(1991) übernommen. Bei der vollständigen Oxidationdieser Ammonium-Konzentration im Interstitialwürde der Sauerstoffgehalt dort rein stöchiometrischum 0,71 mg/l gesenkt. Die tatsächliche Umsetzungsratekann einer breiten Spannbreite unterliegen,die vom komplexen Gefüge abiotischer Randbedingungenabhängig ist und daher bislang nicht genaubilanzierbar ist. Unter Einhaltung des Basis-Kennwertesfür Sauerstoffkonzentrationen von 8 mg/l inder fließenden Welle und der für das Interstitialbeschriebenen Sauerstoffverhältnisse, wird daher diestöchiometrische Sauerstoffreduktion als maximalmögliche Reaktion für vertretbar eingeschätzt. Derhier definierte Basis-Kennwert für Ammonium entsprichtzudem – als zweite Begründung der Herleitung– dem Basis-Kennwert für Ammoniak, der sichbei 20 °C und einem pH-Wert von 7,8 einstellenwürde (siehe unten). Bei pH-Werten über 7,8 müssenstrengere NH 4 -Grenzen eingehalten werden.Ein Vergleich mit den in der Bröl und Nebengewässerngemessenen Werten (Abb. 5-1) zeigt, dasszwar die Medianwerte der gemessenen Ammonium-82

KenngrößenKonzentrationen deutlich unter dem Basis-Kennwertliegen, jedoch überschreiten die 90-Perzentile vonGrünland und Siedlung diesen Wert. Die gemessenenMaximalwerte liegen bei jeder der differenziertenNutzungsformen über dem Basis-Kennwert.Abb. 5-1 Box-Plots (Median) der im Einzugsgebietder Bröl gemessenen Ammonium-Konzentrationen (n = 861), differenziertnach den Flächennutzungen Acker,Grünland, Siedlung und WaldAmmoniakAmmonium setzt sich in Abhängigkeit von pH-Wertund Temperatur in das stark fisch-toxische Ammoniakum (EMERSON et al. 1975). Da die Gleichgewichtslagezwischen Ammonium und Ammoniak exponentiellverläuft (vgl.Abb. 5-2), muss spätestens ab einempH-Wert von 7,8 bei der Ammonium-Bestimmungauch der korrespondierende Ammoniak-Gehalt berücksichtigtwerden. Die Berechnung erfolgt gemäß nebenstehenderGleichung aus EMERSON et al. (1975).Ammonium (NH 4 mg/l)0,7000,6000,5000,4000,3000,2000,1001,00 0,70 39,00 0,77 max.Eine Ammoniak-Vergiftung äußert sich bei Fischen inerster Linie durch Schleimhaut- und Nervenschäden,wobei Blutungen an den Kiemen (Kiemennekrosemit Erstickungstod) und an der Außenhaut sowie aninneren Organen auftreten. Der LC50 (24 h)-Wert desAmmoniaks liegt zwischen 0,4 mg/l und 4,1 mg/lfür Fließwassermakroinvertebraten und zwischen0,08 mg/l und 3,0 mg/l für Fische. Eine chronischeToxizität kann bei Fischen (Oncorhynchus mykiss)bereits bei > 0,001 mg/l eintreten (HAMM 1991).ROBACK (1974) gibt den Toleranzbereich aquatischerInsektenlarven mit < 0,01 bis 13,4 mg/l NH 3 -N an.Als Basis-Kennwert für potenzielle Salmonidenlaichgewässermit dem Bewirtschaftungsziel „Erhalt bzw.Etablierung eines selbst reproduzierenden Großsalmonidenbestandes“wird der Guide-Wert für Ammoniak-Konzentrationender EG-Fischgewässerrichtlinie(= 0,004 mg/l bei Salmonidengewässern) eingesetzt.Die von HAYWOOD (1983) als unkritischgenannte Konzentration von 0,002 mg/l beinhaltetnach Aussagen von HAMM (1991) einen geschätztenSicherheitsfaktor. Ergebnisse von Monitoring-Studien(vgl. Kap. 7) müssen zukünftig zeigen, ob die Anforderungenan die Ammoniak-Konzentration von0,004 mg/l NH 3 -N ausreichend sind oder ob zukünftigder strengere Wert von HAYWOOD übernommenwerden sollte.0,000n = 47 n = 254 n = 205 n = 440Acker Grünland Siedlung WaldGrößter nicht extremer Wert75 %-Perzentil50 %-Perzentil (Median)25 %-PerzentilKleinster nicht extremer WertAbb. 5-2 Prozentualer Anteil des Ammoniaks(NH 3 -N) am Gesamt-Ammonium (NH 4 -N)in Abhängigkeit von pH-Wert undTemperaturaus: EMERSON et al. 1975, korrigiert(%)10080604020NH 3 – N =1[10 (p ks –pH) +1]mit: p ks = 0,09018 + 2729,92273,2 + T25 °C20 °C15 °CBasis-Kennwert NH 4 : 0,2 mg/lxWerte größer bzw. kleiner als der 3fache Interquartilsabstand, jeweilsgemessen von der oberen bzw. unteren Interquartilsgrenze.Werte größer bzw. kleiner als der 1,5 bis 3fache Interquartilsabstand.. NH4 – N [mg/l]5 °C10 °C07 8 9 10 11 12pH (-)83

KenngrößenAbb. 5-3 Box-Plots der im Einzugsgebiet der Brölgemessenen Ammoniak-Konzentrationen(n = 842), differenziert nach denFlächennutzungen Acker, Grünland,Siedlung und WaldAmmoniak (NH 3 mg/l)0.0050.0040.0030.0020.0010.0000.002 0.012 0.326 0.021 max.xxxxxxxxxxxxxxxxn = 46 n = 260 n = 198 n = 431Acker Grünland Siedlung WaldSalmonidenBasis-Kennwert NH 3 : 0,005 mg/lGrößter nicht extremer Wert75 %-Perzentil50 %-Perzentil (Median)25 %-PerzentilKleinster nicht extremer Wertx Werte größer bzw. kleiner als der 3fache Interquartilsabstand, jeweilsgemessen von der oberen bzw. unteren Interquartilsgrenze.Werte größer bzw. kleiner als der 1,5 bis 3fache Interquartilsabstand.Tab. 5-2Wasserqualitätskriterien für Nitrit(Tentative water quality criteria)in mg/l NO 2 -N verändert nach HAMM 1991aus EIFAC 1970, 1984andere FischeChlorid Mittel- 95- Mittel- 95-[mg/l] wert Perzentil wert Perzentil1 0,01 0,03 0,02 0,065 0,05 0,15 0,10 0,3010 0,09 0,27 0,18 0,5420 0,12 0,36 0,24 0,7240 0,15 0,45 0,30 0,90Der Vergleich des Basis-Kennwertes für Ammoniakmit den in der Bröl und ihren Nebengewässern gemessenenWerten (Abb. 5-3) zeigt, dass bei jederdifferenzierten Nutzung Median, 75- und 90-Perzentildeutlich unter dem Wert von 0,005 mg/l NH 3(= 0,004 mg/l NH 3 -N) liegen. Die gemessenen Maximalwertebei Siedlung, Wald und Grünland überschreitenjedoch diesen Wert. Die Siedlung überschreitetmit der Konzentration von 0,326 mg/l auchalle Amplituden-Kennwerte deutlich (siehe unten).Damit war bei mindestens einem Ereignis innerhalbder Messperiode eine akute Schadwirkung auf dieBiozönose nachweisbar. Der Acker ist auf Grundder nutzungsbedingt erhöhten Pufferkapazität desBodens durch Auswaschungen in der Lage, pH-Wert-Schwankungen im Gewässer in den neutralen Bereichhinein auszugleichen und somit die Bildung desfreien Ammoniaks zu reduzieren. Im Wald sind diepH-Wertschwankungen, die auf Grund der geringenPufferkapazität der silikatischen Böden natürlicherweiseauftreten können, trotz geringer Ammonium-Konzentrationen (siehe oben) die Ursache für diez. T. erhöhten Ammoniak-Konzentrationen.NitritFische sind die auf Nitrit am sensibelsten reagierendenFließwasserorganismen. Dabei weisen grundsätzlichgrößere Fische (Adulte) eine höhere Sensitivitätauf als kleinere Fische (z. B. Jungfischeund Frühentwicklungsstadien). Ihre Empfindlichkeitsteigt von Fischen mit geringem Sauerstoffanspruchzu solchen mit einem hohen Sauerstoffbedarf (ATV1994). Die akute Toxizität von Nitrit für Oncorhynchusmykiss liegt zwischen 0,06 mg/l und 0,21 mg/lNO 2 - -N, wobei nicht das Nitrit-Ion selbst toxischwirkt. Die Schädigung erfolgt aufgrund der höherenAffinität des fischeigenen Hämoglobins sowohl zuNitrit- als auch zur Sauerstoffbindung. Reagiert dasNitritmolekül mit dem Hämoglobin, so wird das imHämoglobin enthaltene Fe 2+ -Ion oxidiert und das nunals Methämoglobin bezeichnete Molekül ist nichtmehr in der Lage Sauerstoff zu binden. Der Fischgerät – trotz ausreichender Sauerstoffkonzentration imWasser – in eine Sauerstoffmangelsituation.Die schädigende Wirkung des Nitrits hängt von derherrschenden Chlorid-Konzentration ab (Tab. 5-2).84

KenngrößenDabei senkt sich bei erhöhten Chlorid-Konzentrationendie Empfindlichkeit gegenüber Nitrit, da beinur geringen Chlorid-Konzentrationen vor allemNitrit zum osmotischen Ausgleich über die Chloridepitheliender Kiemen in den Fischkörper eingeschleustwird und dort die oben beschriebenen Schädenhervorruft. Die chloridabhängige Schadwirkungdes Nitrits ist sowohl bei Wirbellosen als auch beiFischen nachzuweisen. So konnten NEUMANN et al.(2001) eine erhöhte Mortalität (96%) von Chironomuspiger bei 0,46 mg/l NO - 2-N nachweisen. DurchSenkung des Chloridgehaltes von 16 mg/l auf 4 mg/lverringerte sich der Emergenzerfolg dieser Zuckmückenartbereits bei Konzentrationen von 0,15 mg/lNO - 2-N auf nur 2%.Als Basis-Kennwert für Nitrit werden – wenn minimaleChlorid-Konzentrationen nicht bekannt sind –die Vorgaben von HAMM (1991) für Gewässer mitChlorid-Konzentrationen kleiner 10 mg/l Cl übernommen.Sind durch regelmäßige Messungen desChloridgehaltes bei den verschiedenen Abflusssituationendie Spannweiten der Chlorid-Konzentrationenbekannt, so sollten in Anlehnung an die Werte derEIFAC (EIFAC 1984) die Basis-Kennwerte für Nitritangepasst werden.Ein Vergleich der in der Bröl und den Gewässern imEinzugsgebiet der Bröl gemessenen Nitrit-Konzentrationen(Abb. 5-4) mit dem hier definierten Basis-Kennwert zeigt, dass die Medianwerte sowie die75-Perzentile unter dem vorgegebenen Basis-Kennwertliegen, dass jedoch dieser in den 90-Perzentilenin den Gebieten mit dominierender FlächennutzungAcker und Siedlung überschritten wird. Die gemessenenMaximalwerte liegen allerdings bei jeder derdifferenzierten Nutzungsformen über dem Basis-Kennwert. Eine Entspannung dieser Situation ist speziellin den Siedlungslagen erst nach der Reduzierungder Ammoniumeinträge zu erwarten.Ortho-PhosphatPhosphate wirken für Fließwasserorganismen in denKonzentrationsbereichen, die in Fließgewässern, selbstwenn sie stark belastet sind, erreicht werden könnenweder akut noch chronisch toxisch. Allerdings stelltPhosphor den Hauptfaktor für die Eutrophierunglimnischer Systeme dar, die durch ihre sekundärenEffekte z. B. auch den Laicherfolg von Salmonidengefährden kann. Als sekundäre Effekte der Eutrophierungmit fisch-relevanten Auswirkungen sind zunennen:■■■Abb. 5-4 Box-Plots der im Einzugsgebiet derBröl gemessenen Nitrit-Konzentrationen(n = 955), differenziert nach denFlächennutzungen Acker, Grünland,Siedlung und WaldNitrit (NO 2 mg/l)0.200.180.160.140.120.100.080.060.040.020.000.49 0.40 1.90 0.21 max.xxxxxxn = 47 n = 264 n = 205 n = 439Acker Grünland Siedlung WaldBasis-Kennwert NH 2 : 0,1 mg/lGrößter nicht extremer Wert75 %-Perzentil50 %-Perzentil (Median)25 %-PerzentilKleinster nicht extremer Wertx Werte größer bzw. kleiner als der 3fache Interquartilsabstand, jeweilsgemessen von der oberen bzw. unteren Interquartilsgrenze.Werte größer bzw. kleiner als der 1,5 bis 3fache Interquartilsabstand.Erhöhung des pH-Wertes durch gesteigerte Photosynthese-Aktivität(➞ Gefahr der alkalischenVerätzung)Erhöhung des relativen Ammoniak-Anteils aufGrund der pH-Wert ErhöhungSauerstoffübersättigung des Gewässers bei Tagmit der Gefahr der Gasblasenkrankheitxxxxxxxxxx85

Kenngrößen■■Sauerstoffdefizite bei Nacht auf Grund pflanzlicherDunkel-AtmungSauerstoffdefizite im Herbst bei der Mineralisierungpflanzlicher BiomasseFeststoffe (AFS / suspendierte Stoffe)Feststoffparameter wie abfiltrierbare, sedimentierbareoder suspendierte Stoffe stellen in der Gewässeranalyseimmer Summenparameter dar, wobei sich dieFeststoffe in ihren chemischen und physikalischen Eigenschaftendeutlich unterscheiden können, ebensowie in ihrer Wirkung auf die Biozönose. Bei derBewertung der Effekte von Feststoffen auf die Biozönosemuss zwischen direkter und indirekter Wirkungunterschieden werden.■■Kolmation der Sedimentoberfläche durch Ausbildungdichter Algen-Teppiche (z. B. Diatomeen =Kieselalgen) (➪ Gefährdung der Kieslaicher, dasich Sauerstoffdefizite im Interstitial auf Grundmangelnder Durchströmung des Bachbettes einstellenkönnen und die Emergenz gefährdet sein kann)Veränderung des Nahrungsangebotes, da die Wirbellosenfauna– als bevorzugte Beute der Salmoniden– in ihrer Zusammensetzung und Dichte aufdie Veränderung des trophischen Zustandes desGewässers reagiertIn der Pilotstudie Bröl stellten sich die Effekte (nachfolgendfett hervorgehoben) als die Hauptgefährdungsgrößenfür den Laicherfolg der Lachse dar.Als Basis-Kennwert wurde auf Grund der oben dargestelltenAbhängigkeiten daher nicht das in derroutinemäßigen Gewässerüberwachung regelmäßigbestimmte Gesamt-Phosphat, sondern das direkt fürdie Pflanzen verfügbare Ortho-Phosphat als zubegrenzenden Parameter gewählt. In Tab. 5-1 ist derin der Gewässerüberwachung regelmäßig bestimmteGesamt-Phosphor-Wert mit aufgeführt. Beide Phosphor-Kennwerteentsprechen der LAWA GK I-II undermöglichen somit laut BLW (1998) die zu forderndePhosphorlimitierung. Der Grad der Eutrophierung istabhängig vom langfristigen Nährstoffangebot, aufkurzzeitige Konzentrationserhöhungen kann diePhytocönose nicht ausreichend schnell reagieren.Daher wird für das Phosphat nur ein Basis-Kennwert,jedoch kein Amplituden-Kennwert aufgestellt. Bis zu25-mal im Jahr und bis zu einer maximalen Dauer vonsechs Stunden kann die Größenordnung des Basis-Kennwertes für Phosphat überschritten werden.Direkte Wirkung:■ Mechanische Störung [z. B. Schädigungen derKiemen bis zum Absterben von Salmoniden beiKonzentrationen von suspendierten Stoffen > 90 mg/l(GIBSON 1993)]■■■Behinderung der Sicht bei optisch jagendenRäubernVerhaltensänderungen durch StressErhöhung der Abdrift von Larven und Jungfischen(bei Verlust optischer Orientierung)Indirekte Wirkung:■ Kolmation des Interstitials, wodurch der Schlupferfolgin den Laichgruben gefährdet wird (A:Reduzierung der Permeabilität, B: Beeinträchtigungder Emergenz der Larven, C: erhöhte Zehrungdurch organische Substanz)■■■Sauerstoffdefizite im Lückenraum (PODRAZA1996) oder in langsam fließenden Bereichen(HVITVED-JACOBSEN 1982), wenn organische,leicht abbaubare Feststoffe transportiert undabgelagert werden oder wenn die Durchflussratereduziert wirdRückgang der pflanzlichen PrimärproduktionReduktion des Nahrungsangebotes an Wirbellosen(präferierte Beute der Salmoniden), da dasMakrozoobenthos in seinen Dichten durch Drift,Katastrophendrift, Nahrungsmangel, mechanischeBeschädigung („Sandstrahlgebläse“) etc. (MICKO-LEIT 1998) reduziert werden kannGemäß DIN 4049 werden Sedimente, d. h. Feststoffe,die im Wasser fortbewegt werden, in Schwimmstoffe,Schwebstoffe, Sinkstoffe und Geschiebe unterschieden,wobei die ersten beiden Stoffgruppen zumeist or-86

KenngrößenAbb. 5-5 Box-Plots der im Einzugsgebiet derBröl gemessenen AFS-Konzentrationen(n = 955), differenziert nach denFlächennutzungen Acker, Grünland,Siedlung und WaldAFS (mg/l)5045403530252015105053 448 421 176 max.xxxxn = 47 n = 264 n = 205 n = 439Acker Grünland Siedlung Waldganischer Art sind (Ausnahme: in Gewässern derLöß- / Lehmgebiete kann auch der Schwebstoffgehalteinen hohen anorganischen Anteil aufweisen). Bei derZusammenstellung möglicher negativer Wirkungenvon erhöhten Feststoffkonzentrationen wird jedochdeutlich, dass Effekte nicht nur von der organischenFraktion der Feststoffe sondern auch von der Summealler Feststoffe ausgehen. Daher wird im Folgendender Feststoffsummenparameter AFS als Kennwert-Parameter verwendet [AFS = abfiltrierbare Feststoffe= DEV H33 suspendierte Feststoffe: Verfahrendurch Abtrennung mittels Glasfaserfilter ~ total suspendedsolids: method 2540 D Total suspended solidsdried at 103–105 °C (AMERICAN HEALTH ASSO-CIATION, AMERICAN WATER WORKS ASSO-CIATION AND WATER POLLUTION CONTROLxBasis-Kennwert AFS: ≤ 25 mg/lGrößter nicht extremer Wert75 %-Perzentil50 %-Perzentil (Median)25 %-PerzentilKleinster nicht extremer Wertx Werte größer bzw. kleiner als der 3fache Interquartilsabstand, jeweilsgemessen von der oberen bzw. unteren Interquartilsgrenze.Werte größer bzw. kleiner als der 1,5 bis 3fache Interquartilsabstand.xxxxxxxxFEDERATION, 1995)]. Bei der Bewertung von Feststoffkonzentrationenin Fließgewässern muss immerdie herrschende Abflusssituation mit berücksichtigtwerden. So kann bei besonderen Hochwasserereignissen,durch Resuspendierung abgelagerter Feinsubstanzenund Erosion im Einzugsgebiet (auch bei naturnaherBewirtschaftung), der von der EG-Fischrichtlinievorgegebene Wert von 25 mg/l suspendierteStoffe um ein Vielfaches überschritten werden. Derhier vorgeschlagene Basis-Kennwert gilt daher nichtbei Hochwasser (Gültigkeitsbereich: Abfluss ≤ MQ).Da jedoch gerade kurzzeitig erhöhte Feststoffkonzentrationendie Entwicklung von Salmonidenbeständennegativ beeinflussen können (WARD 1992) und z. B.in den USA als eine weit verbreitet Ursache für dieUmweltschäden in Bächen, Flüssen, Seen,Talsperren,Teichen und Ästuargebieten (GRAY et al. 2000) angesehenwerden, werden hier für AFS neben den Basis-auch Amplituden-Kennwerte vorgeschlagen. Zudemwird hier die generelle Aussage des BWK-MerkblattesM3 (BWK 2000) übernommen, dass punktuelleEinleitungen grundsätzlich so zu gestalten sind,dass der Rückhalt von Feststoffen maximiert wird.Der Vergleich der in der Bröl und den Gewässern imEinzugsgebiet der Bröl gemessenen AFS-Konzentrationen(Abb. 5-5) mit dem Basis-Kennwert für AFSzeigt zwar keine Überschreitung dieses Wertes für dieMedian- und 75-Perzentil-Werte der vorliegendenMessungen.Allerdings überschreiten die Gewässer inacker- und grünlandgeprägten Einzugsgebieten bereitsmit den 90-Perzentilen den Basis-Kennwert. DieMaximalwerte in überwiegend waldgeprägten Gebietentraten nur bei Hochwasser auf, so dass die Festsetzungdes Kennwertes bis MQ bestätigt wurde. Fürdie ackerbaulich geprägten Gebiete liegen keine Messungenbei hohen Abflüssen vor.Biochemischer Sauerstoffbedarf (BSB 5 )Wie bei den Feststoffen handelt es sich auch beimBSB 5 um einen Summenparameter, der gelöste undpartikuläre Stoffe unterschiedlicher physikalisch-chemischerQualität enthalten kann.Auch hier können inAbhängigkeit von der Abflusssituation und der Jahreszeit(natürliche Prozesse wie Laubeintrag etc.)deutlich erhöhte Konzentrationen auftreten, die z. B.die Vorgaben der EG-Fischrichtlinie deutlich über-87

Kenngrößensteigen können. Da der Basis-Kennwert für den BSB 5nicht als Perzentil definiert ist, wird – um Hochwassersituationenunberücksichtigt lassen zu können –seine Gültigkeit auf einen Abfluss ≤ MQ beschränkt.Der Basis-Kennwert von < 3 mg/l folgt den Vorgabender EG-Fischrichtlinie. Die Gefahr erhöhter BSB 5 -Konzentrationen liegt im verursachten Sauerstoffverbrauchbei ihrem Abbau. Daher muss der BSB 5 ohneZugabe von ATH bestimmt werden, da es für die ökologischeWirkung im Gewässer irrelevant ist, ob dieMineralisation von Kohlenstoffverbindungen oder dieNitrifikation die entstehenden Sauerstoffdefizite verursachen.Sonstige chemische StoffeFür alle weiteren Stoffe gelten die Vorgaben derWRRL. Die Genehmigung ihrer Einleitungen bzw.die Behandlung von Einträgen bedarf in Salmonidengewässernim Sinne des Leitfadens gegebenenfallseiner einzelfallbezogenen, eingehenden Unschädlichkeitsprüfung.5.1.2 Amplituden-KennwerteAuch in natürlichen Fließgewässern können Situationenauftreten, in denen die Basis-Kennwerte überschrittenwerden. So kann der BSB 5 im Herbst beiLaubfall kurzfristig auf > 3 mg/l ansteigen („leaching“)und lokal sogar Sauerstoffdefizite verursachen. Gleichesgilt für Partikelkonzentrationen (z. B. AFS, P)bei Hochwasser. Auch der vom BWK als gewässerverträglicheingestufte hydraulische Grenzwert vonHQ 1 pot. nat. + 10% (BWK 2000) kann häufiger alsalle zwei Jahre überschritten werden. Amplituden-Kennwerte stellen Über- bzw. Unterschreitungen derBasis-Kennwerte dar und sind damit sowohl vomExtremwert als auch von der Dauer und der Häufigkeitihres Auftretens (s. o.) abhängig. Werte zwischenBasis-Kennwerten und Amplituden-Kennwerten verursachenakute Veränderungen in der Gewässerbiozönosewie dies auch natürliche Störungen tun,z. B. Hochwasser. Anthropogen bedingte, kurzzeitigeStörungen in Fließgewässern sind vor allem episodischeEinleitungen aus Misch- und Trennsystemen.Hinzu kommen kaum bzw. nicht bewirtschaftbare(Betriebs-)Unfälle, wasserbauliche Maßnahmen (AFS-Eintrag) / Unterhaltungsarbeiten / sonstige mechanischeStörungen und nicht genehmigte Einleitungen(z. B. Entschlammung von Fischteichen in den Vorfluter).Daher konzentrieren sich die weiteren Ausführungenzu den Amplituden-Kennwerten vor allemauf Misch- und Niederschlagswassereinleitungen.Die hier aufgestellten Amplituden-Kennwerte stellenden derzeitigen Kenntnisstand dar, der vor allem fürmobile aquatische Formen (Adulte Fische und Makrozoobenthos)gilt, bei dem jedoch gegebenenfalls fürimmobile Entwicklungsstadien (Laich, Fischlarven)die Kennwerte noch verschärft werden müssen. DieKennwert-Matrix stellt somit keine unveränderlicheRegel dar, sondern sollte – bei neuen autökologischökophysiologischenErgebnissen oder auf Basis vonErfahrungen bei ihrer Anwendung – aktualisiert undoptimiert werden. Die bestehende Datengrundlageerlaubte zudem bis jetzt nur die Erstellung von Amplituden-Kennwert-Matrizesfür die Parameter Sauerstoff,Ammonium, Ammoniak, Nitrit und AFS.Das Einhalten der Amplituden-Kennwerte hat zumZiel, dass die akuten Effekte nicht zu chronischenVeränderungen der Gewässerbiozönose führen (Nachhaltigkeitsprinzip).Störungen stellen in der Regel inihren Ergebnissen kontinuierliche metrische Datendar, die für die Definition von Amplituden-Kennwertennach Dauer und Häufigkeit zu klassifizieren sind.Eine solche Vorgehensweise verfolgt auch das inGroßbritannien verwendete „Urban Pollution Management“(UPM) (FWR 1994) bei der Bemessung vonMischwassereinleitungen.Da im UPM zum einen absolute Werte – keine Spannweiten– angegeben sind und zum anderen die neunverschiedenen Situationen eher mathematisch als ökologischbegründet definiert wurden, ist für den vorliegendenLeitfaden eine abweichende Klassifizierungvon Dauer und Häufigkeit vorgenommen worden:88

KenngrößenTab. 5-3HäufigkeitDefinition der Häufigkeits- und DauerstufenDauerselten ≤ 0,5 n/a kurz ≤ 1 hmittel > 0,5-4 n/a mittel > 1-6 hStörungstypen der „9er-Matrix“ hin zu länger andauerndenEreignissen mit schärferen Kennwertenund ist zudem ökologisch nicht zu begründen. Dawährend einer Störung häufig stark schwankendeBedingungen auftreten, ist zu definieren, welcheWerte – Extremwerte oder Mittelwerte – zu verwendensind. Dazu wurden folgende Rahmenbedingungenfestgelegt:häufig > 4-25 n/a lang > 6 hTreten Störungen häufiger als 25-mal pro Jahr auf, soist die durchschnittliche Wiederbesiedlungszeit, z. B.bei Makroinvertebraten, von 14 Tagen nicht ausreichend,um eine Wiederherstellung des Zustandesvor der Einleitung zu ermöglichen. Solche übermäßighäufigen Störungen wirken ökologisch wie eine Dauerbelastung,so dass in diesem Fall die Basis-Kennwerteeinzuhalten sind.Auch lang andauernde Einleitungenmit einer Häufigkeit zwischen 4- und 25-malpro Jahr wirken vergleichbar einer Dauerbelastung,so dass in der 9er-Matrix aus Häufigkeit und Dauerdas Feld „häufig / lang“ den Basis-Kennwert enthält(vgl. Tab. 5-3).Grundlage für eine solche Vorgehensweise bei derBetrachtung von Einleitungen der Misch- und Trennkanalisationist zunächst die Definition einer Entlastung,d. h. eines Störungsereignisses. Vor allem RÜsentlasten zumeist sehr häufig, z. T. mehrfach am Tag.Zur Abschätzung der ökologischen Auswirkungen istes in solchen Fällen sinnvoll, einzelne Störungsereignissezusammenzufassen, wenn die Pause zwischenden Störungen kürzer als sechs Stunden ist.WALLACE et al. (1989) fanden deutliche Effekteauch noch bis zu zehn Stunden nach einer chemischenStörung. Um aber auch die Tag- / Nacht-Periodizitätder wirbellosen Wasserorganismen und Fische mit zuberücksichtigen, wird ein Zeitraum von bis zu sechsStunden Unterbrechung als Kriterium für das Zusammenfassenvon Einzelentlastungen als sinnvollerachtet. Die von LAMMERSEN (1997) vorgeschlageneGrenze zur Zusammenfassung von Einzelereignissenvon 48 Stunden ist zwar auswertungstechnischpraktikabler, bewirkt jedoch eine Verschiebung der■■■■Kennwerte für kurze, seltene Ereignisse sind aufdie Extremwerte zu beziehen, da hierbei mit akutenReaktionen zu rechnen ist und letale Effektezumindest für einen gewissen Anteil der Biozönosenicht auszuschließen sind. Das Ausmaß der Verlustesollte jedoch in einem Zeitraum von 2 Jahrenwieder vollständig kompensiert sein, um eine dauerhafteSchädigung zu vermeiden.Auch die Kennwerte für kurze Ereignisse, die mittelhäufigoder häufig auftreten, beziehen sich aufdie Extremwerte während des Ereignisses (inAbhängigkeit von der jeweiligen Häufigkeitsklasse),um den unter diesen Bedingungen dominierendenakuten Wirkungen gerecht zu werden.Eine Mittelwertbildung während der kurzenEreignisse würde rechnerisch die akut wirkendeKonzentration verringern und damit eine zusätzlicheUnsicherheit in die Betrachtung einfügen.Für Ereignisse > 1 h sind zwei Kennwerte zuberücksichtigen. Zum einen darf der Extremwertden akuten Kennwert (= Kennwert für kurzeEreignisse) in der entsprechenden Häufigkeitsklassenicht überschreiten. Zum anderen darf derMittelwert während eines Ereignisses den entsprechendenKennwert für seine Dauer- und Häufigkeitsklassenicht überschreiten. Die mittelwertbasiertenKennwerte spiegeln hier zeitverzögertesubletale / chronische Wirkungen wider.Lang andauernde, häufige Ereignisse wirken wieeine Dauerbelastung. Der Kennwert für den Mittelwerteines solchen Ereignisses entspricht demBasis-Kennwert. Wird dieser Wert auf Dauereinleitungenangewendet (z. B. Kläranlagen), so sindTagesmittelwerte (nicht qualifizierte Stichproben,vgl. EG-Richtlinie) zu verwenden.89

KenngrößenFür die Definition der Amplituden-Kennwerte wurdenneben wasserwirtschaftlichen Kennwerten vor allemautökologische Daten verwendet. Da Fische in derRegel empfindlicher auf chemische Belastungen reagierenals Wirbellose, wurden vor allem fischökologischeDaten genutzt. Auf Grund der sehr unterschiedlichenToleranz von Salmoniden und Cyprinidengegenüber chemischen Bedingungen wurde dieMatrix der Amplituden-Kennwerte („9er-Matrix“)speziell für die Salmonidenregion definiert. Einesolche Unterscheidung in Grenzwerte für die Salmoniden-und Cyprinidenregion wird auch in derEG-Richtlinie für Fischgewässer (EG-Richtlinie78/659/EWG) vorgenommen. Unter Berücksichtigungdes Bewirtschaftungsziels „Potenzielles Salmonidenlaichgewässermit Erhalt bzw. Etablierung einesselbst reproduzierenden Großsalmonidenbestandes“können hier Abweichungen zu den definiertenBasis- und Amplituden-Kennwerten desBWK (BWK, in Vorbereitung) für den „detailliertenNachweis für Misch- und Niederschlagswassereinleitungen“auftreten. Diese formulieren Mindestanforderungenfür einen guten ökologischen Zustand(ohne Differenzierung nach verschiedenen Bewirtschaftungszielen).Amplituden-Kennwerte für die SauerstoffkonzentrationenDie Abb. 5-6 stellt die Amplituden-Kennwerte der9er-Matrix für Sauerstoff den pauschalen Grenzwertender EG-Fischrichtlinie und der AGA (MURL1991) sowie den pauschalen Grenzwerten für MischundNiederschlagswassereinleitungen der ATV (ATV1993) und des BWK (BWK 2000) gegenüber. DieAmplituden-Kennwerte umfassen dabei den Bereichdes Basis-Kennwertes von 8 mg/l Sauerstoff bis zueinem Minimalwert von 2,5 mg/l, der nicht (auch nichtkurzzeitig) unterschritten werden darf, wenn zumindestein guter ökologischer Zustand mit einem reproduktivenGroßsalmonidenbestand in einem Gewässererreicht werden soll (vgl. Tab. 5-4 und Tab. 5-5).90

KenngrößenAbb. 5-6 Amplituden-Kennwerte (9er-Matrix) für die Sauerstoffkonzentration in Abhängigkeit von Dauer undFrequenz der auftretenden Störungen; als farbige Linien dargestellt sind die Grenzwerte der EG-Fischgewässerrichtlinie,der AGA (MURL 1991), des BWK-M3 (BWK 2000) und der ATV-AG 2.1.1 (ATV 1993)10Grenz- und Kennwerte Sauerstoffkonzentration9876selten (< 0,5 n/a)mittel (0,5 n/a bis 4 n/a)häufig (> 4 n/a bis 25 n/a)ATV 2.1.1: 4mg/lBWK M3: 5mg/lAGA-Grenzwert:6 mg/l (90-Perzentil)G-Wert EG Fischgewässerrichtlinie(Salmonidengewässer)7 mg/lO 2 (mg/l)543210kurz (< 1 h) mittel (1 bis 6 h) lang (> 6 h)EntlastungsdauerTab. 5-4Amplituden-Kennwerte (9er-Matrix) für Sauerstoff in Abhängigkeit von Dauer und FrequenzFrequenz / Dauer kurz (< 1 h) mittel (1 bis 6 h) lang (> 6 h)selten (< 0,5 n/a) 2,5 mg/l 4 mg/l 5 mg/lmittel (0,5 n/a bis 4 n/a) 4 mg/l 5 mg/l 6 mg/lhäufig (> 4 n/a bis 25 n/a) 5 mg/l 6 mg/l 8 mg/lTab. 5-5Literaturquellen als Grundlage der Definition der Amplituden-Kennwerte für SauerstoffFrequenz / Dauer kurz (< 1 h) mittel (1 bis 6 h) lang (> 6 h)selten (< 0,5 n/a) SEAGER 1994 ATV 1993 BWK 2000mittel (0,5 n/a bis 4 n/a) ATV 1993 BWK 2000 HVITVED-JACOBSEN 1986häufig (> 4 n/a bis 25 n/a) BWK 2000 SEAGER 1994 JACOB ET AL 1984; HVITVED-JACOBSEN 1986,LAWA 199891

KenngrößenAbb. 5-7 Amplituden-Kennwerte für die Ammoniak-Konzentration in Abhängigkeit von Dauer und Frequenzder auftretenden Störungen; als farbige Linien dargestellt sind Grenzwerte der EG-Fischgewässerrichtlinieund des BWK-M3 BWK 20000,40Grenz- und Kennwerte Ammoniak (NH 3 -N [mg/l])NH 3 -N (mg/l)0,350,300,250,200,15selten (< 0,5 n/a)mittel (0,5 n/a bis 4 n/a)häufig (> 4 n/a bis 25 n/a)BWK M3: 0,1 mg/lI-Wert EG Fischgewässerrichtlinie:0,02 mg/l0,100,050,00kurz (< 1 h) mittel (1 bis 6 h) lang (> 6 h)Entlastungsdauer92

KenngrößenTab. 5-6Amplituden-Kennwerte für Ammoniak (NH 3 -N) in Abhängigkeit von Dauer und FrequenzFrequenz / Dauer kurz (< 1 h) mittel (1 bis 6 h) lang (> 6 h)selten (< 0,5 n/a) 0,20 mg/l 0,15 mg/l 0,10 mg/lmittel (0,5 n/a bis 4 n/a) 0,15 mg/l 0,04 mg/l 0,02 mg/lhäufig (> 4 n/a bis 25 n/a) 0,10 mg/l 0,02 mg/l 0,004 mg/lTab. 5-7Literaturquellen als Grundlage der Definition der Amplituden-Kennwerte für AmmoniakFrequenz / Dauer kurz (< 1 h) mittel (1 bis 6 h) lang (> 6 h)selten (< 0,5 n/a) ALABASTER et al. 1979, BWK 2000, ATV 19931983 zit. in HAMM 1991mittel (0,5 n/a bis 4 n/a) Borchardt 1992 I-Wert EG (Salmonidengewässer), HAMM 1991häufig (> 4 n/a bis 25 n/a) BWK 2000, ATV 1993 I-Wert EG (Salmo- G-Wert EG (Salmonidengewässer)nidengewässer)HAMM 1991Amplituden-Kennwerte für Ammoniak-KonzentrationenAuch für die Wirkung des Ammoniaks (vgl. Abb. 5-7,Tab. 5-6 und Tab. 5-7) ist die Dosis / Wirkungsbeziehungdurch Untersuchungen belegt. Eine Zusammenstellungder Ergebnisse findet sich in LAM-MERSEN (1997).Auf die synergistische Wirkung beiSauerstoffdefiziten und verschiedenen Wassertemperaturenwird bei den Amplituden-Kennwerten fürAmmoniak nicht eingegangen, da eine derart komplexeMatrix (vgl. LAMMERSEN 1997) wasserwirtschaftlichfür Bemessung und Steuerung nicht umzusetzenist.93

KenngrößenAbb. 5-8 Amplituden-Kennwerte für die Nitrit-Konzentration in Abhängigkeit von Dauer und Frequenzder auftretenden Störungen4,00Grenz- und Kennwerte Nitrit (NO 2 -N [mg/l])NO 2 -N (mg/l)3,503,002,502,001,50selten (< 0,5 n/a)mittel (0,5 n/a bis 4 n/a)häufig (> 4 n/a bis 25 n/a)I-Wert EG Fischgewässerrichtlinie(Salmonidengewässer):0,003 mg/l1,000,500,00kurz (< 1 h) mittel (1 bis 6 h) lang (> 6 h)Entlastungsdauer94

KenngrößenTab. 5-8Amplituden-Kennwerte für Nitrit (NO 2 -N) in Abhängigkeit von Dauer und FrequenzFrequenz / Dauer kurz (< 1 h) mittel (1 bis 6 h) lang (> 6 h)selten (< 0,5 n/a) 2,30 mg/l 1,80 mg/l 1,00 mg/lmittel (0,5 n/a bis 4 n/a) 1,50 mg/l 1,00 mg/l 0,50 mg/lhäufig (> 4 n/a bis 25 n/a) 0,30 mg/l 0,15 mg/l 0,03 mg/lTab. 5-9Literaturquellen als Grundlage der Definition der Amplituden-Kennwerte für NitritFrequenz / Dauer kurz (< 1 h) mittel (1 bis 6 h) lang (> 6 h)selten (< 0,5 n/a) RUSSO & THURSTON 1977 ZEIDLER & NEUMANN 1996,zitiert in HAMM 1991 KAHLERT & NEUMANN 1997mittel (0,5 n/a bis 4 n/a) NEUMANN et al. 2001 RUSSO et al. 1974 NEUMANN et al. 2001häufig (> 4 n/a bis 25 n/a) NEUMANN et al. 2001 NEUMANN et al. 2001 HAMM 1991 (bei Cl < 10 mg/loder Cl-Konzentration unbekannt)Amplituden-Kennwerte für Nitrit-KonzentrationenDie schädigende Wirkung des Nitrits hängt in denmeisten Fällen von der herrschenden Chlorid-Konzentration ab. Dabei senkt sich bei erhöhtenChlorid-Konzentrationen die Empfindlichkeit gegenüberNitrit sowohl bei Wirbellosen als auchbei Fischen. Dieser synergistische Effekt wurde für dieErstellung der Amplituden-Kennwert-Matrix (vgl.Abb. 5-8, Tab. 5-8, Tab. 5-9) berücksichtigt, wobeidavon ausgegangen wurde, dass eine Chlorid-Konzentration kleiner 10 mg/l gegeben oder dieKonzentration unbekannt ist. Kann jedoch durchMessungen belegt werden, dass die Chlorid-Minimum-Konzentrationgrößer 10 mg/l ist, kann derKennwert in Anlehnung an die EIFAC-Werte stufenweiseangehoben werden (vgl. Tab. 5-2). Einedirekte Übertragung der Amplituden- und Basis-Kennwerte auf andere Lachslaichgewässer ist damitnur bei vergleichbaren Chlorid-Konzentrationenzulässig, es sei denn, der von HAMM (1991) definierte,schärfste Grenzwert für die Chlorid-Konzentrationvon < 0,03 mg/l wird übernommen. Wie auchbei HAMM (1991) wird der Einstufung der EG(Guide-Wert von < 0,003 mg/l NO 2 -N) nicht gefolgt,da dieser Wert z. T. auch natürliche Referenzbedingungenunterschreitet. Den Nitrit-Kennwert bei Chlorid-Konzentrationen> 10 mg/l direkt auf 0,20 mg/l anzuheben,wie dies in HAMM (1991) vorgeschlagenwird, erscheint dagegen nicht vertretbar.95

KenngrößenAbb. 5-9 Amplituden-Kennwerte für die AFS-Konzentration in Abhängigkeit von Dauer und Frequenz derauftretenden Störungen10000Grenz- und Kennwerte AFSselten (< 0,5 n/a)mittel (0,5 n/a bis 4 n/a)häufig (> 4 n/a bis 25 n/a)1000AFS (mg/l)100101kurz (< 1 h) mittel (1 bis 6 h) lang (> 6 h)EntlastungsdauerTab. 5-10 Amplituden-Kennwerte für AFS (abfiltrierbare Feststoffe) in Abhängigkeit von Dauer und FrequenzFrequenz / Dauer kurz (< 1 h) mittel (1 bis 6 h) lang (> 6 h)selten (< 0,5 n/a) 10.000 mg/l 5.000 mg/l 2.500 mg/lmittel (0,5 n/a bis 4 n/a) 1.500 mg/l 500 mg/l 100 mg/lhäufig (> 4 n/a bis 25 n/a) 100 mg/l 50 mg/l 25 mg/lAmplituden-Kennwerte für AFSSuspendierte Feststoffe unterliegen in ihren Konzentrationenstarken Schwankungen, die mehrere Zehnerpotenzenbetragen können. Diese Schwankungensind zum einen natürlich bedingt, z. B. durch Abflussschwankungen,die eine Remobilisierung vonFeinsedimenten des Bachbettes bewirken oderdurch Niederschläge, die bei hoher Intensität undDauer bei oberflächlichem Abfluss Feststoffe aus demUmland mit sich führen und in das Gewässer eintragen.Diese natürliche Schwankungsbreite der AFS-Konzentrationen wird jedoch durch anthropogeneEinwirkung, wie Einleitungen aus Kanalsystemen,verstärkte Erosion aus dem Umland bei erosionsgefährdetenBöden, großflächige Rodungen, Baumaßnahmenim und am Gewässer usw., hin zu erhöhten96

KenngrößenKonzentrationen verschoben. Der Schaden, der durcherhöhte AFS-Konzentrationen für aquatische Organismengemeinschaftenentsteht, ist dabei abhängigvon der Konzentration und der Dauer, während derdie Organismen diesen Konzentrationen ausgesetztsind (NEWCOMBE & MACDONALD 1991). Auchbei der Gruppe der Fische sind nicht nur kieslaichendeGroßsalmoniden von erhöhten AFS-Konzentrationenbetroffen.Auswirkungen sind auch bei Fischartennachweisbar, die frei über dem Substrat oder anWasserpflanzen ablaichen. WARD (1992) veranschaulichtdie ökologischen Schäden für Fische durchsuspendierte Feststoffe in Abhängigkeit von der Expositionsdauerund unterscheidet dabei zwischen vierBereichen:■■■■Bereich 1: ohne bis sehr geringe EffekteBereich 2: geringe EffekteBereich 3: mittlere EffekteBereich 4: starke EffekteAuf der Basis dieser Daten unter Ausschluss des Konzentrationsbereichesmit starken Effekten lassen sichDosis-Wirkungsbeziehungen für Abfiltrierbare Feststoffe(AFS) wie für die Parameter Sauerstoff, Ammoniakund Nitrit als Amplituden-Kennwerte in den9 Kennwertklassen ableiten (Abb. 5-9,Tab. 5-10).5.2 Kenngrößen InterstitialDas Lückensystem in den Sedimenten der Gewässersohlebildet das hyporheische Interstitial, einen eigenständigenLebensraum mit hydrologischen, chemischenund biologischen Gradienten, der die Oberflächengewässermit dem Grundwasserkörper verbindet.Das Interstitialwasser wird durch die Exfiltrationvon Grundwasser aus der Gewässersohle und dieInfiltration von Oberflächenwasser beeinflusst. DerStoffhaushalt des Interstitials, insbesondere derSauerstoffgehalt, wird maßgeblich von der Nachlieferungsauerstoffhaltigen Oberflächenwassers bestimmt.Die Infiltration von Oberflächenwasser vollziehtsich aufgrund hydraulischer Gradienten, insbesonderean den Riffleköpfen in Bereichen mit konvexemSohlenreflief (downwelling), während es an denRiffleenden vornehmlich zu einem Austritt von Interstitialwasser(upwelling) kommt.Das Interstitial ist von entscheidender Bedeutungfür die Reproduktion von Salmoniden, da sich dieEmbryonalentwicklung im Ei, der Schlupf unddie Larvalentwicklung in bis zu 30 cm Tiefe imLückensystem des Gewässergrundes vollziehen. DerReproduktionserfolg im Sinne einer Überlebensratevom Ei bis zum emergierten Brütling wird daherganz wesentlich von den Interstitialbedingungenbestimmt.Ein Kardinalfaktor für die Bewertung der Interstitialqualitätist der Sauerstoffgehalt des Interstitialwassers.Der Sauerstoffgehalt wirkt einerseits unmittelbarauf die Embryonal- und Larvalentwicklungder Salmoniden und stellt eine vergleichsweise einfachzu bestimmende Messgröße dar, wird aber andererseitsdurch verschiedene Prozesse und Faktoren,welche die verschiedensten Einflüsse auf das Fließgewässereinzugsgebietwiderspiegeln, auf direkte undindirekte Weise beeinflusst:■■Die Sedimentverhältnisse, d. h. die mittlere Korngrößeund die Korngrößenverteilung (Porösität)beeinflussen die Permeabilität (Durchströmungsgeschwindigkeitdes Interstitials); nur bei ausreichenderPermeabilität kann genügend sauerstoffhaltigesOberflächenwasser nachströmen. Entscheidendin diesem Zusammenhang ist der Anteilvon Feinsedimenten, der das Lückensystem verstopftund die Permeabilität herabsetzt; nebennaturräumlichen und geologischen Gegebenheitenbestimmen daher auch der Feinsedimenteintragaus diffusen Quellen und die Kolmation derSedimentoberflächen die Permeabilität und letztlichden Sauerstoffgehalt des Interstitialwassers.Die natürliche Selbstreinigung von Sedimentendurch Geschiebe- und Umlagerungsdynamik wirddurch Eingriffe in die Ökomorphologie (z. B. Festlegungder Gewässerbetten) unterbunden.Die Infiltration von sauerstoffhaltigem Oberflächenwasserist abhängig von örtlichen hydraulischenVerhältnissen, d. h. der Ausbildung intakterPool-Riffle-Sequenzen.97

Kenngrößen■Die Qualität des Oberflächenwassers beeinflusststoffliche Umsetzungen an der Oberfläche desInterstitials bzw. im Interstitial. Die Nachlieferungbiologisch abbaubarer Substanzen mit dem Oberflächenwasserbestimmt die heterotrophe Stoffwechselaktivitätvon Biofilmen und führt zu Zehrungsprozessenim Interstitial.zahlreiche Untersuchungen mit der Schlussfolgerungzusammen, dass jegliche Abweichung des Sauerstoffgehaltesvom Sättigungswert letztlich eine Beeinträchtigungdes Reproduktionserfolges bedeutet, wobeizu berücksichtigen ist, dass der Sauerstoffgehaltim Interstitial immer geringer ist als in der fließendenWelle (SCHÖNBORN 1992).5.2.1 Kennwert für den Sauerstoffgehaltdes InterstitialwassersGrundsätzlich besteht eine Korrelation zwischen demSauerstoffgehalt des Interstitialwassers und der Überlebensratevon Lachs- bzw. Salmonideneiern (IN-GENDAHL 2001, LACROIX 1985). Die Festlegungdes Kennwertes für den Sauerstoffgehalt des Interstitialwassersfür eine erfolgreiche Salmonidenentwicklung(Überlebensrate > 50%) erfolgt auf derGrundlage experimenteller und empirischer Arbeiten:■■■■LINDROTH (1942) ermittelte experimentell einekritische Grenzkonzentration für die erfolgreicheEntwicklung von Lachseiern bei 5-17 °C von 5,7bis 8,7 mg/lDAVIS (1975) nennt einen Grenzwert für Lachseierunmittelbar vor dem Schlupf von 5,9 mg/lLACROIX (1985) ermittelte bei FeldversuchenGrenzkonzentrationen von 6,0 bis 7,6 mg/lINGENDAHL (2001) ermittelte bei Felduntersuchungenin Rheinzuflüssen einen Grenzwert fürden erfolgreichen Schlupf von Meerforellen von7,7 mg/lFür die Sauerstoffbedingungen im Interstitial anLachslaicharealen ist daher die Einhaltung einesKennwertes von 6 mg/l im Sinne eines Basis-Kennwerteszu fordern.5.2.2 Kennwert für FeinsedimentanteileAufgrund der Präferenzen von Lachsen bei der Laichplatzwahl(vgl. Kap. 3.1) können auch Kennwerte fürdie Sedimentbedingungen definiert werden: Lachsepräferieren bei der Eiablage mittlere Korngrößen von20-100 mm, jedoch können bereits im unteren Bereichdieser Wertespanne Beeinträchtigungen des Schlupferfolgeseintreten. Entscheidend ist, dass der Feinsedimentanteil(Korngrößen < 2 mm), der die Permeabilitätdes Interstitials beeinflusst, maximal 12 - 15%beträgt (MILLS 1989).Als unteren Grenzwert für die Permeabilität desInterstitials nennt MILLS (1989) eine Durchströmungsgeschwindigkeitvon 1 m/h. Jedoch konnten auchbei Durchströmungsgeschwindigkeiten von mehr als6 m/h ausbleibende Schlupferfolge registriert werdenund GUSTAFSON-GREENWOOD & MORING(1991) ermittelten an natürlichen Laichgruben einedurchschnittliche Durchströmungsgeschwindigkeit von10,2 m/h.■RUBIN & GLIMSÄTER (1996) ermittelten inFeldversuchen für Meerforellen sogar einenGrenzwert von 10,0 mg/lUnbedingt zu berücksichtigen ist, dass auch niedrigeSauerstoffkonzentrationen im nicht letalen Bereichdurch Entwicklungsstörungen und verringerte Körpergrößender Larven, verringerte Fitness und verzögerteEmergenz den Reproduktionserfolg erheblichbeeinträchtigen können. CHAPMAN (1988) fasstBei der Anlage der Laichgruben durch die Fische erfolgtdurch die Substratumlagerungen eine (unvollständige)Reinigung von Feinsedimenten, wobei anschließendim Laufe der Entwicklungsperiode wiederein Eintrag von Feinsedimenten erfolgt (CHAPMAN1988). Im Hinblick auf die Definition ausreichendguter Substratqualitäten sind daher Kennwerte für denFeinsedimentanteil in der Ausgangssituation und fürden Feinsedimenteintrag im Laufe der Entwicklungsperiodefestzulegen. Diese müssen gewährleisten, dass98

KenngrößenTab. 5-11 Basis-Kennwerte für das Interstitial potenzieller SalmonidenlaichgewässerInterstitialParameterKenngröße (Salmonidenlaichgewässer)Sauerstoffkonzentration> 6 [mg/l]Feinsedimentanteil (im Ausgangssubstrat)Summe der Fraktionen < 2 mm und 2 -6,3 mm < 15 %Feinsedimenteintrag* (im Laufe der Entwicklungsperiode):Fraktion < 2 mm: maximal 10 %Summe der Fraktionen < 2 mm und 2 - 6,3 mm maximal 15 %* Zu ermitteln über Sedimentfallen mit standardisiertem, gereinigtem Ausgangssubstrat.bis zum Zeitpunkt der Emergenz der Larven keine kritischenFeinsedimentanteile akkumulieren.Es sind zwei verschiedene Auswirkungen von Feinsedimentenzu differenzieren (RUBIN 1998):1. Feinsedimente mit Korngrößen < 2 mm führen durchHerabsetzung der Permeabilität zu Sauerstoffdefizitenim Interstitial, behindern aber nicht dieEmergenz der Larven (CRISP 1993);2. Feinsedimente mit Korngrößen von 2 - 6,3 mm beeinträchtigenweniger die Permeabilität und denSauerstoffgehalt, behindern aber die Emergenz derLarven, da sie den Porenraum zwischen den grobenFraktionen reduzieren und dabei von einem solchenGewicht sind, dass sie von emergierendenLarven nicht bewegt werden können.Als Grundvoraussetzung für die Gewährleistungeiner ausreichenden Permeabilität des Substrates unddie Sicherstellung einer erfolgreichen Emergenz anpotenziellen Lachslaicharealen darf der Feinsedimentanteil(Summe der Korngrößenfraktionen < 2 mm und2 - 6,3 mm) im ungestörten Substrat (Ausgangssituationzu Beginn der Entwicklungsperiode) maximal15% betragen (Tab. 5-11). Damit dieser Kennwertauch zum Ende der Entwicklungsperiode nicht überschrittenwird, darf der oberflächliche Eintrag vonFeinsedimenten durch Sedimentation aus der fließendenWelle nur so hoch sein, dass in gereinigten undstandardisierten Testsubstraten in Sedimentfallen einFeinsedimentanteil (< 2 mm) von maximal 10% bzw.zuzüglich der Korngrößenfraktion von 2 - 6,3 mm einAnteil von maximal 15% erreicht wird (vgl.Tab. 5-11).In guten Laichgebieten intakter Lachsflüsse kann dieDichte laichender Fische so hoch sein, dass nahezu diegesamte Gewässersohle mit sich überlagernden undaneinandergrenzenden Laichgruben bedeckt ist. DasSediment solcher Laichgebiete wird daher durch dieFische alljährlich umgelagert und gereinigt (mündl.Mitteilung R. WHITE). Die Populationsdichte derLaichfische hat daher einen großen Einfluss auf dieSubstratbedingungen der Laichplätze. Bei der Wiederansiedlungdes Lachses herrschen dagegen gänzlich andereBedingungen: Die potenziellen Laichareale sindvielerorts durch langjährige Kolmation beeinträchtigtund die Substratbedingungen werden durch die geringeZahl der Laichfische nicht nachhaltig beeinflusst.99

KenngrößenAbb. 5-10 Bewertung und Annahmegrad der kartierten Laichhabitate (Bröl)Reststreckewenig geeignetmäßig geeignetAnnahmegrad (Laichgrubenpro 100 m Gewässerlänge)kartierte Laichgrubenkartierte Laichhabitategut geeignet0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60Anzahl5.3 Kenngrößen ÖkomorphologischeVerhältnisse5.3.1 GewässerstrukturDie Gewässerstruktur ist von grundlegender Bedeutungfür die Qualität der Laich- und Aufwuchshabitate(s. Kap. 3).Die Ausbildung typgemäßer Pool-Riffle-Strukturenist entscheidend für die erfolgreiche Reproduktionvon Salmoniden. Ein entsprechendes Längsprofilkann sich nur bei einer Gewässerbreite(nvarianz) ausbilden,die wechselnde Fließtiefen und -geschwindigkeitenerlaubt. Regelprofilierungen, insbesondere inVerbindung mit Ufer- und Sohlbefestigungen, verhindernderartige Sohlstrukturen.Abb. 5-10 zeigt auf, dass Laufabschnitte, die einegute Eignung als Laichhabitat aufweisen, um den Faktor10 häufiger zur Anlage von Laichgruben genutztwerden als die der sogenannten Reststrecken ohnespezifische Eignung. Die hohe absolute Anzahl derkartierten Laichgruben in diesen Laufabschnittenhebt deutlich hervor, dass die Großsalmoniden an derBröl auf suboptimale Laichplätze ausweichen müssen.Zwischen dem Annahmegrad als Laichplatz sowie alsHabitat für die 0+ Lachse und den Parametern derGewässerstrukturgüte hat sich eine signifikanteKorrelation ergeben, die die Ausprägung des Längsprofilsbeschreibt (s. Abb. 5-10).Die gute Korrelation zwischen Gewässerstrukturgüteklassen1 (Sohle) und 2 (Ufer) und einer deutlicherhöhten Laichplatzdichte zeigt, dass diese Klassengeeignete Kenngrößen für die Laich- und Aufwuchshabitatesind. Für größere Mittelgebirgsbäche und-flüsse (> 100 km 2 bis rd. 1000 km 2 EZG) ist die Ausbildungvon nebengerinnereichen Laufabschnittenvon großer Bedeutung, da diese in Verbindung mit dendort vorherrschenden Geschieben optimierte Laichhabitatebedingen. Zudem ist das Vorhandenseingrößeren Totholzes förderlich für eine typgemäßeGewässerbettform und Substratdiversität.100

KenngrößenDie Strukturgüteklassen 1 und 2 sind durch strukturverbesserndeMaßnahmen im Rahmen von Unterhaltungs-und ggf. auch wasserbaulichen Ausbaumaßnahmenfür die Laich- und Aufwuchshabitate anzustreben.Hierbei ist eine möglichst große Ausdehnungstrukturreicher Laufabschnitte zielführend, die eineAusbildung mehrfacher Sequenzwiederholung erfordert.Die Mindestlängen variieren in Abhängigkeit derGewässergröße zwischen 500 m (EZG bis 200 km 2 ) biszu 1000 m (EZG > 200 km 2 ).5.3.2 DurchgängigkeitDie Laich- und Aufwuchshabitate müssen für Laichfischeerreichbar sein (stromaufwärtsgerichtete Wanderung)und müssen von Jungfischen (z. B. Smolts)und überlebenden Laichfischen stromabwärts wiederunbeschadet verlassen werden können.Die longitudinale Durchgängigkeit ist für den Wanderkorridorobligat und mittels geeigneter Maßnahmenan Wehren und Wasserkraftanlagen sicherzustellen(s. Kap. 6.1).5.3.3 SohlsubstratZur Beurteilung der Eignung von Sohlsubstratenals Salmonidenlaichhabitat ist der Anteil des Feinsediments< 2 mm der in der Literatur mit Abstandam stärksten gewichtete Indikator (z. B. CRISP &CARLING 1989, MILAN et al. 2000; SOULSBYet al. 2001). Die Überlebensrate der Salmonidenembryosliegt bei einem Feinsedimentanteil von etwa15% nur noch bei ca. 50%. Negative Auswirkungenkönnen jedoch schon ab einem Anteil von etwa10% einsetzen (nach Literaturzusammenfassung inMILAN et al. 2000). Werte über 15% können zueinem vollständigen Absterben der Gelege führen.Ziel ist die Reduzierung der Feinsedimenteinträge indas Gewässersystem. Dies gilt insbesondere für denZeitraum der Laich- und Entwicklungsperiode. DerEintrag von Feinsediment (Korngrößen < 2 mm) sollzwischen Oktober und Mai so gering sein, dass dieserSubstratanteil am Ende der Laichzeit (Mai) 10%nicht überschreitet. Bei Sicherstellung dieser Rahmenbedingungenlimitieren Feinsedimente nicht denSchlupferfolg von Salmonidenlarven.Da die Feinsedimentfracht bzw. -belastung bishernur selten direkt dokumentiert ist, wird neben deno. g. Vorgaben auch der Gehalt an AbfiltrierbarenStoffen (AFS) als Standardparameter definiert. NachDVWK (1993) weisen unbelastete Gewässer einenAFS-Wert ≤ 15 mg/l auf. Bezogen auf Salmonidenlaichbewerten z. B. SCHMIDT (1996) und GIBSON(1993) einen AFS-Wert von ≥ 25 mg/l als kritisch, daeine solche Konzentration negative Folgen für die imSubstrat befindlichen Entwicklungsstadien hat.Freilandbeobachtungen in produktiven Lachsgewässernbeschreiben diese als sogenannte „Klarwasserflüsse“,die nur geringe Trübungen aufweisen.Bei höheren Abflüssen werden jedoch auch in naturnahenSystemen Trübstoffe mobilisiert.Um eine ungestörte Entwicklung zu gewährleisten,sind daher ein AFS-Wert < 25 mg/l bis zum MQ undbei höherem Abfluss als MQ die Amplituden-Kennwertefür AFS (vgl. Tab. 5-10) einzuhalten.In den sensiblen, zu großen Teilen bewaldeten LaichgebietenNordamerikas gelten derzeit Wegebau undWaldwirtschaft als kritische Einflüsse auf die Qualitätder Laichgewässer. Dies hebt die Bedeutung reduzierterFeinsedimenteinträge in die Gewässer hervor.101

Maßnahmen6. MaßnahmenZur Erreichung der vorangehend definierten Kenngrößenwerden nachfolgend die Maßnahmenoptionenbeschrieben.Auf die Darstellung des Maßnahmenpools folgt dasim Rahmen des zugrundeliegenden F+E-Vorhabensentwickelte Maßnahmenkonzept für das Einzugsgebietder Bröl. Für die Etablierung selbstreproduzierenderanadromer Wanderfischbestände – und hierinsbesondere des Lachses – werden die nachfolgendbeschriebenen Maßnahmen für folgende funktionaleGruppen, respektive Belastungsquellen und -pfadebeschrieben.■■■Maßnahmenpools für die Verbesserung der Wasserqualitätder FließgewässerMaßnahmenpools für die Verbesserung der Interstitialbedingungen,hier im Wesentlichen der Sauerstoff-und SedimentverhältnisseMaßnahmenpools für die Verbesserung der ökomorphologischenVerhältnisse, die differenziertwerden in:· Gewässerstruktur· Durchgängigkeit· Sohlsediment6.1 Maßnahmenpool6.1.1 Punktuelle QuellenBelastungen durch punktuelle Quellen wirken inAbhängigkeit vom Gewässertyp und Einzugsgebietunterschiedlich auf die Biozönose und Hydromorphologie.Daraus ergeben sich ortsspezifische Zielsetzungenbis hin zum Einleitungsverbot.Maßnahmen und Anforderungen werden für diefolgenden Punktquellen beschrieben.■■■■■KläranlagenRegenwassereinleitungenMischwassereinleitungenStraßenentwässerungenTeichanlagenKläranlagen■ Kläranlagen müssen die vorangehend genanntenAnforderungen immissionseitig einhalten –s. a. Tab. 5-1, Kap. 5; dies sind im Wesentlichen:· 0,16 mg/l NH 4 -N· 0,004 mg/l NH 3 -N· 0,03 mg/l NO 2 -N· 3 mg/l BSB 5· 25 mg/l AFS· 0,04 mg/l o-PO 4 -P· bzw. 0,08 mg/lGesamtphosphor102

Maßnahmen■Verhinderung von Niederschlagswasserabfluss ausdem Außenbereich in die Siedlung und von Feststoffeinträgenaus dem Außenbereich und innerörtlichenFlächen in die Kanalisation■Versickerung von Niederschlagswasser zur Reduzierungder AbflüsseDie spezifischen Vor- und Nachteile der Trenn- undMischkanalisation wurden im Kap. 4 diskutiert. DasZiel der Regenwasserbehandlung ist in beiden Fällen,die bestmögliche Reduzierung der Gesamtemissionenzu erreichen. Ist dies am Ort der Einleitung nach derAnalyse nach BWK-Merkblatt M3 unter Beachtungder verschärften Anforderungen (s. S. 104) nicht möglich,ist eine Einleitung ins Gewässer aus Misch- undTrennkanalisation nicht erlaubnisfähig und muss imEinzelfall versagt und abgeleitet werden.■■Der Nachweis ist durch Mischrechnung unterAnsatz der vorher genannten Basis-Kennwerte ausTab. 5-1 zu erbringen, die wie folgt angesetzt wird:· 0,16 mg/l NH 4 -N· 0,03 NO 2 -N· 3 mg/l BSB 5· 25 mg/l AFS· 0,04 mg/l o-PO 4 -P· bzw. 0,08 mg/lGesamtphosphorFolgende technischen Maßnahmen und Verfahrenzur Einhaltung der Grenzwerte sind zu ergreifen:· Sanierungsmaßnahmen zur Beseitigung derFremdwasserproblematik· Absenkung der Bemessungstemperatur auf6 °C, um der Situation im Mittelgebirge und denWitterungsbedingungen in der Laich- und Entwicklungsperiodegerecht zu werden· Prüfung, ob und mit welcher Technik Grenzwerteeingehalten werden können (KonventionellerAusbau, Membranfiltertechnik, ggf. stufenweiserAusbau)KanalisationDie Sanierung der Kanalisation erfordert die Betrachtungder gesamten angeschlossenen Flächen.Gerade im ländlichen Raum muss eine Analyseschon im Außenbereich ansetzen:TrennkanalisationFür die Trennkanalisation gelten folgende Anforderungen:■■■Fehlanschlüsse beseitigenIdentifizierung von Einleitungsbauwerken ohneMaßnahmenbedarf (Anwendung von M3)Anlage von RRB oder RKB an relevanten Einleitungenzur Reduzierung des Sedimenteintragsund der hydraulischen Belastung sowie bei Belastungspotenzialder angeschlossenen Flächen(z. B. Gewerbe-, Industriegebiet)MischwassersystemDas Mischwassersystem erfordert die optimaleAbstimmung der Systembestandteile (Bemessungder Kläranlage, Regenwetterzufluss, Fremdwasserproblematik,Abschlagsbauwerke mit Rückhaltungund Weiterleitung zur Kläranlage):■■■Identifizierung von RÜB, SKU, SKO ohne Maßnahmenbedarf(Bauwerke mit Abschlagshäufigkeiten< 0,5/a oder Anwendung von M3)Anlage von Retentionsbodenfiltern (RBF) anRÜB mit MaßnahmenbedarfErsatz von RÜ durch RÜB und Nachschaltung vonRBF103

MaßnahmenSeit einigen Jahren werden auch in NRW Erfahrungenmit der weitergehenden Niederschlagswasserbehandlungdurch Retentionsbodenfilter gesammelt.Es handelt sich dabei um technische Niederschlagswasserbehandlungsanlagen,die durch mechanischeFiltration von Feststoffen und biologischem Abbauvon Nährstoffen und Keimen sehr hohe Reinigungsleistungenerzielen. Sie sind allerdings ungeeignet fürden Rückhalt von großen Sedimentfrachten. BeiBedarf ist daher eine Vorklärung einzurichten.Außerörtliche StraßenentwässerungenAußerörtliche Straßenentwässerungen sind ähnlichwie Niederschlagswassereinleitungen aus der Trennkanalisationzu bewerten. Allerdings steht durchdie außerörtliche Lage meist die Fläche für Versickerungsmaßnahmenzur Verfügung. Ein zentralesStraßenentwässerungskataster für Nordrhein-Westfalenbefindet sich zzt. im Aufbau. Bis zur Fertigstellungmüssen die Einleitungen für eine Bewertung undBeplanung zunächst erhoben werden:■■Keine Einleitung unmittelbar in die Gewässeroder deren Quellregionen, sondern VersickerungAnlage von Regenrückhalte- bzw. Regenklärbecken(RRB / RKB) an Stellen, wo die geringeVersickerungskapazität dies erforderlich machtTeichanlagenBestehende Bewirtschaftungsgrundsätze für fischereilichgenutzte Teichanlagen sind strikt einzuhalten:■■■■■Trockenverbringung des SchlammsAnlage von Absetzteichen unterhalb regelmäßigzu reinigender AnlagenExtensivierung der Bewirtschaftungkeine Kalkung, die zur Erhöhung des pH-Wertesim Ablauf über das gewässertypische MaximumführtSachgemäßes Abfischen zur Reduzierung derSchlammabschwemmungenExkurs zur M3-Anwendung für SalmonidenlaichgewässerZur Bestimmung des Maßnahmenbedarfs ist eineSystemanalyse nach Vorgaben des BWK MerkblattesM3 (BWK 2001) auf Grundlage der in Kap. 5formulierten Anforderungen im Gewässer (s. Tab.5-1 Kap. 5; dies sind im Wesentlichen die Basiskennwerte:0,16 mg/l NH 4 -N, 0,004 mg/l NH 3 -N 1 ,25 mg/l AFS, < 3 mg/l BSB 5 ) erforderlich (sieheBeispiel Anhang A-5). Somit erfolgt die Anwendungdes Immissionsprinzips bei der Bemessungund Bewirtschaftung von punktuellen Quellen.Auf Grundlage der Vorbelastung wird geprüft, wiehoch der Gewässerabschnitt belastet werden darf,ohne dass Schädigungen zu erwarten sind.Als Bezugsgröße für die Untersuchung im Rahmeneiner Sanierung eines potenziellen Salmonidenlaichgewässersgilt die nach einer Sanierung zuerwartende Vorbelastung des Gewässers. Diesbasiert auf der Annahme, dass bei der Anwendungdes Merkblattes davon ausgegangen wird, dassoberhalb der zu betrachtenden Einleitung bestehenderHandlungsbedarf dort unter Anwendungdes Merkblattes zu Sanierungsmaßnahmen führt.Die anzusetzende Vorbelastung entspricht somitden oben angegeben Basiskennwerten. Für AFSwird ein Wert von 6 mg/l angesetzt. Bei der Festlegungdes pH-Wertes werden zwei Situationenunterschieden. Bei fehlender Uferstreifenzone istvon erhöhtem Substrateintrag und fehlender Beschattungauszugehen. Beide Effekte unterstützenindirekt die Erhöhung des pH-Wertes. In dieserSituation sind pH-Werte von etwa 8,5 (ObergrenzeTab. 5-1) wahrscheinlich. Ist das Gewässer jedochdurch die Uferstreifenzone vor oberflächigen Sediment-und damit Phosphoreintrag geschütztund gleichzeitig beschattet, sind pH-Werte von 6,5bis 7,5 erreichbar.Die Anwendung von M3 „stellt sicher, dass Einleitungen,deren Einflussbereiche auf das Gewässersich überschneiden, gemeinsam betrachtet werden“(BWK 2001). Die Einleitungen von punktuellenQuellen eines zusammenhängenden Siedlungsbereichesdürfen somit keine Überschreitung deroben formulierten Werte im Gewässer hervorrufen.1041 Für Abschnitte im Sinne von Eu- und Hypokrenal [Salamanderzone]gilt 0,02 mg/l NH 3 -N .

Maßnahmen6.1.2 Diffuse QuellenAls wesentliche Belastungen für Salmonidenlaichgewässeraus diffusen Quellen wurden Einträge vonFeinsediment und angelagerten Phosphorverbindungenermittelt. Zudem werden über den Interflowund Grundwasserpfad erhebliche Mengen Nitrat 2eingetragen, die jedoch vor dem Hintergrund derBelastung durch P-Verbindungen unter Eutrophierungsaspektenvorläufig keine relevante Belastungdarstellen.Abb. 6-1 Schematische Darstellung der Zonenunterschiedlicher NutzungsintensitätZone > 100 m Abstandzum GewässerZone ≤ 100 m Abstandzum GewässerUferstreifenzoneGewässerDer Schutz der Gewässer vor Oberflächenabflussund Interfloweintrag lässt sich wirksam über zweiverschiedene Wege erreichen:■Anpassung der Flächennutzung an Relief- undBodenverhältnisse mit dem Ziel der Austragsvermeidung■Einrichtung von Schutzstreifen mit Filterfunktionim unmittelbaren Gewässerumfeld mit dem Ziel,schädliche Stoffe zu akkumulieren bzw. stofflichumzusetzenDas Maßnahmenkonzept greift auf beide Optionenzu, wobei sich die Maßnahmen ergänzen und positiveSynergieeffekte zu erwarten sind.Die räumliche Zuordnung der Maßnahmen, d. h. verschiedenerStufen gewässerschonender Nutzungen,orientiert sich in erster Linie an der Distanz zumGewässer.Für die Maßnahmenzuordnung werden die Gewässerschutzzonenin drei Zonen unterschiedlicherNutzungsintensität unterschieden (Abb. 6-4):■■■Uferstreifenzone (USZ)Zone ≤ 100 m Abstand zum GewässerZone > 100 m Abstand zum GewässerDie Dimensionierung orientiert sich an Vorgabenund Erfahrungen aus nordamerikanischen Laichgewässerschutzprogrammenund wurde hinsichtlichder naturräumlichen und nutzungsbedingten Verhältnissein nordrhein-westfälischen Mittelgebirgenangepasst. Die Analyse der Gefährdungspotenzialeund die darauf aufsetzende Maßnahmenplanung greiftauf eine landesweit einheitliche Datenbasis aus demFachinformationssystem Diffuse Quellen (FIS-DQ)zurück. Datenerhebungen sind somit auf konzeptionellerEbene nicht notwendig und bleiben der Ausführungsplanungvorbehalten.6.1.2.1 Uferstreifenzone (USZ)Die Maßnahme mit höchster Priorität ist die Schaffungvon Uferstreifenzonen im gesamten Gewässersystem,insbesondere an den kleineren Zuflüssen. Dabeibasiert die Uferstreifenzonenbreite grundsätzlich aufden lokalen Hangneigungsklassen (AG BODEN 1994)(Tab. 6-1), da diese wesentlich die Pufferwirkung gegenüberNährstoffen und Feinsedimenten bestimmen.Diese Dimensionierung ist ausschließlich auf dieReduzierung von Einträgen ausgerichtet und berücksichtigtnicht die notwendige Ausdehnung des Uferstreifensim Sinne der „Richtlinie für naturnahe Unterhaltungund naturnahen Ausbau der Fließgewässerin Nordrhein-Westfahlen“ (MUNLV 1999 ).2 Die Belastung durch Nitrat gilt es dennoch zu minimieren, um weitergehende Eutrophierungsproblemein den Küstenmeeren zu begrenzen.105

MaßnahmenDie dort festgeschriebene Dimensionierung, die sicham räumlichen Bedarf für eine gewässertypgerechtemorphologische Entwicklung orientiert, bleibt vonden obigen Dimensionierungen unbeeinflusst. Dahermüssen gegebenenfalls bei Gewässern die Uferstreifenzonenzur Reduzierung der Einträge auf die erforderlichenEntwicklungskorridore für das Gewässer addiertwerden. Die Uferstreifenzone zur Eintragsminimierungsetzt dann am Rand des Gewässerentwicklungskorridorsan.Eine weitere Differenzierung der Uferstreifenzonenbreiteerfolgt mit Hilfe der Nutzungsinformationen.So ist bei Ackernutzung im Umfeld der Uferstreifenzonedie aus der Neigung abgeleitete Breite(Tab. 6-1) um 10 m zu verbreitern. In Siedlungsbereichenist auf unbefestigten Flächen generell eine Uferstreifenzonevon mindestens 5 m Breite umzusetzen.Die Breite der Uferstreifenzone wird weiterhinvon Straßen und anderen Verkehrswegen begrenzt, dadie aus gewässerferneren Bereichen ausgetragenenStoffe durch die sachgemäße Straßenentwässerunggefasst werden und geregelt weitergeleitet werden(sollen).Zielnutzung der UferstreifenzoneDie Uferstreifenzonen sind nutzungsfrei und werdenzu naturnahem Wald bzw. Gehölzbeständen – entsprechendder potenziell natürlichen Vegetation – entwickelt.Diese Umwandlung wird durch Förderung dernatürlichen Sukzession oder gegebenenfalls durchInitialpflanzungen unterstützt. Bei Weidenutzung aufden benachbarten Flächen ist eine vollständige, intakteAuszäunung der Uferstreifenzone an der Grenze zumGrünland erforderlich, um das Vieh von Gewässer undUferstreifenzone zu trennen.6.1.2.2 Zone ≤ 100 m und Zone > 100 mAbstand zum GewässerLokalisierung gefährdeter BereicheUm austragsgefährdete Bereiche lokalisieren zu können,werden aus der Nutzung und der durchschnittlichenHangneigung unterschiedliche Gefährdungsstufen(0-4) abgeleitet (Tab. 6-2).Auf Grundlage der Gefährdungsstufen werden jenach Distanz zum Gewässer unterschiedliche Zielnutzungengefordert (s. Tab. 6-3).Zone ≤ 100 m Abstand zum Gewässer:Der Puffer bis 100 m Abstand zum Gewässer schließtdirekt an die Uferstreifenzone an (z. B. Neigungsklasse0 (Tab. 6-1): 5-100 m Abstand zum Gewässer).In diesem insgesamt 200 m (100 m je Gewässerseite)breiten Korridor exklusive der inneren Uferstreifenzonesind alle Ackerflächen, die in eine Gefährdungsklasse> 0 kategorisiert werden, extensiver umzunutzen.Konkret ist die Umwandlung bei Gefährdungsklassen> 2 in Wald bzw. bei Gefährdungsklassen< 2 in gewässerschonende Landbewirtschaftung umzuwandeln(s. Tab. 6-3). Somit müssen insbesonderealle Hangmulden, die eine Bündelung des oberflächigablaufenden Wassers fördern, dauerhaft begrünt oderbewaldet werden. Vernässte Bereiche sind aus derlandwirtschaftlichen Nutzung zu nehmen und gegebenenfallsauszuzäunen.Zone > 100 m Abstand zum GewässerFür die Flächen eines Einzugsgebietes mit einerDistanz über 100 m zum Gewässer ist eine konservierendeBewirtschaftung bei Gefährdungsklassen< 2 und eine gewässerschonende Bewirtschaftung beieiner Gefährdungsklasse ≥ 2 erforderlich (s.Tab. 6-3).Extremstandorte (Gefährdungsklasse 4) müssen zuWald umgewandelt werden.Nutzungen, die extensiver als gefordert bewirtschaftetwerden, sind zu erhalten.106

MaßnahmenTab. 6-1Uferstreifenzonenbreite je nach Neigung der FlächenNeigungsklassen [°]* 0 1 2 3 4(< 0,5) (0,5-2) (2-5) (5-10) (> 10)Uferstreifenzonenbreite [m] 5 10 15 30 40*AG BODEN 1994Tab. 6-2Gefährdungsklassen je nach Neigung und Nutzung der FlächenNeigung Wald Extensives Grünland Intensives Grünland Acker< 0,5 ° 0 0 0 00,5-2 ° 0 0 0 12-5 ° 0 0 1 25-10 ° 0 1 2 3> 10 ° 0 2 3 4Tab. 6-3Abgestuftes Konzept der ZielnutzungenGefährdungsklasse Zone ≤ 100 m Abstand Zone > 100 m Abstand0 Konservierende LW Konservierende LW1 Gewässerschonende LW Konservierende LW2 Gewässerschonende LW Gewässerschonende LW3 Wald Gewässerschonende LW4 Wald Wald107

MaßnahmenAnforderungen und Handlungsanweisungen für die ZielnutzungWaldDie bewaldeten oder aufzuforstenden Bereichesind gewässerschonend und extensiv zu nutzen,um einen Stoffaustrag von diesen Flächen auszuschließen.■ Naturnahe Bewirtschaftung■ Anpflanzung standortgerechter Bäume / Umwandlungin Laubwaldbestände■ Totholz belassen■ Verzicht auf Kahlschläge■ Begrünung von Forstwegen■ Rückegassen minimierenGewässerschonende LandwirtschaftDiese extensive Bewirtschaftungsform beinhaltetNutzungsänderungen auf den landwirtschaftlichenFlächen, die den Stoffaustrag insbesondere vonPhosphor-Verbindungen und Sedimenten minimieren.Neben den allgemeinen gültigen Anforderungensind auch nutzungsbezogene Einschränkungenzu beachten.Allgemeine Anforderungen■ Extensive Bewirtschaftung■ Minimale, witterungsangepasste Düngung■ Vermeidung von Bodenverdichtung,z. B. kein Befahren nasser Flächen■ Keine Stoffansammlungen, wie Silos,Misthaufen, Feldmieten auf der Fläche■ Keine Güllung zwischen Anfang Oktoberund Mai■ Gewährleistung sachgerechter WirtschaftswegeentwässerungAcker■ Kein Anbau von erosionsanfälligen Anbaufrüchtenwie Mais, Zuckerrüben■ Ganzjährige Bodenbedeckung durch z. B. Zwischenfruchtanbauoder Mulchauflagen■ Einsatz gewässerschonender Anbaumethoden(z. B. Mulchsaatverfahren)Weide■ Reduzierung der Viehdichte■ Keine Beweidung im Winterhalbjahr■ Gewährleistung einer stets geschlossenen Grasnarbe,daher z. B. keine die Weide selektiv nutzendenTiere (z. B. Pferde)■ Grasnarbenpflege■ Tränken möglichst weit entfernt vom Gewässeranlegen■ Auszäunung vernässter BereicheWiese■ Max. 1-2 Schnitte pro Jahr (je nach NährstoffangebotAusmagerung der Flächen)■ Keine späten Mahdtermine■ Kein Befahren der Fläche von Oktober bis Mai■ Vermeidung von Grasnarbenverletzungen■ GrasnarbenpflegeKonservierende LandwirtschaftDie konservierende Landwirtschaft orientiertsich in erster Linie an den Anforderungen derguten fachlichen Praxis. Somit stellt sie eine Zielnutzungdar, die in vielen Bereichen der heutigenBewirtschaftungspraxis bereits entspricht.■ Anwendung der guten fachlichen Praxis■ Anpassung der Düngung auf Pflanzenbedarfund Witterung, um ein Verdriften in benachbarteBereiche zu vermeiden■ Bodenverdichtungen verhindern■ Reduzierung der Viehdichte, Grasnarbenpflege■ Bei erosionsanfälligen Anbaufrüchten gewässerschonendeAnbaumethoden wie Mulchsaatverfahren■ Muldenförmige Abflussbahnen als Grünlandstreifen(Wiese) pflegen108

Maßnahmen6.1.3 Ökomorphologische VerhältnisseDie Verbesserung der ökomorphologischen Verhältnisseumfasst Maßnahmen, die sich gezielt den nachfolgendenfunktionalen Gruppen widmen:■■■Gewässerstruktur,Durchgängigkeit,Sohlsediment.Für Maßnahmen, die diese funktionalen Gruppen betreffen,besteht mit dem „Konzept zur naturnahenEntwicklung der Fließgewässer“ (KNEF) einadäquates Werkzeug, dass die notwendigen Maßnahmenbündelzusammenfassend darstellt.Die konzeptionelle Auslegung des KNEF erlaubtes, auch weitreichende Änderungen der GewässerundUmfeldsituation planerisch darzustellen undzukunftsweisende Vorgaben zu formulieren. Zu demim „Leitfaden zur Aufstellung eines Konzepteszur naturnahen Entwicklung von Fließgewässern“(MUNLV 2002) beschriebenen Vorgehen sind diefolgenden Ergänzungen notwendig:■■■Laichhabitatkartierung,0+-Habitatkartierung,Ausweisen von Uferstreifenzonen und Gewässerschutzzonenim gesamten Einzugsgebiet.Eine grundlegende Anforderung an KNEF, die gezieltzur Entwicklung von Salmonidenlaichgewässern erstelltwerden, ist, neben den zusätzlichen salmonidenspezifischenKartierungen, die Einbeziehung der Nebengewässerin das Konzept. Dies muss zumindest fürden Aspekt der Gewässerschutzzonenentwicklung hinsichtlichder Reduzierung der diffusen Stoffeinträge füralle Zuflüsse erfolgen. Die Ausweisung der notwendigenGewässerschutzzonen kann auf Basis der imFachinformationssystem Diffuse Quellen (FIS-DQ)vorliegenden Daten zur Neigungs- und Nutzungssituationerfolgen (s. auch Kap. 6.1.2).Mit dem „Konzept zur naturnahen Entwicklungder Bröl“ liegt ein Muster-KNEF für die Entwicklungvon Salmonidenlaichgewässern vor (LandesfischereiverbandWestfalen und Lippe e. V.)Die nachfolgend beschriebenen Maßnahmen fassendie Maßnahmenoptionen eines charakteristischenKNEF zusammen und sind für das jeweilig zu bearbeitendeGewässer anzupassen.6.1.3.1 GewässerstrukturDer Schwerpunkt der Maßnahmen ist auf die typgemäßeAusbildung von Pool-Riffle-Strukturen zulegen, da sie Grundbedingung für die erfolgreiche Reproduktionvon Salmoniden ist. Ein geeignetes LängsundQuerprofil kann sich nur bei einer entsprechendenGewässerbreiten(varianz) ausbilden, die wechselndeFließtiefen und -geschwindigkeiten erlaubt. Regelprofilierungen,insbesondere in Verbindung mit Ufer- undSohlbefestigungen verhindern derartige Sohlstrukturen.Folgende Maßnahmen sind grundsätzlich geeignet, eintypkonformes Längs- und Querprofil zu entwickeln:■■■■■■■Erhalt und Entwicklung eigendynamischer LaufveränderungenRückbau von Ufer- und Sohlsicherungen alsGrundlage für eine eigendynamische Entwicklung,Belassen / Einbringen von TotholzAufweitung des Gerinnes auf potenziell natürlicheBreiten mit baulichen MittelnEntwicklung typkonformer Windungsgrade / Lauflängendurch eigendynamische Entwicklung odermit baulichen MittelnReduzierung / Rückbau von Rückstaubereichenbzw. SohlbauwerkenRückführung der Sohleintiefung bzw. Wiederherstellungdes natürlichen Sohlniveaus6.1.3.2 DurchgängigkeitIm Rahmen der Gewässerstrukturgütekartierung sindalle Querbauwerke (hier Sohlbauwerke und Verrohrungen)zu erfassen und zu dokumentieren. Ergänzendkönnen Daten des Querbauwerke-Informationssystems(QUIS) hinzugezogen werden. Letzterewerden zeitnah für ganz NRW vorliegen und hinsichtlichihrer Auswirkungen auf die Durchgängigkeitder Gewässer ausgewertet. Daneben sind aber auch109

MaßnahmenAbb. 6-2Rückbau eines AbsturzesWanderhindernisse in den Gewässern, die aufgrundihrer geringen EZG-Größe nicht im QUIS erfasstsind, zu beseitigen, da sie Laichgewässer insbesonderefür Forellen sind.Die longitudinale Durchgängigkeit ist für die LaichundAufwuchsgewässer sowie den Wanderkorridorobligat und mittels folgender Maßnahmen sicherzustellen:■■■■■Rückbau des Wanderungshindernisses einschließlichevtl. Rückstauwirkungen (prioritäre Lösung)Umbau des Wanderungshindernisses zu einer rauenGleite bzw. passierbaren VerrohrungSicherung einer verlustfreien Abstiegsoption beiWasserkraftnutzungAnlage von UmgehungsgerinnenErrichtung technischer Fischaufstiegs- und AbstiegshilfenGrundsätzlich ist für eine Wiederherstellung ökologischintakter Fließstrecken das vollständige Schleifenvon Querbauwerken den technischen Nachbesserungsmaßnahmendeutlich vorzuziehen (Abb. 6-2).6.1.3.3 SohlsubstratDas Sohlsubstrat kann in unterschiedlicher Hinsichtökomorphologische Defizite aufweisen, so dass verschiedenartigeMaßnahmenkomplexe zu betrachtensind.■■■Hinsichtlich des Mangels an kiesigen Bestandteilenist der Rückbau der Ufer- und Sohlsicherungsowie das Belassen / Einbringen von Totholz zurDynamisierung und Erschließung von kiesigenFeststoffquellen notwendig.Die Vermeidung bzw. Reduzierung des Feinsedimenteintragsist durch die Anlage von Ufer- / Pufferstreifenzonen(Dimensionierung s. Kap. 6.1.2)zu erreichen.Die mangelnde Substratdiversität ist in erster Linieauf ausbau- und unterhaltungsbedingte Defizitezurückzuführen und muss durch Redynamisierungdes Laufes durch Rückbau der Ufer- und Sohlsicherungen,Einbringen und Belassen von Totholzbzw. Laufverlängerung erreicht werden.110

MaßnahmenAbb. 6-3 Frachten / EWG / Jahr NH 4 -N der Kläranlagen im Zuständigkeitsbereich des AggerverbandesWerte aus 1998 - 20010,5NH 4 -N0,4Fracht / EWG /Jahr (kg)Fracht / EWG / Reproduktionszeit(kg)0,30,20,10Neunkirchen Winterscheid Homburg Bröl Marienfeld Büchel BrenzingenGegebenenfalls müssen die Maßnahmen durch Anlegenvon künstlichen Geschiebedepots aus autochthonemMaterial oder eine Kiesreinigung unterstütztwerden.Um günstige Voraussetzungen für die Etablierung vonbestandsstarken Populationen zu schaffen, ist in denersten Jahren die Kiesreinigung im Bereich der geeignetenLaufabschnitte (s. Laichhabitatkartierung) hilfreich.Sie ersetzt übergangsweise die durch dichte Laichgrubenanordnungcharakteristische Aufreinigung derSubstrate durch die laichenden Fische. Letztlich wird dieWiederannäherung an das natürliche Abflussregime unddie Annäherung an die ursprüngliche Lauflänge undForm des Gewässers die natürlichen Laichgebiete fürkieslaichende Fische wieder hervorbringen.6.2 Sanierungskonzept BrölDas nachfolgend zusammenfassend dargestellteSanierungskonzept für die Bröl und ihr Einzugsgebietzeigt exemplarisch den Maßnahmenbedarf in einemcharakteristischen Mittelgebirgsraum Nordrhein-Westfalens auf. Der vorangehend beschriebene Maßnahmenpoolmuss nahezu in Gänze ausgeschöpft werden,um die vielfältigen Nutzungen des Gewässersund des Umfeldes in Einklang mit der Etablierungerfolgreich reproduzierender Großsalmonidenbeständezu bringen.6.2.1 Punktuelle QuellenPunktuelle Quellen tragen im Einzugsgebiet der Brölwesentlich zur Belastung des Gewässers bei. Im Vordergrundstehen dabei Belastungen durch Ammoniumund AFS (vgl. Anhang A-3). Bei Betrachtungder einzelnen Punktquellen (vgl.Anhang A-3) rückendie Kläranlagen als Quelle für hohe Ammoniumfrachtenin den Vordergrund. Durch die Betrachtungeinwohnerspezifischer Emissionsfrachten ist eine ersteBeurteilung der Kläranlagen möglich (vgl. Abb. 6-3).Hohe Frachten werden aber auch aus Trenn- undMischwassersystemen ins Gewässer eingetragen. DerEintrag von AFS erfolgt über das Trennsystem, Straßenentwässerungen,Mischwassereinleitungen und Kläranlagen(vgl. Anhang A-3).111

MaßnahmenAbb. 6-4 Ammonium-Werte ober- und unterhalbder Kläranlage Homburg Bröl2000 / 2001Ammonium (mg/l)0,50,40,30,20,10,0n = 47 n = 47oberhalb unterhalb90 %-Perzentil75 %-Perzentil50 %-Perzentil (Median)25 %-PerzentilMinimumIm Folgenden werden die wichtigsten Schritte zur Sanierungder Punktquellen im Einzugsgebiet der Brölanhand von Beispielen erläutert.Die Zusammenstellung erhebt keinen Anspruch aufVollständigkeit. Der vollständige Maßnahmenbedarfwird letztlich durch eine Systemanalyse nach Vorgabendes BWK Merkblattes M3 (BWK 2001) aufGrundlage der in Kap. 5 (siehe auch Kap. 6.1.1) formuliertenAnforderungen ersichtlich. Beispielhaftwird dazu die M3-Berechnung für den HarscheiderBach, einem Nebengewässer der Bröl, vorgestellt.Ein Großteil der Kläranlagen im Einzugsgebietder Bröl wird vom Aggerverband betrieben. Die TabellenA-6 und A-7 (s. Anhang) geben einen Überblicküber die Klärverfahren und fassen die wesentlichenMaßnahmen hinsichtlich einer kenngrößenkonformenSanierung der Kläranlagen zusammen.Zur Sanierung des Kanalnetzes Homburg Bröl wurdenach Fertigstellung des Netzplanes ein Sanierungskonzept,das Maßnahmen zur Fremdwassersanierungbeinhaltet, erarbeitet. Die Sanierung der Kläranlagebzw. des Kanalnetzes Homburg Bröl ist von hoherPriorität, da aus den Ergebnissen der Messung ersichtlichwird, dass sie den gewässerseitigen Kennwertvon 0,2 mg/l NH 4 , insbesondere in der Reproduktionsphaseder Salmoniden, z. T. erheblich überschreitetund dadurch eine Beeinträchtigung derLaichhabitate bewirkt. In Abb. 6-4 sind das 25%-,50%-, 75%- und 90%-Perzentil aller Probenehmenoberhalb und unterhalb der Kläranlage dargestellt.Die Differenz des Mittelwertes im Fließgewässeroberhalb und unterhalb der Kläranlage betrug im Untersuchungszeitraum0,16 mg/l NH 4 . Bei den Extremwertenzeigte sich eine Differenz von bis zu 3 mg/l.Dies zeigt den Sanierungsbedarf der Kläranlageunter Berücksichtigung der Leitfadenkriterien an.Mittlerweile konnte die Situation schon durch Optimierungsmaßnahmenbei einem Indirekteinleiter undauf der Kläranlage verbessert werden. Die Betrachtungder Messwerte lässt die schon oberhalb der Kläranlageneinleitungvorhandene Belastung erkennen(vgl. Abb. 6-4). Insbesondere das oberhalb der Kläranlagegelegene RÜB Bierenbachtal / Talstraße bringtlangandauernde, erhebliche Abschlagsmengen proJahr. Dies muss bei der Sanierung des Netzes ebenfallsberücksichtigt werden, um die Kenngrößen einhaltenzu können.Kurzfristig ist ein Kurzschluss zwischen zwei Sammlerndurch den Bau eines RÜB zu beseitigen (für 2003vorgesehen).Aus Tabelle A-6 (s. Anhang) wird ersichtlich, dassfür die Kläranlage Brenzingen in Waldbröl zurzeit keinSanierungsbedarf besteht. Um dies abzusichern, isteine weitergehende Prüfung der Einhaltung der gewässerseitigenBasis-Kennwerte (vgl.Tab 5-1 Kap 5.1.)erforderlich. Der Netzplan wurde neu erstellt. Hierausund aus weitergehenden Analysen nach M3 ergebensich die erforderlichen Maßnahmen z. B. für die Regenüberlaufbecken„Brenzingen (Bauhof)“ und „Am Hallenbad“,die eine hohe Abschlagsmenge und langandauerndeAbschläge im Jahr aufweisen.Die Kläranlage Büchel wird zurzeit ausgebaut. Die Einhaltungder Kenngrößen ist zu überprüfen (vgl.Tab 5-1112

MaßnahmenTab. 6-4Mischrechnungen zur Ermittlung des Bemessungswertes für NH 4 -N für die vom Aggerverbandbetriebenen Kläranlagen auf Grundlage des Ist-Zustandes, der Kenngrößen des Leitfadens sowieder Vorgaben aus Mindestanforderungen der AGA ohne besonderen NutzungsgradI. Gemäß Leitfaden mit Grundbelastung im Sinne der Basis-KennwerteKläranlage Einzugsgebiet des MNQ Qs Grundbelastung Kenngröße des BemessungswertGewässers (km 2 ) (l/s) (l/s) (mg/l) Leitfadens (mg/l) (mg/l)Brenzingen 6,38 19,1 30,6 0,16 0,16 0,16Büchel 178,40 535,2 75,0 0,16 0,16 0,16Homburg Bröl 45,64 136,9 70,5 0,16 0,16 0,16Winterscheid 6,90 20,7 10,5 0,16 0,16 0,16Neunkirchen 196,00 588,0 39,0 0,16 0,16 0,16II. Gemäß Leitfaden mit ermittelter GrundbelastungKläranlage Einzugsgebiet des MNQ Qs ermittelte Grund- Kenngröße des BemessungswertGewässers (km 2 ) (l/s) (l/s) belastung* (mg/l) Leitfadens (mg/l) (mg/l)Brenzingen 6,38 19,1 30,6 0,02 0,16 0,25Büchel 178,40 535,2 75,0 0,27 0,16 -0,62Homburg Bröl 45,64 136,9 70,5 0,28 0,16 -0,07Winterscheid 6,90 20,7 10,5 0,05 0,16 0,38Neunkirchen 196,00 588,0 39,0 0,04 0,16 1,97III. Ist-Zustand mit Grundbelastung im Sinne der Basis-KennwerteKläranlage Einzugsgebiet des MNQ Qs Grundbelastung Vorgabe AGA BemessungswertGewässers (km 2 ) (l/s) (l/s) (mg/l) (mg/l) (mg/l)Brenzingen 6,38 19,1 30,6 0,16 1 1,53Büchel 178,40 535,2 75,0 0,16 1 6,99Homburg Bröl 45,64 136,9 70,5 0,16 1 2,63Winterscheid 6,90 20,7 10,5 0,16 1 2,66Neunkirchen 196,00 588,0 39,0 0,16 1 13,66IV. Ist-Zustand mit ermittelter GrundbelastungKläranlage Einzugsgebiet des MNQ Qs ermittelte Grund- Vorgabe AGA BemessungswertGewässers (km 2 ) (l/s) (l/s) belastung* (mg/l) (mg/l) (mg/l)Brenzingen 6,38 19,1 30,6 0,02 1 1,62Büchel 178,40 535,2 75,0 0,27 1 6,21Homburg Bröl 45,64 136,9 70,5 0,28 1 2,40Winterscheid 6,90 20,7 10,5 0,05 1 2,87Neunkirchen 196,00 588,0 39,0 0,04 1 15,47* zur Ermittlung der Grundbelastung: Brenzingen, Winterscheid, Neunkirchen n = 2 bzw. 4;Homburg Bröl, Büchel n = 48 bzw. 49113

MaßnahmenKap. 5.1). Das Kanalnetz Büchel/ Ruppichteroth weisteinen z. T. hohen Sanierungsbedarf auf. Für die Regenüberläufein Ruppichteroth muss unter dem Aspekt dernaheliegenden Laichgruben ein Sanierungskonzept erstelltwerden. Wie in Kap 6.1.1 gefordert, sind die Regenüberläuferückzubauen oder mit einem Retentionsbodenfilterzu versehen.Ein hoher Sanierungsbedarf besteht für das RÜB Harscheid.Wenige und langandauernde Abschläge deutenauf ein Fremdwasserproblem im Kanalnetz hin.Die Kläranlage Neunkirchen wurde im Untersuchungszeitraumausgebaut. Die Kläranlage Marienfeldwurde mittlerweile stillgelegt und das Abwasser zurKläranlage Büchel abgeleitet.Für die Kläranlage Winterscheid und das Kanalnetz istein aktueller Netzplan erstellt. Ein Sanierungsbedarf istzurzeit nicht ersichtlich. Eine weitergehende Prüfungzur Einhaltung der Kenngrößen ist notwendig.In Tab. 6-4 sind beispielhaft für die Kläranlagen desAggerverbandes Bemessungsgrößen für die Einhaltungder Kenngrößen dieses Leitfadens für den ParameterNH 4 -N dargestellt, die anhand von Mischrechungen ermitteltwurden. Vergleichend werden auch die berechnetenBemessungswerte für die Anforderungen derAGA aufgelistet.Am Beispiel der in Tab. 6-5 aufgelisteten Abschlagsmenge/-dauer und Anzahl von Abschlägen von Mai bisDezember 2001 wird der Schwerpunkt des Sanierungsbedarfesder Regenüberlaufbecken unter Anwendungder Leitfadenkriterien ersichtlich. Eine genaue Prüfungdes jeweiligen Beckens erfolgt über die Netzplanberechnungbzw. über die Anwendung des Verfahrensnach Merkblatt 3 (BWK 2001).Ein sehr hoher Sanierungsbedarf besteht für dieRegenüberlaufbecken Waldbröl (Am Hallenbad),Brenzingen (Bauhof), Ruppichteroth und Harscheid.Für die Sanierung der Regenüberlaufbecken ist derBau von Retentionsbodenfiltern zu fordern (vgl. Kap6.1.1).114

MaßnahmenTab. 6-5Regenüberlaufbecken mit zu überprüfenden Sanierungsbedarf nach Leitfaden im Einzugsgebietder BrölRegenüberlaufbecken Abschlagsmenge Abschlagsdauer Anzahl von Abschlägen Anmerkungmit größtem Mai - Dezember 2001 Mai - Dezember 2001 Mai - Dezember 2001Sanierungsbedarf [m 3 ] [h]Talstraße 96.000 - 300.000 400 - 1.700 > 120 RRB nachgeschaltetWaldbröl 96.000 - 300.000 200 - 400 30 - 80 Nachschaltung eines(Am Hallenbad)RRB befindet sich inder PrüfungLinscheid 65.000 - 96.000 400 - 1.700 RRB nachgeschaltetBrenzingen (Bauhof) 65.000 - 96.000 200 - 400 30 - 80 Nachschaltung einesRRB befindet sich inder PrüfungRuppichteroth 65.000 - 96.000 200 - 400 30 - 80Harscheid 65.000 - 96.000 200 - 400 lange u. wenige Abschlägedeuten auf einFremdwasserproblemhinHomburg Bröl 16.000 - 65.000 200 - 400Berkenroth 16.000 - 65.000 200 - 400 30 - 80Marienfeld 16.000 - 65.000 25 - 200 81 - 120 RRB nachgeschaltetEckenbach 16.000 - 65.000 25 - 200Hast 16.000 - 65.000 25 - 200 30 - 80 RRB nachgeschaltetHuppichteroth 25 - 200 > 120Winterscheid 25 - 200 30 - 80Dreisbachtal 30 - 80 RRB nachgeschaltetDie Markierungen zeigen die Becken mit der höchsten (absteigend: dunkelrot, hellrot) Abschlagsmenge und -dauersowie der größten Anzahl von Abschlägen im Zeitraum Mai bis Dezember 2001.115

Maßnahmen6.2.2 Diffuse QuellenUm die Einträge aus diffusen Quellen im Bröl-Einzugsgebietzu verringern, sind Maßnahmen in derFläche und im gewässernahen Umfeld notwendig. DieAusweisung der Flächen, für die entprechende Maßnahmengefordert werden, erfolgt nach den Kriterien,die in Kap. 6.1.2 detailliert beschrieben sind. Hauptaugenmerkliegt dabei auf den landwirtschaftlichgenutzten Gebieten. Die Wirkung der Flächen auf dasGewässer variiert je nach Lage zum Gewässer, Neigungund Nutzung. Grundsätzlich wird je nach Distanz zumGewässersystem in die drei Zonen Uferstreifenzone,Zone ≤ 100 m und Zone > 100 m Abstand zum Gewässerunterschieden, die als die Gewässerschutzzonezusammengefasst sind.Tab. 6-6Breiten der Uferstreifenzone am Gewässersystemdes Bröl-Einzugsgebietesohne Berücksichtigung der VerkehrswegeLauflänge [%] desGewässersystemsUferstreifenzonenbreite [m]10 5-1018 1536 3036 40Die Anforderungen an die Nutzung orientieren sichan den in Kap. 6.1.2 entwickelten Maßnahmen: DieUferstreifenzone ist nutzungsfrei. Vorrangig ist einesukzessive Entwicklung zu standortgerechtem WaldoderGehölzbestand angestrebt. Im Einzelfall sindInitialpflanzungen vorzunehmen.Je nach Gefährdungsklasse, die aus Neigung und Nutzungabgeleitet wird (Abb. 6-5), ist innerhalb des restlichenEinzugsgebietes die land- und forstwirtschaftlicheFläche gewässerschonend bzw. konservierend zunutzen. Bei beiden Nutzungsvarianten kann zumgroßen Teil die ursprüngliche Bewirtschaftung unterEinhaltung bestimmter Auflagen fortgeführt werden.UferstreifenzoneDie Breite der Uferstreifenzone variiert bei Anwendungdes unter Kap. 6.1.2 beschriebenen Verfahrenszwischen 5 bis 50 m. Unter Berücksichtigung der Verkehrswegeals breitenlimitierender Faktor werden soca. 10% des Bröl-Einzugsgebietes als Uferstreifenzoneausgewiesen, von der allerdings heute schon45% als Wald genutzt werden. 50% der ausgewiesenenZone wird zzt. von Grünland, 1% von Ackerund 3% von unbebauten Siedlungsflächen eingenommen.Auf diesen 55% der Fläche ist eine Umwandlungin nutzungsfreien Wald notwendig. Durchschnittlichhat die Uferstreifenzone eine Breite von ca. 20 mje Gewässerseite, detailliertere Angaben sind inTab. 6-6 aufgeführt.MethodikAbb. 6-6 zeigt exemplarisch die Generierung derUferstreifenzonen. Die Breite orientiert sich an derNeigung innerhalb von 50 m Abstand zum Gewässer.Je steiler das Relief, umso breiter wird die Uferstreifenzone.Dazu werden Einheiten mit jeweilseiner dominanten Neigung gebildet, die mindestens100 m lang sind, um praktikable Einheitengrößen zuerhalten. In einem zweiten Schritt werden die Ergebnissemit den Nutzungsinformationen und Verkehrswegenabgeglichen. Die Kriterien zur weiteren Differenzierunganhand der Nutzung sind in Kap. 6.1.2beschrieben.116

MaßnahmenAbb. 6-5 Ermittlung der Erosionsgefährdung im Bröl-EinzugsgebietGIS-Analyse NeigungGIS-Analyse NutzungGefährdungsklassen im Bröl-EinzugErosionsgefährdungminimalgeringmittelhochsehr hoch117

MaßnahmenAbb. 6-6 Uferstreifenzonenausweisung anhand von Neigung und NutzungNeigungsklasse 0Neigungsklasse 1Neigungsklasse 2Neigungsklasse 3Neigungsklasse 4UferstreifenzoneGewässer50 m-PufferAckerflächeGrünlandSiedlungsflächeWaldUferstreifenzoneGewässer50 m-PufferAbb. 6-7 Exemplarische Nutzungsänderung im Umfeld eines Zuflusses der BrölIst-ZustandSiedlungWaldAckerGrünlandZielnutzungWaldnutzungnutzungsfreigewässerschonendkonservierendAckernutzunggewässerschonendkonservierendGrünlandnutzunggewässerschonendkonservierendGewässerSiedlung118

MaßnahmenZone ≤ 100 m Abstand zum GewässerDiese Zone umfasst die Fläche in einem 100 m-Pufferum das Gewässer abzüglich der ausgewiesenenUferstreifenzone. Damit beträgt die Breite der Zone≤ 100 m mindestens 50 m und max. 95 m. Wenn nichtbereits eine extensivere Nutzungsform anzutreffen ist,ist auf 52% der Fläche konservierende Landwirtschaftund auf 35% der Fläche gewässerschonendeLandwirtschaft zu betreiben (Nutzungsanforderungens. Kap. 6.1.2). 13% der Fläche sind Extremstandorte,die zum jetzigen Zeitpunkt in vielen Fällen aufgrundder hohen Reliefenergie bereits bewaldet sind. Nichtbewaldete Flächen innerhalb dieser Extremstandortesind aufzuforsten.Zone > 100 m Abstand zum GewässerIn den gewässerferneren Bereichen muss auf ca.60% der land- und forstwirtschaftlichen Flächenkonservierende und auf 40% gewässerschonendeBewirtschaftung betrieben werden (Nutzungsanforderungens. Kap. 6.1.2). Lediglich 0,2% der Flächesind auf Grundlage der erarbeiteten Kenngrößen aufzuforsten.Die in Abb. 6-7 dargestellte angestrebteZielnutzung setzt beispielhaft die an die Flächegestellten Forderungen um.119

MaßnahmenAbb. 6-8 Belassen von Totholz in der Bröl November 20026.2.3 Ökomorphologische VerhältnisseDie Maßnahmen zur Verbesserung der ökomorphologischenVerhältnisse an der Bröl wurden im Jahr2002 im Rahmen der Erstellung eines „Konzeptes zurnaturnahen Entwicklung der Bröl, der Waldbröl undder Homburger Bröl“ erarbeitet.Die Maßnahmen sind gezielt auf die Optimierung derreaktivierbaren Laich- und Aufwuchshabitate ausgerichtet.Zudem wird eine flächenhafte Biotoptypenkartierungder Auen vorgenommen, um Möglichkeitenund Grenzen der morphologischen Entwicklungspotenzialezu ermitteln (vgl. Abb. 6-8).Die Kartierung der Biotoptypen zeigt, dass das morphologischeEntwicklungspotenzial der Bröl als sehrhoch eingestuft werden kann. Viele Gewässerabschnittebenötigen wenige, gezielte Maßnahmen, umeine gute bis hervorragende naturnahe, typgerechteGewässerentwicklung zu initiieren. Als bedeutendesMaßnahmenpaket ist die Entwicklung von Uferstreifen(die Festlegung der Breite erfolgt an den Hauptläufenin erster Linie nach morphologischen Gesichtspunkten)in Verbindung mit der Entfesselung der Uferund Sohle sowie das Belassen / Einbringen von Totholzzu nennen. Insbesondere einige Gewässerabschnitteim Unterlauf der Bröl und Homburger Bröl weisenschon heute sehr naturnahe Strukturen auf, so dasshier im Vergleich zu anderen verbauten Abschnittenrelativ kurzfristig mit Hilfe des Belassens / Einbringensvon Totholz Abschnitte mit – unter morphologischenGesichtspunkten – idealen Laichmöglichkeiten fürSalmoniden entwickelt werden können.Weite Strecken der Homburger Bröl und Waldbrölsind durch Uferverbau festgelegt und weisen durchLaufverkürzungen erheblich veränderte Sohlgefälleauf, mit zahlreichen Regulierungen durch Querbauwerke.Jedoch ist auch hier das Entwicklungspotenzial120

MaßnahmenAbb. 6-9 Pilotmaßnahmen zur Einbringung von Totholz in die Bröl September 2002abschittsweise groß, so dass mit der Durchführungder oben genannten Maßnahmen hier auf längereSicht naturnah strukturierte Gewässerstrecken entstehenkönnen, soweit die Gefälleverhältnisse einesolche Entwicklung erlauben bzw. bei ausreichenderFlächenverfügbarkeit Laufverlängerungen eine Annäherungan naturnahe Gefälleverhältnisse ermöglichen.Abschnitte in Siedlungslage oder parallel zur Bröltalstraße/ Bundesstraße weisen nur geringe oder keineEntwicklungsmöglichkeiten (z. B.Verrohrung in Waldbröl)auf. Hier ist eine freie Durchgängigkeit, wie auchim gesamten Gewässer, anzustreben. Während desZeitraumes, der für die Umsetzung der Maßnahmenund die naturnahe Entwicklung benötigt wird, könnendie Laichbedingungen für Salmoniden durch Kiesaufreinigungensowie Einbringen von autochtonenKiesen vorübergehend optimiert werden. Diese Maßnahmenwerden langfrisitig durch eigendynamischelaterale Umlagerungen sowie durch Reinigung / Umlagerungbeim Schlagen der Laichgruben ersetzt.Im Rahmen des KNEF werden außerdem die Gewässerschutzzonenu. a. zur Verminderung des Feinsediment-/ P-Eintrages nach den in Kap. 6.1.2 dargestelltenVorgehensweisen ermittelt. Neben der Konzepterstellungwurden im Herbst 2002 Pilotmaßnahmen zurEinbringung von Totholz umgesetzt (vgl. Abb. 6-9).Das Konzept kann auf der Projekt-Homepage „www.broel.nrw.de“ im PDF-Format abgerufen werden.Als Fortführung der vorliegenden konzeptionellenBetrachtungen wurden in den Jahren 2004 und 2005Sanierungskonzepte für das gesamte Einzugsgebietder Bröl erstellt. Diese umfassen sowohl die ökomorphologischenals auch die siedlungswasserwirtschaftlichenSanierungsmaßnahmen.121

Monitoring7. MonitoringUmfangInnerhalb eines erweiterten Monitorings an Pilotgewässernist es sinnvoll, Folgendes zu untersuchen:■■■■■■Relevante Wasserparameter in derfließenden WelleÖkomorphologische VerhältnisseKartierung potenzieller LaichhabitateSedimentbedingungen im Interstitial derkartierten LaicharealeSauerstoffbedingungen im Interstitial derkartierten LaicharealeSchlupferfolg der SalmonidengelegeIm Folgenden werden alle relevanten Methoden, dieim Monitoring angewendet werden, dargestellt.7.1 Relevante Parameter derfließenden WelleDas nachfolgend beschriebene Monitoring ist für dieersten Pilotgewässer, in denen eine Sanierung derLaich- und Aufwuchshabitate realisiert werden soll,ausgelegt. Es dient damit im Wesentlichen der Effizienzprüfungder Maßnahmen. Mit weiterem Erkenntniszuwachssind die Kontrollverfahren dann ggf.anzupassen und in ihrem Aufwand deutlich reduzierbar.Zukünftig ist dann im Rahmen der üblichenGewässerbewirtschaftung von Salmonidengewässernnur noch die Überprüfung der Kenngrößen in derfließenden Welle erforderlich. Ob dies mit den nachfolgendbeschriebenen Methoden erfolgen soll oderdurch die standardisierte Gewässerüberwachung imSinne der WRRL ist jeweils im Einzelfall zu entscheiden.Anfang und DauerDer Beginn des Monitorings ist vor der Umsetzungder Maßnahmen erforderlich, um die Ausgangsvoraussetzungenim Gewässerbett zu ermitteln. Durchdie Kenntnis des ursprünglichen Zustandes wirddie Aussagekraft der Erfolgskontrollen während undnach der Durchführung der Maßnahmen erhöht. Zudemkönnen die Maßnahmen durch die Kenntnis desIst-Zustandes auf die jeweilige gewässerspezifischeSituation angepasst werden.Da die fließende Welle und das Interstitial über Austauschprozessein engem Zusammenhang stehen, istdie Prüfung der Einhaltung der Kenngrößen in derfließenden Welle ein wichtiger Bestandteil des Monitorings.7.1.1 MethodeDie in Tab. 7-1 aufgeführten Parameter (entsprechendTab. 5-1, Kap. 5.1) werden mit Ausnahme vonAmmoniak, O 2 -Sättigung und BSB 5 über Dauermessungenin fest installierten Stationen vor Ortbzw. durch automatische Probenehmer (AFS) erfasst(vgl. auch Anhang A-4). Die restlichen Parameterwerden aus gemessenen Größen bzw. über die Entnahmevon Einzelproben ermittelt. Je nach Erfordernissind weitere Parameter in das Messprogrammaufzunehmen (z. B. bei bekannter Belastung derGewässer durch toxische Stoffe).Ammoniak wird über die Wassertemperatur und denpH-Wert aus dem Ammonium-Wert berechnet. DieBerechnung der O 2 -Sättigung erfolgt über den Luftdruck,die Wassertemperatur sowie den O 2 -Gehalt[mg/l]. Um die benötigten Daten über die Feststoff-122

MonitoringTab. 7-1Für das Monitoring der fließenden Welle relevante ParameterParameter Einheit Art der ProbenahmeAbfiltrierbare Stoffe mg/l Automatischer ProbenehmerAmmoniak mg/l Errechnet aus NH 4 , pH-Wert, TemperaturAmmonium mg/l DauermessungBSB 5 mg/l EinzelprobeNitrit mg/l EinzelprobeO 2 -Konzentration mg/l DauermessungO 2 -Sättigung % Errechnet aus O 2 -Konzentration, Luftdruck und WassertemperaturOrtho-Phosphat mg/l DauermessungpH-WertDauermessungWassertemperatur [°C] Dauermessungverhältnisse im Gewässer (AFS) zu gewinnen, kannmit automatischen Probenahmegeräten, die übergeeignete Sonden gesteuert werden, ereignisbezogengearbeitet werden. Geeignete Sonden können z. B.Tiefensonden oder auch Trübungssonden sein. Diedurch das Gerät festgelegten Vorgaben, z. B. abeiner Wasserstandsänderung von n cm oder einemTrübungswert von 50 FNU, gezogenen Proben (z. B.1- oder 2-Stunden-Mischproben) sind dann im Laborauf den Gehalt an abfiltrierbaren Stoffen zu prüfen.Der Parameter BSB 5 wird aus messtechnischen Gründennicht kontinuierlich gemessen, sondern über Einzelprobenahmenund Analyse im Labor ermittelt.Die Messmethodik erfolgt nach Standardverfahrengemäß DIN, EN, ISO. Die folgende Tabelle 7-2 gibtdie Verfahren für die Einzelmessungen an.Mit den kontinuierlich messenden Systemen vor Ortwerden Sauerstoff, Leitfähigkeit, pH-Wert, Temperatur,Wasserstand, Luftdruck und ortho-Phosphaterfasst. Je nach eingesetztem System wird sekündlichoder minütlich gemessen, so dass sich zu einerweiteren Auswertung eine Mittelwertbildung (z. B.fünfminütlich) anbietet. AFS wird über automatischeProbenahmegeräte ermittelt. Um eine Vergleichbarkeitder Messergebnisse aus verschiedenenPilotstudien und Projekten sicherzustellen, müssengleiche bzw. vergleichbare Messmethoden eingesetztwerden.Tab. 7-2 Messverfahren für EinzelmessungenEinmalige Probenahme zu angegebenem Datummit Schöpfkelle und anschließender LaboranalyseParameterBestimmungsverfahrenAbfiltrierbare Stoffe DIN 38 409 H2-2Ammonium DIN 38 406 E5-1Elektr. Leitfähigkeit DIN EN 27 888GlührückstandDIN 38 409 H1NitratISO 13 395 D28Nitrit ISO 13 395 D28 / EN 26777Phosphat, ges. DIN EN 1189pH-WertDIN 38 404 C5Sauerstoff (sofort)DIN 38 408 G21Sauerstoff elektrom. EN 25814Sauerstoffzehrung (48h) DIN 38 408 G22TNb DIN 38 409 Teil 27Trübung EN ISO 27 027WassertemperaturDIN 38 404 C4Ortho-Phosphat EN 1189BSB 5 EN 1899-1/2123

Monitoring7.1.2 Zeitraum, Anzahl und Frequenzder MessungenAlle Messungen in der fließenden Welle sind an einergeeigneten Stelle im Einzugsgebiet unmittelbarunterhalb der potenziellen Laichplätze vorzunehmen.Gegebenenfalls sind zusätzliche Messungen im Einzugsgebietals „operative Überwachung“ im Sinneder WRRL durchzuführen. Der Zeitraum der Messungumfasst über die Laichperiode hinausgehenddas ganze Kalenderjahr. Mit der Einrichtung derFeststation wird ca. 4-8 Wochen vor dem Beginn desMonitorings begonnen, damit die Messsonden bestmöglicheingerichtet werden können. Die Probenfrequenzbeträgt für die Dauermessungen 5 Minuten.Einzelproben (BSB 5 ) werden wöchentlich bzw. jenach Niederschlagsverhältnissen auch häufigergenommen.Zusätzlich ist 2-wöchentlich z. B. bei Kontrollen /Säuberung der Feststation eine Überprüfung derDauermessungen durch Entnahme von Einzelprobenaller Parameter zu empfehlen.Um den ökologischen Zustand gemäß WRRL definierenzu können, bietet es sich an, neben den begleitendenund abschließenden Erfolgskontrollen,bioindikative Monitoringparameter auch vor derUmsetzung der Maßnahmen zu erfassen.7.2 Sauerstoffbedingungen imInterstitialFür die Effizienzkontrolle von Sanierungsmaßnahmenan Fließgewässern ist ein Monitoring der Sauerstoffverhältnisseunerlässlich. Da für Sauerstoffmessungenim Interstitial und eine darauf beruhendeQualitätsbeurteilung jedoch noch keine limnologischeStandardmethodik existiert, ist es an dieserStelle erforderlich, entsprechende Standards zu definieren.Basierend auf den praktischen Erfahrungenaktueller Sauerstoffmessungen in den Sedimentenpotenzieller Laichareale (eigene Messungen imvorliegenden Projekt, NIEPAGENKEMPER &MEYER 2002) wird im Folgenden ein Monitoringkonzeptfür die Sauerstoffverhältnisse im Interstitialentwickelt. Dabei werden die heute in mobilenGeräten zur Verfügung stehenden Messprinzipien,die Clark-Elektrode herkömmlicher Sauerstoffmessgeräteund die faseroptische Sauerstoffmessungmittels Optoden, jeweils mit spezifischen Vor- undNachteilen, als gleichwertig und grundsätzlich einsetzbarbetrachtet. Die unterschiedlichen Messverfahrenerfordern jeweils auch unterschiedlicheTechniken und Sonden für die Entnahme der Probenbzw. die Durchführung der Messungen. Eine Standardisierungdes Monitorings von Sauerstoffverhältnissenist daher in erster Linie hinsichtlich derzeitlichen und räumlichen Dimensionen des Beprobungsdesignsund hinsichtlich des Bewertungsschemaserforderlich.7.2.1 Bestimmung des Sauerstoffgehaltesim Interstitialwasser – MessverfahrenAlternative 1 – Clark-ElektrodenDie weit verbreiteten, klassischen Sauerstoffmessgerätesind robust, einfach handhabbar und vergleichsweisekostengünstig. Die Kennlinie der Clark-Elektrode weist bei niedrigen Sauerstoffkonzentrationenjedoch eine höhere Messungenauigkeitauf. Die Clark-Elektrode bedingt bei der Messungeinen Sauerstoffverbrauch im Medium, der durchAnströmung kompensiert werden muss. Die Messungkann aufgrund der Dimensionen herkömmlicherClark-Elektroden und der Notwendigkeit derAnströmung nur außerhalb des Interstitials durchgeführtwerden und erfordert ein größeres Volumenvon Probenwasser.Das Probenwasser muss durch Absaugen (Anlegenvon Unterdruck) aus definierten Tiefenhorizontenentnommen werden (Abb. 7-1). Dieses Verfahren hatsystematische Vor- und Nachteile: Die Entnahmevon Interstitialwasserproben ermöglicht parallel zurSauerstoffmessung die Analyse weiterer Parameterim Labor. Die Probennahme und Messung außerhalbdes Wasserkörpers ist auch bei erhöhten Abflüssen,wie sie in der Messperiode regelmäßig zu erwartensind, möglich (solange das Gewässer durchwatbarist). Durch das Absaugen und das entsprechende124

MonitoringAbb. 7-1 Bestimmung der Sauerstoffbedingungen im Interstitial mittels Clark-ElektrodenBestimmung der O 2 -Konzentration und Temperaturen im InterstitialMittels WTW-Geräten (Clark-Elektroden)Nachströmen von Interstitialwasser wird der Effekterzielt, dass der Messwert evtl. vorhandene, extremkleinräumige Heterogenitäten der Sauerstoffkonzentrationen(wie sie z. B. um sich zersetzende Detrituspartikelentstehen können) durch einen sinnvollenMittelwert abbildet. Andererseits bestehtgrundsätzlich die Gefahr, dass Interstitialwasser ausanderen Tiefenhorizonten auf unbestimmten Wegennachströmt oder das atmosphärischer Sauerstoff indas System von Absaugschläuchen und Messkammerneindringt und somit die Messwerte verfälschtwerden.Rohre weisen drei Ansaugöffnungen in unterschiedlichenTiefen auf, über denen sich jeweils eineKunststofffilterhülse mit einer Porenweite von 35 µmbefindet. Von den Ansaugöffnungen führen angeschweißteEdelstahlröhrchen durch den Sondenkörpernach oben in einen aufgeschraubten Kunststoffkopf,wo sie durch aufgesetzte Kunststoffschläucheverlängert werden. Die Sonden werden senkrecht inden Gewässergrund eingebracht, so dass sich dieAnsaughorizonte in 10, 20 und 30 cm Tiefe unter derSedimentoberfläche befinden und die Schläuche freiin der Wassersäule liegen.Für das Absaugen des Probenwassers sind spezielleInterstitialsonden erforderlich, die an den Messpunktenim Gewässer dauerhaft eingebracht werdenmüssen. Hierfür haben sich Sonden nach dem Musterder AG Dr. Borchardt / Universität Kassel (Lahn-Projekt) bewährt: Die Sonden bestehen aus Edelstahlrohrenvon 4 cm Durchmesser und einer Längevon 40 cm mit einer massiven Rammspitze. DieFür die Durchführung der Messung wird das errechneteTotvolumen im System abgesaugt und verworfen,anschließend wird eine spezielle Messkammer,die das erforderliche Probenvolumen aufca. 30 ml reduziert und die auf einem Magnetrührerinstalliert ist, auf die Schläuche aufgesteckt und dasMessvolumen direkt in die Messkammer an dieElektrode gesaugt.125

MonitoringAlternative 2 – OptodenBei der faseroptischen Methode erfolgt die Sauerstoffmessungmit Optoden, die aus einem fragilenSensor von 0,6 mm Durchmesser und einer freiliegendenMessspitze von 40 µm Durchmesser aneinem Lichtfaserkabel bestehen. Das Messprinzip istdie dynamische Lumineszenzlöschung (PRESENS2001). Eine elektronische Messeinheit emittiertsinusförmig moduliertes Licht, das an der Sensorspitzeeinen Lumineszenzfarbstoff (Ruthenium-II-Komplex) anregt und registriert die emittierte Lumineszenz.Molekularer Sauerstoff bewirkt einedynamische Lumineszenzlöschung (Abnahme vonIntensität und Dauer der Lumineszenz des Indikators),die als sauerstoffkonzentrationsabhängigePhasenverschiebung des Lichtes registriert wird.Optoden arbeiten in einem thermodynamischenGleichgewicht und benötigen deshalb keine Anströmung,die Messgenauigkeit ist bei niedrigen Sauerstoffkonzentrationenbesonders hoch. Aufgrund dergeringen Größe der Sensorspitze können mit dieserMethode Sauerstoffkonzentrationen auch sehr kleinräumiggemessen werden. Um die gemessenen Wertein [mg/l] umrechnen zu können, sind paralleleTemperaturmessungen mit externen Temperatursensorennotwendig. Aufgrund der beschriebenenEigenschaften können Sauerstoffmessungen mitOptoden direkt im Interstitial durchgeführt werden.Die Entnahme von Probenwasser und die damitverbundenen potenziellen Fehlerquellen entfallendaher. Durch ein kleinräumiges Netz von Messpunktenkann somit ein genaues, dreidimensionalesBild von Sauerstoffverteilungsmustern im Sedimentgeschaffen werden. Einzelmessungen bergen jedochdie Gefahr, dass Sauerstoffgehalte im Hinblick aufdie Fragestellung zu kleinräumig gemessen werden.Für das Einführen der Optoden in definierte Tiefenhorizontedes Interstitials sind ähnlich wie bei demalternativen Verfahren mit Clark-Elektroden dauerhaftim Gewässer exponierte Sonden erforderlich.Diese Sonden müssen folgende Funktionen erfüllen:Einführen der Optode in einen definierten Tiefenhorizontund mechanicher Schutz der fragilen Sensorspitze,Einführen eines Temperatursensors, Vermeidungdes Einströmens von Oberflächenwasserbis an die Sensorspitze, Transport von frischem Interstitialwasseran die geschützte Sensorspitze imInneren. Hierzu wurde von NIEPAGENKEMPER& MEYER (2002) eine patentierte Beprobungsapparaturentwickelt; alternative Verfahren beschreibenz. B. FISCHER & BORCHARDT 2000.7.2.2 Anzahl und Verteilung vonProbeflächen und MesspunktenDie Messungen sind in den Laicharealen von Salmonidendurchzuführen. Die Probeflächen können daheranhand des Leitbildes für potenzielle Lachslaichareale(Kap. 7.5) oder anhand tatsächlich angelegterLaichgruben von Großsalmoniden identifiziert undlokalisiert werden. Aufgrund der in vielen Fällen zuerwartenden kleinräumigen Heterogenität der Substratbedingungen,der Permeabilität des Interstitialsund der hydraulischen Austauschprozesse zwischenOberflächenwasser und Interstitial werden proProbefläche mehrere, mindestens drei, Messpunkteeingerichtet. Hierdurch können die ggf. variablenVerhältnisse innerhalb einer Probefläche durch einesinnvolle Mittelwertbildung abgebildet werden. Füreine repräsentative Beprobung sind die Messpunkte /Sonden in gleichen Abständen > 2 m in Form einesQuertransektes in der Probefläche einzurichten. DieMessungen werden an jedem Messpunkt jeweils indrei Tiefenhorizonten von 10, 20 und 30 cm durchgeführt,so dass jeweils ein Vertikalgradient der Sauerstoffkonzentrationüber den Bereich, in dem sichgrundsätzlich Salmonideneier befinden können, aufgenommenwird.Die Anzahl der pro Gewässer einzurichtenden Probeflächenrichtet sich natürlich nach der Größe bzw.Lauflänge des Gewässers, der Anzahl potenziellerLaichareale und der Vielfalt potenzieller Beeinträchtigungsquellen.Grundsätzlich sind für jedes überdie Bewertung einer Einzelfläche hinausgehendeMonitoring mindestens 3 Probeflächen pro Gewässereinzurichten.126

Monitoring7.2.3 Zeitraum, Anzahl und Frequenzder MessungenDie Vorbereitung einer Messkampagne, d. h. das Einrichtender Probeflächen durch das Einbringen derInterstitialsonden, erfolgt Ende Oktober unmittelbarvor der Laichsaison der Großsalmoniden. Das Einbringender Sonden muss durch Ausheben und Wiederverfüllenentsprechender Gruben erfolgen, umim Nahbereich um die Sonden eine Reinigung desSubstrates von Feinsedimentanteilen zu erzielen.Hierdurch soll die Ausgangssituation eines gutdurchströmten, von Feinsedimenten gereinigtenSubstrates, wie sie auch beim natürlichen Anlegender Laichgruben durch die Fische geschaffen wird,hergestellt werden.Die Messungen müssen grundsätzlich im Reproduktionszeitraum,d. h. von Ende Oktober /AnfangNovember bis Anfang Mai erfolgen. Eine exakteEingrenzung des Zeitraumes ist nicht möglich, dasowohl der Beginn der Laichzeit als auch die Entwicklungsdauervon variablen Bedingungen (klimatisch,hydrologisch) abhängig sind und darüber hinausvon gewässerspezifischen Rahmenbedingungen(z. B. erniedrigte Temperaturen durch Talsperrenablässe)beeinflusst werden.Es muss eine Messreihe über die gesamte Reproduktionsperiodeaufgenommen werden. Die Probenterminebilden so die Ausgangssituation zu Beginnder Eientwicklung (mit relativ guten Sauerstoffbedingungen),die Endsituation zum Zeitpunkt derEmergenz (mit relativ schlechten Sauerstoffbedingungen)sowie den dazwischen liegenden Prozessvon sich eventuell verschlechternden Sauerstoffbedingungenab. Hierfür sind Messtermine in monatlichenAbständen erforderlich bzw. ausreichend.Eine Messreihe besteht daher aus mindestens 6Messungen (November - Mai). Es ist jedoch zu berücksichtigen,dass mit dieser Probenfrequenz kurzfristige,vorübergehende Auswirkungen episodischerEreignisse (Hochwässer, Abschläge) mit großerWahrscheinlichkeit nicht erfasst werden bzw. dassepisodische Ereignisse nicht als Ursache für eventuellanhaltende Auswirkungen auf die Sauerstoffbedingungenidentifiziert werden können. Die hierfürerforderliche Probenfrequenz von einem bis wenigenTagen ist aus Kosten- und Praktikabilitätsgründen imRahmen eines Monitorings nicht realisierbar.127

MonitoringTab 7-3Bewertungssystem für die Eignung von Probestellen als Lachslaicharaele anhand eines Monitoringsder Sauerstoffbedingungen im Interstitial*Grundlage: Probestellen mit 3 Interstitialsonden mit je 3 Messhorizonten und 6 Messterminen = 54 Werte pro DatensatzBewertung Kriterium - 1 Gültigkeitsbereich Kriterium - 2 Häufigkeit der Grenzwertunterschreitungen10 20 30 % der Anzahl dercm cm cm Messungen Messungen*Qualitätsziel1 sehr gut geeignet Mittelwert ± 95 % fast alle Messungen(nicht beeinträchtigt) CL > 6 mg/l X X über 6 mg/l 0-10 0-52 gut geeignet Mittelwert > 6 mg/l wenige Messungen(gering beeinträchtigt) X X unter 6 mg/l 11-30 6-163 bedingt geeignet Mittelwert > 6 mg/l einige Messungen(beeinträchtigt) X X unter 6 mg/l 41-50 17-274 kaum geeignet viele Messungen(stark beeinträchtigt) unter 6 mg/l 51-80 28-415 ungeeignet (sehr sehr viele Messungenstark beeinträchtigt) unter 6 mg/l 81-100 42-54* AG BODEN 19947.2.4 BewertungsschemaEin nach obigen Vorgaben ausgeführtes Monitoringliefert pro Messkampagne und pro Probefläche 3 Sondenx 3 Horizonte x 6 Termine = 54 Messwerte bzw.bei drei Flächen 162 Messwerte.Zu berechnen sind jeweils die Mittelwerte der Sauerstoffgehaltein den verschiedenen Tiefenhorizonten sowohlfür die einzelnen Termine als auch für die gesamteSaison. Hierbei kann eine Gewichtung der verschiedenenTiefenhorizonte vorgenommen werden: unterder Annahme, dass der überwiegende Teil des Laichesnicht tiefer als 20 cm abgelegt wird, sind Sauerstoffdefiziteim 30-cm-Horizont in gewissem Umfang tolerierbar,wenn bei entsprechend steilen Vertikalgradientengleichzeitig im 10- und 20-cm-Horizont ausreichendgute Werte vorhanden sind. Im Mittelwert dürfen keineUnterschreitungen des kritischen Grenzwertes von6 mg/l im 10- und 20-cm-Horizont auftreten.Unabhängig vom resultierenden Mittelwert des Sauerstoffgehaltesin einer Messsaison stellen einzelneUnterschreitungen des kritischen Grenzwertes von 6mg/l O 2 die Eignung des Areals als Reproduktionsortfür Salmoniden in Frage. Es bietet sich an, in diesemZusammenhang eine 5-stufige Bewertungsskala zuverwenden: sehr gut geeignet / nicht beeinträchtigt, gutgeeignet / wenig beeinträchtigt, bedingt geeignet / beeinträchtigtund kaum geeignet / stark beeinträchtigtund ungeeignet / sehr stark beeinträchtigt und die Einstufunganhand der Anzahl von Grenzwertunterschreitungen(Anzahl bzw. Anteil der Einzelmessungenin einzelnen Tiefenhorizonten) festzumachen.Als Qualitätsziel für Lachslaichareale sind die Bewertungsstufen1-2, d. h. sehr gut geeignet bis gutgeeignet zu formulieren. Positive Effekte von Sanierungsmaßnahmenim Einzugsgebiet der Untersuchungsgewässermüssen sich in einer statistisch signifikantenVerbesserung der mittleren Sauerstoffgehaltein den verschiedenen Tiefenhorizonten sowie in einerVerbesserung der Bewertungsstufen auswirken.128

Monitoring7.3 Sedimentbelastung des InterstitialsAuf die Eientwicklung des Lachses im Interstitial habendie Sedimentbedingungen entscheidenden Einfluss.So führen hohe Feinsedimentanteile zu einerKolmatierung des Bachbettes, die den Austausch desInterstitialwassers mit sauerstoffreichem Wasser ausder fließenden Welle reduziert.Zur Beurteilung der Eignung von Sohlsedimenten alsSalmonidenlaichhabitate ist der Anteil des Feinsediments< 2 mm der in der Literatur mit Abstand amstärksten gewichtete Indikator (MILAN et al. 2000).Maßnahmenbegleitend und abschließend als Erfolgskontrollesind je nach Belastungssituation Sedimentfallenuntersuchungendurchzuführen. Dazu ist eineMesskampagne alle fünf Jahre während der Laichperiodezur Dokumentation vorzunehmen.7.3.1 MethodikDie Sedimentfallenuntersuchung wird über einenZeitraum von ca. vier Monaten während der Laichperiode(innerhalb des Zeitraumes November bis Mai)durchgeführt. Damit wird der Dauer der Eientwicklungim Interstitial Rechnung getragen. Durch eineperiodische Entnahme der Sedimentfallen kann derzeitliche Verlauf der Kolmation genauer untersuchtwerden und es lässt sich feststellen, ob innerhalb dervier Monate Expositionsdauer der Feinsedimentanteilfür Salmonidenlaich kritische Größen (Kap. 5.2.2)erreicht.Material und UmsetzungDer Versuchsaufbau folgt der Methodik vonBRESCHTA & JACKSON 1979, LISLE 1989 und anderenAutoren. Pro Probestelle werden mindestensvier Sedimentfallen ausgebracht, so dass nach jedemMonat eine Falle aus dem Gewässer entfernt werdenkann. So beinhaltet die letzte Falle, die während dergesamten Untersuchungsdauer im Gewässer exponiertist, die Summe der Sedimenteinträge der letztenvier Monate. Wichtig ist der zeitgleiche Beginn derMesskampagne und die gleiche Expositionsdauer derFallen im ganzen Untersuchungsgebiet, um die verschiedenenProbestellen nicht nur räumlich, sondernauch zeitlich miteinander in Relation setzen zu können.Die Sedimentfallen bestehen aus genormten Behälternmit einem Volumen von mindestens 8-10 Litern(bei Untersuchungen an der Bröl wurden Plastikbehältermit einer Größe von ca. 50 cm Länge x15 cm Tiefe x 15 cm Breite verwendet).Vor dem Einsetzen in die Gewässersohle werden dieKästen vollständig, d. h. randvoll mit gewaschenemReinkies (10-63 mm) gefüllt. Dieses standardisierteMaterial steigert die Vergleichbarkeit der Untersuchungen.Zudem repräsentiert der feinsedimentfreieReinkies die Ausgangsbedingungen in einer Laichgrube,da durch das Schlagen der Grube das Materialaufgewirbelt, das feinere Material mit der fließendenWelle abtransportiert wird und so die Schotter vonfeineren Sedimentpartikeln gereinigt werden.Nach der Befüllung mit dem Standardmaterial werdendie Sedimentfallen im Bereich des Hauptstrichsihrer Längsachse nach parallel zur Fließrichtung entwedernebeneinander oder in zwei Reihen mit ca. einemMeter Abstand eingesetzt, wobei die Kästendann jeweils hintereinander angeordnet sein sollten.Die Oberkante muss direkt mit der Sedimentoberflächeabschließen oder einige Zentimeter darunterliegen, um künstliche Verwirbelungen auszuschließen.Zu beachten ist die eindeutige und auffällige Markierungder Sedimentkästen, so dass auch nach vier Monatenein Wiederfinden gewährleistet ist. Beim Einbringender Fallen mit einer Anordnung in zwei Reihensollten zuerst die flussaufwärts liegenden eingebrachtwerden, um Verfälschungen in den anderen Sedimentfallendurch die Aufwirbelungen des feinenMaterials zu vermeiden.Aus dem gleichen Grund sindbei der monatlichen Entnahme immer erst die flussabwärtsliegenden Fallen zu entfernen.129

Monitoring7.3.2 AnalyseDie Sedimentfallen werden durch das Nasssiebverfahrenhinsichtlich ihres Feinsedimentanteils analysiert.Dabei wird als erster Schritt das Material> 10 mm extrahiert, um den standardisierten Kiesvon dem eingetragenen Feinsediment zu trennen.Die Korngrößenfraktionen < 10 mm werden durchstandardisierte feinmaschigere Siebe voneinandergetrennt (DIN 4022), getrocknet und optional aufihren Organikanteil untersucht.Haben die Sedimentfallen-Untersuchungen zumErgebnis, dass innerhalb der vier Monate kritischeFeinsedimentanteile, also mehr als 10% Feinsediment< 2 mm bzw. mehr als 15% Feinsediment < 2 mmzuzügl. Feinkies (2-6,3 mm) (vgl. Kap. 5.2.2), erreichtwerden, ist eine Reduzierung des Feinsedimenteintragesnotwendig.7.3.3 GefrierkernuntersuchungFür die Gefrierkernuntersuchung benötigt man eineAusrüstung, die aus ca. 1 m langen und 3 cm Außensowieca. 2 cm Innendurchmesser starken Stahlsondenmit massiven Spitzen am unteren Ende sowieaus einem ca. 3 m hohen Dreibein mit Aufhängevorrichtungfür einen Flaschenzug besteht. Zur Isolierungsind die Sonden mit Ausnahme der unteren 30 cm von10 mm starkem Schaumstoff umgeben. Darüber hinausbenötigt man ungefähr 4 bis 5l flüssigen Stickstoff,um eine genügend große Sedimentprobe zum Gefrierenzu bringen.Die Sonden werden mit einem Vorschlaghammer30 cm tief (durchschnittliche Tiefe für Salmonidenlaichgewässerin NRW) in die Gewässersohle eingeschlagen.Über einen mit einem Schlauch verlängertenTrichter kann der flüssige Stickstoff direkt an dasuntere Ende der Sonde geleitet werden, ohne vorherviel von der Kälte abgegeben zu haben. Dort verdampfter wegen des hohen Temperaturunterschiedssehr rasch und führt so zum Gefrieren des die Sondenumgebenden Komplexes aus Interstitialwasser undSohlsediment. Im Anschluss an das etwa 10 Minutendauernde Einfüllen des Stickstoffs werden die Sondenmit dem Flaschenzug herausgezogen.7.4 Ökomorphologische VerhältnisseDie ökomorphologischen Verhältnisse lassen sichzu großen Teilen mittels bestehender Erfassungsmethodenoder Kombination mit anderen Monitoringparameternabdecken.7.4.1 GewässerstrukturAbb. 7-2 Gefrierkernuntersuchungenim Rahmen des MonitoringsFür die Erfassung der Gewässerstruktur steht mit dem„Vor-Ort-Verfahren“ der Gewässerstrukturgütekartierungein adäquates Werkzeug zur Verfügung. InErgänzung mit den Erfassungen zu den Laich- und0+-Habitaten ergibt sich ein geschlossenes Bild der fürGroßsalmoniden relevanten Gewässerstrukturen. DieDaten können in Kombination im Gelände erfasstwerden, so dass sich der Aufwand gegenüber Einzelerhebungenmerklich reduziert. Aufgrund der längerfristigenWirkung von morphologischen Optimierungsmaßnahmenist eine Erfassung vor Beginn derMaßnahmen und ein anschließender 5-jährlicher Turnussinnvoll. In Einzelfällen können lokale Maßnahmengesondert dokumentiert werden.130

MonitoringTab. 7-4Charakterisierung eines typischen LachslaichhabitatesKenngrößeAusprägungFließgewässerregionRhithralGefälle (%) 0,2 max. 3,0Gewässerbreite (m)> 5 mHabitattypÜbergangsbereich von Pool zur Riffle-Rausche in einerPool-Riffle-Rausche-Pool-SequenzFließgeschwindigkeit (m/s) 0,4-0,7 / 0,3-0,5 / 0,1-1Wassertiefe (cm) 15-90 / 1 / < 67.4.2 DurchgängigkeitDie Dokumentation der Maßnahmen zur Verbesserungder Durchgängigkeit erfolgt über die Aktualisierungdes Querbauwerke-Informationssystems QUIS in Abhängigkeitder Umsetzung von Einzelmaßnahmen.7.4.3 SohlsedimentDie Erfassung der Maßnahmenauswirkungen auf dasSohlsediment wird durch die Kartierung und Bewertungder potenziellen Lachslaichhabitate (s. Kap. 7.5)sowie die Erfassung der Feinsedimenteinträge in dasInterstitial (s. Kap. 7.5) gewährleistet. Eine Dokumentationmuss vor Maßnahmenbeginn und im Anschlussin 5-jährlichem Turnus erfolgen.7.5 Kartierung und Bewertungpotenzieller Lachslaichhabitate7.5.1 Definition der HabitatpräferenzenAufgrund der bekannten Habitatpräferenzen des AtlantischenLachses bei der Wahl der Laichplätze lässtsich die Identifizierung geeigneter Lachslaichareale definieren(vgl. Kap. 3.1).Typische und ideale Laichplätze des AtlantischenLachses befinden sich im Übergangsbereich einesPools zu einer Riffle-Rauschestrecke auf moderatüberströmten Kiesstrecken mit lockerer, nicht verfestigterDeckschicht, in denen grobe Fraktionen (Kies,Grobkies, Geröll) die Korngrößenverteilung dominierenund der Feinsedimentanteil gering ist. Die Wassertiefenbetragen 30-90 cm. Die Laichplätze liegen vorwiegendin den Fließgewässerregionen des Rhitrals,z. T. aber auch in den oberen Bereichen des Potamals(s. Tab. 7-4, Abb. 7-3).Reale Laichplätze können in Einzelparametern vomModelltypus abweichen, beispielsweise wenn entsprechendeFlächen nicht ausreichend vorhanden sind unddie Fische auf weniger gut strukturierte Bereiche ausweichen.Eine gute Übereinstimmung des Leitbildesmit tatsächlichen Laichplätzen ist vornehmlich in denEinzugsgebieten der schottergeprägten Flüsse desGrundgebirges oder der kiesgeprägten Flüsse desDeckgebirges, in denen die Lachspopulationen Nordrhein-Westfalenshistorisch ihren Verbreitungsschwerpunkthatten, zu erwarten.7.5.2 Methodik der Kartierung, Datenbewertungund DarstellungDie Kartierung potenzieller Lachslaichhabitate stellteine ergänzende Weiterentwicklung der Lachsbesatzhabitatkartierungdar (NEMITZ & MOLLS 1999).Als Ergebnis der Lachsbesatzhabitatkartierung wer-131

MonitoringAbb. 7-3 Schematisches Längsprofilmodell eines Laich- und JungfischhabitatkomplexesScheitelpunkt (Riffle / Rausche)Pool Laichhabitat Jungfischhabitat (Riffle / Rausche)den die Gewässerabschnitte so genannten Fließstreckentypen(A bis F und Mischtypen) zugeordnet.Die höchsten Dichten von 0+-Lachsen wurden inFließstreckentypen A und C registriert.Für die Datenaufnahme der Kartierung potenziellerLachslaichareale erfolgt eine Begehung des Gewässersbei mittleren bis niedrigen Abflüssen und geringerTrübung gegen die Fließrichtung, damit die Sohlendeckschichtgut einsehbar ist. Potenzielle Laicharealewerden durch die Aufnahme von Kenngrößengemäß Tab. 7-5 charakterisiert.Im Gelände erfolgt eine Eintragung der Habitatgrenzenin Kartenblätter im Maßstab 1:5.000; später erfolgteine Übertragung in ein GIS, mit dem Flächen (Habitatfläche)und Entfernungen (Distanz zum nächstenJungfischhabitat) exakt ermittelt werden und potenzielleLaichareale zusammen mit Jungfischhabitateninklusive einer Qualitätsbewertung in Karten im Maßstab1:10.000 dargestellt werden (Bsp. Abb. 7-4).Den Ausprägungen der ökomorphologischen Kenndatendes Habitates werden Bewertungspunkte zugeordnet.Hohe Punktzahlen erhalten Ausprägungen,die dem Modelltypus entsprechen und damit potenziellrelativ gute Schlupf- und Aufwuchserfolge versprechen.Der Bewertungsmatrix liegt folgende Prämisse zuGrunde: Ein geeignetes potenzielles Laichhabitat solltedie Fläche für mindestens drei Laichgruben aufweisen,das Substrat sollte locker und gut durchströmt sein,möglichst ohne Aufwuchs und der Anteil an geeignetemGrobkies sollte in der Deckschicht mehr als 60%betragen. Über dem Laichhabitat sollte in unmittelbarerNähe ein ausreichend tiefer Pool zur Verfügungstehen, der in seinem Auslaufbereich (downwelling-Bereich) als Eiablageplatz dient und den scheuenFischen vor und während der Laichaktivitäten einenUnterstand bieten kann. Die Entfernung zum Jungfischhabitat,in das sich die Junglachse nach ihrer Emergenzaus dem Substrat verteilen, sollte gering sein, injedem Fall aber unter 250 m, da ansonsten die Verlustratendurch Verdriftung oder Prädation zu groß sind.Unter der Annahme eines Schlupferfolges von wenigstens500 Junglachsen pro Laichgrube sollte die Flächedes Jungfischhabitates bei einer Verteilungsdichte derterritorialen Junglachse von einem 0+-Lachs pro Quadratmetermindestens 1.500 Brütlinge (aus drei Laichgruben)beherbergen können. Das Jungfischhabitatsollte eine reich strukturierte Sohle aufweisen (vgl.NEMITZ & MOLLS 1999). 0 Punkte wurden vergeben,wenn die Untergrenze für die Ausprägung einerKenngröße unterschritten wurde, d. h. wenn z. B. dasJungfischhabitat weiter als 250 m entfernt liegt.Die Bewertungspunkte der Kenngrößen werden addiertund anschließend drei Eignungsklassen für dasLachslaichhabitat und das zugehörige Jungfischhabitataufgestellt.132

MonitoringTab. 7-5Kenngrößen für die Kartierung potenzieller LachslaichhabitateKenngrößeAusprägungLaufende Nummer des LachslaichhabitatesNr.Fließstreckentyp und Nr. Typ und Nr. nach Nemitz & Molls (1999)Untere Flächengrenzelaufender Fließkilometer und Rechts-HochwertObere Flächengrenzelaufender Fließkilometer und Rechts-HochwertGewässerbreitein [m]Breite, Länge und Fläche des potenziellen Laichhabitates in [m] und [m 2 ](geeignete Schotter- bzw. Kiesfläche)Hauptsubstrattypen der Sohlendeckschicht (Deckungsgrad >75 %) Schlamm, Sand, Feinkies, Grobkies, Schotter, Blöcke, FelsAnteil gut geeigneten Substrates in der Sohlendeckschicht in [%](Körnung 30 bis 50 mm)Verfestigung der Sohlendeckschichtschwimmend bis locker: ohne Anstrengung mit dem Fuß beweglichmäßig verfestigt: nach einigem Lockern mit dem Fuß beweglichstark verfestigt: mit dem Fuß so gut wie nicht beweglichAufwuchsdichte Sohlendeckschicht ohne Aufwuchs: kein bis kaum Aufwuchs erkennbarAufwuchs mäßig dicht: Aufwuchs (z. B. Kieselalgenfilm) ist deutlicherkennbar. Konturen der Sohlendeckschichtverschwimmen jedoch nichtAufwuchs dicht: Aufwuchs (z. B. Fadenalgenmatten) belegtSohlendeckschicht, Konturen der SohlendeckschichtverschwimmenDifferenz Pooltiefe - Scheitelpunkttiefe (Schlauchwaagenmessungen) Maximale Wassertiefe des nächsten Pools im Bereich von bis zu10 m oberhalb des Laichhabitates minus mittlerer Wassertiefe desScheitelpunktes der unterhalb liegenden Beschleunigungsstrecke(Riffle / Rausche), in [m]Tab. 7-6Bewertung der Habitatqualität von Lachslaich- und zugehörigen JungfischhabitatenÖkomorphologische Kenndaten des potenziellen LaichhabitatesBewertungspunkte3 2 1Fläche Laichhabitat [m 2 ] > 19 12 - 19 4 - 11Anteil geeignetes Substrat [%] > 60 > 20-60 10-20Verfestigung Sohlendeckschicht schwimmend bis locker mäßig verfestigt stark verfestigtAufwuchsdichte Sohlendeckschicht ohne Aufwuchs mäßig dicht sehr dichtDifferenz Pooltiefe - Scheitelpunktstiefe [m] > 0,8 > 0,40-0,80 0,20-0,40Bewertungspunkte6 4 2Distanz zum Jungfischhabitat [m] < 25 25-100 > 100-250Morphologische Kenndaten des zugehörigen JungfischhabitatesBewertungspunkte3 2 1Fläche Jungfischhabitat [m 2 ] > 1500 > 500-1500 200-500Qualität (Klasse der Strukturheterogenität der Sohle) 1 2 3133

MonitoringAbb. 7-4 Vergrößerter Ausschnitt aus der Fließstreckenkarte der Bröl610FließstreckentypenEignungTyp A: unverbaut turbulent xTyp B: unverbaut laminarTyp C: verbaut turbulent xTyp D: verbaut laminarTyp E: gestaut durch SohlenriegelTyp F: gestaut durch WehranlageMischtyp (Beispiel: C / D)91010148987106111311101011118Eignung potenzieller Habitate146LaichhabitatSumme Punktewenig 0 bis 8mäßig 9 bis 12gut 13 bis 15Jungfischhabitat Summe Punktewenig 0 bis 8mäßig 9 bis 10gut 11 bis 12Die Fließstreckentypen der Lachsbesatzhabitatkartierungin den Kategorien A bis F mit den zugehörigenAbschnittsnummern (nach NEMITZ & MOLLS 1999)werden als gewässerbegleitende Farbbänder dargestellt(vgl.Abb 7-4). Darunter sind die topographische Lageund die Eignung des potenziellen Lachslaichhabitates(oberes Rechteck) sowie die Eignung des zugehörigenJungfischhabitates (unteres Rechteck) eingezeichnet.Die Erfassung der Laichhabitate ist zu Maßnahmenbeginnund nachfolgend im Turnus von fünf Jahrendurchzuführen.7.5.3 Kontrolle des ReproduktionserfolgesDer Reproduktionserfolg von (Groß-)Salmonidenwird im Allgemeinen als Überlebensrate vom Ei biszum emergierten Brütling beschrieben. Tab. 7-7 gibteine Übersicht über verschiedene methodische Ansätzezur Quantifizierung des Reproduktionserfolgesvon Salmoniden unter natürlichen Bedingungen.Monitoring des ReproduktionserfolgesDie natürliche Reproduktion wird im Regelfall durchdie mehr oder weniger zufällige Entdeckung vonLaichgruben im Gewässer registriert. Im Rahmen einesMonitorings sollte eine systematische Erfassungvon Großsalmonidenlaichgruben durch Kartierungenim relevanten Zeitraum (November / Dezember) erfolgen(vgl. Kap. 7.5). In Abhängigkeit von Wasserführungund Trübung im Gewässer, welche die Sicht-134

MonitoringTab. 7-7Methodische Ansätze für das Monitoring des Reproduktionserfolges von GroßsalmonidenErläuterung vgl. TextMethodischer Ansatz Erfasste Größen Abhängig von Monitoring1 Systematische Erfassung und Anzahl und Lokalisation von Laich- Verfügbarkeit und Qualität obligatorischKartierung von Laichgruben gruben (Ausmaß der Laichaktivitäten, potenzieller Laichareale;Laichplatzwahl der Fische)Anzahl aufsteigender Laichfische2 Experimentelle Exposition von Überlebensraten / Mortalitäten Interstitialqualität optionalSalmonideneiern in Inkubations- von Eiern, Embryonen undbehältern unter in-situ-Bedingungen Larven zu unterschiedlichen Zeitender Interstitialphase3 Ermittlung des Schlupferfolges Überlebensraten / Mortalitäten Interstitialqualität optional(an natürlichen Laichgruben) durch während der Interstitialphase SubstratbedingungenÜberspannen der Laichgruben zum und Erfolg der EmergenzZeitpunkt der Emergenz4 Ermittlung von Brütlingsdichten Individuendichten von Brütlingen Interstitialqualität obligatorischnach Emergenz und Dispersion inSubstratbedingungenJungfischhabitatenMortalitäten bei Emergenz,Dispersion und beginnenderNahrungsaufnahmeverhältnisse und den Zeitraum bestimmen, über denneu angelegte Laichgruben eindeutig erkennbar bleiben,sind insgesamt 2-4 Kartierungsdurchgänge in ca.14-tägigen Abständen durchzuführen. Hierbei werdender Laichtermin (= näherungsweise Datum der Erstkartierung),die Ausmaße der Laichgrube (Länge undBreite des Auswurfes) und die genaue Lokalisation registriert.Da im Gewässer erkennbare Laichgrubennicht unbedingt einen durch Eiablage erfolgreich abgeschlossenenLaichakt dokumentieren, sondern aucheinen abgebrochenen Grabversuch ohne Eiablage anzeigenkönnen, sollte eine Überprüfung auf vorhandeneEier vorgenommen werden. Diese Untersuchungmuss äußerst sorgsam durch erfahrene Bearbeitererfolgen und darf nicht zu nennenswerten Eiverlustenoder Beschädigungen der Eitaschenstrukturführen (entsprechende Untersuchungen sind unbedingtmit den Fischereiberechtigten und der WFP-Koordinationabzusprechen). Im Falle eines positivenNachweises muss für spätere Untersuchungen eine exakteEinmessung der Laichgrube vorgenommen werden.Die systematische Kartierung und exakte Lokalisationvon Laichgruben ist eine Grundvoraussetzungfür die eigentlichen Untersuchungen zur Ermittlungdes Reproduktionserfolges.Mortalitäts- oder Überlebensraten während der Interstitialphasekönnen nicht ohne weiteres an natürlichenGelegen ermittelt werden, da die abgelegteEizahl i. d. R. unbekannt ist, sondern nur durch experimentelleAnsätze und Übertragung der Ergebnisseauf natürliche Gelege. Hierzu werden in definiertenVersuchsansätzen Salmonideneier (Lachs oder Meerforelle)mit Hilfe entsprechender Inkubationsbehälter(z. B. Vibert-Boxen, Whitlock-Vibert-Boxen, Rubin-Boxen oder ähnliches) im Interstitial unter in-situ-Bedingungen(im Bereich des 20-cm-Tiefenhorizontes)exponiert. Zu gegebenen Entwicklungszeitpunkten,135

Monitoringüblicherweise im embryonalen Augenpunktstadium,als Larve unmittelbar nach dem Schlupf und alsLarve unmittelbar vor der Emergenz, werden Versuchsansätzeentnommen und die entsprechendenÜberlebensraten der jeweiligen Entwicklungsstadienermittelt. Die entsprechenden Kontrollzeitpunktemüssen anhand der mit Dataloggern registriertenTemperaturverläufe ermittelt werden. Zur Absicherungder bioindikativen Untersuchung werden proUntersuchungsstandort Parallelansätze (mind. 3)durchgeführt, so dass pro Standort mindestens 3 Kontrollterminex 3 Parallelansätze = 9 Ansätze zu exponierensind. Zusätzlich müssen zur Absicherung der inden Inkubationsbehältern beobachteten Effekte fürjede Ei-Charge Referenzwerte für quasi optimaleEntwicklungsbedingungen (ohne handling-Effekte)aufgenommen werden (durch Exposition von Kontrollansätzenim Bruthaus). Bei den Untersuchungenist darauf zu achten, dass durch die Entnahme vonAnsätzen keine Beeinträchtigung der verbleibendenAnsätze erfolgt. Die Exposition der Inkubationsbehältererfolgt in unmittelbarer Nähe zu natürlichenLaichgruben, ohne diese jedoch zu beeinträchtigen.Die ermittelten Überlebensraten dokumentieren dieAuswirkungen der Interstitialqualität zu unterschiedlichenEntwicklungszeitpunkten. Derartige Versuchewurden in der Bröl und anderen WFP-Programmgewässernbereits von INGENDAHL (1999) durchgeführt.An natürlichen Laichgruben kann der Reproduktionserfolgals Anzahl der erfolgreich emergierendenBrütlinge halbquantitativ ermittelt werden. Voraussetzunghierfür ist, dass zu Beginn der ReproduktionsperiodeLaichgruben auf vorhandene Eier überprüftund exakt eingemessen worden sind. Ca. eine Wochevor dem Zeitpunkt der erwarteten Emergenz (derZeitpunkt ist anhand der Temperaturverläufe zu kalkulieren)werden die Laichgruben mit einem feinmaschigenNetz (MW = 2 mm) großflächig überspannt.Um ein Entweichen von Brütlingen durch horizontaleBewegungen im Interstitial zu verhindern, muss dieBodenkante des Netzsackes mindestens ca. 20 cm tiefeingegraben werden. Es empfiehlt sich, vorher potenziellePrädatoren wie größere Mühlkoppen (Cottusgobio) mit Hilfe von Elektrobefischungen aus demNetzsack zu entfernen. Die Netzsäcke müssen mindestensalle zwei Tage, idealerweise täglich, kontrolliertwerden. Bei entsprechend sorgfältiger Handhabungkönnen emergierte Brütlinge nach der Zählungunbeschadet freigesetzt werden. Der so ermittelteSchlupferfolg reflektiert nicht nur den Einfluss der Interstitialbedingungenauf die Mortalität während derInterstitialphase, sondern zusätzlich auch den Einflussder Substratbedingungen auf die Emergenz. UngünstigeSubstratbedingungen können trotz erfolgreicherEmbryonal- und Larvalentwicklung die Emergenz erschwerenoder verhindern (vgl. Kap. 5.2). Bei derartigenKontrollen des Schlupferfolges stellt die abgelegteEizahl eine unbekannte Größe dar. Eine Überlebensratevom Ei bis zum emergierten Brütling kanndaher nur näherungsweise unter Annahme durchschnittlicherEizahlen angegeben werden (werden dieFische beim Laichen beobachtet, kann die Eizahl überdie Größe des Rogners präzisiert werden). DerartigeVersuche wurden in der Bröl und anderen WFP-Programmgewässern bereits von INGENDAHL(1998, 1999, 2001) durchgeführt.Eine abschließende Ermittlung des Reproduktionserfolgeserfolgt durch die Ermittlung von Brütlingsdichtenin geeigneten Jungfischhabitaten mit Hilfeaktiver Befischungen. Hierzu sind standardisierteElektrobefischungen nach der Punktmethode (pointabundance electrofishing, COPP 1989, COPP &GARNER 1995) durchzuführen. Dabei wird durchdie Verwendung von herkömmlichen, batteriebetriebenenImpulsstromgeräten (z. B. DEKA-3000) undEinsatz von Ringanoden (Durchmesser 10-17 cm) einausreichend starkes elektrisches Feld für die Galvanotaxisder nur ca. 30 mm großen Brütlinge erzeugt.Für die Ermittlung quantitativer Dichteangaben sinddefinierte Flächen (z. B. 1 m 2 ) unter kontinuierlicherStromgabe mit der Anode zu überstreichen, währendunterhalb der Befischungsfläche ein in den Abmessungenauf die Probefläche abgestimmtes Driftnetz(1 x 0,5 m) aufgestellt wird. Innerhalb der Probeflächen(abgrenzbare Jungfischhabitate) ist eine repräsentativeAnzahl derartiger Punktbeprobungendurchzuführen (so dass mindestens 10% der Habitatflächeaktiv befischt werden oder mindestens 30Punktbeprobungen erfolgen).Voraussetzung für einederartige Untersuchung des Naturbrutaufkommensist, dass bis zum Untersuchungstermin im Gewässer136

MonitoringTab. 7-8Übersichtstabelle MonitoringParameter Methode räumliche Zuordnung Zeitpunkt und DauerFließende Welle Dauermessstation Unterhalb der potenziellen Vor Maßnahmenbeginn,Laichgebietedann dauerhaftFließende Welle Einzelmessungen Unterhalb der potenziellen Vor Maßnahmenbeginn,Laichgebietedann regelhaftInterstitialmessungen Einzelmessungen potenzielle Laichhabitate Vor Maßnahmenbeginn,dann jede LaichperiodeFeinsedimenteintrag Sedimentfalle potenzielle Laichhabitate Vor Maßnahmenbeginn,dann jede LaichperiodeGewässerstruktur Gewässerstrukturgütekartierung Einzugsgebiet Vor Maßnahmenbeginn,(Vor-Ort-Verfahren)dann alle fünf JahreGefrierkernuntersuchungDurchgängigkeit Erfassung in QUIS Wanderweg / Einzugsgebiet Vor Maßnahmenbeginn,nach MaßnahmenumsetzungSohlsubstrat Laichhabitatkartierung, untere Forellenregion, Vor Maßnahmenbeginn,Gefrierkernuntersuchung Äschenregion, obere Barbenregion dann alle fünf JahreLaichhabitate Laichhabitatkartierung untere Forellenregion, Vor Maßnahmenbeginn,Äschenregion, obere Barbenregion dann alle fünf Jahre0+-Habitate 0+-Habitatkartierung untere Forellenregion, Vor Maßnahmenbeginn,Äschenregion, obere Barbenregion dann alle fünf JahreSchlupferfolg Systematische Erfassung von Laichgruben jede LaichperiodeLaichgruben, Ermittlung vonBrütlingsdichten, KombinationElektrobefischung und Driftnetzund in allen oberstromigen Zuflüssen kein Besatz mitLachsbrütlingen erfolgt. Die so ermittelten Dichteangabenermöglichen reproduzierbare Vergleiche verschiedenerProbeflächen, Gewässer und Reproduktionsperiodenund sind darüber hinaus von essentiellerBedeutung für die Abstimmung der Besatzpraxisauf das Naturbrutaufkommen. Derartige Untersuchungendes Naturbrutaufkommens wurden in derBröl und zahlreichen anderen WFP-Programmgewässernbereits mehrfach durchgeführt (STAAS et al.2001, 2002, NZO 2001, 2002).Ein Monitoring des Reproduktionserfolges vonGroßsalmoniden sollte zwingend die Komponenten„Systematische Erfassung von Laichgruben“ und„Ermittlung von Brütlingsdichten“ umfassen; die„Bioindikative Untersuchung der Interstitialqualität /Experimentelle Exposition von Salmonideneiern“und die „Kontrolle des Schlupferfolges“ stellen optionaleZusatzuntersuchungen dar, die aufgrund deshohen Aufwandes nur bei besonderen Problemstellungendurchgeführt werden müssen.Grundsätzlich ist zu beachten, das Überlebensratennicht nur durch die Interstitialqualität und anderegewässerspezifische Störeinflüsse, sondern auch durchnatürliche Ursachen wie extreme Hochwasserereignissewährend der Reproduktionsperiode (mechanischeZerstörung der Gelege) bestimmt sein können.7.6 Übersicht MonitoringDie obenstehende Tabelle stellt die vorangegangenen,ausführlich beschriebenen Monitoringverfahren zusammenfassenddar.137

138Anhang

AnhangAnhang A-1A-1 Hauptverbreitung potenzieller Salmonidenlaichgewässer der Mittelgebirge in NRWNiedersachsenNiederlandeHessenRheinland-PfalzBelgienPotenzielle SalmonidenlaichgewässerFluss im Deck-/GrundgebirgeBach im Deck-/GrundgebirgeKarstflussMuschelkalkbach/KarstbachWanderwegeStromFlussBachGroßlandschaftenDeckgebirgeGrundgebirgeSonstige GewässerFlussBach139

AnhangAnhang A-2A-2 Übersichtstabelle der potenziellen Salmonidenlaichgewässer der Mittelgebirge in NRWFlussgebietAbschnittMaasRurWurmIndeMeisbachWehebachab Zufluss Inde bis Quelleab Zufluss Uebach bis QuelleMündung bis Quelle;alle Nebengewässer der Wurm von der Mündung bis Quelle ab Zufluss Haarbachab Zufluss Omerbach bis Quellealle Nebengewässer von der Mündung bis Quelle oberhalb Holzheimer Grabenab Aufspaltung in Mühlenteich bis Quelle mit allen NebengewässernOberläufe mehrerer Zuflüsse der Indeab 10 km stromaufwärts von Düren, alle Nebengewässer der Rur von der Mündung bis QuelleRheinLippeEmscherRuhrLenneZuflüsseDickelsbachAngerbachSchwarzbachDüsselZuflüsseErftRotbachNebengewässer SwistbachKallmuther BachItterbachWupperZuflussSiegAggerLogebachLauterbachmehrere ZuflüsseKyllLahnab Zufluss Brandenbaumer Bach bis QuelleOberläufe der Nebengewässer bis Almeab Zufluss Alme alle Nebengewässer der Lippe von Mündung bis Quellenach vollständiger Umgestaltung zu prüfenOberläufe einiger Nebengewässerab Zulauf Röhr bis Quelleab Mühlheim alle Nebengewässer von Mündung bis Quelle außer Lenneab Zufluss Jeutmecke bis Quellealle Nebengewässer der Lenne von Mündung bis QuelleOberläufe mehrerer Zuflüsseab Zufluss Steinsiepenbach bis Quelle mit allen Nebengewässern von Mündung bis Quelleab 150 m flussabwärts des Zuflusses Sengelbach bis Quelle mit allen Nebengewässernab Zufluss Kirbuscher Bach bis Quelle und allen Nebengewässernoberhalb Zufluss Stinderbach bis Quelle und allen NebengewässernOberläufe mehrerer Zuflüsseab Zufluss Mersbach bis Quelle und allen NebengewässernOberläufe einiger Zuflüsseab Zufluss Mehlenbach bis Quelle und alle NebengewässerOberläufe der NebengewässerOberläufe der Nebengewässer des Swistbachsab km 5 stromaufwärts von Euskirchen bis Quelle mit allen Nebengewässernab km 6,70 bis Quelle und alle NebengewässerOberläufe der Zuflüsse der ItterMündung bis Quelle und alle Nebengewässer von Mündung bis Quelle außer Mutzbachund Katterbach nur in den Oberläufenerster Zufluss der Dhünn mit Nebengewässern, nur die OberläufeOberläufe des Zuflusses und der Nebengewässerab Wiedereintritt in das Bundesland Nordrhein-Westfalen bis Quellealle Nebengewässer ab Mündung Wahnbach bis QuelleMündung bis Quelle und alle Nebengewässerab Zufluss Herrenbach bis Quelle und allen Nebengewässernoberhalb Zufluss Dissenbach bis Quelle und alle Nebengewässernur in den Oberläufenin Nordrhein-Westfalen ab km 1,80 bis Quelle und alle Nebengewässer der Kyll in NRWmit allen Nebengewässern, die in NRW liegen140

AnhangA-2 Übersichtstabelle der potenziellen Salmonidenlaichgewässer der Mittelgebirge in NRW – FortsetzungFlussgebietEmsAbschnitteinige Oberläufe der Nebengewässer im Teutoburger WaldWeserGroße AueBastauWerreForellenbachKalleExterDiemeleinige Oberläufe der Nebengewässereinige Oberläufe der Nebengewässerab Zulauf Else bis Quelle und alle NebengewässerMündung bis Quelle und alle NebengewässerMündung bis Quelle und alle Nebengewässerin NRW ab km 8 bis Quelle und alle Nebengewässer in NRWEmmer, Nethe und alle weiteren stromaufwärts gelegenen Nebengewässer der Weser,die in NRW liegen und in die Weser münden, außer Diemelab Zufluss Sielheimer Siek bis Quellealle Nebengewässer der Diemel, die in NRW liegen141

AnhangAnhang A-3Abb. A-3 Frachtenbilanzierung und gemessene Konzentrationen in der fließenden Welle im Einzugsgebietder BrölFracht [t/a]Fracht [t/a]16.014.012.010.08.06.04.02.00.01400.01200.01000.0800.0600.0400.0200.00.070DQWaldGrünlandAckerSiedlungsfläche,DQWaldPQdiffus KATrennsystemMischwasserAmmonium [t/a]Ammonium [t/(ha*a)]PQStraßenTeicheAFS [t/a]AFS [t/(ha*a)]WaldGrünlandAckerSiedlungsfläche,diffus KATrennsystemMischwasserStraßenTeiche0.0400.0350.0300.0250.0200.0150.0100.0050.0001.41.21.00.80.60.40.20.0Nitratwerte im Untersuchungszeitraum 12.09.00 – 10.04.02SiedlungLandwirtschaft6050403020100■●● ●●● ■ ■■ ◆ ■● ●■◆◆ ◆ ◆ ◆ ■ ■ ●◆ ◆▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲▲■●◆▲●■◆▲●■◆●■◆●■◆▲ ▲ ▲● ■◆● ■■◆▲▲▲●◆▲●■◆▲●■◆▲●■◆▲●● Max■ 90 %◆ Ø▲ Min●●■◆■●■◆◆ ■◆ ●●■▲ ▲ ■ ◆◆▲ ▲ ▲ ▲I 1I 5III 5I 4II 10II 4III 1III 6I 14II 25V 4III 10II 24III 9III 8II 27II 26II 19V 2II 22II 20II 3V 1I 11II 23III 7Flächenfracht [t/(ha*a)]Flächenfracht [t/(ha*a)]Fracht [t/a]Fracht [t/a]1600.01400.01200.01000.0800.0600.0400.0200.00.030.025.020.015.010.05.00.0DQWaldGrünlandAckerSiedlungsfläche,DQPQdiffus KATrennsystemMischwasserNitrat [t/a]Nitrat [t/(ha*a)]PQStraßenTeicheP ges [t/a]P ges [t/(ha*a)]WaldGrünlandAckerSiedlungsfläche,diffus KATrennsystemMischwasserStraßenTeiche0.400.350.300.250.200.150.100.050.000.0150.0130.0100.0080.0050.0030.000Flächenfracht [t/(ha*a)]Flächenfracht [t/(ha*a)]Nitrat [mg/l]Probestelle142

AnhangAFS im Untersuchungszeitraum 12.09.00 – 10.04.02700Wald Siedlung LandwirtschaftAFS [mg/l]6005004003002001000●●●●●◆■◆ ■ ● ■ ■◆■◆ ◆▲ ■●●▲ ▲ ▲ ▲ ◆▲ ◆▲■ ◆▲■I 1I 5III 5I 4II 10II 4III 1III 6●●■●■ ● ●◆● ●◆ ■◆ ■ ■ ●■ ■ ■● ■■◆■◆ ■◆◆ ■ ■◆◆◆ ◆ ■◆ ◆ ●●◆ ●■◆ ■▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ◆▲I 14II 25V 4III 10II 24III 9III 8II 27II 26■◆●Probestelle●●●II 19V 2II 22II 20II 3V 1I 11II 23III 7◆●●● Max■ 90 %◆ Ø▲ MinAmmoniumwerte im Untersuchungszeitraum 12.09.00 – 10.04.021,3Wald●SiedlungLandwirtschaft1,2● Max1,110,9◆■ 90 %◆ Ø▲ Min●Ammonium [mg/l]0,80,70,60,50,40,30,20,10●■◆▲I 1●■◆ ▲I 5●●●●■■● ■◆ ◆■◆ ◆■ ■ ●◆ ◆▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲III 5I 4II 10II 4III 1III 6■●■■◆■ ● ■◆ ■●■ ■■■◆■◆ ◆ ■ ■ ◆ ◆ ■▲◆ ◆ ▲ ◆ ◆ ◆ ◆ ◆▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲I 14II 25V 4III 10II 24III 9III 8II 27II 26●●●●●●II 19V 2II 22II 20II 3V 1I 11II 23III 7●●●Probestelle143

AnhangAnhang A-4Bericht zum Betrieb der FeststationenGrundlagenEs wurden fünf Feststationen mit kontinuierlichmessenden Sonden installiert. Gemessen wurden dieParameter:1. Temperatur2. pH-Wert3. Sauerstoff4. Leitfähigkeit5. Trübung6. WasserstandDie Sonden 1-4 wurden an einer Drahtführung hängendim Gewässer installiert. Die Sonden 5 und 6 wurdenim Gewässerbett befestigt. Die Messwerte wurdenan einer am Gewässerrand aufgestellten Station aufDatenloggern erfasst und regelmäßig ausgelesen. Dasgesamte System wurde von der Firma WTW,Weilheim,geliefert, installiert und in Betrieb genommen, wobeidie Trübungssonde und die Wasserstandssonde keineWTW–Produkte waren. Aufgrund großer Problemeder Trübungsmessungen (ausführlicheres s. u.) wurdendie Trübungssonden durch neu entwickelte Sonden derFa. WTW ersetzt und zusätzlich Trübungssonden derFa. Lange eingesetzt.Die Stationen standen■ am Steinchesbach, auf dem Gelände einer Fischzuchtstation,nahe der Mündung in die Bröl■ am Harscheiderbach, auf dem Privatgrundstückan der Lindscheider Mühle■ an der Waldbröler Bröl, auf dem Privatgrundstück,Ortslage Ruppichteroth-Schönenberg■ an der Homburger Bröl, Ortslage Ruppichteroth-Damm■ an der Bröl, unterhalb Ortslage IngersauIm Verlauf des Projekts wurden im Spätsommer 2001noch drei Ammoniummessstationen an den StellenHarscheiderbach, Ingersau und oberhalb des Ablaufsder Kläranlage Waldbröl / Brenzingen installiert. Eshandelte sich um Geräte der Fa. Lange. Zur Messungwurde über eine Tauchpumpe kontinuierlich Wasseraus dem Gewässer in einen fahrbaren Messcontainergepumpt, filtriert und photometrisch Ammonium gemessen.Betriebliche ProblemeLieferung, InbetriebnahmeDie Trübungssonden wurden zusammen mit den anderenSonden der Feststationen (pH-Wert, Temperatur,Sauerstoff und Leitfähigkeit, Fa. WTW) unmittelbarnach Auftragseingang (Mai, Juni 2000) bestellt.Es kam aufgrund von Lieferschwierigkeiten desZulieferanten (Staiger-Mohilo) erst im Spätherbst zurteilweisen Installation, im Januar 2001 zur vollständigenÜbergabe und Inbetriebnahme.Es stellten sich bei der Trübungsmessung sofort großeProbleme durch völlig inplausible Messwerte heraus;diese wurden anfangs auf die in großer Anzahl dieSonden bedeckenden Simuliidenlarven zurückgeführt.Intensive Untersuchungen, zusammen mit demLieferanten, ergaben, dass die gelieferten Sonden zusätzlichund in entscheidenderem Maß durch hochfrequenteStrahlung (evtl. vom Flughafen Köln-Bonn)gestört wurden; es gelang nicht, diese Strahlung abzuschirmen.Die Sonden wurden daraufhin vom Lieferantenzurückgenommen. Seitens des Aggerverbandswurden zusätzlich Sonden der Fa. Lange angeschafftund installiert (Inbetriebnahme August 2001). Im Oktober2001 wurden durch WTW eigene Sonden (Neuprodukte)installiert und in Betrieb genommen.Durch diese Umstände liegen aus dem Zeitraum vorSommer 2001 kaum verlässliche Trübungsmessungenvor. Ab September 2001 arbeiteten die Lange-Sonden,ab Oktober zusätzlich die WTW-Sonden.Auch bei der Beschaffung der Ammonium-Messsystemekam es teilweise zu Lieferproblemen. Einesder drei bestellten Systeme war fehlerhaft geliefertworden. Die Reparatur bzw. Ersatzlieferung erfolgteso spät, dass dieses System erst ab ca. Dezember 2001Werte lieferte.Vandalismus, sonstige Fremdeinwirkung auf dieMesssystemeVandalismus war ein erhebliches Problem, von deminsbesondere die Station Ingersau, die für die Allgemeinheiterreichbar war und nicht wie die anderenStationen auf Privatgrundstücken oder abgelegen lag,betroffen war. Schäden durch Steinwürfe, Ziehen von144

AnhangStromsteckern, Rückleiten von abfließendem Messwasserin den Ammonium-Messcontainer u. ä. führtenwiederholt zu Schäden und zum Ausfall von Messungen.Eine Verlegung der Messstelle auf privatesGelände war nicht möglich, da keine Stelle gefundenwurde, die sowohl dem Aspekt des sicheren Betriebswie dem der Sinnhaftigkeit für das Projekt genügte.An Stationen auf Privatgelände kam es einige Malezu Messausfällen, da, vermutlich unbeabsichtigt, dieElektroversorgung unterbrochen wurde.Ebenfalls führte Kabelfraß durch Nagetiere zuMessausfällen.Betriebsprobleme durch Treibgut, starke Strömungsänderungen,ungenügende WassertiefeInsbesondere durch Treibgut während Hochwasserkam es häufiger zu Störungen der Messungen undSchäden an den Geräten. Auch hier waren vor allemdie Trübungssonden und in geringerem Umfangdie Pegelmessungen betroffen, da diese im Bachbettverankert waren und nicht, wie die anderen Sonden,frei hingen. Dies führte dazu, dass sich Sonden von ihrerVerankerung lösten oder aus ihrer Position gedrücktwurden bzw. die Sonden beschädigt wurden, sodass z. T. beträchtliche Messlücken auftraten. Aufgrundder Messtechnik war es bei diesen Sonden nichtmöglich, diese wie die anderen Sonden über das Gewässerzu hängen, da dann durch Reflektion von derWasseroberfläche, besonders bei Sonneneinstrahlung,mit erheblichen Fehlmessungen zu rechnen war. Verschärfendkam hinzu, dass in diesen Hochwassersituationeneine Wartung der Geräte und Behebung derSchäden wegen des hohen Wasserstandes und derreißenden Strömung nicht möglich war, sondern dassdas folgende Niedrigwasser abgewartet werden musste,bis die Sonden gefahrlos wieder erreichbar waren.Die kontinuierliche Ammoniummessung war von ähnlichenProblemen betroffen. Insbesondere währendHochwasser kam es schnell und in erheblichem Umfangzur Verschlammung und Verstopfung der Förderpumpenim Gewässer, die ebenfalls erst bei Niedrigwasserwieder zu erreichen waren. Messausfälle warendaher nicht zu vermeiden; eine Lösung wurdedurch eine Verlängerung der Messzeit angestrebt, sodass solche Ausfälle interpoliert wurden.Speziell an der Station Steinchesbach war die Trübungsmessungsehr problematisch durch die sehr geringeWasserführung bei Trockenwetter. Um die Sondenunter dem Wasserspiegel zu halten, musste dasBachbett an der Messstelle vertieft werden; auch unterdiesen Bedingungen waren die gerätespezifischenRandbedingungen bzgl. Wassertiefe und -höhe unterbzw. über der Sonde nicht einzuhalten. Zusätzlich kames in der Auskofferung zu Sedimentationen und Wiederaufwirbelungenvon Sediment, die eine Interpretationder Daten an dieser Station erschwerten, z. T.sehr problematisch erscheinen ließen.WartungsaufwandEs stellte sich im laufenden Betrieb der Messstationensowohl für die Sonden als auch für die Ammoniumstationenheraus, dass der Wartungs- und Pflegeaufwandwesentlich größer war als ursprünglich vermutet.Selbst zu Zeiten, in denen nicht die oben genanntenProbleme auftraten, war ein hoher Aufwand zu betreiben:Reinigungsarbeiten an den Sonden, Entfernenvon Schlamm an Pumpen, Reinigen von Filtern u. ä.Zusammenfassung, SchlussfolgerungenAnfängliche Lieferprobleme und ungeeignete Trübungssondenführten zu erheblich verzögertem Beginnder kontinuierlichen Trübungsmessung. Nach Installationgeeigneter Messsysteme liegen nun zwarlückenhafte, aber plausible und gut interpretierbareMessungen vor. Aufgrund der Erfahrungen im laufendenBetrieb der Stationen und der erheblichen,aufgetretenen Probleme sollten bei zukünftigen Projektenähnlicher Art deutlich veränderte Messbedingungeneingehalten werden. Wir schlagen folgendegrundsätzliche Vorgehensweisen vor:1. Keine Messungen direkt im Gewässer, sondernFörderung des zu messenden Wassers über zweiwechselnd betriebene Saugpumpen in eine festeMessstation, in der die zu prüfenden Parameter gemessenwerden.Dadurch soll sichergestellt werden, dass Schädendurch Treibgut, insbesondere bei Hochwasser, vermiedenwerden bzw. Schäden an den Messgerätenjederzeit behoben werden können. Über wechselndbetriebene Saugpumpen sollen mögliche Verstop-145

Anhangfungen der wasserzuführenden Leitung zumindestminimiert werden. Andere Lösungen sind nichtausgeschlossen, wenn dabei sichergestellt ist, dassSchäden soweit wie möglich verhindert werden unddie Sonden jederzeit für Wartung und Reparaturzugänglich sind bzw. jederzeit nach einer Wartungoder Reparatur wieder an ihren Messort gebrachtwerden können.2. Pegelmessungen sollten nicht über Drucksondenim Gewässer, sondern z. B. mittels Ultraschallsonden,die oberhalb des Wasserspiegels geeignetbefestigt sind, durchgeführt werden.Hier handelt es sich um einen Vorschlag, der bei internenDiskussionen entstanden ist. Andere Lösungensind ebenfalls denkbar. Es soll vermiedenwerden, dass sich Treibgut, wie geschehen, an derDruckmessung oder dem Messkabel im Gewässerverfängt und zu Schäden oder Ausfällen führt.Beide Bedingungen sind nach den Erfahrungen indiesem Projekt ähnlich zwingend wie die anderenoben aufgeführten Punkte. Es stellte sich heraus,dass auch regelmäßiges Anfahren der Stationennicht davor schützt, dass in kurzer Frist nach einerWartung erneut ein Schaden auftritt, der dannerst mit erheblicher Verzögerung bei der nächstenKontrollfahrt mit entsprechendem Datenverlustfestgestellt wird. Nur über diese automatischeWeitergabe der Fehlermeldungen ist sicherzustellen,dass Ausfallzeiten auf ein Minimum zurückgeführtwerden. Darüber hinaus werden dadurchüberflüssige Kontrollfahrten hinfällig. Ebenfallsführt die automatische Weiterleitung der Messdatenzu erheblicher Personaleinsparung, da schon alleindas Auslesen der Daten beträchtliche Zeit in Anspruchnimmt. Regelmäßige Routinewartungen undKontrollen der Geräte, etwa im Wochenrhythmus,würden allerdings nicht überflüssig.5. Sicherstellung der StromversorgungEs ist auf Grund der Erfahrung wünschenswert, beider Zugänglichkeit und Stromversorgung der Messgeräteunabhängig von Dritten zu sein, selbst wennes sich für dieses Projekt nicht als gravierendes Problemdarstellte. Auch hier gilt, wie beim obigenPunkt 3, dass die Umsetzung problematisch seinkann und im Einzelfall zu prüfen ist.3. Aufstellen der festen Station soweit vom Gewässerrand,dass Betrieb und Zugänglichkeit auch beiHochwasser sichergestellt sind.Eine Begründung erübrigt sich. Es kann allerdingsin der Praxis schwierig sein, geeignete Stellen zufinden, da die Reichweite von Hochwasser auch beieinem Gewässer wie der Bröl erheblich sein kann.Hier ist in jedem Einzelfall zu prüfen, wie vorzugehenist.4. Tägliches automatisches Auslesen der Messdatenz. B. über eine Telefonstation an eine Zentrale. Sofortigeautomatische Weitermeldung von Fehler-/Störmeldungen an eine Zentrale.146

Anhang147

AnhangAnhang A-5Anwendung des BWK-Merkblattes M3auf potenzielle SalmonidenlaichgewässerDas vereinfachte Verfahren nach dem BWK-MerkblattM3, das exemplarisch am Harscheider Bach von denBüros Durchschlag & Bever und umweltbüro essen(ube) durchgeführt wurde, basiert auf einem Berechnungsansatz,bei dem die Belastungen aus Niederschlagswassereinleitungender Misch- und Trennkanalisationmit den Vorbelastungen des Gewässersüberlagert werden. Anhand der Ergebnisse wird eineimmissionsbezoge Beurteilung vorgenommen.Der Nachweis gilt als erbracht, wenn die Zielgrößen(s.u.) eingehalten werden.Das Merkblatt berücksichtigt primär die akut wirkendenhydraulischen und chemischen Gewässerbelastungensowie die Feststoffe mit ihren dauerhaften Folgen.Hierfür wird die niederschlagsbedingte Gewässerbelastungüber ein Spektrum von Bemessungsregen fallweiseermittelt und die dazugehörigen Immissionen berechnet.Bei einer Überschreitung der Grenzwerte sind dieWirkungen von Niederschlagswassereinleitungendurch eine problembezogene Maßnahmenwahl sozu begrenzen, dass unter Berücksichtigung der immissionsorientiertenZielgrößen ein nachhaltiger Gewässerschutzerreicht wird.Der vereinfachte Nachweis basiert darauf, dass dieEinhaltung der gewässerspezifischen Zielsetzungenhinsichtlich des Abflusses und damit indirekt der Feststoffesowie der leicht abbaubaren Kohlenstoffverbindungenund des Ammoniums bzw. Ammoniaksfür die zugehörigen Niederschlagswassereinleitungennachgewiesen wird. Hierzu wird – zur Berücksichtung,auch ungünstiger Bedingungen – der Entlastungsabflussdes Regenabflussspektrums mit einem aus stofflicherSicht kritischen Bereich von Niedrigwasserabflüssenim Gewässer überlagert. Als Bezugswert wirdder mittlere Niedrigwasserabfluss MNQ gewählt.Die Berechnung des Regenabflusses (Qr) erfolgt fürein Spektrum von Regenabflussspenden (q r ) zwischen0 l/(s·ha) und 128 l/(s·ha), so dass die gesamte Bandbreiteder jährlich zu erwartenden Niederschlagsabflüsseabgedeckt werden.Die Gewässerfracht (B G ) errechnet sich unter Berücksichtigungder Vorbelastung (B V ) und der oberhalbeingeleiteten Entlastungsfrachten (B E ’):B G = B V + B E + B E ’ [mg/s].Die Gewässerkonzentration unterhalb der Einleitungenbeträgt:c G =B GQ G[mg/l]und das Mischungsverhältnis aus Einleitung und Gewässerabfluss:m = [-](Q E + Q E ’)MNQAuf dieser Basis werden bestimmte Belastungszuständeauf ihre Wirkung hin überprüft, abhängig von der Belastungsintensität,indirekt abhängig von der Belastungshäufigkeitsowie unabhängig von der Belastungsdauer.Mit dem vereinfachten Nachweis nach BWK M3 werdenGrenzwerte zur Reglementierung der Kurzzeitbelastung(Einleitungen der Misch- und Trennkanalisation)für die fließende Welle formuliert. Die Grenzwertesind daher weniger scharf als die zulässigenKonzentrationen der Dauerbelastung, wie sie z. B. vonder AGA oder den EU-Richtlinien genannt werden.Für Salmonidenlaichgewässer finden jedoch die inKap. 5 formulierten Amplituden-Kennwerte, die zurReglementierung kurzzeitiger Belastungsspitzen formuliertwurden und eine Dosis bestimmter Dauer undFrequenz zum Inhalt haben,Verwendung. Hierfür ist esnotwendig, dass vereinfachte Verfahren des BWK M3in seiner Auswertung an die veränderte Fragestellunganzupassen.Amplituden-Kennwerte für Störungen bestimmterDauer und Frequenz können im Sinne des M3-Nachweisesmit den dort berechneten Belastungen gleichgesetztwerden, so dass diese Belastungen in Abhängigkeitvom Regenabflussspektrum und die Amplituden-Kennwerteeinander entsprechen.148

AnhangTab. A-5-1Amplituden-Kennwerte für AFS, Ammoniak (NH 3 -N) und Sauerstoff in Abhängigkeit vonDauer und Frequenz bestimmter Regenabflussspenden (Intervallbreiten)Frequenz / Dauer kurz (1 h) Regenabfluss- mittel (3 h) Regenabfluss- lang (6 h) Regenabflussspendespende spendeAFS (mg/l) mg/l l/(s·ha) mg/l l/(s·ha) mg/l l/(s·ha)selten (< 0,5 n/a) 10.000 > 128 5.000 > 32 2.500 > 16mittel (0,5 n/a bis 4 n/a) 1.500 32-64 500 8-16 100 4-8häufig (> 4 n/a bis 25 n/a) 100 0-16 50 0-4 25 0-2NH 3 -N (mg/l) mg/l l/(s·ha) mg/l l/(s·ha) mg/l l/(s·ha)selten (< 0,5 n/a) 0,2 > 128 0,15 > 32 0,1 > 16mittel (0,5 n/a bis 4 n/a) 0,15 32-64 0,04 8-16 0,02 4-8häufig (> 4 n/a bis 25 n/a) 0,1 0-16 0,02 0-4 0,004* 0-2O 2 (mg/l) mg/l l/(s·ha) mg/l l/(s·ha) mg/l l/(s·ha)selten (< 0,5 n/a) 2,5 > 128 4 > 32 5 > 16mittel (0,5 n/a bis 4 n/a) 4 32-64 5 8-16 6 4-8häufig (> 4 n/a bis 25 n/a) 5 0-16 6 0-4 8 0-2* gilt nur für Gewässerabschnitte potenzieller Salmoniden-Laichhabitate im Sinne von Epirithral,für oberhalb gelegene Abschnitte im Sinne von Eu- und Hypokrenal [Salamanderzone] gilt 0,02 mg/l NH 3 -NZur Auswertung ist es dafür notwendig, das Regenabflussspektrumin Dauerstufen zu unterteilen (1 h,3 h und 6 h) und diese in Abhängigkeit ihrer Belastungsfrequenzzu betrachten.Als Ergebnis erhält manIntervallbreiten bestimmter Regenabflusspenden und-häufigkeiten.Der Nachweis gilt als erbracht, wenn die Zielwerteder „Dosis-Wirkungsmatrix“ innerhalb der gesamtenIntervallbreite eingehalten werden.Mit Hilfe dieses Verfahrens können näherungsweiseauch ohne Modellierung die Kennwerte für Salmonidenlaichgewässerin Analogie zu BWK überprüftwerden (siehe Tabelle A-5-1).Genaue Aussagen sind allerdings mit diesem Verfahrennicht möglich. Erst ein detaillierter Nachweis aufBasis einer Kontinuumsimulation liefert die notwendigenErgebnisse, um Häufigkeit und Dauer derStörung erfassen und bewerten zu können (siehe Leitfadenzur detaillierten Nachweisführung).M3-Berechnung am Beispiel desHarscheider Baches (Bröl-EZG)Harscheider Bach, Einleitung Harscheid 77.2.01,Regenentlastungsanlage mit RÜB (Mischsystem)Gewählte Vorbelastung:BSB 5 = 3 mg/lNH 4 -N = 0,16 mg/lNachweis nach M3AFS = 6 mg/lpH-Wert = 8,4Prüfung der hydraulischen Belastung:Einleitungsabfluss:Q E1 = 679,3 l/sSumme vorh. Einleitungsabflüsse:Q E1 = 811,9 l/sSumme zul. Einleitungsabflüsse:Q E1, zul = 271,5 l/s➡ der zulässige Einleitungsabfluss wird überschritten:Q Gewässer = 1,31 HQ 1, pnatPrüfung der stofflichen Belastung:Sauerstoffkonzentration O 2 :c min = 9,0 mg/l➡ die zulässige Sauerstoffkonzentrationvon c min = 5 mg/l wird nicht unterschritten149

AnhangAmmoniak-Konzentration NH 3 -N:c max = 0,07 mg/l➡ die maximal zulässige Ammoniak-Konzentrationvon c max = 0,1 mg/lwird nicht überschrittenNachweis nach M3 bei Berücksichtigung der Dosis-Wirkungsmatrix („9er-Matrix“)Prüfung der stofflichen Belastung(Amplituden-Kennwerte):Sauerstoffkonzentration O 2 :c min = 9,0 mg/l➡ die minimal zulässige Sauerstoffkonzentration vonc min = 8 mg/l (Dauerstufe 6 h und Intervallbreite von0-2 l/(s·ha)) wird nicht unterschritten.Ammoniak-Konzentration NH 3 -N:c max = 0,07 mg/lnach Regenabflusspenden:c max = 0,07 mg/l (Intervallbreite: 0-2 l/(s·ha))c max = 0,06 mg/l (Intervallbreite: 4 l/(s·ha))c max = 0,05 mg/l (Intervallbreite: 8 l/(s·ha))c max = 0,04 mg/l (Intervallbreite: 16 l/(s·ha))c max = 0,04 mg/l (Intervallbreite: 32-64 l/(s·ha))c max = 0,03 mg/l (Intervallbreite: 128 l/(s·ha))➡ die maximal zulässige Ammoniak-Konzentrationvon 0,04 mgl/ in der Dauerstufe 3 h und Intervallbreite8-16 l/(s·ha) wird um 0,02 mg/l überschritten, diemaximal zulässige Ammoniak-Konzentration von0,02 mg/l in der Dauerstufe 3 h und Intervallbreite0-4 l/(s·ha) wird um 0,05 mg/l überschritten, die maximalzulässige Ammoniak-Konzentration von 0,02 mg/lin der Dauerstufe 6 h und Intervallbreite 4-8 l/(s·ha)wird um 0,04 mg/l überschritten die maximal zulässigeAmmoniak-Konzentration von 0,004 mg/l in der Dauerstufe6 h und Intervallbreite 0-2 l/(s·ha) wird um0,066 mg/l überschritten.Abfiltrierbare Stoffe AFS:c max = 79 mg/lnach Regenabflusspenden:c max = 42 mg/l (Intervallbreite: 0-2 l/(s·ha))c max = 59 mg/l (Intervallbreite: 4 l/(s·ha))c max = 69 mg/l (Intervallbreite: 8 l/(s·ha))c max = 74 mg/l (Intervallbreite: 16 l/(s·ha))c max = 77 mg/l (Intervallbreite: 32 l/(s·ha))c max = 78 mg/l (Intervallbreite: 64 l/(s·ha))c max = 79 mg/l (Intervallbreite: 128 l/(s·ha))Abb. A-5-1Ergebnisse nach BWK VereNa.M3für den Ist-ZustandO 2 [mg/l]10,09,0 ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲8,07,06,05,04,03,02,01,00,00 0,5 1 2 4 8 16 32 64 128qrab [l/(s·ha)]NH 3 -N [mg/l]0,200,180,160,140,120,100,080,06▲ ▲0,04▲0,02 ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲0,000 0,5 1 2 4 8 16 32 64 128qrab [l/(s·ha)]AFS [mg/l]2001801601401201008060▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲40▲200 ▲ ▲ ▲ 0 0,5 1 2 4 8 16 32 64 128qrab [l/(s·ha)]150

Anhang➡ die maximal zulässigen AFS-Konzentrationenvon 50 mg/l in der Dauerstufe 3 h und Intervallbreite0-4 l/(s·ha) werden um 9 mg/l überschritten, die maximalzulässigen AFS-Konzentrationen von 25 mg/l inder Dauerstufe 6 h und Intervallbreite 0-2 l/(s·ha)werden um 17 mg/l überschritten.ErgebnisseNachweis der hydraulischen Belastung:Nach BWK M3 sind Maßnahmen zur Verringerungder hydraulischen Belastung erforderlich.Nachweis der stofflichen Belastung:Nach BWK M3 werden die Basis-Kennwerte fürSauerstoff und Ammoniak eingehalten, ebenso dieAmplituden-Kennwerte für Sauerstoff. Die Amplituden-Kennwertefür Ammoniak und AFS werdenüberschritten. Daher ist eine problembezogene Maßnahmezu wählen.MaßnahmenwahlZur Verringerung des zulässigen Abflusses wird einRegenrückhaltebecken vorgesehen. Da die Berechnungeneine deutliche Überschreitung der Ammoniak-Kennwerteim Gewässer mit den daraus resultierendennegativen Effekten wahrscheinlich macht,sollte das Regenrückhaltebecken als Retentionsbodenfilterausgeführt werden. Im Hinblick auf dieAFS-Konzentrationen ist keine Maßnahme erforderlich,da aufgrund von Maßnahmen an den oberliegendenEinleitungen die Vorbelastung soweit abgesenktwird, dass die AFS-Kennwerte an der Einleitungsstelleunterschritten werden.Um die Ammoniak-Konzentration auf 0,004 mg/l absenkenzu können, sind weitere Maßnahmen erforderlich,wie z. B. die Ausweisung von gehölzbestandenenUferrandstreifen zur Beschattung des Gewässers,zur Senkung des pH-Wertes sowie der Temperatur.Die Berechnung wurde mit einem pH-Wert von 7,4durchgeführt. Daraus resultieren die nebenstehendenErgebnisse (vgl. Tabelle A5-2). Für die Temperaturwurde eine Absenkung von 20° C (Ist-Zustand) auf16° C angesetzt (mit KNEF).Abb. A-5-2Ergebnisse nach BWK VereNa.M3für den SanierungszustandO 2 [mg/l]10,09,0 ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲8,07,06,05,04,03,02,01,00,00 0,5 1 2 4 8 16 32 64 128qrab [l/(s·ha)]NH 3 -N [mg/l]0,200,180,160,140,120,100,080,060,040,020,00 ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲0 0,5 1 2 4 8 16 32 64 128qrab [l/(s·ha)]AFS [mg/l]200180160140120100806040200 ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲ ▲0 0,5 1 2 4 8 16 32 64 128qrab [l/(s·ha)]151

AnhangAnhang A-6Tab. A-6Übersicht zur Sanierung der Kläranlagen im Einzugsgebiet der Bröl (Anlagen des Aggerverbandes)nach LeitfadenkriterienAnlagenname Gewässer EWSanierungsbedarf KanalnetzSanierungsbedarf KläranlageNümbrecht- Bröl 23.533Homburg BrölBeseitigung der Fremdwasserproblemehoher Sanierungsbedarf,abschließende Sanierungnach Lösung des Problemsmit einem IndirekteinleiterWaldbröl-Brenzingen Waldbröl- 10.200bachz. T. hoch (RÜB Brenzingen)(Bauhof; Am Hallenbad)KA wird mit weitergehendenAnforderungen bewirtschaftet,zurzeit kein SanierungsbedarfBüchel (vor Ausbau) Bröl 13.000Büchel 25.000nach Ausbau 2002die Regenüberläufe im Bereich Ruppichteroth entsprechenvermutlich nicht mehr den Regeln der Technik und weisenwahrscheinlich Entlastungsraten >15 % der Jahresmengeauf. Es besteht unter Umständen Sanierungsbedarf insbesondereim Hinblick auf die nahegelegenen Laichgrubenzurzeit kein SanierungsbedarfWinterscheid Dehrenbach 3.500die KA wurde kürzlich ausgebaut,zurzeit kein SanierungsbedarfNeunkirchen- Bröl 13.000SeelscheidAusbau wurde im Frühjahr2002 fertiggestellt;zurzeit kein SanierungsbedarfMarienfeldstillgelegt152

AnhangBeschreibung der KlärverfahrenÜberwachungswerteQmax CSB BSB 5 NH 4 -N N0 2 -N N ges P ges AOX pHl/s mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µg/lMechanisch-biologisches Reinigungsverfahren; Stickstoffeliminationdurch Nitrifikation und vorgeschaltete Denitrifikationim Belebungsbecken; Phosphorelimination durch chemischeFällung; Eindickung des Roh- und Überschussschlammes sowieanaerobe Schlammbehandlung und Nacheindickung351 50 12 3 18 2 50 6 - 8,5( ≥ 6°C) (≥ 12 °C)Mechanisch-biologisches Reinigungsverfahren; Stickstoffeliminationdurch Nitrifikation und vorgeschaltete/intermittierendeDenitrifikation im Belebungsbecken; Nachnitrifikation vordem Mehrschicht-Flockungsfilter; Phosphorelimination durchchemische Fällung; weiterer Abbau von Abwasserinhaltsstoffensowie Phosphorelimi-nation und Rückhalt von Suspensaim automatisch rückgespülten Mehrschicht-Flockungsfilter; Eindickungdes Roh- und Überschussschlammes sowie anaerobeSchlammbehandlung und Nacheindickung150 40 10 3 18 1 6 - 8,5(≥ 7° C) (≥ 12 °C)Mechanisch-biologisches Reinigungsverfahren; Stickstoffeliminationdurch Nitrifikation und vorgeschaltete Denitrifikationim Teilstrom; sowie intermittierende Denitrifikation im BelebungsbeckenI; Phosphorelimination durch chemische Fällung;Eindickung des Roh- und Überschussschlammes sowieanaerobe Schlammbehandlung und Nacheindickung120 90 20 10 18 2 6 - 8,5(≥ 12 °C) (≥ 12 °C)Mechanisch-biologisches Reinigungsverfahren; Stickstoffeliminationdurch Nitrifikation und vorgeschaltete Denitifikation imBelebungsbecken; Phosphatelimination biologisch und chemischeFällung; Eindickung des Roh- und Überschussschlammessowie anaerobe Schlammbehandlung und Nacheindickung245 60 15 10 0,1 18 1,2 6 - 8,5(≥ 7 °C)Mechanisch-biologisches Reinigungsverfahren; Stickstoffeliminationdurch Nitrifikation und vorgeschaltete Denitrifikation im Belebungsbecken;Phosphorelimination durch chemische Fällung/biologisch;Eindickung des Roh- und Überschussschlammes und Abtransport44 60 15 5 1,5 6 - 8,5(≥ 8 °C)Mechanisch-biologisches Reinigungsverfahren; Stickstoffeliminationdurch Nitrifikation und Kaskadendenitrifikation im Belebungsbecken;Phosphorelimination durch chemische Fällung/biologisch; Eindickung des Roh- und Überschussschlammessowie anaerobe Schlammbehandlung und Nacheindickung147 90 20 10 18 2 6 - 8,5(≥ 12 °C) (≥ 12 °C)153

AnhangAnhang A-7Tab. A-7Kläranlagen im Zuständigkeitsbereich der Gemeinden sowie industrielle Anlagenim Einzugsgebiet der BrölAnlagennameGewässerSanierungsbedarfKläranlage/KanalnetzAnmerkungEW (ausNIKLAS)ÜberwachungswerteQmax CSB BSB 5 NH 4 -N N0 2 -N N ges P ges AOX pHl/s mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l µg/lKläranlageder FirmaEckesBrölPrüfung notwendig,ob gewässerseitigeZielgrößen eingehaltenwerdenmechanisch/biologischeKläranlage100 20 10 18 2(≥ 12 °C) (≥ 12 °C)Much-OberdreisbachhöheDas Abwasserbeseitigungskonzept(ABK) sieht einenWegfall der Kläranlagein demZeitraum 2004 bis2010 vor (Prüfungunter Berücksichtigungder Zielvorgabendes Leitfadens)184(Ausbaugröße:250 EW)AlefeldDas ABK der GemeindeMuch(1998) sieht vor,die Ortslage Alefeldim Jahr 2002an den „Bröltalsammler“anzuschließen.Im ABKist keine Kleinkläranlagefür dieseOrtslage verzeichnet154

Anhang155

Tabellenverzeichnis156

TabellenverzeichnisTabellenverzeichnisTab. 4-1 Durch punktuelle Quellen hervorgerufene Defizite 23Tab. 4-2 Potenzielle Schadwirkung punktueller Einleiter und die räumliche und zeitlicheVarianz ihrer Wirkungsentfaltung überarbeitet nach FUCHS 1997 28Tab. 4-3 Durch diffuse Quellen hervorgerufene Defizite 30Tab. 4-4 Hauptdefizite der Gewässerstruktur und ihre Ursachen 34Tab. 4-5 Hauptdefizite durch Querbauwerke 35Tab. 4-6 Hauptdefizite des Sohlsedimentes und ihre Ursachen 38Tab. 4-7 Übersicht über die punktuellen Quellen im Bröl-Einzugsgebiet 43Tab. 4-8 Parameter zur Charakterisierung der Belastungssituation exemplarischerEinzugsgebiete von Samonidenlaichgewässern 76Tab. 5-1 Basis-Kennwerte für die fließende Welle sowie Kennwerte bestehender Richtlinien undAnforderungen von potenziellen Salmonidenlaichgewässern vgl. Kap. 5.1.2 81Tab. 5-2 Wasserqualitätskriterien Nitrit (Tentative water quality criteria) in mg/l NO 2 -Nverändert nach HAMM 1991 aus EIFAC 1970, 1984 81Tab. 5-3 Definition der Häufigkeits- und Dauerstufen 89Tab. 5-4 Amplituden-Kennwerte (9er-Matrix) für Sauerstoff in Abhängigkeit von Dauer und Frequenz 91Tab. 5-5 Literaturquellen als Grundlage der Definition der Amplituden-Kennwerte für Sauerstoff 91Tab. 5-6 Amplituden-Kennwerte für Ammoniak (NH 3 -N)] in Abhängigkeit von Dauer und Frequenz 93Tab. 5-7 Literaturquellen als Grundlage der Definition der Amplituden-Kennwerte für Ammoniak 93Tab. 5-8 Amplituden-Kennwerte für Nitrit (NO 2 -N) in Abhängigkeit von Dauer und Frequenz 95Tab. 5-9 Literaturquellen als Grundlage der Definition der Amplituden-Kennwerte für Nitrit 95Tab. 5-10 Amplituden-Kennwerte für AFS (abfiltrierbare Feststoffe) in Abhängigkeitvon Dauer und Frequenz 96Tab. 5-11 Basis-Kennwerte für das Interstitial potenzieller Salmonidenlaichgewässer 99Tab. 6-1 Uferstreifenzonenbreite je nach Neigung der Flächen 107Tab. 6-2 Gefährdungsklassen je nach Neigung und Nutzung der Flächen 107Tab. 6-3 Abgestuftes Konzept der Zielnutzungen 107Tab. 6-4 Mischrechnungen zur Ermittlung des Bemessungswertes für NH 4 -N für die vomAggerverband betriebenen Kläranlagen auf Grundlage des Ist-Zustandes, der Kenngrößendes Leitfadens sowie der Vorgaben aus Mindestanforderungen der AGA ohnebesonderen Nutzungsgrad 113Tab. 6-5 Regenüberlaufbecken mit zu überprüfenden Sanierungsbedarf im Einzugsgebiet der Bröl 115Tab. 6-6 Breiten der Uferstreifenzone am Gewässersystem des Bröl-Einzugsgebietesohne Berücksichtigung der Verkehrswege 116Tab. 7-1 Für das Monitoring der Fließenden Welle relevante Parameter 123Tab. 7-2 Messverfahren für EinzelmessungenEinmalige Probenahme zu angegebenem Datum mit Schöpfkelle und anschließender Laboranalyse 123Tab. 7-3 Bewertungssystem für die Eignung von Probestellen als Lachslaichareale anhand einesMonitorings der Sauerstoffbedingungen im Interstitial* Grundlage: Probestellen mit 3 Interstitialsonden mit je 3 Messhorizonten und 6 Messterminen = 54 Wertepro Datensatz 128Tab. 7-4 Charakterisierung eines typischen Lachslaichhabitates 131Tab. 7-5 Kenngrößen für die Kartierung potenzieller Lachslaichhabitate 133Tab. 7-6 Bewertung der Habitatqualität von Lachslaich- und zugehörigen Jungfischhabitaten 133Tab. 7-7 Methodische Ansätze für das Monitoring des Reproduktionserfolges von GroßsalmonidenErläuterung vgl. Text 135Tab. 7-8 Übersichtstabelle Monitoring 137157

AbbildungsverzeichnisAbbildungsverzeichnisAbb. 2-1 Lebenszyklus der Großsalmoniden 10Abb. 2-2 Salmonidenlaichgrube in der Bröl am Übergang von Pool zu Riffle 11Abb. 2-3 Lachs-Eier im Kieslückensystem der Gewässersohle 12Abb. 4-1 Stark vereinfachtes Schema zum kritischen Verlauf des Sauerstoffgehalts im Interstitialwährend der Ei- und Larvalentwicklungsphase der Salmoniden; die Prozesse laufen auchparallel ab – dargestellt sind hier nur zeitliche Schwerpunkte 20Abb. 4-2 Mittlere Belastungssituation in der fließenden Welle der Oberläufe (Nebenbäche), Mittelläufeund im Unterlauf des Brölsystems sowie zum Vergleich der O 2 -Gehalt im Interstitial,20-cm-Horizont 22Abb. 4-3 Entlastung des Kanalnetzes bei Starkregenereignissen – Anstieg der Ammonium-Konzentration in der fließenden Welle der Gewässer 26Abb. 4-4 Enlastungsbauwerke im Längsprofil der Bröl 26Abb. 4-5 Stoffpfade in das Gewässer verändert n. BRONSTERT 1994 zit. in MENDEL 2000 30Abb. 4-6 Rinnenerosion auf Ackerflächen im Bergischen Land 32Abb. 4-7 Sedimentiertes Bodenmaterial in einem durchflossenen Erlenbruch (Bergisches Land) 33Abb. 4-8 Kompakt und unbeweglich wirkende feinsedimentbedeckte Gewässersohle der Bröl 33Abb. 4-9 Beispielhafte Auswertung aus QUIS MUNLV 2002Querbauwerke in Gewässern des Wanderfischprogrammes – Einzuggebiet der Sieg 36Abb. 4-10 Beziehung zwischen Fließgeschwindigkeit und Erosion, Transport bzw. Sedimentationund Korngröße Ahnert, Frank: Einführung in die Geomorphologie, 1996 37Abb. 4-11 Nutzungsverteilung im Einzugsgebiet der Bröl 41Abb. 4-12 Übersicht zur Struktur und Vorgehensweise der Pilotstudie Bröl 42Abb. 4-13 Ammoniak-Belastungen im Gewässer während eines Kläranlagenstörfalls 45Abb. 4-14 Beispiele punktueller Quellen 46Abb. 4-15 Tagesgang des pH-Wertes als deutlicher Anzeiger für starke Eutrophierungserscheinungen;zum Vergleich die ausgeglichenen Werte aus dem zufließenden Steinchesbach 47Abb. 4-16 Frachtanteile im Einzugsgebiet der Bröl Datengrundlage [t/a] 48Abb. 4-17 Gewässerschädliche Weidenutzung 49Abb. 4-18 Zerstörte Grasnarben (oben), Maisacker an einem erosionsgefährdeten Hang (unten links),begradigtes Gewässer mit grünlandgenutzem Umfeld (unten rechts) im Einzugsgebiet der Bröl 50Abb. 4-19 Korngrößenspektrum im Interstitial von Bächen mit unterschiedlicher Nutzungsstrukturdes Einzugsgebietes 52Abb. 4-20 Ausgebaute Abschnitte mit landwirtschaftlicher Nutzung in der Aue (von oben1 und 2),naturnahe Laufabschnitte mit angrenzendem Hangwald (3 und 4) 53Abb. 4-21 Häufigkeit der Gewässerstrukturgüteklassen an Homburger Bröl, Waldbröl und Bröl Unterlauf 54Abb. 4-22 Laichplatzdichte in Abhängigkeit der Gewässerstruktur 55Abb. 4-23 Potenzielle Laichhabitate pro Kilometer Fließstrecke der kartierten Gewässer 56Abb. 4-24 Verteilung der potenziellen Laichplätze auf unterschiedliche FließstreckentypenFließstreckentypen vgl. Kap. 7.5 56Abb. 4-25 Querbauwerke in der Bröl 58Abb. 4-26 Ergebnisse von Sedimentfallen in den potenziellen Laichhabitaten der Bröl (0, A-D)und Korngrößenverteilung im unbehandelten Brölsediment 59Abb. 4-27 Überblick über die Einzugsgebiete der untersuchten Salmonidengewässer in NRW 61Abb. 4-28 Nutzung im Einzugsgebiet der Ennepe oberhalb der Interstitialprobestellen 62Abb. 4-29 O2-Situation im Interstitial der Ennepe Bsp. verändert n. NIEPAGENKEMPER & MEYER 2002 63Abb. 4-30 Nutzung im Einzugsgebiet der Bröl oberhalb der Interstitialprobestellen 64Abb. 4-31 O2-Situation im Interstitial der Bröl Bsp. verändert n. NIEPAGENKEMPER & MEYER 2002 65158

AbbildungsverzeichnisAbb. 4-32 Nutzung im Einzugsgebiet der Volme oberhalb der Interstitialprobestellen 66Abb. 4-33 O 2 -Situation im Interstitial der Volme Bsp. verändert n. NIEPAGENKEMPER & MEYER 2002 67Abb. 4-34 Nutzung des Dhünn-Einzugsgebietes oberhalb der Interstitialprobestellen 68Abb. 4-35 O 2 -Situation im Interstitial der Dhünn Bsp. verändert n. NIEPAGENKEMPER & MEYER 2002 69Abb. 4-36 Nutzung des Rur-Einzugsgebietes einschließlich des Kall-Einzugsgebietes 70Abb. 4-37 O 2 -Situation im Interstitial der Unteren Rur Bsp. verändert n. NIEPAGENKEMPER & MEYER 2002 71Abb. 4-38 O 2 -Situation im Interstitial der Mittleren Rur Bsp. verändert n. NIEPAGENKEMPER & MEYER 2002 72Abb. 4-39 O 2 -Situation im Interstitial der Kall Bsp. verändert n. NIEPAGENKEMPER & MEYER 2002 73Abb. 4-40 Naturnahe Fließstrecke der Kall 73Abb. 4-41 O 2 -Situation im Interstitial der Oberen Rur Bsp. verändert n. NIEPAGENKEMPER & MEYER 2002 74Abb. 5-1 Box-Plots (Median) der im Einzugsgebiet der Bröl gemessenen Ammonium-Konzentrationen(n = 861), differenziert nach den Flächennutzungen Acker, Grünland, Siedlung und Wald 83Abb. 5-2 Prozentualer Anteil des Ammoniaks (NH 3 -N) am Gesamt-Ammonium (NH 4 -N) in Abhängigkeitvom pH-Wert und der Temperatur aus: EMERSON et al. 1975, korrigiert 83Abb. 5-3 Box-Plots der im Einzugsgebiet der Bröl gemessenen Ammoniak-Konzentrationen (n = 842),differenziert nach den Flächennutzungen Acker, Grünland, Siedlung und Wald 84Abb. 5-4 Box-Plots der im Einzugsgebiet der Bröl gemessenen Nitrit-Konzentrationen (n = 955),differenziert nach den Flächennutzungen Acker, Grünland, Siedlung und Wald 85Abb. 5-5 Box-Plots der im Einzugsgebiet der Bröl gemessenen AFS-Konzentrationen (n = 955),differenziert nach den Flächennutzungen Acker, Grünland, Siedlung und Wald 87Abb. 5-6 Amplituden-Kennwerte (9er-Matrix) für die Sauerstoffkonzentration in Abhängigkeit vonDauer und Frequenz der auftretenden Störungen; als farbige Linien dargestellt sind Grenzwerteder EG-Fischgewässer-Richtlinie, der AGA (MURL 1991), des BWK-M3 (BWK 2000) undder ATV-AG 2.1.1 (ATV 1993) 91Abb. 5-7 Amplituden-Kennwerte für die Ammoniak-Konzentration in Abhängigkeit von Dauer undFrequenz der auftretenden Störungen; als farbige Linien dargestellt sind Grenzwerte derEG-Fischgewässer Richtlinie und des BWK-M3 BWK 2000 92Abb. 5-8 Amplituden-Kennwerte für die Nitrit-Konzentration in Abhängigkeit von Dauer und Frequenzder auftretenden Störungen 94Abb. 5-9 Amplituden-Kennwerte für die AFS-Konzentration in Abhängigkeit von Dauer und Frequenzder auftretenden Störungen 96Abb. 5-10 Bewertung und Annahmegrad der kartierten Laichhabitate (Bröl) 100Abb. 6-1 Schematische Darstellung der Zonen unterschiedlicher Nutzungsintensität 105Abb. 6-2 Rückbau eines Absturzes 110Abb. 6-3 Frachten / EWG / Jahr NH 4 -N der Kläranlagen im Zuständigkeitsbereich des AggerverbandesWerte aus 1998 - 2001 111Abb. 6-4 Ammonium-Werte ober- und unterhalb der Kläranlage Homburg Bröl 2000 / 2001 112Abb. 6-5 Ermittlung der Erosionsgefährdung im Bröl-Einzugsgebiet 117Abb. 6-6 Uferstreifenausweisung anhand von Neigung und Nutzung 118Abb. 6-7 Exemplarische Nutzungsänderung im Umfeld eines Zuflusses der Bröl 118Abb. 6-8 Belassen von Totholz in der Bröl November 2002 120Abb. 6-9 Pilotmaßnahmen zur Einbringung von Totholz in die Bröl September 2002 121Abb. 7-1 Bestimmung der Sauerstoffbedingungen im Interstitial mittels Clark-Elektroden 125Abb. 7-2 Gefrierkernuntersuchungen im Rahmen des Monitorings 130Abb. 7-3 Schematisches Längsprofilmodell eines Laich- und Jungfischhabitatkomplexes 132Abb. 7-4 Vergrößerter Ausschnitt aus der Fließstreckenkarte der Bröl 134159

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AnhangGlossarAltersgruppen 0+,1+, 2+anthropogenDenitrifikationDetritusdownwellingEinzelprobeEmergenzEpiphytonEutrophierungF&E-VorhabenFließende WelleFremdwasser(Hyporheisches) InterstitialkohäsivKolmationMischkanalisation/-systemMischrechnungNitrifikante O2-ZehrungNitrifikationökomorphologischPoolPotamalRhithralRiffleSaprobielle O2-ZehrungSaprobieSpülstoßTagesgradTrennkanalisation/-systemUferstreifenzoneupwellingBezeichnung von gerade geschlüpften, einjährigen bzw. zweijährigen Fischenvom Menschen beeinflusstMikrobielle Reduktion des Nitrats über die Nitritstufe zum elementaren Stickstoff (N2)Gesamtheit der toten organischen Partikel, die im Wasser schweben oder am Grund desGewässers abgelagert sindInfiltrationsbereich am Beginn einer Schnelle/Rauscheeinmalige Probenahme in der fließenden Welle mit der Schöpfkelle, Analyse erfolgt im LaborVerlassen des InterstitialsGemeinschaft der auf Pflanzen wachsenden Pflanzen, die nicht parasitisch lebenZunahme der Intensität der photoautotrophen Produktion im Gewässer; sie kann durch natürlicheoder künstliche Nährstoffanreicherung oder durch eine bessere Verfügbarkeit der Nährstoffebewirkt werdenForschungs- und Entwicklungsvorhabengesamter in Fließrichtung bewegter Wasserkörper im Gewässerbettunerwünscht in das Rohrsystem eindringendes Grundwasser bzw. zufließendes Oberflächenwasser;Einleitung fehlerhaft angeschlossener GrundstücksentwässerungKieslückensystem der FließgewässersohlebindigVerstopfung des Kieslückensystems durch Trübstoffe und FeinsedimenteAbleitung von Schmutz- und Niederschlagswasser in einem Rohrsystemdie Mischrechnung dient der Ermittlung des Bemessungswertes zum Betrieb einer Kläranlagemit Hilfe des Abflusses und der Konzentration des betreffenden ParametersVerbrauch von Sauerstoff bei der NitrifikationMikrobielle Oxidierung des Ammoniums über die Nitritstufe zum Nitratsetzt sich aus den Begriffen Ökologie (Lehre von den Beziehungen der Organismen zueinanderund zu ihrer Umwelt) und Morphologie (Gestaltslehre) zusammen; es wird dabei dieäußere Gestalt einer Umwelteinheit (z.B. ein bestimmter Bachabschnitt) erhoben und aus ökologischerSicht beschriebenKolkeTieflandflussregion; unterteilt in obere (Epi-), mittlere (Meta-) und untere (Hypo-)RegionBergbach-, Gebirgsbachregion; unterteilt in obere (Epi-), mittlere (Meta-) und untere (Hypo-)RegionSchnelle/RauscheVerbrauch von Sauerstoff aufgrund der SaprobieSumme der heterotrophen einschließlich der tierischen Bioaktivität in einem GewässerAbfluss von unvollständig geklärtem Wasser aus einer Kläranlage, aufgrund starkniederschlagsbedingtemhohem Wasseraufkommens im Einlauf der KläranlageProdukt aus der durchschnittlichen täglichen Wassertemperatur und der Anzahl der Tage biszum Erreichen des jeweiligen Entwicklungsstadiumsgetrennte Ableitung von Schmutz- und Niederschlagswasser; Niederschlagswasser wird direktins Gewässer eingeleitetBereich zur Reduzierung der Stoffeinträge ins Gewässer aus der FlächeExfiltrationsbereich am Ende einer Schnelle/Rausche166

Abkürzungsverzeichnis3 AbkürzungsverzeichnisEZGAbbABKAFSATHBSB5, CSBEW, EWGEZGFIS-DQGISKA, KKAKNEFEinzugsgebietAbbildungAbwasserbeseitigungskonzeptAbfiltrierbare StoffeAllylthioharnstoffBiochemischer Sauerstoffbedarf; Chemischer SauerstoffbedarfEinwohnerwert (= Summe von Einwohner und Einwohnergleichwert(Anteil gewerblicher Einleiter), ist die Bemessungsgrundlage von KläranlagenEinzugsgebietFachinformationssystem Diffuse Qellen (im Aufbau) (NRW)Geographisches InformationssystemKläranlage, KleinkläranlageKonzept zur naturnahen Entwicklung von FließgewässernL. LinnéLC 50Letale Dosis eines Stoffes, der zum Absterben von 50% der Population führtM3Merkblatt 3 des BWK (Bund für Wasserwirtschaft, Abfallwirtschaft und Kulturbau)MQMittlerer Abfluss [m 3 /s]NH 3AmmoniakNH 4AmmoniumNIKLAS-Datenbank Abwasser- und Kläranlagenkataster (NRW)NO 2NitritNO 3NitratNRWNordrhein-WestfalenO 2Sauerstoffo-PO 4ortho-PhosphatPPhosphorQUISQuerbauwerkeinformationssystem für Nordrhein-Westfalen (Hrsg. MUNLV)RBFRetentionsbodenfilterREBEKA-Datenbank Regenbeckenkataster (NRW)RKBRegenklärbeckenRRBRegenrückhaltebeckenRÜRegenüberlaufRÜBRegenüberlaufbeckenSKStauraumkanalTNbGesamter gebundener StickstoffUPMUrban Pollution ManagementWFPWanderfischprogrammWRRLWasserrahmenrichtlinie

Ministerium für Umweltund Naturschutz, Landwirtschaftund Verbraucherschutz desLandes Nordrhein-Westfalen