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Berlins Gewässer: klares Wasser, naturnahe Ufer

Fast sieben Prozent der Fläche Berlins sind Gewässer. Vor 18.000 Jahren hat das Schmelzwasser der letzten Eiszeit hier ein Urstromtal mit Talsandflächen geformt. Heute fließen Spree und Dahme in ihm und bilden flache Seenketten. Auf den Hochflächen von Teltow und Barnim entspringen kleinere Fließgewässer, die in dieses System münden. Dadurch finden sich auf engem Raum unterschiedlichste Gewässertypen. Sie sind Lebensraum unzähliger Tiere und Pflanzen, Trinkwasserreservoir und Erholungsorte in einem. All diese Anforderungen im Rahmen einer nachhaltigen Wasserwirtschaft auszutarieren, ist eine Herausforderung – gerade in Zeiten des Klimawandels. Die Berliner Strategie zur Biologischen Vielfalt verfolgt das Ziel, den ökologischen Zustand der Gewässer zu verbessern, die aquatischen Lebensräume zu vernetzen und ihre Habitat- und Artenvielfalt zu stärken. Die Belastung der Gewässer mit den Nährstoffen Stickstoff und Phosphat ist seit den 1990er-Jahren deutlich zurückgegangen. Eine bessere Abwasserbehandlung, weniger Einträge aus dem Brandenburger Einzugsgebiet, weniger Einleitungen der Industrie und zahllose Renaturierungsmaßnahmen haben besonders bei den Seen dazu geführt, dass Algenblüten selten geworden sind, die Sichttiefe gewachsen ist und sich mehr Wasserpflanzen angesiedelt haben. Der Klimawandel bringt jedoch neue Herausforderungen. Durch zunehmende Trockenheit gehen die Zuflüsse aus den Einzugsgebieten von Spree und Havel zurück. Der Wasserspiegel schwankt durch den Wechsel von Trockenheit und Starkregenereignisse, einige Abschnitte von Bächen trocknen zeitweise ganz aus. Vor allem in der Innenstadt kommt es zu hohen Wassertemperaturen und einer stärkeren Anreicherung mit Nährstoffen. Die Folge ist Sauerstoffmangel. Historisch mit der Stadtanlage gewachsen befindet sich in der Innenstadt eine Mischkanalisation, die Abwasser und Regenwasser zusammen abführt. Bei Starkregen kann deshalb Mischwasser in die Flüsse gelangen. Speicherräume für solche Mischwasserüberläufe zu schaffen und bei allen städtebaulichen Planungen das Regenwasser von der Kanalisation abzukoppeln, sind deshalb die wichtigsten Aufgaben. Die Berliner Regenwasseragentur berät Investierende, Eigentümer und Eigentümerinnen, wie sich Regenwasser direkt auf ihrem Grundstück bewirtschaften lässt. Wasser in die Landschaft! Lag der Anteil röhrichtbestandener Ufer vor rund 70 Jahren noch bei knapp 50 Prozent, waren es 1990 nur noch 21 Prozent. Das war der Tiefpunkt. Bis 2015 ist der Anteil dank des Berliner Röhrichtschutzprogramms wieder auf 30 Prozent gestiegen. Dafür wurden alte Röhrichtbestände mit Palisaden vor dem Wellenschlag des Schiffsverkehrs geschützt und neue angelegt. Dass das Wasser am Ufer deutlich ruhiger ist, kommt nicht nur Schilfrohr, Kalmus & Co zugute. Auch laichende Fische, Wasserinsekten und Wasserpflanzen profitieren. Röhrichte und Schutzbauwerke zu pflegen, ist deshalb ein essenzieller Teil des Programms. Ein regelmäßiges Monitoring per Fernerkundung liefert die Basis für bedarfsgenaue Maßnahmen zu ihrem Schutz. Röhrichtschutzprogramm Wo immer möglich, versucht man heute, harte Uferkanten zurückzubauen und wieder eine Abfolge an Lebensräumen vom offenen Wasser über strukturreiche Flachwasserzonen zu wechselfeuchten Ufern zu schaffen. So können Pflanzen, Fische und die wirbellose Tierwelt die Ufer wieder besiedeln. Zugleich sind die Ufer für Wirbeltiere leichter zugänglich. Und auch der Erosion bietet das Einhalt. Wie es die Wasserrahmenrichtlinie der EU vorsieht, erarbeitet Berlin Gewässerentwicklungskonzepte und Maßnahmenpläne für Tegeler Fließ, Panke, Erpe, Müggelspree/Müggelsee und Wuhle und setzt diese schrittweise um. Auch bei laufenden Arbeiten an Wasserstraßen werden abgebrochene oder senkrechte Uferbefestigungen durch bepflanzte Schrägufer oder Flachwasserzonen ersetzt. Solche Abschnitte finden sich zum Beispiel an der Havel in Alt-Gatow oder im Hasselwerder Park in Oberschöneweide an der Spree-Oder-Wasserstraße. Europäische Wasserrahmen­richtlinie Halten Sie Abstand zu Röhricht und Schwimmblattpflanzen, wenn Sie sich an heißen Tagen in Berlins Wasserlandschaft erfrischen! So tragen Sie zu ihrem Erhalt bei.

Indikator: Eutrophierung von Flüssen durch Phosphor

Indikator: Eutrophierung von Flüssen durch Phosphor Die wichtigsten Fakten An mehr als der Hälfte aller Messstellen an deutschen Flüssen werden zu hohe Phosphor-Konzentrationen gemessen und die ⁠ Gewässergüte ⁠ muss herabgestuft werden. Messstellen mit hohen Konzentrationen sind seit Beginn der 1980er Jahre um rund ein Drittel zurückgegangen. Extreme Belastungen treten nur noch selten auf. Ziel der Nachhaltigkeitsstrategie ist es, die Phosphor-Orientierungswerte spätestens 2030 in allen Gewässern einzuhalten. Dafür muss die Landwirtschaft ihre Düngepraxis verändern und besonders kleine Kläranlagen die Phosphorelimination an den Stand der Technik anpassen. Welche Bedeutung hat der Indikator? Die Gewässer Deutschlands sind mehrheitlich in keinem guten Zustand (siehe Indikatoren zum ökologischen Zustand der Flüsse , Seen und Meere ). Die Überdüngung der Gewässer (⁠ Eutrophierung ⁠) mit Phosphor ist eines der größten Probleme, weil es ein übermäßiges Wachstum von Algen und Wasserpflanzen auslöst. Sterben diese ab, werden sie von Mikroorganismen zersetzt. Dabei wird viel Sauerstoff verbraucht. Sauerstoffdefizite im Gewässer wirken sich auf Fische und andere aquatische Organismen negativ aus; in Extremsituationen kann es zu Fischsterben führen. Um die Überdüngung zu vermeiden, muss vor allem die Belastung durch Phosphor verringert werden. Wie ist die Entwicklung zu bewerten? Anfang der 1980er Jahre wurden an fast 90 % aller Messstellen überhöhte Phosphorgehalte gemessen. Seit 2018 liegt der Anteil bei knapp 60 %. Betrachtet man die unterschiedlichen Güteklassen, sieht man eine weitere Verbesserung: Insgesamt ist der Anteil der stärker belasteten Gewässer zurückgegangen. Zu dieser Verbesserung haben vor allem die Einführung phosphatfreier Waschmittel und die Phosphatfällung in den größeren Kläranlagen beigetragen. Derzeit bestehen Engpässe bei der Lieferung von Fällmitteln (z.B. Aluminiumsalze), mit denen der Phosphor in Kläranlagen aus dem Abwasser entfernt wird. Stehen diese Chemikalien zur Abwasserreinigung nicht in ausreichender Menge zur Verfügung, hat dies eine Erhöhung der Phosphorkonzentrationen im Gewässer zur Folge. Nach der europäischen Wasserrahmenrichtlinie (EU-RL 2000/60/EG) müssen alle Gewässer bis 2027 einen guten ökologischen Zustand erreichen. In Deutschland haben fast zwei Drittel der Gewässer hierfür zu hohe Phosphorgehalte. Um die Einträge in Gewässer zu reduzieren, schreibt die neue Düngeverordnung vor, auf Böden mit hohen Phosphorgehalten wenig Gülle oder phosphorhaltige Mineraldünger auszubringen. In eutrophierten Gebieten können die Anforderungen verschärft werden. Ob dies ausreicht, wird ein Wirkungsmonitoring zeigen. Daneben soll die Abwasserverordnung nach einer Anpassung regeln, dass auch kleine Kläranlagen Phosphor nach dem Stand der Technik entfernen. In größeren Anlagen erfolgt dies bereits. Gemäß Ziel 6.1.a der Nachhaltigkeitsstrategie der Bundesregierung sind die Orientierungswerte für Phosphor spätestens im Jahr 2030 einzuhalten. Wie wird der Indikator berechnet? Die Bundesländer übermitteln dem Umweltbundesamt Messwerte von etwa 250 repräsentativen Messstellen. Für die Einordnung in eine Gewässergüteklasse wird der Mittelwert der Phosphor-Konzentration mit der Konzentration verglichen, die für den guten ökologischen Zustand in dem jeweiligen Gewässertyp nicht überschritten werden sollte (OGewV 2016) . Sie liegen je nach ⁠ Fließgewässertyp ⁠ zwischen 0,1 und 0,15 mg/l Phosphor (bei einem Typ 0,3 mg/l) sowie in Übergangsgewässern bei 0,045 mg/l. Der ⁠ Indikator ⁠ entspricht dem Anteil der Messstellen, die diese Orientierungswerte nicht einhalten.

LSG Arendsee

Gebietsbeschreibung Das LSG liegt in der Landschaftseinheit Westliche Altmarkplatten. Es umfaßt im wesentlichen den Arendsee, der mit 514 ha rund 77,5 % der LSG-Fläche einnimmt. Ein relativ schmaler Uferstreifen rings um den See vervollständigt das LSG. Im Süden grenzt die Ortschaft Arendsee mit ihrer Uferpromenade unmittelbar an das Gebiet. Der rundovale, buchtenlose Arendsee ist fast völlig von Wald umgeben. Er wird oftmals als ”Perle der Altmark” bezeichnet. Lediglich im Südosten grenzen die Bebauung der Stadt Arendsee und am Nordufer Felder und Wiesen bei Zießau an den See. Das Waldgebiet besteht vorwiegend aus forstlich geprägten reinen Kiefernbeständen. Es bildet im Süden und im Westen einen nur 150 bis 200 m breiten Gürtel, wogegen es im Osten und Nordosten weitflächiger ist. Die waldbestandenen Uferpartien im Süden und Westen sind steil ausgeprägt und erreichen mit den Sand-Bergen eine Höhe von 38,9 m über NN, während der Seespiegel bei 23 m über NN liegt. Am Hangfuß verläuft bei Arendsee die mit Linden und Eichen bestandene Uferpromenade, ein anschließender schmaler Uferstreifen ist mit Laubgehölzen bestanden. Er verbreitert sich westlich der Ortslage Arendsee und ist parkartig gestaltet. Das Nordufer des Sees ist flach. Kleine Ackerflächen und die sogenannte ”Försterwiese” als Grünland sind dort in das LSG einbezogen. Der am See vorhandene Schilfgürtel ist durch den Bau zahlreicher Bootsstege und durch die Schaffung von Zufahrten ebenso beeinträchtigt wie der Gehölzbestand an der Wochenendsiedlung und dem ehemaligen Zeltplatz. Landschafts- und Nutzungsgeschichte Der Arendsee wurde im Jahr 822 zum ersten Mal genannt. Dabei wird berichtet, daß die Landschaft um den Arendsee zum Land der Sachsen gehörte und dem Gebiet der Slawen benachbart lag. Im 9. und 10. Jahrhundert ließen sich die Slawen dann auch in der Umgebung des Arendsees nieder. 1184 wurde mit dem Bau eines Benediktiner-Nonnenklosters begonnen, das bis zur Mitte des 16. Jahrhunderts existierte. 1457 erhielt der Ort Arendsee Stadtrecht. Neben Handel und Handwerk bildeten Land- und Forstwirtschaft die wirtschaftliche Grundlage. Die ursprünglich in der Altmark vorhandenen großen Wälder wurden teilweise bereits zwischen dem 8. und 14. Jahrhundert, also in der Zeit der Landnahme bis zur Kolonisation, besonders auf den leicht zu bewirtschaftenden Sandböden gerodet und zu Acker umgenutzt. Die verbliebenen Wälder wurden beweidet. Es gab Zeiten, in denen sich die Wälder durch Nichtnutzung wieder ausdehnten, zum Beispiel im Dreißigjährigen Krieg. Auch die Zeit von 1750 bis 1850 war eine Flurwüstungsperiode. Ausgedehnte sogenannte ”Wölbackerfluren” unter Wald künden von dieser Zeit. Zu Beginn des 19. Jahrhunderts erfolgten auch Aufforstungen, jedoch vorwiegend nur mit Kiefer. Durch Schafhutung entstanden nutzungsbedingt auch größere Heideflächen. Der Arendsee selber wird aufgrund seines Fischreichtums seit langer Zeit fischereilich genutzt, in der jüngst zurückliegenden Zeit sogar recht intensiv. Industrie ist im unmittelbaren Umland nicht zu finden, an dem See hat sich zunehmend eine Erholungsnutzung entwickelt. Geologische Entstehung, Boden, Hydrographie, Klima Der Arendsee befindet sich geologisch gesehen im Bereich der Nordöstlichen Altmark-Scholle, die zur Norddeutschen Senke gehört. Der variszisch (vor ca. 325 Millionen Jahren) gefaltete altpaläozoische Untergrund ist entlang der herzynisch (von Südost nach Nordwest) verlaufenden Störungszonen zerblockt und abgesenkt worden, so daß er sich heute unter der permischen, mesozoischen und känozoischen Senkenfüllung in ca. 5 500 m Tiefe befindet. Die Senkenfüllung besteht im wesentlichen aus Bildungen des Tafeldeckgebirges, das vor zirka 250 Millionen Jahren im oberen Perm mit den Zechsteinschichten begann. Diese enthielten primär ca. 500-600 m mächtige Stein- und Kalisalze, die für das nachfolgende Strukturbild in der Altmark verantwortlich sind. Die tektonischen Bewegungen führten ab der Keuperzeit zur weiteren Zerblockung des postsalinaren Deckgebirges und zur Entstehung von Schwächezonen, insbesondere im Kreuzungsbereich der Störungen. Da die Zechsteinsalze plastisch reagieren, wanderten sie mit der zunehmenden Mächtigkeit des postsalinaren Deckgebirges aus Gebieten hoher Druckbeanspruchung zu den Schwächezonen ab, wo sie sich mit hohen Mächtigkeiten von zirka 3 000 m sammelten. Entlang einer rheinisch (von Südwest nach Nordost) verlaufenden Störungszone reihen sich die Salzstrukturen Jahrstedt-Ristedt, Poppau, Apenburg, Lüge und Arendsee ein, die ab dem Keuper aufstiegen. Nach dem Durchbruch der Salzstrukturen am Anfang der Kreide (Wealden) sind viele später mit Ablagerungen der Kreide, des Tertiärs und des Quartärs wieder bedeckt worden. Andere, wie zum Beispiel der Salzstock Arendsee, blieben weiterhin aktiv. Durch die anhaltende Aufwölbung an der Spitze des Salzstockes wurden jüngere Deckschichten immer wieder abgetragen. Im Pleistozän wurden die Salzbewegungen insbesondere während der Warmzeiten durch Druckentlastung nach dem Abschmelzen des Eises verstärkt. Eine Folge von periodischen Hebungen an der Spitze war die weitere Abtragung der Schichten, so daß die löslichen Salze ungeschützt nahe der Oberfläche dem Wasser ausgeliefert waren. Die Auslaugung der Salze ist wahrscheinlich in der Weichselkaltzeit durch mehrmaliges Auftauen des Dauerfrostbodens verstärkt worden, an der Spitze des Salzstockes bildete sich ein Gipshut mit Kavernen und Hohlräumen. Im Nordteil des heutigen Sees entstand im Spätglazial ein Einsenkungssee, der als ”Wendischer See” bekannt war. Darin lagerte sich ab der Allerödzeit Seekreide ab, die heute am Nordufer noch als weißer Streifen unter dem Wasser erkennbar ist. Das Einbrechen der restlichen Deckschichten über Hohlräumen führte zur Erweiterung des Sees im Holozän. Als Auslöser des ersten historisch erwähnten Einbruches wird ein Erdbeben im Jahre 815 im nördlichen Deutschland vermutet. Es folgten weitere große Erdfälle von 820 und 1685, die zur Vergrößerung der Seefläche und zu örtlichen trichterförmigen Vertiefungen (bis zu 50 m) in dem sehr unebenen Seeboden führten. Die Salzbewegungen beschränken sich heute nur auf den westsüdwestlichen Teil des Salzstockes. Die aufsteigenden Salze heben die Deckschichten, die hier das markante Steilufer bilden, weiter nach oben. Im Ort Arendsee und am Südwestufer (zum Teil unter den Dünen) sind saalekaltzeitliche Geschiebemergel und am Westufer miozäne kohleführende Sande an steilen Hängen zu beobachten. Dagegen versumpfen die flachen Seeufer im Norden und Nordosten und weisen damit auf eine relative Absenkung dieser Bereiche hin. Die Versumpfung wird allerdings durch die Anwehung der Dünensande von Nordosten begrenzt. Der Arendsee liegt auf der Westlichen Arendsee-Platte. Im Nordwesten grenzt er an die Niederung der östlichen Altmark, im Nordosten an die Lüchower Niederung. Der Ufersaum beinhaltet Gleye und teilweise humusreiche Gleye aus Sand. Im Bereich der Niederterrassen kommen hierzu lokal Niedermoore aus Torf und aus Torf über Mudde, inselhaft sind hier die Vorkommen der Podsol-Gley-Braunerden aus Flugsand über Niederungssand. In den Dünenbereichen der Lüchower Niederung und der westlichen Arendsee-Platte sind Eisenhumuspodsole bis Regosole aus Flugsand entwickelt. Auf der Arendsee-Platte dominieren im Randbereich des Sees Sandböden: Podsole bis Braunerde-Podsole aus Flugsand über tertiärem Sand und podsolige Braunerden bis Podsol-Braunerden aus periglaziärem Sand über Schmelzwassersand. Gering verbreitet sind Braunerde-Fahlerden bis Podsol-Fahlerden aus Geschiebedecksand über Geschiebelehm. Auf der Arendsee-Platte dominieren im Randbereich des Sees Sandböden: Podsole bis Braunerde-Podsole aus Flugsand über tertiärem Sand und podsolige Braunerden bis Podsol-Braunerden aus periglaziärem Sand über Schmelzwassersand. Gering verbreitet sind Braunerde-Fahlerden bis Podsol-Fahlerden aus Geschiebedecksand über Geschiebelehm. In der gewässerarmen Landschaft der Altmark bildet der 514 ha große und durchschnittlich 29 m (max. 48,7 m) tiefe Arendsee das einzige größere Gewässer. Neben seiner großen Tiefe und einem geringen oberirdischen Zufluß wird er durch eine überaus lange Verweilzeit des Wassers von 114 Jahren gekennzeichnet. Seine Wasserbeschaffenheit ist eutroph, verursacht durch die Einleitung kommunaler Abwässer der Stadt Arendsee. Trotz Bau und Betrieb einer zentralen Abwasserbehandlungsanlage und durchgeführter Sanierungsmaßnahmen, wie Tiefenwasserableitung (seit 1976) und Zuführung von seeigener Kreide vom Nordufer (1995), hat sich der Trophiegrad noch nicht durchgreifend verbessert. Es ist sogar eine Zunahme der Phosphatbelastung festzustellen, die auf die starke Kotzufuhr durch die Scharen überwinternder Gänse zurückgeführt wird. Die beiden dem Arendsee zufließenden kleinen Fließgewässer, der Werftgraben aus Richtung Heiligenfelde-Gestien und der von Genzien kommende Kanal, sind verrohrt. Ein Abfluß erfolgt über das Tiefenrohr in den Mühlengraben bei Schrampe. Klimatisch liegt das Gebiet um den Arendsee im Übergangsbereich zwischen dem atlantischen Seeklima und dem mitteldeutschen Binnenklima, wobei die große Wasserfläche kleinklimatisch eine temperaturausgleichende Wirkung ausübt. Mit 578 mm durchschnittlichem Jahresniederschlag weist das Gebiet die höchste Niederschlagsmenge der Altmark auf. Die Jahresmitteltemperaturen betragen ca. 8,5 oC (Mittel: Juli 17,5 oC, Januar 0 oC). Pflanzen- und Tierwelt Neben der Wasservegetation ist für das Gebiet um den Arendsee der Hainsimsen-Rotbuchenwald als potentiell natürliche Vegetation anzusehen. Von Nordwesten her erreichten die Erlen-Bruchwälder der Lüchower Niederung das Seegebiet. Die forstliche Überprägung der Wälder bewirkte jedoch ein Überwiegen der reinen Kiefernforste, so daß diese Baumart zu rund 75 Prozent die Baumartenzusammensetzung bestimmt. Zu einem geringen Anteil finden sich Schwarz-Erle vermischt mit Weiden- und Pappelarten sowie Birke und Aspe in einem kleinen bruchartigen Gebiet zwischen See und Seeuferweg. Das Grünland ist als Wirtschaftsgrünland ausgebildet, lediglich die ”Försterwiese” ist artenreicher. In der Uferzone des Sees stockt ein Binsengürtel, vorwiegend aus Flatter-Binse bestehend. In flachen Wasserzonen kommen Wasserschlauch und Froschbiß vor. Das Röhricht wird aus Schilf sowie Breit- und Schmalblättrigem Rohrkolben gebildet, in seinen Randzonen wachsen Gemeiner Froschlöffel, Ästiger Igelkolben und Pfeilkraut. Die Sumpf-Sitter, eine selten gewordene Wiesenorchidee, wächst in einer Wiese an der Fischerei Kagel. Die Tierwelt wird bestimmt durch die Vogelwelt, von der besonders die Wasservögel sowohl als Brutvögel als auch als Durchzügler und Wintergäste auftreten. Vor allem Saat- und Bleßgänse in großer Zahl und Singschwäne überwintern im Gebiet und nutzen den See, solange er eisfrei ist, als Schlafgewässer. Stockente, Höckerschwan, Bleßralle, Wasserralle, Rohrweihe, Schilf- und Teichrohrsänger sowie Rohrammer brüten im Röhricht. In der Nähe des Arendsees befinden sich auch zwei Storchenhorste. Eine Graureiherkolonie mit etwa 15 Brutpaaren besteht an der Fischerei Kagel. Der Fischreichtum des Sees animiert durchziehende Fischadler zum Verweilen, und auch überwinternde Seeadler finden reichlich Nahrung. In den Uferwäldern brüten Mäusebussarde und eine Reihe von Kleinvogelarten, wie Nachtigall, Zilpzalp und Baumpieper. In den Uferregionen und angrenzenden Waldgebieten trifft man die Säugetierarten Reh, Wildschwein, Fuchs, Steinmarder, Iltis und Hermelin sowie Igel, Eichhörnchen, Bisamratte und die Fledermausarten Braunes Langohr, Wasserfledermaus, Zwergfledermaus und Rauhhautfledermaus. Von den Kriechtieren kommen die Zauneidechse in den offenen, trockenen Bereichen und die Ringelnatter unmittelbar am See vor. Kammolch, Teichmolch, Erdkröte und Teichfrosch sind nachgewiesene Lurcharten. Die Fischfauna ist mit 12 einheimischen Arten relativ artenarm, als Besonderheit kommen die Große und Kleine Maräne vor. Darüber hinaus hat der durch Besatz geförderte Karpfen wirtschaftliche Bedeutung. In früheren Jahren sind aus Ostasien stammende sestonfressende Silberkarpfen eingesetzt worden. Entwicklungsziele Die kontinuierliche Verbesserung der Wasserbeschaffenheit des Arendsees ist die wichtigste Aufgabe im LSG. Die begonnenen Sanierungsmaßnahmen sind fortzusetzen, um besonders die sommerlichen Blaualgenmassenentwicklungen zurückzudrängen. Jegliche Abwassereinleitungen aus landwirtschaftlichen Betrieben oder Lagerstätten sind zu unterbinden. Zur Erhaltung der floristischen Vielfalt ist die ”Försterwiese” bei Zießau als Mähwiese ohne zusätzliche Mineraldüngung zu nutzen. Die reinen Kiefernbestände in den Uferwäldern am See sollten schrittweise in Bestände aus standortgerechten Laubbaumarten umgewandelt werden, jedoch ohne Kahlschläge. Der Waldbestand an den Steilhängen ist wegen der akuten Erosionsgefahr als Schutzwald zu erhalten und von Hiebsmaßnahmen zu verschonen. Die Uferbereiche des Arendsees in der Ortschaft Arendsee und bei Schrampe sind weiter mit Weiden und Erlen zu bepflanzen. Eine weitere Bebauung der Uferbereiche, insbesondere zwischen Strandweg und Ufer, ist zu vermeiden. Eine freie Begehbarkeit des Ufers ist zu erreichen, aufgestellte Zäune sind schrittweise zu entfernen. Vorhandene Müllablagerungen sind zu beseitigen. Der Baumbestand der Allee an der Strandpromenade ist zu ergänzen. Gezielter Entwicklung bedarf das Erholungswesen. Badebetrieb, Bootsverkehr und Fahrgastschiffahrt dürfen nicht zu ökologischen Schäden, zum Beispiel am Schilfgürtel, führen. Die Anzahl der kleinen Bootsstege sollte minimiert werden. Ein Rundwanderweg um den See ist zu gestalten und zu pflegen. Exkursionsvorschläge Für kleinere Spaziergänge ist die Uferpromenade in Arendsee geeignet. Längere Wanderungen können entlang des Seeufers unternommen werden, wobei ausdauernde Wanderer eine Umrundung des Arendsees durchführen können. Diese führt vom Ort Arendsee westwärts zum Steilufer, von wo sich ein besonderer Blick über die Seefläche bietet. Vorbei am ”Schramper Eck” ist am Nordufer zunächst entweder ein Weg durch Feld und Wiese oder die Straße über Friedrichsmilde und Zießau zu wählen, bevor am Nordost- und Ostufer der Weg durch den Wald führt. Auch kürzere Strecken, etwa nach Genzien oder nach Gestien mit Blick vom ”Weinberg”, bieten sich an. Anziehungspunkte im Ort Arendsee bilden die Ruine des 1184/1208 errichteten Benediktiner-Nonnenklosters sowie die Klosterkirche als einer der schönsten romanischen Backsteinbauten der Altmark mit bemerkenswerter Ausstattung. Auch das Heimatmuseum im früheren Klosterhospital mit Exponaten zur Geschichte der Stadt und des Sees sowie zur Flora und Fauna des Gebietes, denkmalgeschützte Bauten in der Stadt, besonders Fachwerkhäuser aus dem Neuaufbau nach dem Stadtbrand von 1831 oder die Destillieranlage der ehemaligen Kornbrennerei sowie eine Bockmühle sollten Aufmerksamkeit finden. Bemerkenswerte Dorfkirchen befinden sich in mehreren Ortschaften der Umgebung, so in Kaulitz, Kläden und Leppin, die von Arendsee aus erreichbar sind. Verschiedenes Maränen im Arendsee Die Kleine Maräne (Coregonus albula) ist mit einer Fangmenge von 10 bis 12 t/Jahr einen wichtigen Wirtschaftsfisch der Arendseer Berufsfischer. Maränen sind sauerstoffbedürftige Kaltwasserfische, die klare, tiefe Seen bewohnen und sich von Plankton ernähren. Sie laichen erst im Spätherbst, wenn nach Eintritt der Homothermie in der gesamten Wassermasse der Seen eine gleichmäßig niedrige Temperatur zwischen 7 und 4° C herrscht. Neben der Kleinen Maräne kommt im Arendsee auch ein kleiner Bestand der Großen Maräne (Coregonus lavaretus) vor. Der Maränenbestand des Arendsees stammt vermutlich aus Besatzmaßnahmen, da der Arendsee ein relativ junges Gewässer ist. Während die Große Maräne durch Besatz aus dem Schaalsee vor dem 1. Weltkrieg in den Arendsee gekommen ist, stammt die Kleine Maräne aus dem Enzigsee bei Nörenberg in Hinterpommern. Von dort wurden in den Jahren 1928 bis 1945 alljährlich viele Millionen Stück Brutbesatz in den Arendsee gebracht und ein fischereilich nutzbarer Maränenbestand aufgebaut. In einer Brutanstalt werden heute ”Arendseemaränen” gezogen und von vielen Fischern Nord- und Mitteldeutschlands für Besatzmaßnahmen erworben. veröffentlicht in: Die Landschaftsschutzgebiete Sachsen-Anhalts © 2000, Landesamt für Umweltschutz Sachsen-Anhalt, ISSN 3-00-006057-X Die Natur- und Landschaftsschutzgebiete Sachsen-Anhalts - Ergänzungsband © 2003, Landesamt für Umweltschutz Sachsen-Anhalt, ISBN 3-00-012241-9 Letzte Aktualisierung: 24.07.2019

Gewässergüte (Chemie) 1991

Nach wie vor ist in den Berliner Gewässern die Anreicherung mit Pflanzen-Nährstoffen, vor allem mit Stickstoff- und Phosphorverbindungen, sehr hoch. Damit verbunden ist das Auftreten von beträchtlichen Schwankungen im Sauerstoffgehalt, die durch erhöhtes Wachstum bzw. Abbau von Algen verursacht werden. Im allgemeinen ist die Nährstoffkonzentration stark von der Wasserführung (Abfluß) abhängig. In niederschlagsreichen Jahren ist deshalb die Wassergüte grundsätzlich besser als in Jahren mit nur geringem Niederschlag. Ein ”Verdünnungseffekt” durch hohe Abflüsse tritt in Großstädten jedoch nur bedingt auf, da hier der Eintrag von Nähr- und Schadstoffen mit den Niederschlägen steigt. Das Jahr 1991 ist durch eine sehr geringe Abflußmenge gekennzeichnet (Sommermittelwert am Pegel Sophienwerder = 15,17 m 3 /s). Einfluß der Klärwerke Das Hauptgewässer Berlins, die Spree, erreicht das Stadtgebiet relativ mäßig belastet. Die Stadtspree, die kleinen Nebenflüsse und die Kanäle in Berlin werden durch Industrie, Großkläranlagen und Regenwassereinleitungen stark bis übermäßig belastet. Außerordentlich stark belastet sind die Gewässer, die von den Klärwerksabläufen unmittelbar betroffen sind. Besonders hohe Belastungen weisen dabei die Gewässer auf, deren Abflüsse im Vergleich zu den Einleitungsmengen gering sind, wie z. B. Neuenhagener Mühlenfließ, Wuhle, Nordgraben, Panke und auch Teltowkanal. Gut die Hälfte der von Klärwerksabläufen beeinflußten Gewässer mündet in die Spree. Die Stadtspree und die von ihr abhängenden Kanäle weisen daher ebenfalls hohe Belastungswerte auf. Belastungen durch Rieselfeldabläufe haben für die Gewässer aufgrund umfangreicher Stillegungen nur noch eine untergeordnete bzw. keine Bedeutung mehr. Nach Inbetriebnahme des Klärwerkes Schönerlinde und der Erweiterung des Klärwerkes Ruhleben werden nur noch wenige Rieselfelder betrieben. Der Teltowkanal ist Aufnahmegewässer der Klärwerksabläufe Waßmannsdorf, Marienfelde, Ruhleben und Stahnsdorf. Die Phosphat-Reduzierungsmaßnahmen in den Klärwerken führen zwar zu einer verringerten Phosphatbelastung; das Nährstoffüberangebot im Teltowkanal bleibt dennoch gegeben. Die hohen E. coli-Werte zeugen von einer relativ hohen Fäkalwasserbelastung. Die Wasserbeschaffenheit der Havel unterhalb der Spreemündung ist geprägt von der erheblich höheren Abflußmenge der Spree. Durch die seit Mitte der 80er Jahre in Berlin (Ost- und Westteil der Stadt) vorgenommenen Gewässerschutzmaßnahmen, wie Einbau von Simultanfällungsanlagen in den Klärwerken, Inbetriebnahme der Phosphat-Eliminationsanlage am Zufluß des Nordgrabens in den Tegeler See und Umleitung des Ablaufes der Kläranlage Ruhleben von der Spree in den Teltowkanal, konnten die zuvor übermäßig hohen Phosphatfrachten der Stadtspree und der Berliner Unterhavel deutlich reduziert werden. Gegenüber dem in der ersten Ausgabe des Umweltatlasses dargestellten vergleichbaren Abflußjahr 1976 wurde bei der Phosphatbelastung eine Verbesserung um etwa eine Bewertungsklasse erreicht. Eine weitere Reduzierung ist jedoch notwendig, da sich die Phytoplankton-Massenentwicklung nicht merklich verringert hat. Von allen Berliner Gewässern sind die als Badegewässer genutzten, seenartigen Bereiche der Unterhavel am stärksten durch die intensive Entwicklung des Phytoplanktons beeinträchtigt. Gemessen an der Eutrophierungsschwelle von 0,01 mg/l PO 4 -P ist der Grad der Eutrophierung der Unterhavel immer noch zu hoch. Hinsichtlich der Ammoniumbelastung ist für das dargestellte Abflußjahr 1991 gegenüber 1980 sowie im Vergleich mit den Abflußjahren 1986 und 1989 noch keine signifikante Verbesserung der Gütebeschaffenheit erkennbar. Die in Tabelle 1 ausgewiesenen NH 4 -N-Konzentrationen belegen ein seit Jahren konstant hohes Niveau. An der Nährstoffbelastung dieser Gewässerabschnitte läßt sich besonders deutlich erkennen, daß der Hauptanteil der Nährstoffeinträge über die Klärwerke in und um Berlin erfolgt, da sich nahezu alle Abschnitte unterhalb von Klärwerksabflüssen befinden. Aufgrund der zukünftig zu erwartenden höheren Abwassermengen und der damit einhergehenden steigenden Ablaufmenge der Klärwerke in dem wachsenden Ballungsraum Berlin wird sich der Anteil der Einleitungen in die Berliner Gewässer erhöhen. Verschärfend für das Mißverhältnis zwischen natürlichem Wasserdargebot und dem nährstoffreichen Einleitungswasser kommt hinzu, daß sich in den kommenden Jahren die Abflußmenge der Spree durch geringere Zuführung von Sümpfungswasser aus dem Braunkohletagebau verringern wird. Nur durch konsequente Anwendung modernster Klärwerkstechnologie (Phosphat-Fällung, Stickstoffelimination, Ablauffiltration) in allen Klärwerken im Raum Berlin, Durchführung umfangreicher Sanierungs- und Erweiterungsarbeiten im Bereich der Abwasserkanalisation und Eindämmung der Einleitungsmengen aus der Regen- und Mischwasserkanalisation in die Gewässer ist eine spürbare Reduzierung der derzeit noch zu hohen Nährstoffbelastung in den Berliner Gewässern in den kommenden Jahren denkbar.

Gewässergüte (Chemie) 1991

Umweltatlas-Methode Die nach der ”Umweltatlas-Methode” berücksichtigten Parameter sollen die lokale und regionale Wasserqualität der Oberflächengewässer charakterisieren. Anders als bei der Gewässercharakterisierung nach der ”LAWA-Methode” (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser 1991), bei der eine Vielzahl von Parametern zugrundegelegt und zu einer Gesamtbewertung zusammengefaßt wird, werden hier fünf der für die Eutrophierungs-Problematik der Berliner Gewässer maßgeblichen Parameter berücksichtigt und getrennt voneinander bewertet und dargestellt. Dies sind Orthophosphat-Phosphor, Ammonium-Stickstoff, Sauerstoff-Sättigungsindex, Sauerstoff-Minimum und Titer für Escherichia coli. Hiermit läßt sich das relativ kleine Untersuchungsgebiet Berlin differenziert und übersichtlich darstellen. Die Klassifizierung erfolgt in Anlehnung an die Gewässergütekarte der Bundesrepublik Deutschland in vier Güteklassen mit drei Zwischenstufen. Die Klassengrenzen für die beiden Sauerstoff-Parameter wurden in Anlehnung an die in der Gewässergütekartierung der LAWA gewählten Klassen gesetzt. Die Konzentration der Nährstoffe Orthophosphat-Phosphor und Ammonium-Stickstoff wird den entsprechenden Güteklassen so zugeordnet, daß die Belastungsstufen der verschiedenen Parameter miteinander vergleichbar sind. Für das Algenwachstum ist der Phosphatgehalt im Gewässer der begrenzende Faktor. Die Schwelle zur Eutrophierung wird für rückgestaute Fließgewässer allgemein mit 0,01 – 0,03 mg/l angegeben. Der Wert 0,01 mg/l bildet daher die Obergrenze der Güteklasse 2 ”mäßig belastet”. Die Klassifikation für Ammonium-Stickstoff wurde aus dem Rheinbericht von 1978 übernommen, in dem Ammonium-Stickstoff bereits 7-stufig klassifiziert vorlag (IWAR 1978). Da viele Gewässerabschnitte in Berlin als Badegewässer genutzt werden, findet der bakteriologische Parameter Escherichia coli hier Berücksichtigung bei der Darstellung der Gewässergüte. In die vorliegende Karte wurden nur die wichtigsten Fließgewässer in Berlin sowie einige Brandenburger Fließstreckenabschnitte im direkten Umland von Berlin einbezogen. Die Gewässer wurden in 99 Abschnitte unterteilt, mit in der Regel jeweils einer Meßstelle in der Mitte des Streckenabschnittes. Die Untersuchungsergebnisse dieser Meßstellen wurden als repräsentativ für den gesamten Abschnitt angesehen. Um den für belastete Gewässer besonders kritischen Zeitraum mit der größten biologischen Aktivität zu erfassen, wurden für die Darstellung die Werte des Sommerhalbjahres (1. 5. bis 31. 10.) berücksichtigt, und zwar für die Parameter Orthophosphat-Phosphor, Ammonium-Stickstoff und Sauerstoff-Sättigungsindex das Mittel des Sommerhalbjahres sowie für Sauerstoffgehalt und Titer für E. coli der jeweils ungünstigste Einzelwert in diesem Zeitraum. Analog zu den früheren Darstellungen anderer Abflußjahre im Umweltatlas wurden die Meßergebnisse nach einer 7-stufigen Skala von ”praktisch unbelastet” bis ”übermäßig verschmutzt” bewertet und entsprechend farblich dargestellt. Orthophosphat-Phosphor (PO 4 -P) Phosphat kann im Wasser in verschiedenen Formen vorhanden sein; von den Pflanzen kann der Phosphor jedoch nur in Form des gelösten Orthophosphat-Ions aufgenommen und zum Aufbau körpereigener Biomasse genutzt werden. Der überwiegende Teil der Phosphate in den Berliner Gewässern stammt aus den häuslichen Abwässern und hier vor allem aus dem Fäkalbereich. Die Verwendung von phosphathaltigen Reinigungsmitteln trägt ebenfalls zur Phosphatbelastung bei. Ein großer Teil des in Berlin anfallenden Abwassers wird bereits heute in den Klärwerken durch biologische Phosphat-Elimination bzw. durch chemische Phosphatfällung weitgehend entphosphatet. Ammonium-Stickstoff (NH 4 -N) Neben den Phosphaten sind es vor allem die Stickstoffverbindungen, die den Nährstoffgehalt des Wassers bestimmen. Im Wasser ist Stickstoff sowohl in elementarer als auch in Form von anorganischen und organischen Verbindungen enthalten. Der organisch gebundene Stickstoff liegt in den Gewässern in Form von Eiweißen vor, die aus abgestorbenen Organismen stammen. Pflanzen können den zum Aufbau ihrer körpereigenen Proteine erforderlichen Stickstoff normalerweise aber nur in Form von Nitrat- und Ammoniumionen aufnehmen. Die im Wasser vorhandenen Stickstoffverbindungen müssen deshalb zunächst entsprechend umgewandelt werden. Diese Aufgabe übernehmen Mikroorganismen, die dafür sorgen, daß die im Wasser vorhandenen Eiweißstoffe abgebaut werden. Andere Mikroorganismen wandeln das dabei entstehende Ammonium unter aeroben Bedingungen (bei Anwesenheit von Sauerstoff) über Nitrit schließlich zu Nitrat um. In der Zeit mit einer hohen biogenen Aktivität (Frühjahr bis Herbst) verlaufen die Stoffumwandlungsprozesse im Gewässer schneller, so daß analog zum geringeren Ammoniumgehalt ein höherer Nitratgehalt im Gewässer vorliegt. Da Nitrit nur ein Zwischenprodukt bei dieser Umwandlung ist, bleibt der Nitritgehalt im Gewässer meist niedrig. Abbildung 1 zeigt die Gehalte von Ammonium, Nitrit und Nitrat an der Meßstelle Teltow-Werft Schönow. Die geschilderten Stoffumwandlungsprozesse im Gewässer werden an dieser Meßstelle jedoch durch die Einleitungen der Klärwerke maßgeblich beeinflußt. Die geringe Ammoniumbelastung im Sommer ist an dieser Probenahmestelle (hinter Klärwerkszulauf Ruhleben) vor allem auf die im Sommer bessere Reinigungsleistung der Klärwerke zurückzuführen. Die Tatsache, daß der Ammoniumgehalt im Sommer darüberhinaus stärker sinkt als der Nitratgehalt steigt, ist mit der Bindung von Nitrat durch die Algen erklärbar. In den Berliner Gewässern stammt der überwiegende Teil der Stickstoffverbindungen aus den häuslichen Abwässern. Besonders belastend für den Sauerstoffhaushalt der Gewässer sind Klärwerke, über die ein hoher Anteil Ammonium-Stickstoff eingeleitet wird, da der Abbauprozeß bis zum Nitrat dann im Gewässer selbst stattfindet. Für die Umwandlung von 1 mg/l Ammonium-Stickstoff zu Nitrat-Stickstoff werden ca. 4,4 mg/l Sauerstoff benötigt. Sauerstoff-Sättigungsindex Der Gehalt an gelöstem Sauerstoff im Gewässer wird vor allem von der Wassertemperatur beeinflußt; mit zunehmender Wassertemperatur nimmt die Aufnahmefähigkeit des Wassers für Sauerstoff ab. Neben hohen Temperaturen im Sommer führt die Aufwärmung der Gewässer durch Kühlwassereinleitungen zu einer weiteren Belastung des Sauerstoffhaushaltes: Alle chemischen und biologischen Prozesse werden beschleunigt; der Sauerstoffbedarf steigt, während die Aufnahmefähigkeit von Sauerstoff sinkt. Gerade langsam fließende und eine große Oberfläche bildende, seenartig erweiterte Fließgewässer weisen dann zunehmend kritische Sauerstoffgehalte auf. Der Sauerstoff-Sättigungsindex gibt an, wieviel Prozent der physikalisch möglichen Sauerstoffsättigung zum Zeitpunkt der Probenahme erreicht wird. In unbelasteten Gewässern treten normalerweise keine größeren Schwankungen beim Sauerstoff-Sättigungsindex auf und der Sauerstoffgehalt entspricht etwa dem theoretisch möglichen (Sauerstoff-Sättigungsindex ca. 100 %). Da bei den meisten Abbauvorgängen im Gewässer Sauerstoff verbraucht, bei starkem Algenwachstum über die Photosynthese aber Sauerstoff produziert wird, können in nährsalzreichen Gewässern beträchtliche Schwankungen auftreten. So sind nicht nur geringe Sauerstoff-Sättigungsindizes, sondern auch ein starker biogener Sauerstoff-Eintrag und damit eine Sauerstoff-Übersättigung ein Indiz für eine Gewässerbelastung. Abbildung 2 zeigt für das Abflußjahr 1991 den Verlauf von Wassertemperatur und gemessenem Sauerstoffgehalt beispielhaft für die Meßstelle Sophienwerder (Spree). Daneben wurde der aufgrund der Temperatur mögliche Sauerstoffgehalt bei 100 % Sättigung abgebildet, um Über- und Untersättigung sichtbar zu machen. Während im Winter und Frühjahr der gemessene Sauerstoffgehalt im wesentlichen dem aufgrund der Temperatur zu erwartenden entspricht, ist das Wasser im Sommer nicht gesättigt, was auf das Überwiegen von Sauerstoff verbrauchenden Abbauvorgängen im Sommer zurückgeführt werden kann. Sauerstoff-Minimum Der für die Atmung aller Organismen notwendige Sauerstoff wird dem Wasser über die Luft bzw. durch die Photosynthese der Wasserpflanzen zugeführt. Der Sauerstoffgehalt belasteter, langsam fließender Gewässer unterliegt damit nicht nur klimatischen (Windgeschwindigkeit, Temperatur, Lichteinstrahlung usw.), sondern auch jahres- und tageszeitlichen Schwankungen, die auf übermäßiges Algenwachstum zurückzuführen sind. Zusätzlicher Sauerstoff durch die Assimilationstätigkeit der Algen kann aber nur in den oberen Wasserschichten erzeugt werden. Maßgebend ist die Eindringtiefe des Sonnenlichts in ein Gewässer. Die einzelnen Fischarten benötigen für ihre Lebensfähigkeit jeweils bestimmte Umweltbedingungen. Hierzu gehört auch ein Mindestgehalt an gelöstem Sauerstoff, der im Gewässer nicht unterschritten werden darf. Besonders kritische Sauerstoffverhältnisse können sich stets bei Gewässern mit großen Regenwasser- oder Mischwassereinleitungen nach Starkregenfällen einstellen. Die mit dem Einleitungswasser eingebrachten organischen Stoffe werden im Gewässer mit Hilfe von Bakterien unter erheblichem Sauerstoffbedarf abgebaut. Hierbei kann mehr Sauerstoff im Gewässer verbraucht werden als über die Luft und durch biogene Produktion wieder ergänzt werden kann. Sinkt der Sauerstoffgehalt unter eine bestimmte Grenze (ca. 4 mg/l für Karpfenfische) ist ein für Fische kritischer Zustand erreicht. Bei einer weiteren Abnahme des Sauerstoffgehalts kommt es zum Fischsterben. Die komplexen und rasch ablaufenden Wechsel im Sauerstoffhaushalt in Gewässern mit hohen Nährstofffrachten und intensiver Phytoplanktonentwicklung lassen sich durch monatliche bzw. 14-tägige Messungen nur unvollständig erfassen. Die an den kontinuierlichen Untersuchungsstellen gemessenen, teilweise erheblichen tageszeitlichen Schwankungen im Sauerstoffgehalt spiegeln die angespannten Sauerstoffverhältnisse der Berliner Gewässer wider. Titer für Escherichia coli Zur Kontrolle der bakteriologischen Beschaffenheit eines Gewässers – insbesondere um die Eignung als Badegewässer zu prüfen – werden Untersuchungen auf Escherichia coli (E. coli) durchgeführt. E. coli selbst ist in der Regel kein Krankheitserreger; sein Vorkommen gibt jedoch einen Anhalt über die Belastung eines Gewässers mit tierischen und menschlichen Fäkalien. Sind viele Coli-Bakterien enthalten, so liegt eine starke Belastung mit Fäkalwasssern vor; d.h. die Wahrscheinlichkeit, daß auch Krankheitskeime vorhanden sind, steigt mit der Zunahme von E. coli. Angegeben wird bei der Bestimmung diejenige Menge Wasser, in der gerade noch das Bakterium E. coli nachgewiesen werden kann (Coli-Titer). Für Oberflächengewässer, die zum Baden geeignet sind, gilt nach der EG-Badewasserrichtlinie ein E. coli-Titer von 10 -1 ml als gerade noch tolerabel. Chlorophyll a Ergänzend zur Darstellung der Gütebeschaffenheit der Berliner Gewässer nach dem Umweltatlas-Verfahren ist im Hinblick auf das Hauptproblem in den Berliner Gewässern – die hohe Nährstoffbelastung – gesondert der Chlorophyll a-Gehalt der Gewässer dargestellt. Chlorophyll a ist der blaugrüne Anteil des Chlorophyll (Blattgrün). Die Bestimmung des Chlorophyll a-Gehaltes im Gewässer gibt Hinweise auf die Algendichte. Als absolutes Maß für die Phytoplanktonbiomasse kann der Chlorophyll a-Gehalt nicht gelten; jedoch gibt dieser Pigmentgehalt gemeinsam mit anderen Biomasse- und Bioaktivitätsparametern Auskunft über das mengenmäßige Vorkommen und die potentielle Stoffwechselleistung des Phytoplanktons in Gewässern. Die Pigmentausbeute der im Frühjahr und Spätherbst auftretenden Kieselalgen liegt bei gleicher Wellenlänge im Meßverfahren etwas höher, als bei den sich vorwiegend im Sommer bildenden Blaualgen. An speziellen Meßpunkten ist daher der Vergleich der Chlorophyll a-Werte mit den über Zählung ermittelten Algenbiomassen geboten. Die Entwicklung der Phytoplankton-Zusammensetzung ist jahreszeitlich unterschiedlich und hängt von verschiedenen Faktoren ab, u.a. Temperatur, Lichteinstrahlung, Zooplankton-Entwicklung und Nährstoffangebot/-zusammensetzung. Während sich im Frühjahr vorwiegend die Kieselalgen (Bacillariophyceae) entwickeln, bestimmen im Hochsommer überwiegend die Blaualgen (Cyanophyceae) die Zusammensetzung des Phytoplanktons (vgl. Abb. 3). Gerade die hohen Temperaturen und die intensive Lichteinstrahlung im Hochsommer begünstigen das Algenwachstum. Bei gleichzeitigem Überangebot an Nährstoffen im Gewässer kann es dann zur Massenentwicklung der Algen kommen. Das vornehmlich in den Monaten Mai/Juni auftretende Phytoplanktonminimum hängt von vielen Faktoren ab, wie Witterung, Algenarten-Zusammensetzung und insbesondere von der Zooplankton-Struktur. Wird die Frühjahrsalgengemeinschaft von freßbaren Arten (v.a. Kieselalgen) dominiert, kann es zu einer Massenentwicklung des Zooplanktons kommen, das in der Lage ist, große Mengen an Algenbiomasse zu filtrieren. Somit wird eine hohe Sichttiefe erreicht (vgl. Abb. 4). Dieses ”Klarwasserstadium” wird verstärkt in den Gewässern der Spree, der Oberhavel und teilweise in der Unterhavel beobachtet, nicht aber in den Gewässern der Dahme, wo bereits im Frühjahr fädige, kaum freßbare Blaualgen auftreten. Für die Kartendarstellung wurden die Meßwerte der Monate April bis September 1991 berücksichtigt. Für die einzelnen Gewässerabschnitte sind neben dem Mittelwert das Maximum und Minimum dieses Zeitraumes dargestellt. Die Bänder für die Mittelwertdarstellung der Monate April bis Juni sowie Juli bis September sollen einerseits die Frühjahrs-, andererseits die Hochsommerentwicklung des Phytoplanktons widerspiegeln. Da die Algenentwicklung u.a. die Trübung des Wassers beeinflußt, ist im 6. Band die Sichttiefe (Mittelwert des Sommerhalbjahres, April bis September) dargestellt. Die Meßwerte wurden einer 7-stufigen Bewertungsskala zugeordnet. Der für die Berliner Gewässer als Sanierungsziel betrachtete Wert von max. 30 µg Chlorophyll a pro Liter wird als oberer Wert der Güteklasse 1 bis 2 angesehen. Für die Güteklassen 1 bis 3 erfolgt eine lineare Einteilung der Meßwerte; die Abkehr von der linearen Einteilung in der Güteklasse 3 bis 4 erfolgt aufgrund einer größeren Ungenauigkeit des Meßverfahrens bei hohen Meßwerten.

Nitratbericht

Umsetzung der EG-Nitratrichtlinie in Deutschland

Der Dümmer: Kranker See, was tun?

Seit mehr als zehn Jahren prägen intensive Blaualgen-Massenentwicklungen das sommerliche Erscheinungsbild des Dümmer. Absterbende Blaualgen führen in den Uferbereichen des Sees sowie in den Seeabflüssen regelmäßig zu Sauerstoffmangel und in dessen Folge zu starker Geruchsbelästigung bis hin zu lokalem Fischsterben. Das Niedersächsische Umweltministerium beauftragte daher den NLWKN, einen Plan zur Fortsetzung der Dümmer-Sanierung aufzustellen. Der entwickelte „16-Punkte-Plan zur Dümmersanierung“ entstand in enger Zusammenarbeit mit dem Dümmerbeirat und war Grundlage für den Kabinettsbeschluss von Januar 2013, der die langfristige Sanierung des Dümmers vorsieht. Das Dümmersanierungs-Konzept von 1987 sollte eine wegen konkurrierender Nutzungsansprüche bestehende Konfliktsituation zwischen Wasserwirtschaft, Naturschutz und Landwirtschaft unter Berücksichtigung touristischer Belange aufzeigen und Lösungsmöglichkeiten vorschlagen. Der Schwerpunkt der wasserwirtschaftlichen Aktivitäten lag dabei auf einer Reduzierung der Nährstoffeinträge zur Verbesserung der Gewässergüte und Erhaltung einer offenen Wasserfläche des Sees. Seither konnten durch den Ausbau der zentralen Wasserbehandlung und der Modernisierung der kommunalen Kläranlagen die Phosphorfrachten aus dieser Quelle um mehr als 90 Prozent reduziert werden. Die Umleitung des Bornbaches im Jahr 2009 führte zu einer weiteren Reduzierung der jährlichen Phosphorbelastung des Sees auf weniger als 50 Prozent. Regelmäßige Schlammentnahmen sichern seit 1974 zudem den Nutzungserhalt des Sees für den Wassersport. Trotz weitgehender Umsetzung der im Sanierungskonzept beschriebenen Maßnahmen hat sich in den vergangenen Jahren gezeigt, dass weitere Sanierungsschritte erforderlich sind. Ein unverzichtbares Element zur Reduktion des Phosphoreintrages in den Dümmer ist dabei unter anderem der Großschilfpolder mit einer Fläche von mindestens 81 Hektar. Ein großer Teil der benötigten Flächen befindet sich bereits in Landeseigentum. Weitere Maßnahmen – von der Gewässerschutzberatung bis zu Gewässerentwicklungs- und Renaturierungsmaßnahmen im Einzugsgebiet der oberen Hunte – haben ebenfalls das Ziel, die Nährstoffbelastungen des Sees nachhaltig zu reduzieren. Um das aktuelle Dümmersanierungs-Konzept in den nächsten zwölf Jahren umsetzen zu können, sind allein bis 2016 knapp 18 Millionen Euro im Landeshaushalt eingeplant. Maßnahmen zur gewässerökologischen Landbewirtschaftung Maßnahmen zur gewässerökologischen Landbewirtschaftung Der Dümmer ist mit einer Fläche von mehr als 50 Hektar und einer mittleren Tiefe von in etwa einem Meter der zweitgrößte See in Niedersachsen. Er wird von der Hunte gespeist. Das Einzugsgebiet des Dümmers beträgt 324 km² und wird überwiegend intensiv landwirtschaftlich genutzt wird. Im Dümmersanierungskonzept von 1987 hatte man wegen konkurrierender Nutzungsansprüche zwischen Wasserwirtschaft, Naturschutz und Landwirtschaft, sowie unter Berücksichtigung touristischer Belange Lösungsmöglichkeiten aufgezeigt. Die grundsätzliche Zielsetzung besteht in der deutlichen Reduzierung der eingeleiteten Nährstofffrachten in den Dümmer. Durch den entsprechenden Ausbau der Zentralen Wasserbehandlung in Verbindung mit der Modernisierung der kommunalen Kläranlagen konnten die Phosphatfrachten aus diesem Bereich um 90% reduziert werden. Eine weitere Reduktion der Phosphatfrachten erfolgte durch die Umleitung des Bornbachs im Jahre 2009 in der Größenordnung von 50%. Im Rahmenentwurf zur Fortsetzung der Dümmersanierung aus dem Jahre 2012 sind weitere Sanierungsschritte benannt worden. Hierzu gehören als Kernelement das Schilfpoldersystem, sowie sogenannte „Flankierende Maßnahmen“, wie z. B. eine Gewässerschutzberatung, Gewässerentwicklungs- und Renaturierungsmaßnahmen und Hochwasserschutzmaßnahmen im Einzugsgebiet des Dümmers. Eine erfolgreiche Umsetzung der „Flankierenden Maßnahmen“ kann zudem dazu beitragen, den Flächenverbrauch durch das Schilfpoldersystem zu begrenzen. Der Dümmer gehört zu den Seen in Niedersachsen, für die die Zielsetzungen der EG-Wasserrahmenrichtlinie gelten. Dies bedeutet, dass für den Dümmer der gute ökologische Zustand zu erreichen ist. Das Niedersächsische Umweltministerium hat zur Umsetzung der gewässerökologischen Landbewirtschaftung für die Jahre 2017 bis 2021 insgesamt 750.000 Euro im Rahmen eines Zuwendungsvertrages bereitgestellt. Mit diesen Finanzmitteln sollen Freiwillige Vereinbarungen in Anlehnung an die Maßnahmen im Trinkwasserschutz abgeschlossen werden. Grundlage des Zuwendungsvertrages ist ein Schutzkonzept, welches mit der Kooperation „Dümmer/Obere Hunte“ abgestimmt wurde. Vertragspartner des Zuwendungsvertrages sind der NLWKN, die Landwirtschaftskammer Niedersachsen und der Unterhaltungsverband „Obere Hunte“, der als Maßnahmeträger fungiert. Interessierte Landwirte aus dem Dümmereinzugsgebiet können ab sofort entsprechende Anträge beim Unterhaltungsverband „Obere Hunte“ einreichen. Der veröffentlichte Maßnahmenkatalog, Antragsunterlagen sowie Hinweise zur Abwicklung des Verfahrens finden Sie auch unter diesem Link . Weitere Informationen enthält auch das Dokument zum Maßnahmenkatalog in der Info-Spalte. Der Dümmer ist mit einer Fläche von 15 Quadratkilometern und einer mittleren Tiefe von etwa einem Meter der zweitgrößte See in Niedersachsen. Er wird von der Hunte gespeist, deren 324 Quadratkilometer großes Einzugsgebiet überwiegend intensiv landwirtschaftlich genutzt wird. Die dadurch bedingte zu hohe Belastung mit Phosphor führte zu einer zunehmenden Vermehrung planktischer Algen.

Messstellen nach EU-Nitratrichtlinie 91/676/EC - Stammdaten (INSPIRE View/WMS)

Messstellen in Fließgewässern für den Nitratbericht für die Jahre 2008, 2012 & 2016 sowie für Phosohor für das Jahr 2016 in Deutschland - Umsetzung der EU-Nitratrichtlinie (91/676/EWG) in Deutschland.

Umsetzungsdefizit der Nitratrichtlinie endlich beenden ? Düngerecht zukunftsfest novellieren Dalbert: effektiven Schutz unserer Gewässer und Böden gewährleisten

Magdeburg. Anlässlich des heutigen Termins, bei dem die Bundesregierung den zuständigen Landesminister*innen Eckpunkte zur Novellierung des Düngerechts vorstellen möchte, haben folgende Ministerinnen und Minister eine gemeinsame Presseerklärung herausgegeben.Franz Untersteller, Baden-Württemberg Dr. Dirk Behrendt, Berlin Dr. Maike Schaefer, Bremen Jens Kerstan, Hamburg Priska Hinz, Hessen Ulrike Höfken, Rheinland-Pfalz Prof. Dr. Claudia Dalbert, Sachsen-Anhalt Jan Philipp Albrecht, Schleswig-Holstein Anja Siegesmund, ThüringenFür Sachsen-Anhalt erklärt Landwirtschaftsministerin Prof. Dr. Claudia Dalbert: ?Sachsen-Anhalt hat seine Hausaufgaben gemacht: Die Landesverordnung für nitratgefährdete Gebiete ist in Kraft. Zum Schutz des Grundwassers gelten in den ausgewiesenen Gebieten strengere Regeln als die allgemein geltenden Anforderungen der Düngeverordnung. Aber ich hoffe, dass die heute von der Bundesregierung definierten Eckpunkte ausreichen, einen effektiven Schutz unserer Gewässer und Böden zu gewährleisten. Ich fordere die Einführung des Verursacherprinzips. All jene, die jetzt schon so wirtschaften, dass die Gewässer geschont werden, sollen nicht bestraft werden. Dazu ist eine Bindung der Tierzahlen an die vorhandene Fläche erforderlich, um die Nitrat-Überschüsse in den Regionen mit intensiver Tierhaltung einzudämmen.?Folgend der Wortlaut der gemeinsamen Erklärung: Erst unter dem massiven Druck, der durch die Einleitung des Zweitverfahrens gegen Deutschland wegen Nicht-Umsetzung der EU-Nitratrichtlinie entstanden ist, hat die Bundesregierung den Ländern Eckpunkte vorgelegt, die die geplanten Änderungen im Düngerecht skizzieren. Ob diese ausreichen, um das Umsetzungsdefizit zu beheben, ist unklar. Das Damoklesschwert hoher Strafzahlungen hängt damit weiter über der Bundesrepublik. Das ist das Ergebnis einer jahrelangen Verzögerungstaktik und Missachtung der gemeinsamen europäischen Gewässerschutzregelungen vor allem durch die jeweils zuständigen Bundes-Agrarminister*innen. Mit den geplanten Vorgaben muss dem Verursacherprinzip Rechnung getragen werden. Bislang wurde versäumt, rechtzeitig die großen Nitratfrachten zu reduzieren. Nun muss sichergestellt werden, dass nicht alle in Mithaftung genommen werden. Insbesondere nicht ökologisch und extensiv wirtschaftende Betriebe, die bereits heute gewässerschonend arbeiten. Nur mit größtmöglicher Transparenz über die tatsächlich ausgebrachten Nährstoffmengen ? beispielsweise über eine vollständige und ehrliche Hoftorbilanz inklusive der mineralischen Düngemittel ? kann die Einhaltung von Umweltzielen beim Gewässerschutz, Naturschutz und letztlich auch beim Klimaschutz gewährleistet werden. Das von der Kommission geforderten Monitoring muss sich auf die tatsächliche Düngung konzentrieren. Beim Nitratmessnetz anzusetzen, wie es die Bundesregierung plant, ist der falsche Ansatz. Bis im Wasser Verbesserungen messbar sind, können teilweise Jahre vergehen. Nur wenn die Landwirtschafts- und Umweltbehörden heute identifizieren können, auf welchen Flächen zu viel Stickstoff und Phosphat eingetragen wird, werden wir eine Reduktion der Düngung und damit verbundene sinkende Belastungen erreichen. Neben der von der Kommission eingeforderten Revision der Düngeverordnung müssen auch zeitnah alle anderen düngerechtlichen Vorgaben auf ihren Beitrag zum Schutz von Boden, Wasser, Klima und Biodiversität überprüft und weiterentwickelt werden. Impressum:Ministerium für Umwelt, Landwirtschaft und Energiedes Landes Sachsen-AnhaltPressestelleLeipziger Str. 5839112 MagdeburgTel: (0391) 567-1950Fax: (0391) 567-1964Mail: pr@mule.sachsen-anhalt.de

Umweltbundesamt veröffentlicht Karten zur Nitratbelastung der Fließgewässer in Deutschland (Nitratberichte 2008, 2012 und 2016 und EU-Nitratrichtlinie (91/676/EWG))

Die Karten zeigen die Entwicklung der Nitratbelastung der Fließgewässer. Die Auswertungen sind Bestandteil der Nitratberichte 2008, 2012 und 2016 zur EU-Nitratrichtlinie (91/676/EWG). Im Bericht 2016 ist erstmals auch die Entwicklung der Belastung mit Phosphor enthalten. Neben der Kennzeichnung des Trends und der Güteklasse können auch die Angaben pro Messstelle abgefragt werden.

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