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Zustand und Eigenschaften derAuenböden sowie deren ökologische
Eigenschaften nach Deichrückbau
EndberichtTextband
M. Altermann, O. Rosche,
H. Wiechmann, V. Eisenmann
August 2001
Rückgewinnung von Retentionsflächen und Altauenreaktivierung an der Mittleren
Elbe in Sachsen-Anhalt,
Teilprojekt 2: Bodenkunde und Ökologie:
Zustand und Eigenschaften der Auenböden sowie derenökologische Eigenschaften nach Deichrückbau
Auftraggeber:Landesamt für Umweltschutz Sachsen-Anhalt,Reideburger Straße 47, 06116 Halle/Saale
Auftragnehmer:PD Dr. M. Altermann und Dr. O. RoscheBüro für Bodenökologie, Bodenkartierung, BodenschutzWilhelm-Raabe-Str. 9, 06118 Halle/Saale
Prof. Dr. H. Wiechmann und Dipl. Biol. V. EisenmannUniversität Hamburg, Institut für Bodenkunde,Allende-Platz 2, 20146 Hamburg
Halle/S. und Hamburg, den 31.8.2001
Dieses Vorhaben wurde durch das Bundesministerium für Bildung und Forschung (BMBF)unter dem Förderkennzeichen FKZ 0339576 gefördert.
I
Inhaltsverzeichnis Textband
Zusammenfassung................................................................................................................ 11. Einleitung ....................................................................................................................... 32. Aufgabenstellung, Aufgabenverteilung ........................................................................... 53. Kennzeichnung der Untersuchungsgebiete .................................................................... 73.1 Geologie ..................................................................................................................... 73.2 Naturräumliche Gliederung, Landschaftsgliederung...................................................133.3 Klima .........................................................................................................................153.4 Hydrologie .................................................................................................................184. Methodik .......................................................................................................................214.1 Feldarbeiten (Schürfe, Peilstangenbohrungen, Testflächen)......................................214.2 Bodenaufnahme, Bodenkarten ..................................................................................224.3 Bodenphysikalische und bodenchemische Untersuchungen......................................26
4.3.1 Probenahme.......................................................................................................264.3.2 Probenaufbereitung ............................................................................................274.3.3 Bodenphysikalische Untersuchungen .................................................................284.3.4 In-situ-Messungen an Bodenmonolithen.............................................................294.3.5 Bodenchemische Untersuchungen .....................................................................30
4.4 Bodenzoologische Untersuchungen...........................................................................335. Die Böden und deren Eigenschaften vor und nach Deichrückbau .................................355.1 Ausbildung und Verbreitung der Böden .....................................................................355.2 Entwicklung der Böden ..............................................................................................415.3 Hinweise für die Klassifikation von Böden in Auen.....................................................42
5.3.1 Stellung der Auenböden in der deutschen Bodensystematik ..............................425.3.2 Bodenhorizonte...................................................................................................455.3.3 Substratkennzeichnung ......................................................................................455.3.4 Bodenformen der Auen.......................................................................................46
5.4 Böden der Testflächen...............................................................................................475.5 Wasser- und Lufthaushalt der Böden.........................................................................51
5.5.1 Korn- und Porengrößenverteilung der Substrate und Böden...............................515.5.2 Überflutungsdynamik im Untersuchungsgebiet ...................................................555.5.3 Grundwasserdynamik im Untersuchungsgebiet ..................................................565.5.4 Hydraulische Leitfähigkeit der Böden..................................................................605.5.5 Mögliche Überflutung im Rückdeichungsgebiet ..................................................625.5.6 Sedimentationspotential im Untersuchungsgebiet...............................................66
5.6 Stoffhaushalt der Böden ............................................................................................685.6.1 Organische Substanz .........................................................................................695.6.2 Hydromorphe Merkmale und Redoxzustände .....................................................725.6.3 Austauschkapazität und Bodenreaktion ..............................................................775.6.4 Nährstoffe...........................................................................................................815.6.5 Schadstoffe.........................................................................................................86
5.7 Bodentiergemeinschaften (Lumbriciden, Collembolen) ..............................................936. Auswirkungen des Deichrückbaus auf Bodenfunktionen .............................................1037. Literatur und Unterlagen..............................................................................................1088. Abbildungsverzeichnis.................................................................................................1169. Tabellenverzeichnis.....................................................................................................118
II
Anlagenverzeichnis
Anlagenband 1: Dokumentation der Schürfe
Inhaltsübersicht� Karte: Lage der Bodenprofile (Schürfe) Sandau-Nord� Karte: Lage der Bodenprofile (Schürfe) Sandau-Süd� Fotos und Formblätter (je Profil 1 Foto und 2 Formblätter) der Profile A3100 – A3134� Karte: Lage der Bodenprofile (Schürfe) Rogätz-Nord� Karte: Lage der Bodenprofile (Schürfe) Rogätz-Süd� Fotos und Formblätter (je Profil 1 Foto und 2 Formblätter) der Profile A3182 – A3203
Anlagenband 2: Laboranalysen und bodenbiologische Untersuchungen
Teil Laboranalysen: Inhaltsübersicht� Dokumentation von Mehrfachbeprobungen bei Probenahme� Tabelle Grunddaten� Tabelle Korngrößenverteilung� Tabelle Bodenphysikalische Analytik� Tabelle Schätzwerte Bodenphysik� Tabelle Gesamtgehalte (RFA)� Tabelle Schwermetalle und Arsen� Tabelle Pedogene Oxide� Tabelle Gehalte Phosphor, Kalium und Schwefel� Tabelle Austauscherbelegung� Tabelle Nmin-Stickstoff� Tabelle Redox- u. Tensiometermessungen an Bodensäulen
Teil bodenbiologische Untersuchungen: Inhaltsübersicht� Dokumentation der erfassten Arten, Individuen und Biomassen sowie berechneter
Strukturparameter (Individuendominanz, Gewichtsdominanz) der Lumbricidenzönosen,Untersuchungsgebiet Rogätz
� Dokumentation der erfassten Arten, Individuen und Biomassen sowie berechneterStrukturparameter (Individuendominanz, Gewichtsdominanz) der Lumbricidenzönosen,Untersuchungsgebiet Sandau
� Dokumentation der erfassten Arten, Individuen und Biomassen sowie berechneterStrukturparameter (Individuendominanz, Gewichtsdominanz) der Lumbricidenzönosen,Untersuchungsgebiet Rogätz
� Dokumentation der erfassten Arten und Individuen sowie berechneter Strukturparameter(Individuendominanz, Diversität) der Collembolenzönosen, Untersuchungsgebiet Sandau
� Dokumentation der erfassten Arten und Individuen sowie berechneter Strukturparameter(Individuendominanz, Diversität) der Collembolenzönosen, Untersuchungsgebiet Rogätz
III
Anlagenband 3: Dokumentation der Peilstangenbohrungen
Inhaltsübersicht� Karte: Lage der Peilstangenbohrungen Sandau-Nord� Karte: Lage der Peilstangenbohrungen Sandau-Süd (a)� Karte: Lage der Peilstangenbohrungen Sandau- Süd (b)� Formblätter der Profile 1-146 der Peilstangenbohrungen im Untersuchungsgebiet Sandau� Karte: Lage der Peilstangenbohrungen Rogätz-Süd� Formblätter der Profile 1-31 der Peilstangenbohrungen im Untersuchungsgebiet Rogätz
Anlagenband 4: Dokumentation der Testflächenkartierungen
InhaltsübersichtTestflächen im Untersuchungsgebiet Sandau-Nord� Karte: Lage der Testflächen im Unter suchungsgebiet Sandau-Nord� Bodenkarte (mit Legende) der Testfläche S1� Formblätter der Profile 1-25 der Peilstangenbohrungen der Testfläche S1� Bodenkarte (mit Legende) der Testfläche S2� Formblätter der Profile 1-25 der Peilstangenbohrungen der Testfläche S1Testflächen im Untersuchungsgebiet Sandau-Süd� Karte: Lage der Testflächen im Untersuchungsgebiet Sandau-Süd� Bodenkarte (mit Legende) der Testfläche S3� Formblätter der Profile 1-25 der Peilstangenbohrungen der Testfläche S3� Bodenkarte (mit Legende) der Testfläche S4� Formblätter der Profile 1-25 der Peilstangenbohrungen der Testfläche S4Testflächen im Untersuchungsgebiet Rogätz� Karte: Lage der Testflächen im Untersuchungsgebiet Rogätz� Bodenkarte (mit Legende) der Testfläche R1� Formblätter der Profile 1-25 der Peilstangenbohrungen der Testfläche R1� Bodenkarte (mit Legende) der Testfläche R2� Formblätter der Profile 1-25 der Peilstangenbohrungen der Testfläche R2� Bodenkarte (mit Legende) der Testfläche R3� Formblätter der Profile 1-25 der Peilstangenbohrungen der Testfläche R3� Bodenkarte (mit Legende) der Testfläche R4� Formblätter der Profile 1-25 der Peilstangenbohrungen der Testfläche R4
1
ZusammenfassungIm Rahmen eines interdisziplinären Forschungsvorhabens für das Gebiet der Mittleren ElbeSachsen-Anhalts wurde das Potential zur Regeneration von Auenbereichen durch Deich-rückbau untersucht. Die bodenkundlichen Untersuchungen verfolgten das Ziel, den Statusder Böden in Aufbau, Verbreitung, Stoff- und Wasserhaushalt sowie Bodenbiologie (Boden-tiergemeinschaften) zu erfassen und die Auswirkungen von Renaturierungsmaßnahmen aufBodenfunktionen zu qualifizieren.Für die Untersuchungen wurden zwei je 10 km lange Elbabschnitte im Abstand von ca. 65Elb-km ausgewählt (Untersuchungsgebiete Rogätz und Sandau). Die Auensedimente sind inden Untersuchungsgebieten unterschiedlich zusammengesetzt: im UG Sandau überwiegendie Auenlehme und Auensande, im UG Rogätz dominieren die Auentone und –lehme. DieKlimate lassen sich als subhumid einstufen, wobei sich im südlicheren Gebiet bei Rogätz dieNähe zum Mitteldeutschen Trockengebiet durch geringere Niederschlagsmengen undhöhere Durchschnittstemperaturen äußert. Überflutungen durch Elbhochwässer kommenbevorzugt im Winter und Frühjahr mit höchsten Wasserständen im April vor. Aufgrund der inBezug auf die Elbwasserstände geringeren Geländehöhe im Untersuchungsgebiet Sandautreten dort deutlich höhere Überflutungswahrscheinlichkeiten und größere Beeinflussungender Böden durch Grundwasser auf.Die erstellten Bodenkarten weisen Bodengesellschaften aus. Im UntersuchungsgebietSandau dominieren die in verschiedenen Substratausprägungen vorkommenden Vega-Gleye. Geringerer Grundwassereinfluss im Untersuchungsgebiet Rogätz bedingt dort eineDominanz von Gley-Vegas und in höheren Bereichen das Auftreten der Norm-Vega.Nassgleye, Gleye und Auengleye sind im wesentlichen auf die Altwasserläufe bzw. auf dieRandbereiche der Ohre einschließlich ihres Mündungsgebiets in die Elbe beschränkt. Inbeiden Untersuchungsräumen treten auf größeren Flächen durch Tonabbau oder Ufer-befestigung anthropogen geprägte Böden auf. Die meisten Böden von überwiegend mittlererErtragsfähigkeit werden in beiden Untersuchungsgebieten landwirtschaftlich genutzt, imGebiet bei Rogätz nimmt dabei der Ackerbau gegenüber Grünland einen höheren Stellen-wert ein. Auf den Talsand- und Dünenflächen im Sandauer Gebiet dominieren Kiefern-forsten, andererseits kommen Restauenwälder in beiden Untersuchungsgebieten vor.Aus den bodenkundlichen Untersuchungen ergeht der Vorschlag, die Bodensystematik umdie bisher nicht vorgesehenen Bodensubtypen Paternia-Gley, Gley-Tschernitza, Tschernitza-Gley sowie Gley-Rambla zu erweitern. Zur Behebung von Unschärfen werden Vorschlägezur Benennung von Auengleyen und von Böden mit Grund- und auch Stauwassereinflussunterbreitet und die Auflösung der Klasse der Auenböden diskutiert. Für eine bessereCharakterisierung einiger typischer Auensubstrate wird die Einführung von Bändersubstratenvorgeschlagen.Bei der Substratzusammensetzung der Böden weisen die Auendecken im Untersuchungs-gebiet Rogätz tendenziell eine größere Mächtigkeit und höhere Tongehalte auf als im UGSandau. Sedimentationsbedingt ist in den oberen Horizonten der Außendeichbereiche dasPorenvolumen höher als im Binnendeichbereich. Unter Ackernutzung konnte unabhängigvon der Korngrößenzusammensetzung der Horizonte eine Bodenverdichtung im Pflug-sohlenbereich nachgewiesen werden, die bei künftiger Überflutung eine Verringerung derVersickerungsgeschwindigkeit erwarten lässt. Im Gelände und im Labor gemesseneWasserleitfähigkeiten der Böden machten deutlich, dass die untersuchten Auenböden häufigsowohl von Grund- als auch von Stauwasser beeinflusst werden. In weiten Teilen des Unter-suchungsgebiets Rogätz dämpfen mächtige Auentone den Anstieg des Grundwassers undreduzieren damit dessen Einfluss auf den Wurzelraum. Bei der Ausweisung von Flächen mitVernässungsneigung nach Deichrückbau zeigten sich besonders im UntersuchungsgebietSandau größere Flächen mit starker Vernässungsneigung durch große Überflutungs-häufigkeiten und niedrige Versickerungsgeschwindigkeiten. Anhand der Überflutungs-
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häufigkeiten wurde das Potential zur Sedimentakkumulation nach Deichrückbau eingestuft.Mit höheren Einträgen ist besonders im Untersuchungsgebiet Sandau zu rechnen.Die meisten Standorte weisen eine hohe und sehr hohe Humusqualität auf. Die organischenKohlenstoffgehalte sind nutzungsabhängig und unter Grünland besonders im Außendeich-bereich am höchsten. Im Untersuchungsgebiet Sandau treten in großen Arealen in 40-80 cmTiefe überdeckte fAh-Horizonte auf. In den Böden bilden Eisen- oder Mangananreicherungenteilweise massive, wolkenförmige oder bankartige Konkretionen, die vorwiegend in größerenTiefen vorkommen. In-situ Untersuchungen zeigen die große Bedeutung der Temperatur unddes Gehaltes an organischer Substanz für die Redoxdynamik. Bei künftigen Überflutungenvon Binnendeichstandorten ist dort mit sehr weiten Schwankungen des Redoxpotentials zurechnen.Die carbonatfreien Böden sind größtenteils als mittel sauer einzustufen. Versauerungs-tendenzen im Oberboden zeigten sich sowohl in Wäldern als auch an Ackerstandorten undhoch gelegenen, sandigen Grünlandstandorten. Insgesamt ließ sich jedoch keine deutlicheBeziehung des pH-Wertes zu Humusgehalt, Textur oder Geländehöhe feststellen. Regel-mäßige Basenzufuhr durch Elbüberflutungen im Außendeichbereich äußert sich durch pH-Erhöhungen bis in größere Tiefen. Die Böden zeigen eine nutzungsabhängige Austauscher-belegung. Grundsätzlich dominieren Ca2+ und Mg2+ am Austauscher, lediglich an Wald-standorten finden sich nennenswerte Al3+-Anteile. Untersuchungen des Stickstoffhaushaltsder Böden (Nmin) zeigen im Winterhalbjahr Verluste von ca. 40 kg/ha aus dem Wurzelraum,die vor allem durch Auswaschung zustande kommen. Eine Erhöhung der Stickstoffumsätzeist bei Deichrückbau auch durch erhöhte Denitrifikationsraten zu erwarten. Deutliche Beein-flussungen durch Einträge in Folge von Elbüberflutungen lassen die Phosphorgehalteerkennen. Die höchsten Gehalte und die höchste Pflanzenverfügbarkeit sind für außendeichsgelegene Grünlandstandorte typisch. Im Außendeichgebiet zeigt sich ein sedimentations-bedingter Eintrag von Schadstoffen, der für die Elemente Arsen und Quecksilber zu Über-schreitungen von Maßnahmewerten nach Bundes-Bodenschutzgesetz führte. Nach Bundes-Bodenschutzgesetz muss dies Nutzungseinschränkungen nach sich ziehen. Die Analysenunterstreichen das hohe Schadpotential von Cadmium im Boden, welches bei pH 5-6teilweise zu 50% in mobiler Form vorliegt.Die bodenzoologischen Untersuchungen zeigten, dass alle im Untersuchungsgebiet Sandausiedelnden Lumbricidenarten an Überflutungsereignisse angepasst sind und diese überlebenkönnen. Abundanzrückgänge durch Überflutungen im Frühjahr können offenbar im gleichenJahr ausgeglichen werden. Deichrückverlegungen lassen daher keinen Einfluss auf dieArtenzusammensetzung und die Gesamtzahl der Lumbriciden erwarten. Bei denCollembolen der Außendeichflächen konnten im UG Sandau Unterschiede im Arten-spektrum, in der Abundanzdynamik, in der Individuendominanz und in der Diversität imVergleich zu Binnendeichstandorten festgestellt werden. Aufgrund einer höheren Struktur-vielfalt zeigt sich hier die Tendenz zu höheren Artenzahlen im Außendeichgebiet. Bei dengeringen Überflutungshäufigkeiten des Untersuchungsgebiets Rogätz hat die Bodennutzungeinen größeren Einfluss auf die Collembolenzönosen als die Lage zum Deich.Durch Deichrückbau kommt es wieder zu einer Annäherung an die Verhältnisse der natur-nahen Aue. Da sich der Bodenaufbau mit der Deichrückverlegung nur unwesentlich ändert,wird die Erfüllung der Bodenfunktionen nicht beeinträchtigt sondern in den meisten Fällenverbessert (Bodenfunktionen Lebensgrundlage für Mensch, Tier und Pflanze; Bestandteildes Wasser- und Nährstoffkreislaufs; Abbau-, Ausgleichs- und Aufbaumedium für stofflicheEinwirkungen; Archivfunktion). Die Nutzungsfunktion der Auenböden erfährt im Zuge derRückdeichung die wesentlichsten Veränderungen. Somit ist aus bodenkundlicher Sicht dieim Rahmen des Forschungsprojekts vorgeschlagene optimale Variante des neuenDeichverlaufes ein anzustrebender Kompromiss zwischen dem Ziel der Wiederherstellungdes naturnahen Zustandes und der Notwendigkeit der Beibehaltung der Bodennutzung.
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1. EinleitungDen Böden kommt innerhalb des Landschaftshaushalts der Auen eine zentrale Stellung zu.
Boden und Biozönose sowie Bodennutzung bilden eine untrennbare Einheit und stehen in
Wechselbeziehung. Die Böden erfüllen in unterschiedlichem Maße die Funktion als Lebens-
raum für Pflanzen und Tiere, die Puffer- und Filterfunktion, die Entsorgungs- sowie Ertrags-
und Rohstofffunktion (Erzeugung von Biomasse, Rohstoffe). Jahrhunderte lange Eingriffe in
die Aue durch Flusslaufregulierungen, Eindeichungen, Rohstoffgewinnung (Auenlehm- und
Auentonabbau, Kiesgewinnung), Rodungen der Auenwälder, Meliorationen und Intensivland-
wirtschaft sowie Versiegelungen beeinträchtigten die Böden in ihren Funktionen bzw.
wandelten diese nachhaltig ab. Dadurch bedingte Veränderungen der Bodenentwicklung und
Bodeneigenschaften sowie anthropogen verursachte Belastungen (Überdüngung, Schad-
stoffeinträge, Verdichtungen usw.) sind für die Elbaue nachweisbar.
Die vorgesehenen Renaturierungsmaßnahmen in der Elbaue und der ungenügende
Kenntnisstand über die Elbauenböden in den Untersuchungsgebieten erforderten eine
wissenschaftliche Untersuchung der verschiedenen Böden. Insbesondere ist es notwendig,
die Auswirkungen von Renaturierungsmaßnahmen auf die Bodenfunktionen zu prognosti-
zieren und abzuschätzen, ob und in welchem Maße die Böden nach der Auenrenaturierung
die Zielvorstellungen als Lebensraum für Flora und Fauna, Stofffilter und Stoffspeicher und
für die weitere Bodennutzung erfüllen können. Somit sind die erarbeiteten bodenkundlichen
Grundlagen für die botanischen, faunistischen und hydrologischen (Grundwasserdynamik)
Untersuchungen und auch für weitere - u.a. sozioökonomische - Teilprojekte unerlässlich.
Die bodenkundlichen Ergebnisse werden außerdem für Landnutzungskonzepte, zur Aus-
grenzung und Nutzung von zu schützenden Räumen, für die Bewirtschaftung der aus dem
Deichrückbau entstandenen Retentionsflächen, für die notwendige Veränderung der Nut-
zung bzw. für ggf. notwendige Nutzungsbeschränkungen benötigt. Mit der Realisierung des
vom BMBF geförderten Projekts wurden bestehende Kenntnis- und Forschungslücken über
die Böden und deren Eigenschaften in den hochsensiblen Elbauengebieten abgebaut.
Die im Textband und 4 Anlagenbänden dokumentierten Ergebnisse der bodenkundlichen
Untersuchungen wurden in gemeinschaftlicher Arbeit zwischen dem Büro für Bodenökologie,
Bodenkartierung, Bodenschutz, Halle (abgekürzt: BBB; Bearbeiter: PD Dr. habil. Manfred
Altermann, Dr. Oliver Rosche) und dem Institut für Bodenkunde der Universität Hamburg
(abgekürzt: IfB; Bearbeiter: Dipl. Biol. Volker Eisenmann, Prof. Dr. habil. Horst Wiechmann)
erstellt. Mit den Bearbeitern der weiteren Teilprojekte erfolgte im gesamten Förderzeitraum
ein enges Zusammenwirken und ein intensiver Datenaustausch.
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Wir danken dem BMBF für die Förderung des Teilprojekts, allen Bearbeitern der beteiligten
Teilprojekte, insbesondere auch Herrn Karl-Heinz Jährling (STAU Magdeburg) sowie dem
Leiter des Gesamtprojektes, Herrn Dr. Jörg Haferkorn (LAU Sachsen-Anhalt) für die
kooperative Zusammenarbeit sowie für viele Hinweise und Hilfen. Auch mit Bearbeitern
anderer Forschungsprojekte innerhalb des Förderprogramms Elbe 2000 konnte eine
erfolgreiche Zusammenarbeit aufgebaut werden. Hier gilt unser Dank insbesondere der
Forschungsgruppe von Prof. Miehlich (Institut für Bodenkunde, Universität Hamburg) und
dem Team Prof. Heinz-Ulrich Neue und Jörg Rinklebe (UFZ Umweltforschungszentrum
Leipzig-Halle GmbH). Abschließend danken wir Frau Dipl. Agr.-Ing. Susanne Papaja (Institut
für Acker- und Pflanzenbau, MLU Halle) für die Artenbestimmung der Lumbriciden und Herrn
Dr. Hans-Jürgen Schulz (Naturkundemuseum Görlitz) für die Nachbestimmung von
Collembolenarten.
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2. Aufgabenstellung, AufgabenverteilungMit dem Teilprojekt „Zustand und Eigenschaften der Auenböden sowie deren ökologische
Eigenschaften und Bewertung nach Deichrückbau“ waren 3 Aufgabenkomplexe zu reali-
sieren:
� Untersuchung und Bewertung der Einflüsse des Deichrückbaus auf Böden,Bodeneigenschaften und Bodenfunktionen (Lebensraumfunktion für Flora und Fauna,wirtschaftliche Nutzungsfunktion, Filter-, Speicher- und Pufferfunktion) sowieWechselbeziehungen mit Bodentiergemeinschaften;
� Bereitstellung bodenkundlicher Grundparameter für die Teilvorhaben „TerrestrischeÖkologie“, „Sozioökonomie“ und „Strömungstechnik und Hydrologie“ sowie für dasTeilprojekt „Grundwasserdynamik“ innerhalb des Verbundprojekts „Morphodynamikder Elbe“;
� Zusammenarbeit mit den Bearbeitern der Teilprojekte Terrestrische Ökologie undSoziökonomie zur Klärung folgender Sachverhalte:
o Wechselbeziehung zwischen Boden - Flora - Fauna: Prognostizierung dersich auf Grund der zu erwartenden Bodeneigenschaften nach Deichrückbaueinstellende Tier- und Pflanzenwelt;
o wirtschaftliche Nutzung der renaturierten Auengebiete auf Grund der sichverändernden Böden: Veränderung des Bodenwertes und dessen Einflüsseauf mögliche Bodennutzungen, Notwendigkeit von Nutzungsbeschränkungenoder Nutzungseinschränkungen und deren sozioökonomische Auswirkungensowie deren Rückwirkung auf die Böden.
Das detaillierte Arbeitsprogramm und dessen Realisierung ist in Tab. 1 zusammengestellt.
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Tab. 1: Realisierung des detaillierten bodenkundlichen Arbeitsprogrammsund Zusammenstellung der Ergebnisdokumentationen
Dokumentation der ErgebnisseAufgabenstellung Bearbeitung Kapitel im Text Anlagenbände
Kenntnisstandsermittlung,Datensammlung
BBB, IfB 4.25.1
-
Bodenkartierung,Peilstangenbohrungen
BBB 4.15.1
Anlagenband 3
Großmaßstäbige Detailkartierung(i.M. 1:2 000) von 4 ausgewähltenTestflächen
BBB 4.15.4
Anlagenband 4
Aufnahme von Leitprofilen(Bodencatenen): Aushub undAufnahme von ca. 50Bodenprofilen.
BBB, IfB 4.14.2
Anlagenband 1
Bodenkarte i.M. 1:25 000;Kennzeichnung der Böden
BBB, IfB 4.25.1
-
Probenahme aus ca. 30 Leitprofilen IfB 4.3.1 Anlagenband 2bodenchemische undbodenphysikalischeLaboruntersuchungen
IfB 4.35.55.6
Anlagenband 2
In-situ Messungen desWasserhaushalts
IfB 4.3.4, 5.5.4, 5.6.2 Anlagenband 2
bodenbiologische [zoologische:Lumbriciden (Regenwürmer) undCollembolen (Springschwänze)]Untersuchungen
BBB 4.45.7
Anlagenband 2
Flächenbezogene Kennzeichnungund Bewertung der Böden
BBB, IfB 5.1, 5.5, 5.6, 5.7, 6 -
Versuch der Rekonstruktion derBodenentwicklung in der Elbaue
BBB, IfB 5.2, 5.6, 6 -
Erarbeitung einer Prognose über zuerwartende Veränderung derBöden nach Änderung desWasserhaushalts im Hinblick aufdie Bodenfunktionen
BBB, IfB 5.5, 5.6, 5.7, 6 -
Erarbeitung einer Prognose überdie Einflüsse der verschiedenenBöden auf dieGrundwasserdynamik nach derDeichrückverlegung
BBB, IfB 5.5 -
Mitwirkung bei der Erarbeitung vonStandortmodellen, Leitbildern,Nutzungsvarianten für dieRenaturierungsgebiete
BBB, IfB 5, 6 -
Mitwirkung bei der Konkretisierungder vorgesehenenRenaturierungsmaßnahmen,Vorschläge zum Bodenschutz
BBB, IfB 6 -
7
3. Kennzeichnung der Untersuchungsgebiete
3.1 GeologieDie Elbe gehört zu den größten Flüssen Europas. Sie entspringt im Riesengebirge bei einer
Höhenlage von 1384 m ü. NN und mündet bei Cuxhaven in die Nordsee. Es wird ange-
nommen, dass bereits seit dem ausgehenden Perm im heutigen Elbegebiet eine nordwärts
gerichtete Entwässerungsbahn existierte. Aber erst aus dem Tertiär gibt es Hinweise auf
eine Urelbe (Wolf und Schubert, 1992).
Im Untersuchungsraum streicht das paläozoische Grundgebirge der Flechtingen-Rosslauer-
Scholle nahe Magdeburg aus und ist dann zwischen Magdeburg und Wolmirstedt mit dem
Abbruch von Haldensleben ca. 2000 m in der Scholle von Calvörde abgesenkt. Im
Untersuchungsgebiet Rogätz folgt im Hangenden des Paläozoikums eine mächtige
Schichtenfolge des Permosiles, Zechsteins und der Trias, die aber in nördlicher Richtung an
Mächtigkeit abnimmt, um mit dem Abbruch von Gardelegen unmittelbar nördlich des Unter-
suchungsgebiets Rogätz auf mehr als 4.000 m unter NN wiederum abzufallen und in die
Altmark-Senke mit einer mächtigen mesozoischen und känozoischen Schichtenfolge über
dem abgesenkten Fundament überzuleiten.
Obwohl der weitere Untersuchungsraum als eine breit ausgelegte Wanne ausgebildet war,
wurde der heutige Elbelauf erst im Pleistozän entscheidend geprägt. Frühpleistozäne
Schotterterrassen der Elbe wurden für den sächsischen Raum des Elbelaufes durch Wolf
und Schubert (1992) nachgewiesen. Auch für die Altmark wurden Sande und Kiese erbohrt
(Knoth, 1995), die zum frühpleistozänen bzw. frühelsterzeitlichen Lauf der vereinigten Saale-
Mulde-Elbe gehören sollen. Dieser Lauf war von SE nach NW gerichtet und bildete eine
Abflussbahn in Richtung Niederlande. Der heutige Elbelauf bestand also damals noch nicht.
Die Mittelterrassen (Hauptterrassen) – mehrfach untergliedert und stratigraphisch der Elster-
Kaltzeit bis frühen Saale-Kaltzeit zugeordnet - der Elbe befinden sich außerhalb des
Untersuchungsgebietes. Statt der Elbe floss die vereinigte Saale und Mulde über Magdeburg
nach Stendal in eine Bucht, die mit dem Holstein-See in Verbindung stand (Ruske, 1973).
Die Elbe floss damals von Torgau über Jüterbog in den Berliner Raum (Berliner Elbelauf)
und floss weiter getrennt von Saale und Mulde in den Holstein-See. Mit dem Rückgang des
Meeresspiegels vereinigten sich beide Flusssysteme und flossen nach NW in Richtung der
Niederlande. Erst mit dem Ende der Saale-Kaltzeit folgte die Elbe etwa dem heutigen
Verlauf. Die Weichsel-Kaltzeit erreichte den Untersuchungsraum nicht mehr – abgesehen
von randlich davon vorkommenden Satzendmoränen des Brandenburger Stadiums zwischen
Genthin und Havelberg im Gebiet der Klietz-Kamernschen Berge. Jedoch prägten die
8
Urstromtäler als Schmelzwasser-Abflussbahnen dieser Kaltzeit (Baruther, Berliner, Ebers-
walder Urstromtal) entscheidend das Elbtal. Hier setzte – wie auch in anderen Tälern – mit
Beginn der Weichsel-Kaltzeit eine Tiefenerosion ein, und ältere pleistozäne Ablagerungen im
heutigen Elbtalverlauf fielen der Erosion zum Opfer. Danach wurden mächtige mehrphasige
Niederterrassen (bis 15 m) und die Talsande der Urstromtäler aufgeschüttet. Die
Niederterrasse hatte meistens eine Kornverfeinerung vom Liegenden in den hangenden
Bereich zur Folge. In der Elbe-Niederterrasse herrschen wechselkörnige kiesige Sande vor.
Sie geht am Rand der Aue fast unmerklich in die Talsandebene über. Reste der Talsand-
ebene sind im Untersuchungsgebiet im wenig höher gelegenen Sandauer Wald und westlich
von Wulkau erhalten geblieben. Mit dem Abschmelzen des Toteises am Ende der Weichsel-
Kaltzeit und zu Beginn des Holozäns wurde die Niederterrasse erodiert. Im Atlantikum kam
es zur Ablagerung von Kiesen und Sanden der holozänen Terrasse. Sie ist 6..12 m mächtig,
und in ihr wurden zwischen Torgau und Wittenberge Baumstämme gefunden. In die
Terrasse des Atlantikums schnitt sich während der subborealen Regression die Elbe gering-
fügig ein, und die heutigen Auen wurden geschaffen. In den Auen wurden die 0,5....>2 m
mächtigen Auensedimente abgelagert. In Altwasserläufen kam es nach der Eindeichung
auch lokal zu Torfbildungen (Knoth, 1995). Die Dünen im Untersuchungsgebiet Sandau
(Sandauer Wald) wurden im Holozän durch Wiederaufleben der Winderosion und dadurch
hervorgerufene Umlagerung der Talsande gebildet.
Der Beginn der holozänen Sedimentation der Auensedimente (im geologischen Sinne
meistens als „Auenlehme“ zusammengefasst) ist auf Rodung und Ackerbau der Band-
keramiker zurückzuführen. Im Subboreal kam es zu seitlichen Flussbettverlagerungen und
außerhalb des Flussbetts zu verstärkter Ablagerung von Auensedimenten, ältere Ablage-
rungen wurden überdeckt. Im Subatlantikum verstärkten sich anthropogene Einflüsse, und
damit kam es auch zu vermehrter Akkumulation in den Auen (Eissmann und Litt, 1994). Im
Untersuchungsgebiet Rogätz hat neuerdings Rommel (1998) anschaulich neun Sedi-
mentationsphasen nachweisen und auskartieren können. Nach seinen Untersuchungen
stellte sich der rezente Elbelauf dort vor etwa 500 Jahren ein, besonders auch unter der
Einwirkung der Unwetterkatastrophen des 14. Jahrhunderts (Rommel, 1998). Nach eigenen
Geländeuntersuchungen konnten für das Untersuchungsgebiet Sandau zwei übereinander
liegende und durch fossile Humushorizonte abgetrennte Auensedimentkomplexe nach-
gewiesen werden (Anlagenband 1: Profile A3101, A3103, A3108, A3109, A3110, A3111,
A3112, A3126). Eine stratigraphische Zuordnung kann nicht erfolgen, da entsprechende
Untersuchungen nicht Gegenstand der Aufgabenstellung waren. Im Rogätzer Gebiet wurden
bodenkundliche Anzeichen (fossile Humushorizonte) für übereinander liegende Auen-
sedimentkomplexe nicht gefunden, jedoch sind diese Erscheinungen auch hier nicht aus-
9
zuschließen. Der vertikale Substratwechsel der Böden weist ebenfalls – wie auch Sand-
bänder in Auenlehmen und Auentonen - auf unterschiedliche Sedimentationsbedingungen
und –phasen hin, wobei eine stratigraphische Aussage aber nicht möglich ist.
Die Auensedimente sind in den Untersuchungsgebieten unterschiedlich zusammengesetzt:
im Untersuchungsgebiet Sandau überwiegen die Auenlehme (und –schluffe) (Abb. 1) und
Auensande (und –lehmsande). In den Auensanden sind allerdings die Talsande und Flug-
sande im Bereich des Sandauer Waldes mit enthalten. Im Gebiet Sandau sind die Auentone
auf das Gebiet um Havelberg und westlich von Wulkau beschränkt (Abb. 1). Im Havelberger
Raum wurden die Tone großflächig als Rohstoffe für Ziegeleien abgebaut. Im Unter-
suchungsgebiet Rogätz dominieren dagegen die Auentone und Auenlehme (und –schluffe),
während die Auensande (und –lehmsande) deutlich zurücktreten (Abb. 2). Im Rogätzer
Gebiet spiegeln die Auensedimente deutlich die Nähe zur Lösslandschaft und zu den
tertiären tonigen Stauchmoränen als Liefergebiete wider. In Abb. 1 und Abb. 2 ist allerdings
jeweils nur die Zusammensetzung der an der Oberfläche verbreiteten Auensedimente
dargestellt, deren vertikale Schichtabfolge wurde nicht berücksichtigt. Der in der Kornzusam-
mensetzung wechselnde Vertikalaufbau der Auensedimente wurde dagegen in der Substrat-
kennzeichnung der ausgeschiedenen Kartiereinheiten berücksichtigt (siehe Kap. 5.1) und
wird hier nicht näher erörtert. Dabei sind die übereinanderliegenden Schichtkomplexe häufig
auch nicht einheitlich aufgebaut, d.h. beispielsweise können die Auenlehme von
Sandbändern (Sandlinsen) und die Auensande durch Schluff- und Lehmbänder durchzogen
sein. Auch die liegenden Sande (holozäne Flusssande) der Auensedimentdecken weisen
häufig Lehm- (Schluff-) oder Tonbänder auf, wobei die kiesig sandige Körnung der Fluss-
sande dominiert. Der teilweise heterogene Substrataufbau der Pedosphäre ist anschaulich
mit den Profilfotos im Anlagenband 1 dokumentiert. Die Auensedimente wurden nach der
bodenkundlichen Substratkennzeichnung im Zuge der Bodenformenansprache differenziert
wiedergegeben (siehe Kap. 4.2 und 5.1). Die mittlere Kornzusammensetzung nach den
Körnungsanalysen der Auensedimente geht aus Abb. 3 hervor.
10
Abb. 1: Kornzusammensetzung der Auensedimente an der Oberfläche imUntersuchungsgebiet Sandau.
11
Abb. 2: Kornzusammensetzung der Auensedimente an der Oberflläche imUntersuchungsgebiet Rogätz.
12
Tab. 2: Mittelwerte (�) und Standardabweichung (s) für die Kornfraktionen derAuensedimente in den Untersuchungsgebieten (UG) Sandau (S) und Rogätz (R).n = Probenzahl
� KornfraktionenAuensedimente UG ns gS mS fS Sand gU mU fU Schluff Ton� 7,3 60,1 16,5 86,3 5,2 2,3 1,6 9,1 4,7S 65s 10,5 18,7 14,1 11,9 6,1 2,5 1,9 9,6 3,6� 11,9 61,5 16,2 90,7 3,3 1,3 1,0 5,6 3,8
Auensande
R 32s 12,7 21,9 16,8 11,8 6,2 1,9 1,1 8,8 3,9� 2,8 21,3 17,8 41,8 14,6 11,1 7,8 35,5 24,8S 60s 3,0 14,3 10,7 17,9 6,8 4,1 3,8 11,1 9,3� 2,9 18,8 17,5 39,1 15,1 11,6 7,9 34,6 26,4
Auenlehme
R 41s 3,2 13,2 9,8 17,3 6,3 4,6 4,2 10,2 10,1� 1,4 10,1 10,0 21,4 32,1 15,5 9,5 57,0 21,6S 19s 1,1 9,0 5,8 8,4 8,7 3,7 4,0 5,3 6,0� 0,8 4,9 14,0 19,7 36,3 15,5 9,2 60,9 19,4
Auenschluffe
R 9s 0,9 6,2 9,0 9,2 8,8 6,2 4,4 5,9 6,3� 1,1 3,8 3,5 8,4 14,9 15,7 12,7 43,3 48,3S 22s 1,1 2,8 2,8 4,2 9,4 3,7 2,3 11,4 12,2� 0,6 3,2 3,9 7,7 9,0 16,4 17,1 42,6 49,7
Auentone
R 23s 0,5 3,0 2,4 5,3 5,0 4,1 2,6 9,6 9,4
Die verschiedenen Auensedimente weichen in beiden Untersuchungsräumen nur wenig
voneinander ab (Abb. 3). Allerdings sind die Auenschluffe im Rogätzer Gebiet etwas schluff-
reicher, insbesondere grobschluffreicher, als im Untersuchungsgebiet Sandau. Zudem sind
die Auentone in Rogätz etwas tonreicher als die im Sandauer Raum. Beide genannten
Unterschiede sind – wie bereits angeführt – auf die größere Nähe zum Löss- bzw. tonigen
Stauchmoränengebiet des Rogätzer Untersuchungsraumes zurückzuführen.
Abb. 3: Korngrößenfraktionen der Auensedimente (jeweils Mittelwerte).
13
3.2 Naturräumliche Gliederung, LandschaftsgliederungDie Elbtalniederung wird nach Meynen und Schmithüsen (1953) als der Abschnitt der Elbe
verstanden, in den die Urströme der Weichselvereisung einmündeten und in dem ihre
Schmelzwasser zur Nordsee abflossen. Die Elbtalniederung beginnt im Bereich der
Ohremündung beim Durchbruch der Elbe durch den südlichen Landrücken bei Burg und
reicht bis zum Ende des Gezeiteneinflusses bei Geesthacht. Die Elbtalniederung wird in die
Märkische und die Untere Mittelelbe-Niederung differenziert. In der ersten verläuft die Fließ-
richtung des Stromes in nördlicher Richtung, sie reicht bis zur Mündung der Stepnitz bei
Wittenberge und schließt die linkselbische, altmärkische Wische ein. Mit dem Wechsel der
Laufrichtung nach Nordwesten und der Einmündung in das Elbeurstromtal bei Havelberg
beginnt die Untere Mittelelbeniederung.
In der Landschaftsgliederung des Landes Sachsen-Anhalt (MUN Sachsen-Anhalt, 1994)
werden innerhalb der Altmark die Altmarkplatten von den ertragsschwächeren und höher
liegenden Altmarkheiden unterschieden. Östlich der Elbe im Elb-Havel-Dreieck wird die
Landschaftseinheit Ländchen im Elb-Havel-Winkel ausgegliedert. Die Ländchen (z.B. Land
Schollene, Rhinower Ländchen, Friesacker Ländchen) sind als Moräneninseln der Weichsel-
Kaltzeit zu verstehen. Nördlich schließt sich das teilweise vermoorte Niederungsgebiet Rhin-
Havel-Luch an. Die Landschaftsgliederung für das Elbetal (LAU Sachsen-Anhalt, 2000) sieht
die Dreiteilung in das Dessauer, das Tangermünder und das Werbener Elbetal vor. Diese
Untergliederung ist nicht vollständig in Deckung zu bringen mit der naturräumlichen
Gliederung nach Meynen und Schmithüsen (1953). Erstere zählt bei der Grenzziehung zwi-
schen Tangermünder und Werbener Elbetal die südlich der Elbe liegende Wische zum unte-
ren Elbeabschnitt, also zum Werbener Elbetal. Aufgrund der Ausrichtung der Wische in
nordwestlicher Richtung und damit der engen Bindung an die weichselzeitlichen Urstromtäler
soll der Landschaftsgliederung nach LAU Sachsen-Anhalt (2000) und MUN Sachsen-Anhalt
(1994) gefolgt werden.
Vegetation und Nutzung in den UntersuchungsgebietenDie Erfassung der Biotoptypen in den Untersuchungsgebieten erfolgte durch die Inter-
pretation von CIR-Luftbildaufnahmen und eine anschließende umfassende Überprüfung und
Modifizierung im Gelände (Baufeld et al., 2001). Es fand dabei eine über die Untersuchungs-
gebietsgrenzen hinausgehende Aufnahme statt. Die Berechnung der hier gezeigten Flächen-
aufteilung der Biotoptypen greift auf Daten dieses Aufnahmebereiches zu, daher ist die
Gesamtfläche der Biotoptypen in den Untersuchungsgebieten größer als die des eigentlichen
Untersuchungsgebietes.
14
Tab. 3: Verteilung von Biotoptypen in den Untersuchungsgebieten (UG)Sandau und Rogätz. Einteilung der Biotoptypen nach Peterson undLangner (1992).
Biotoptyp UG Sandau UG RogätzFläche [ha] Anteil [%] Fläche [ha] Anteil [%]
Krautige Vegetation 910 37 543 21davon Grünland 648 26 412 16
Staudenflur 146 6 92 4Wildgrasflur/Calamagrostis 17 1 3 0
Flachmoor, Sumpf 67 3 32 1Magerrasen 32 1 4 0
Ackerflächen 692 28 1396 54Gewässer 329 13 276 11Wald 326 13 237 9Gehölze (Hecken u. Baumreihen) 101 4 57 2Bebauter Bereich 93 4 67 3Vegetationslose Fläche 36 1 17 1
Bei einem Vergleich der Biotop- und Nutzungstypen der beiden Untersuchungsgebiete zeigt
sich im Untersuchungsgebiet Rogätz eine überwiegend ackerbauliche Prägung mit mehr als
50% Ackerflächen. Diese dominierende Nutzungsform mag mit dem Auftreten von
bindigeren Böden zusammenhängen, aber auch mit der geringeren Überflutungshäufigkeit
und dem geringeren Grundwassereinfluss gegenüber dem Untersuchungsgebiet Sandau. Im
UG Sandau dominiert krautige Vegetation, landwirtschaftlich genutzte Grünlandflächen
besitzen hier mit 26% nahezu den gleichen Flächenanteil wie Ackerflächen (28%). Als
Resultat des im nördlichen Untersuchungsgebiet vorhandenen ausgeprägten Reliefs mit
einer Vielzahl trockener, sandiger und höher gelegener Standorte findet sich dort ein höherer
Anteil von Magerrasen. Der höhere Waldanteil im UG Sandau (13% gegenüber 9% im UG
Rogätz) ergibt sich durch dort vorhandene Kiefernforsten auf den Talsandinseln. Die Wälder
im Untersuchungsgebiet Rogätz sind überwiegend Laubmischwälder oder reine Laubwälder,
teilweise besitzen sie eine auwaldcharakteristische Artenzusammensetzung. Der höhere
Gehölzanteil im UG Sandau ergibt sich aus dem häufigeren Auftreten von Baumgruppen und
Einzelbäumen im ausgedehnten Außendeichbereich sowie aus der durch Hecken
gegliederten Feldflur.
15
3.3 Klima
Klimatische Einordnung der UntersuchungsgebieteDie Klimate beider Untersuchungsgebiete (UG) lassen sich nach Henning und Henning
(1977, zitiert in Liedtke und Marcinek, 1994) als subhumides Klima einordnen. Das UG
Rogätz ist durch ca. 65 Elbkilometer vom nördlicher liegenden UG Sandau getrennt. Für eine
genauere klimatische Einordnung der Untersuchungsgebiete liegen unterschiedliche Daten-
grundlagen vom Deutschen Wetterdienst (DWD) vor. In Tab. 4 findet sich eine Gegenüber-
stellung statistischer Niederschlagswerte an den verschiedenen Messstationen. Zu beachten
ist, dass die angegebenen langjährigen Mittelwerte z. T. aus verschiedenen Zeiträumen
stammen.
Tab. 4. Vergleich von Niederschlags-Wertegesamtheiten verschiedenerDWD-Stationen.Angegeben ist jeweils der mittlere Monatsniederschlag im Zeitraum und die darausaufsummierte Jahresniederschlagsmenge (Datenquelle DWD).
Station MD-Buckau
Glinden-berg
Burg beiMD
Magdeburg See-hausen
Havel-berg
Kamern
Zeit-raum
1970-2000
1970-2000
1970-2000
1991-2000
1961-1990
1991-2000
1970-2000
1970-2000
[mm]Jan 31 32 34 32 33 43 37 40Feb 27 29 31 27 31 35 28 31Mär 38 37 38 41 38 44 37 40Apr 32 32 34 32 40 35 31 34Mai 43 42 46 50 47 49 39 38Jun 60 54 57 55 62 59 57 61Jul 45 49 47 53 48 60 54 55Aug 50 48 53 64 51 55 52 50Sep 38 37 40 40 36 47 44 39Okt 31 32 35 38 29 46 37 35Nov 33 35 37 34 38 39 37 39Dez 41 42 43 45 41 47 45 50
Summe 470 469 494 511 494 559 499 512
Sowohl die Werte aus dem Untersuchungsgebiet selbst als auch von den benachbarten
Stationen lassen auf eine höhere Niederschlagssumme im nördlichen gegenüber dem
südlichen Untersuchungsgebiet schließen. Es handelt sich hierbei um einen mittleren Unter-
schied in der Größenordnung von 30-50 mm/Jahr (Tab. 4). In den vergangenen sechs
Jahren waren in Havelberg (UG Sandau) durchschnittlich mehr Tage mit Niederschlags-
ereignissen zu beobachten als in Glindenberg (UG Rogätz, s. Tab. 5). Im Bereich um
Glindenberg wirkt sich trotz größerer Entfernung noch der Regenschatten des Harzes aus
(LAU Sachsen-Anhalt, 2000). In den beobachteten Zeitraum fiel auch das sehr nieder-
16
schlagsreiche Jahr 1998 in Havelberg (824 mm) sowie das außerordentlich niederschlags-
arme Jahr 1996 (398 mm) in Glindenberg. Niederschlagssummen über 600 mm wurden im
Beobachtungszeitraum nur selten gemessen, über 700 mm nie. Die höchsten Niederschläge
treten in beiden Untersuchungsgebieten im Juli auf, die niedrigsten im Februar und April.
Die Schwankungen der Niederschlagssummen ist teilweise erheblich. In den vergangenen
sechs Jahren traten im Untersuchungsgebiet Sandau (Station Havelberg) Jahresnieder-
schlagssummen von 465 bis 824 mm auf, im UG Rogätz (Station Glindenberg) zwischen 398
und 526 mm. Im Zeitraum von 1970 bis 2000 ist die niedrigste gemessene Jahresnie-
derschlagssumme in Havelberg 287 mm, die höchste 662 mm (Faktor 2,3).
Tab. 5: Niederschlagssummen im Zeitraum 1995-2000 (Datenquelle DWD).Jahr Niederschlagssumme
[mm/a]Tage mit Niederschlag
[d/a]Havelberg Glindenberg Havelberg Glindenberg
1995 504 526 177 1731996 465 398 166 1531997 475 411 150 1391998 824 518 221 1921999 704 474 193 1692000 565 437 150 185Mittelwert 590 461 176 169
Die höchsten Temperatur-Monatsmittel (aus Tagesmittelwerten) sind mit 18,6 bzw. 18,7 °C
für Juli zutreffend, die niedrigsten mit 1,3 und 1,5 °C im Januar und Dezember (s. Abb. 5).
Abb. 4: Mittlere Klimawerte im Zeitraum 1991-2000 für die DWD Klima-station Seehausen (Datenquelle DWD).
Abb. 5: Mittlere Klimawerte im Zeitraum 1991-2000 für die DWD Klima-station Magdeburg (Datenquelle DWD).
Eine höhere mittlere Tagessonnenscheindauer für die Klimastation Magdeburg (Bezug: UG
Rogätz) bewirkt dort eine höhere mittlere Jahrestemperatur (1991 bis 2000) als in See-
hausen (Bezug UG Sandau): 9,5 °C bei durchschnittlich 4,7 Sonnenstunden pro Tag gegen-
über 9,2 °C bei 4,5 Sonnenstunden in Seehausen (s. Abb. 4 und Abb. 5). Auch im Winter
zeichnen sich in Magdeburg mildere Temperaturen ab: die durchschnittliche Zahl der Tage
mit einer Tagesmitteltemperatur < 0°C beträgt in Magdeburg 34,8, in Seehausen 36,2.
Die klimatischen Daten verdeutlichen die unmittelbare Nähe des Untersuchungsgebietes
Rogätz zum Mitteldeutschen Trockengebiet mit geringen Jahresniederschlägen (<500 mm)
und höheren Jahresdurchschnittstemperaturen.
17
Witterung und Klima im UntersuchungszeitraumDer Vergleich der Niederschlagsereignisse im Untersuchungszeitraum von 1998 bis 2000
zeigt in der Tendenz eine gute Übereinstimmung zwischen den Untersuchungsgebieten
(Abb. 6 und Abb. 7). Die Niederschlagsmengen in Seehausen sind von allen Stationen am
höchsten. Beispielsweise betrug der Monatsniederschlag im Oktober 1998 in Seehausen
über 140 mm, in Magdeburg dagegen um 95 mm. Die mittleren Niederschlagssummen
liegen im Untersuchungsgebiet Sandau in den drei Jahren deutlich über dem langjährigen
Mittel. Im UG Rogätz ist dies nur 1998 der Fall, 2000 ist der Wert sogar unterdurchschnittlich
(Tab. 5).
Die mittleren Jahrestemperaturen im Untersuchungszeitraum zeigen geringe Unterschiede
zwischen den Untersuchungsgebieten: in Magdeburg in den Jahren 1998, 1999, 2000 bei
9,7 °C, 10,3 °C und 10,5 °C, gegenüber 9,5 °C, 10,0 °C und 10,1 °C in Seehausen.
Abb. 6: Temperaturen und Niederschläge im Untersuchunszeitraum 1998-2000, DWD Station Seehausen (Datenquelle DWD), stellvertretend für dasUntersuchungsgebiet Sandau (Balken: Niederschläge, Linien: Temperatur).
Abb. 7: Temperaturen und Niederschläge im Untersuchungszeitraum 1998-2000, DWD Station Magdeburg (Datenquelle DWD), stellvertretend für dasUntersuchungsgebiet Rogätz (Balken: Niederschläge, Linien: Temperatur).
18
3.4 HydrologieDie Elbe umfasst ein Einzugsgebiet von 148.268 km². Sie mündet nach einer Lauflänge von
1091 km in die Nordsee. Knapp 2/3 der Laufstrecke wie auch des Einzugsgebietes liegen in
der Bundesrepublik Deutschland. Die größten Flussgebiete im Stromnetz der Elbe sind die
der Moldau, der Havel und der Saale. Weitere wichtige Nebenflüsse sind auf tschechischem
Gebiet die Iser, die Eger und die Bilina, auf deutschem Gebiet die Schwarze Elster und die
Mulde. Rund 30% des Elbeeinzugsgebietes liegen in tschechischen und deutschen
Mittelgebirgslandschaften, in denen die Speicherung von Niederschlag in Form von Schnee
eine große Rolle für den Landschaftswasserhaushalt spielt. Während hohe Abflüsse in der
Regel im Winter und Frühjahr auftreten, sind die Wasserstände im Spätsommer und Herbst
niedrig. Im Jahresverlauf können enorme Spannweiten in der Abflussmenge auftreten. Im
Zeitraum 1964-1999 lag der höchste Tagesabflusswert am Pegel Havelberg ca. 30x höher
als der niedrigste Abflusswert. Mittlere Abflüsse (MQ) betragen an der Grenze zwischen
Tschechischer Republik und der Bundesrepublik Deutschland (Elb-km 0) 315 m³/s, im
Untersuchungsgebiet Rogätz (Pegel Niegripp, Elb-km 343,6, Zeitraum 1964-1999) 584 m³/s,
im Untersuchungsgebiet Sandau (Pegel Havelberg, Elb-km 422,8, Zeitraum 1964-1999) 605
m³/s und an der Mündung in die Nordsee (Elb-km 1091) 877 m³/s.
Charakterisierung der Elbe in den UntersuchungsgebietenDas Untersuchungsgebiet Sandau liegt im Flussabschnitt zwischen den Elb-km 412 und
422. Die sich im Untersuchungsgebiet Sandau befindlichen Pegel Sandau (Elb-km 416,0)
und Havelberg UP (Elb-km 422,8) liegen in einer Distanz von 6,8 km. Die Pegel-
schwankungen bewegen sich am Pegel Sandau zwischen 24,10 und 29,25 m NN (� 5,2 m,
Standardabweichung 0,95 m) sowie am Pegel Havelberg Unterer Pegel (UP) zwischen 22,69
und 28,16 m NN (� 5,5 m, Standardabweichung 0,99 m). Der mittlere Pegelstand (MW) in
Sandau beträgt 25,89 m NN, jener am Pegel Havelberg UP 24,66 m NN. Der mittlere Abfluss
(MQ) liegt im Untersuchungsgebiet Sandau bei 605 m³/s. Bei einer Betrachtung der
Ganglinien im Zeitraum 1967-1999 zeigt sich im UG Sandau zwischen den beiden Pegeln
eine mittlere Höhendifferenz von 122 cm, was einem mittleren Gefälle von 17,9 cm/km Fließ-
strecke (0,179 ‰) entspricht. Durch die bei Elb-km 438 liegende Mündung der Havel in die
Elbe bei Gnevsdorf kann es in diesem Abschnitt zeitweise zu einer Gefälleumkehr kommen.
Im Untersuchungsgebiet Sandau weist die Elbe Breiten zwischen ca. 200 und ca. 450 m auf.
Die größten Flussbreiten befinden sich im Bereich Möwenwerder (Sandau Nord). Die
Wassertiefen bewegen sich im Bereich zwischen 2,5 und 2,8 m. Die Fließgeschwindigkeit
beträgt im Mittel ca. 0,9 m/s (Angaben entnommen aus TK1:10.000 des Untersuchungs-
gebietes).
19
Das Untersuchungsgebiet Rogätz erstreckt sich von Elb-km 341 bis Elb-km 351. Hier
befinden sich in einer Distanz von 7,1 km zwei Elbe-Pegel: Niegripp (Elb-km 343,6) und
Rogätz (bei km 350,7). Die Pegelschwankungen bewegen sich am Pegel Rogätz (Auf-
zeichnungszeitraum 1997-1999) zwischen 35,65 m NN und 40,84 m NN (� 5,2 m), etwas
größere Schwankungen treten am Pegel Niegripp auf (Zeitraum 1964-1999), sie liegen
zwischen 36,36 und 42,76 m NN (� 6,4 m). Mittlere Pegelstände (MW) liegen am Pegel
Rogätz bei 37,2 m NN, am Pegel Niegripp bei 38,5 m NN. Der mittlere Abfluss (MQ) beträgt
im Untersuchungsgebiet Rogätz 584 m³/s. Eine langfristige Betrachtung des Wasserspiegel-
gefälles ist hier nicht in dem Umfang möglich wie im Teilgebiet Sandau, da Pegeldaten vom
Pegel Rogätz erst seit 1997 vorliegen. Im Zeitraum 1997 bis 1999 zeigt sich ein mittleres
Wasserspiegelgefälle von 15,3 cm/km Fließstrecke (entsprechend 0,153 ‰). Die mittlere
Höhendifferenz der beiden Pegel (1997-1999) beträgt 109 cm. Der Pegel Niegripp wies im
Betrachtungszeitraum immer höhere Wasserstände auf, es kommt also nicht zu einer
Gefälleumkehr wie es im Bereich der Havelmündung der Fall ist.
Im Untersuchungsgebiet Rogätz hat die Elbe Breiten von 195 bis 300 m. Die Wassertiefen
liegen zwischen 3,8 und 4 m, die mittlere Fließgeschwindigkeit beträgt 1,2 bis 1,4 m/s
(Angaben entnommen aus TK 1:10.000 des Untersuchungsgebietes).
Damit ist die Elbe im flussaufwärts liegenden UG Rogätz schmaler, tiefer und weist eine
höhere Fließgeschwindigkeit als im UG Sandau auf.
In beiden Untersuchungsgebieten zeigen die Pegelstände Maximalwerte im April und ein
anschließendes Absinken bis September. Nach einem steilen Anstieg der Wasserstände von
September bis Januar folgt ein flacherer Anstieg von Januar bis April (Abb. 8). Im Teilgebiet
Rogätz treten größere Spannbreiten der Wasserstände auf, die Wasserstände sinken im
Sommer tiefer ab, die Höchstwerte im April sind höher und treten schneller ein als im
Teilgebiet Sandau.
Zwischen Wasserstand am Pegel und Abflussmenge Q besteht eine enge, nichtlineare Be-
ziehung. Als Folge davon ist der statistische Wert Mittelwasser (MW) als arithmetisches
Mittel der Wasserstände eines Zeitraumes nicht identisch ist mit MQ, dem arithmetischen
Mittel der Abflüsse. Die Nichtlinearität der Beziehung ist in der nichtlinearen Veränderung
des Fließquerschnittes bei geänderter Wasserführung begründet. Der Abfluss Q am Pegel
erweist sich aufgrund des wechselnden Wasserspiegelgefälles und unterschiedlich starker
Schwankungen der Pegelstände in den Untersuchungsgebieten als geeigneter für den
Bezug von Hochwasserereignissen auf Flächen oder Punkte. Daher sind im Folgenden zur
Kennzeichnung von hydrologischen Haupt- oder Dauerwerten Abflussmengen und nicht
Pegelstände angegeben.
Abb. 8: Langjährige Monatsmittel der Pegelstände in den Untersuchungs-gebieten (Datenquelle Wasser- und Schifffahrtsamt WSA Magdeburg).
20
Die Hochwasserjährlichkeiten besitzen in den Untersuchungsgebieten charakteristische
Eintrittswahrscheinlichkeiten (in Tagen pro Jahr). Niedrige Eintrittswahrscheinlichkeiten
(beispielsweise <1 Tag/Jahr) kennzeichnen dabei nicht jährlich auftretende Hochwasser-
ereignisse (Tab. 6).
Tab. 6: Hochwasserjährlichkeit, Eintrittshäufigkeit und durchschnittlicheDauer bei Eintreten des Ereignisses (Datenquelle RWTH Aachen).
UG Sandau: Pegel Havelberg UG Rogätz: Pegel RogätzEreignis Q [m³/s] durchschn.
Überflutungs-dauer [d]
stat. jährl.Eintrittshäufig-
keit [d]
Q [m³/s] durchschn.Überflutungs-
dauer [d]
stat. jährl.Eintritts-
häufigkeit [d]HQ2 1603 9,7 12,4 1705 9,8 11,9MHQ 1704 8,4 9,7 1776 10,0 10,0HQ3 1951 6,6 4,9 2029 6,9 4,5HQ5 2290 6,0 1,7 2393 6,0 1,5HQ10 2706 4,0 0,6 2795 4,0 0,6HQ20 3096 1,5 0,1 3154 1,5 0,1HQ50 3573 <0,1 <0,1 3563 0,0 <0,1HQ100 3895 <0,1 <0,1 3844 0,0 <0,1
Abflüsse im UntersuchungszeitraumWährend der Winter 1997/1998 insgesamt eher unterdurchschnittliche Wasserstände
brachte, war der folgende Winter 1998/1999 durch hohe Wasserstände sowohl im Novem-
ber/Dezember als auch im März/April gekennzeichnet (Abb. 9). Es traten in beiden Unter-
suchungsgebieten HQ3 bis HQ5 im Winter und HQ5 bis HQ10 im Frühjahr auf. Die Abflüsse
im Sommer können als normal bis unterdurchschnittlich bezeichnet werden. Im
Winter/Frühjahr 1999/2000 kommen wiederum Abflüsse mit HQ5 bis HQ10 vor. Das
Frühjahrshochwasser hielt hier außerordentlich lang an, ein schneller Rückgang begann erst
Ende April.
Abb. 9: Abflüsse im Untersuchungszeitraum 1998-2000, dargestellt amPegel Havelberg. Unterschiede im Untersuchungsgebiet Rogätz sind nichtdarstellbar.
21
4. Methodik
4.1 Feldarbeiten (Schürfe, Peilstangenbohrungen, Testflächen)Eine bodenkundliche Neukartierung des Untersuchungsgebiets war nicht Gegenstand der
Aufgabenstellung. Vielmehr sollten die Kenntnislücken über die Böden durch
Unterlagenauswertung und - von einem schematischen Raster unabhängige – Gelände-
arbeiten sowie durch ein umfangreiches Laborprogramm geschlossen werden. Nach der
Auswertung verfügbarer, bodenkundlich relevanter Unterlagen für das Untersuchungsgebiet
[geologische Karten i.M. 1:25.000, Karten der Bodenschätzung i.M. 1:10.000, Karten der
Mittelmaßstäbigen Landwirtschaftlichen Standortskartierung (MMK) i.M. 1:25.000 und
1:100.000, Karten der Forstlichen Standortserkundung i.M. 1:10.000] wurde eine Konzept-
bodenkarte i.M. 1:10.000 entworfen. Auf deren Grundlage sowie nach mehreren Übersichts-
befahrungen und Abstimmungen mit den Bearbeitern der weiteren Teilprojekte wurden die
Transsekte für die Peilstangenbohrungen, die Lagepunkte für die vorgesehenen Schürfe und
die Lage der Testflächen festgelegt. Die Peilstangenbohrungen, Schürfe und Testflächen
wurden so in repräsentativen Geländebereichen angesetzt.
Die Schürfe wurden mit dem Bagger meistens bis zu einer Tiefe von 2 m - sofern dies die
Grundwasserverhältnisse zuließen - ausgehoben. In der Regel lag die Schurfsohle im
Bereich 2...2,5 m, bei grundwasserbeeinflussten Standorten im Bereich 1...2 m unter Flur.
Die Lage der Schürfe wurde mit GPS eingemessen und auf topographischen Karten i.M.
1:25.000 (Anlagenband 1) dokumentiert. Die Fotodokumentation und bodenkundliche
Beschreibung der Schürfe ist im Anlagenband 1 enthalten.
Für die Peilstangenbohrungen (Handbohrungen) wurden die Schlagbohrer mindestens
1 m, ein großer Teil bis 2 m in den Boden eingeschlagen. Die Lage der Bohrungen wurde mit
Schrittmaß eingemessen und auf topographischen Karten i.M. 1:10000 (Anlagenband 3)
dokumentiert. Die bodenkundliche Beschreibung Peilstangenbohrungen ist im Anlagen-
band 3 enthalten.
Um den Ist-zustand der Elbauen im rezenten Überschwemmungsbereich (Außendeich) und
im gegenwärtigen eingedeichten Bereich (Binnendeich) erfassen zu können, wurden
gemeinsam von allen Teilprojektverantwortlichen 8 Testflächen ausgewählt. Von diesen
befanden sich jeweils 4 Testflächen in den Untersuchungsgebieten Sandau und Rogätz. Ihre
Anordnung erfolgte paarweise, wobei ein Testflächenpaar jeweils aus einer Außendeich-
fläche und einer Binnendeichfläche gebildet wurde. Die Lage geht aus den Übersichtskarten
der Untersuchungsgebiete im Anlagenband 4 hervor. Im Rahmen der bodenkundlichen
Untersuchungen erfolgte eine ausschnittsweise Detailkartierung der Böden der Testflächen
im Maßstab 1:500. Dazu wurden jeweils auf einer Fläche von 50x50 m insgesamt 25
Peilstangenbohrungen bis 2 m unter Flur durchgeführt. Der Abstand der Peilstangen-
22
bohrungen untereinander betrug 10 m, der Abstand der außenliegenden Bohrungen zum
Flächenrand betrug 5 m. Außerdem wurde für jede Testfläche ein Leitbodenprofil (Schurf)
angelegt. Die Ergebnisse der Testflächenkartierungen (Peilstangenbohrungen, Bodenkarten)
sind im Anlagenband 4 dokumentiert, die Schürfe der Testflächen im Anlagenband 1.
4.2 Bodenaufnahme, BodenkartenDie bodenkundliche Aufnahme der durchgeführten Peilstangenbohrungen und Schürfe
erfolgte nach den Richtlinmen der KA 4 (AG Boden, 1994) und nach der Systematik der
Böden und der bodenbildenden Substrate Deutschlands (AK Bodensystematik, 1998). Die
Ansprache, Kennzeichnung und Ausgrenzung der Böden erfolgt heute mit Hilfe der
Bodenform, welche sowohl vom Ausgangsgestein abhängige (Substrat-) Eigenschaften, als
auch bodengenetische Aspekte berücksichtigt (AG Boden, 1994). In der Bodennomenklatur
sind neben der Substratansprache, d.h. der Festsubstanz des Bodens (Korngrößen-
zusammensetzung), auch Angaben zur Substratgenese und zum vertikalen Substratwechsel
(Schichtaufbau innerhalb der Pedosphäre) bis 12 bzw. 20 dm (in Abhängigkeit vom sys-
tematischen Niveau) unter Flur enthalten. Durch die Nennung eines Bodentyps bzw.
Bodensubtyps wird der genetische Entwicklungszustand verdeutlicht, der sich im
wesentlichen auf Humusakkumulation, Vernässung (=Hydromorphie), abgelaufene
Verlagerungs-, Akkumulations- und Umbildungsprozesse bezieht. Eine differenzierte An-
sprache der Böden ist mit Hilfe der Bodenvarietäten möglich. Für die in den Profilbeschrei-
bungen ausgewiesenen Bodenvarietäten wurde auf die in Diskussion befindlichen Nomen-
klaturvorschläge des Arbeitskreises für Bodensystematik zurückgegriffen (schriftliche
Mitteilung von D. Kühn, 2001). Die ausgewiesenen Bodenvarietäten der Bodensubtypen
wurden mit folgenden Symbolen gekennzeichnet (Tab. 7).
23
Tab. 7: Ausweisung von Bodenvarietäten und deren Kennzeichnung (nachKühn, 2001)
Varietätenmerkmal Varietäten-symbol
Beispiel (Symbol) Bezeichnung der Varietät
Acker- ....p AB-GGp Acker-Vega-GleyAuen.. a.... aGGx Auen-Oxigleyeutroph ....r AB-GGr eutropher Vega-Gleykolluvial k..... kAB-GG kolluvialer Vega-Gleytiefvergleyt g4..... g4ABn tiefvergleye Vegakultotroph .....k SS-GGk kultotropher Pseudogley-Gleyvergleyt g.... gABn vergleyte Vegahaftnässevergleyt sh.... shABn haftnässevergleyte Vegalessiviert l..... lGG-SH lessivierter Gley-Haftpseudogleypseudovergleyt s…. sGG-AB pseudovergleyte Gley-Vega
Beim Symbol- oder Textausdruck der Bodenform wird zuerst der Bodensubtyp bzw. die
Bodenvarietät genannt, und an zweiter Stelle wird das Substrat angegeben. An folgendem
Beispiel wird die Bodenformenansprache als Symbol und in der Textfassung erläutert :
Bodenform gebildet aus Bodensubtyp und Substrattyp:
Symbol: AB-GG:f-l(Lf)/f-t(Tf)
sprachliche Fassung: Vega-Gley in Fluvilehm (aus Auenlehm) über Fluviton (aus Auenton)
Bodenform gebildet aus Bodenvarietät und Substratsubtyp:
Symbol: AB-GGp:fo-ll(Lf)/fo-ut(Tf)
sprachliche Fassung: Acker-Vega-Gley in Auennormallehm (aus Auenlehm) überAuenschluffton (aus Auenton)
24
Erläuterung:
AB-GG: Bodensubtyp Vega-Gley
AB-GGp: Bodenvarietät Acker-Vega-Gley, d.h. in Ackernutzung befindlicher Vega-Gley
: Doppelpunkt trennt die bodengenetische und die Substrat-Ansprache
f-l Substratkennzeichnung auf der Substratarten-Gruppe:
Fluvilehmlehm (Substrat an der Oberfläche)
fo-ll Substratkennzeichnung auf der Substratarten-Untergruppe:
Auennormallehm (Substrat an der Oberfläche) = detaillierterangegeben
als bei f-lf Genese: fluviatil gebildet, Fluvi....
fo Genese: fluviatil in Auen gebildet, Auen... = detaillierter angegeben als bei f
- Bindestrich trennt das Genesesymbol von den Symbolen für die Substrat-zusammensetzung
l Substratzusammensetzung: Lehm (Bodenartenhauptgruppe)
ll Substratzusammensetzung: Normallehm (Bodenartengruppe)
(Lf) Angabe der geologischen Herkunft (nach geologischer Nomenklatur) desSubstrats; hier Auenlehm (als geologischer Begriff)
/ Schrägstriche drücken die Substratmächtigkeit der ersten Schicht aus:
/ = >0,3.....0,7 m mächtig
//= >0,7...1,20 m mächtig
///= >1,20...2,00 m mächtig
f-t Substratkennzeichnung auf der Substratarten-Gruppe
Fluviton
fo-ut Substratkennzeichnung auf der Substratarten-Untergruppe:
Auenschluffton
f Genese: fluviatil gebildet, Fluvi........
fo Genese: fluviatil in Auen gebildet, Auen.....
- Bindestrich trennt das Genesesymbol von den Symbolen für die Substrat-zusammensetzung
t Substratzusammensetzung: Ton (Bodenartenhauptgruppe)
ut Substratzusammensetzung: Schluffton (Bodenartengruppe)
(Tf) Angabe der geologischen Herkunft (nach geologischer Nomenklatur) desSubstrats; hier Auenton (als geologischer Begriff)
25
Nach den durchgeführten Geländearbeiten ergaben sich Änderungsvorschläge für die
gegenwärtig gültige Bodensystematik, die in Kap. 5.3 aufgeführt sind. Es betrifft sowohl die
bodengenetische Ansprache als auch Vorschläge für die Erweiterung der Substrat-
systematik.
In der Natur wechseln die Böden meist auf kleinstem Raum. Das trifft besonders für die Auen
zu. Deshalb werden auf den Bodenkarten (siehe Kap. 5.1) Boden(formen)gesellschaftenausgewiesen. Die für die verschiedenen ausgegrenzten Kartiereinheiten formulierten Boden-
gesellschaften wurden nach der Unterlagenauswertung und nach den Geländearbeiten
(Schürfe, Peilstangenbohrungen) durch Präzisierung der Konzeptbodenkarte gebildet. Nach
Abschluss der Laborarbeiten erfolgte eine nochmalige Überprüfung. Für die Darstellung,
Benennung und Kennzeichnung der Kartiereinheiten wurden die nach dem Dominanzprinzip
ermittelten Leitbodenformen herangezogen (vergl. Tab. 9 und Tab. 12, Kap. 5.1). Das für
die Kartiereinheit vergebene Symbol auf den Karten und in den Tabellen zur Kennzeichnung
der Bodengesellschaften ist als Kurzsymbol ausgewiesen, das sich aus dem Symbol für
einen Leitbodentyp und für die vorherrschende Substratabfolge, hier lediglich angegeben
durch die dominierende Bodenart, zusammensetzt; z.B.: Symbol AB-GG:ls/s bedeutet:
Bodengesellschaft mit den Leitbodenformen Vega-Gley und Gley-Vega aus (Fluvi-)Lehm-
sand über (Fluvi-)Sand, wobei zur Symbolgebung nur der Vega-Gley herangezogen wurde.
Beim Substratsymbol für die Bodengesellschaft wurde auf das Genesesymbol aus Gründen
der Vereinfachung verzichtet (also ls/s und nicht f-ls/f-s). Bei der Beschreibung der
Bodenprofile wurde hingegen das komplette Bodenformensymbol dokumentiert (siehe
Anlagenband 1). Das Symbol der Bodengesellschaft (Kartiereinheit) ist also nur ein redu-
zierter Kurzausdruck für die Bodengesellschaft. Die Begleitböden (Begleitbodenformen) -
neben den Leitbodenformen in wesentlich geringerem Flächenanteil innerhalb der Kartier-
einheit vertreten - sind nicht einzeln aufgeführt, um die Lesbarkeit und Nutzbarkeit der
Bodenkarte zu erleichtern. Die Begleitböden ergeben sich aus den ausführlichen Legenden
zur den Kartiereinheiten, wo die Bodensubtypen und die Schwankungsbreite für die
Substratausbildung dokumentiert sind (siehe Tab. 9 und Tab. 12, Kap. 5.1). Auf den Boden-
karten ist nur eine Kurzlegende aufgedruckt, die ausführliche Legende für die Bodenkarten
sind in Tab. 9 und Tab. 12 (Kap. 5.1) dokumentiert. Während bei den Profilaufnahmen eine
Ansprache der Böden auf niedrigem bodensystematischen Niveau erfolgte (Bodenvarietät +
Substratsubtyp), muss zwangsläufig bei der Erstellung von Bodenkarten mit der Ausweisung
von Bodengesellschaften eine Aggregierung erfolgen, d.h. es werden Leitbodenformen eines
höheren systematischen Niveaus (Bodensubtyp + Substrattyp) herangezogen.
26
4.3 Bodenphysikalische und bodenchemische Untersuchungen
4.3.1 Probenahme
HorizontprobenAus den Bodenhorizonten wurden direkt aus der Profilwand Mischproben über die gesamte
Horizontmächtigkeit entnommen. Zur Klärung von Fragen der horizontalen und vertikalen
Stoffverteilung wurden zusätzliche Proben entnommen. Es handelt sich um Oberflächen-
proben von Acker- und Grünlandstandorten, wobei Proben von zehn Pürckhauer-Einstichen
bis 30 cm zu einer Mischprobe vereinigt wurden. Die Entnahme erfolgte ringförmig mit einem
Radius von 5 m um die Schürfe. Bei Waldstandorten erfolgte eine Beprobung der
organischen Auflage. Diese stellt eine Mischprobe der Streu aus 5 kreisrunden Probenahme-
punkten mit einem Durchmesser von je 30 cm dar. Die Beprobung erfolgte im Bereich der
Profilwand. An denselben Stellen wurden unabhängig von der Mächtigkeit des Oberbodens
die oberen 5 cm des Mineralbodens entnommen und ebenfalls zu einer Mischprobe
vereinigt. Weitere Zusatzproben stammen aus sehr mächtigen Horizonten (i.d.R. >60 cm
Mächtigkeit) oder aus Horizonten mit heterogener Morphologie. Bei deutlichen Körnungs-
oder Farbgradienten innerhalb eines Horizontes ist die Zusammenführung zu einer
Mischprobe nicht angezeigt und es wurde Material aus verschiedenen Tiefenstufen bzw. aus
den verschiedenen morphologischen Einheiten entnommen. Im Anlagenband 2 findet sich
eine Dokumentation von Mehrfachbeprobungen innerhalb eines Horizontes durch die An-
gabe von Labornummer (Probenbezeichnung), Entnahmetiefe und Grund der Mehrfach-
beprobung.
StechzylinderprobenNeben lagerungsgestörten Proben fand eine Entnahme von Bodenmaterial im ungestörten
Zustand mittels Stechzylindern statt. Sofern die Durchwurzelungsintensität und die Hori-
zontmächtigkeit dies zuließen, wurden je beprobtem Horizont fünf Stechzylinder mit einem
Volumen von 100 cm3 für die Porengrößenverteilung und drei mit einem Volumen von
250 cm3 zur Ermittlung der gesättigten Wasserleitfähigkeit vertikal entnommen.
Proben für Analysen im feldfrischen ZustandDie Analyse von pflanzenverfügbarem Stickstoff im Bodenprofil erfolgte auf einem ausge-
wählten, binnendeichs gelegenen Ackerschlag. Dazu wurde ein Raster mit 44 Probenahme-
punkten festgelegt, welche nach der ersten Beprobung im Herbst mit Magneten markiert
wurden, um eine Wiederfindung bei der zweiten Probenahme im Frühjahr zu gewährleisten.
Die Gitterpunkte des Probenahmerasters weisen Abstände von 100 m auf. Die Probenahme
erfolgte nach den Vorschriften des VDLUFA (VDLUFA, 1991) in zwei Tiefenbereichen (0 bis
27
30 cm und 30 bis 60 cm). Das Bodenmaterial wurde zur Vermeidung von Stoffumsetzungen
unmittelbar nach der Entnahme gekühlt.
Entnahme von BodenmonolithenAn voraussichtlich besonders aussagekräftigen und flächenrepräsentativen Profilstandorten
wurden zusätzliche Bodenmonolithe für in-situ Messungen von Wasserhaushalt und Redox-
geschehen entnommen. Dazu wurde im Bereich der Profilwand Boden in ungestörter
Lagerung für die Entnahme in einem Hart-PVC-Rohr (Länge 1,0 m, Durchmesser 30 cm)
freipräpariert. Aufgrund eines hohen Reibungswiderstandes des Bodenmaterials muss ein
Zwischenraum zwischen Entnahmerohr und Bodenmaterial von bis ca. 1,5 cm bei der Probe-
nahme toleriert werden.
4.3.2 Probenaufbereitung
Der Großteil der Laboranalysen wurde an lufttrockener Feinerde durchgeführt. Die Trennung
vom Grobboden erfolgte mit einem Edelstahl-Prüfsieb mit Maschenweite 2 mm. Bei bindigen
Proben erfolgte zuvor eine Zerkleinerung von Aggregaten mit einem Keramikmörser. Bei
Proben mit sehr hohem Tongehalt musste vorher teilweise ein maschinelles Zerdrücken auf
Aggregatgrößen < 1 cm durchgeführt werden.
Für die Bestimmung von Gesamtkohlenstoff und –stickstoff mit CHN-Elementaranalysator,
die Bestimmung der Gesamtelementgehalte mit Röntgenfluoreszenzanalyse und Analysen
im Königswasseraufschluss wurden staubfeine, wasserfreie Proben verwendet. Dazu wurde
die lufttrockene Feinerde der Proben vier Minuten mit einer Scheibenschwingmühle mit
Wolfram-Carbid-Einsatz staubfein vermahlen (Korngröße < 63 µm). Vor der Verwendung für
Analysen erfolgte eine Trocknung bei 105 °C.
Für die Gesamtelementanalyse mit RFA wurde bei einem Großteil der Proben eine geson-
derte Probenaufbereitung durchgeführt. Das Verfahren ist bei der Beschreibung der Methode
geschildert.
Das Bodenmaterial für die Bestimmung des mineralischen Stickstoffs (Nmin) wurde im Labor
unter Zuhilfenahme eines Edelstahl-Prüfsiebes mit Maschenweite 4 mm homogenisiert. Bis
zur Extraktion des Stickstoffs wurden die Proben über Nacht bei –25 °C gelagert.
Die Stechzylinder für die bodenphysikalischen Untersuchungen wurden im Labor gereinigt
und gegebenenfalls nachpräpariert, eine Lagerung bis zur Analyse erfolgte zur Reduzierung
von Umsetzungen sowie Austrocknung bei ca. 8 °C.
28
4.3.3 Bodenphysikalische Untersuchungen
Hydraulische LeitfähigkeitZur Bestimmung der hydraulischen Leitfähigkeit der Böden und Horizonte wurden
Messungen im Labor an Stechzylindern sowie Geländemessungen durchgeführt. Dabei
wurden lediglich dichtere und feinkörnigere Horizonte analysiert, die durch größere Wasser-
speicherkapazität und niedrige Wasserleitfähigkeit eine große Bedeutung für den Wasser-
haushalt der Standorte erwarten lassen. Die Wasserleitfähigkeit und Porenverteilung von
sandigen Horizonten wurden nach DIN 4220 (entsprechend AG Boden, 1994) aus den
Parametern Lagerungsdichte und Bodenart abgeschätzt.
Die Bestimmung der gesättigten Wasserleitfähigkeit erfolgte im Labor an vertikal ent-
nommenen Stechzylinderproben (Volumen 250 cm3) mit Hilfe eines Haubenpermeameters
nach Hartge (1966) (entsprechend DIN 19683 Teil 9, 1973).
Zur Präzisierung der Aussagen über die hydraulische Leitfähigkeit der Böden erfolgten im
Gelände an 8 repräsentativen Standorten (5 Standorte im Untersuchungsgebiet Sandau,
3 Standorte im Untersuchungsgebiet Rogätz) zusätzliche Messungen mit der Schurfversicke-
rungsmethode und einem modifizierten Guelph-Permeameter (18 bzw. 16 durchgeführte
Messungen). Diese Messungen wurden von der Fa. Geo-i-d, Hannover, durchgeführt. Mit
der Schurfversickerungsmethode und mit dem Modified-Guelph-Permeameter (MGP)
kommen zwei verschiedene Verfahren zum Einsatz, die im natürlichen Zustand am
ungesättigten Boden durchgeführt werden. Zur Sicherstellung der Verknüpfung von Labor-
und Geländeverfahren wurden aus den hier untersuchten Horizonten zusätzliche Stech-
zylinder analysiert.
Für die Messungen mit der Schurfversickerungsmethode wurden Schürfe mit ebener
Grundfläche von mindestens ½ m² Grundfläche angelegt. Nach Einstellung eines konstanten
Wasserspiegels im Schurf wird die pro Zeiteinheit in den Boden infiltrierende Wassermenge,
ermittelt. Das Wasser infiltriert bei diesem Verfahren sowohl aus dem Bohrlochboden als
auch aus den Bohrlochwandungen in den anstehenden Boden.
Bei den Messungen mit einem modifizierten Guelph-Permeameter (Modified Guelph
Permeameter nach Akkermann et al., 1999) wird die pro Zeit aus einem zylindrischen,
unverrohrten Bohrloch (Radius 4 cm) in den Boden infiltrierende Wassermenge bei zuvor
eingestellten konstanten Wasserständen (Wassernachfuhr durch Messgerät) gemessen.
Methodische Ausführungen finden sich bei Altermann et al. (1999, „Zwischenbericht 1999“),
Akkermann et al. (1999), Akkermann und Gieska (2000), Reynolds und Elrick (1987).
29
Wasserspannungskurve und PorengrößenverteilungDie bodenphysikalischen Untersuchungen zur Kennzeichnung des Porenraumes, der Luft-
und Wasserkapazität sowie der gesättigten Wasserleitfähigkeit erfolgen in ungestörter Lage-
rung an Stechzylindern mit 100 cm3 Volumen. Zur Bestimmung der Wasserspannungskurve
wurde die Überdruckmethode unter Verwendung keramischer Platten nach DIN 19683, Teil 5
(1973) herangezogen. Anschließend erfolgte eine Messung des Gesamtporenvolumens am
Vakuumluftpyknometer nach Langer (DIN 19683 Teil 13, 1997). Aus der Wasser-
spannungskurve wurde die Porengrößenverteilung berechnet, woraus die Parameter Feld-
kapazität, nutzbare Feldkapazität und Totwasseranteil resultieren.
KorngrößenverteilungDie Korngrößenverteilung wurde an je 20 g lufttrockener Probe durch ein kombiniertes Sieb-
und Pipettverfahren nach Köhn bestimmt (DIN 18123, Nasssiebung DIN 19683, Teil 1,
Pipettanalyse DIN 19683, Teil 2). Bei humosen Proben wurde ab organischen Kohlenstoff-
gehalten von >1% vor der Analyse eine Zerstörung der organischen Substanz mit H2O2
durchgeführt. Eisen- sowie Carbonatzerstörung (Böden sind alle carbonatfrei) fand nicht
statt. Die Berechnung der Anteile der Fraktionen in der Probe erfolgte mit Hilfe eines am
Institut für Bodenkunde verwendeten Datenbankmoduls (Berger, 1990). Verluste in der
Wiederfindung wurden bis 5 % der Einwaage toleriert.
4.3.4 In-situ-Messungen an Bodenmonolithen
Für die Teststandorte erfolgten in entnommenen Bodenmonolithen in-situ Messungen des
Wasserhaushaltes und Redoxgeschehens.
Die entnommenen Bodenmonolithe in Hart-PVC-Rohren mit 100 cm Länge und 30 cm
Durchmesser wurden so in einen Betonbehälter eingebaut, dass über ein Zulaufrohr Grund-
wasserschwankungen simuliert und gezielt eingestellt werden konnten. Bodenmonolithe von
sechs Profilstandorten des Untersuchungsgebiets Sandau wurden horizontweise mit je zwei
Druckaufnehmer-Tensiometern zur Messung der Saugspannung im Boden und je zwei
Platinelektroden zur Messung von Redoxpotentialen bestückt. An einem repräsentativen
Bodenprofil erfolgte im Labor die Messung der Bodentemperatur in drei Tiefen mit Pt100-
Messsensoren. Der Einbau der Böden im Labor gestattete eine kontinuierliche Messung un-
ter einheitlichen Temperaturbedingungen und damit eine genauere Zuordnung von dynami-
schen Prozessen zu Änderungen des Wassergehaltes im Boden. Der Einbau der
Bodenmonolithe ist in Abb. 10 und Abb. 11 dargestellt.
a) b) c)
Abb. 10: Bodenmonolithe: Entnahme und Einbau.
30
Abb. 11: Schema: Einbau der Bodenmonolithe im Labor.
Mit den hier verwendeten Tensiometern kann das Matrixpotential im Boden gemessen wer-
den, welches als Maß der Wassersättigung im Boden dient (Melchior, 1993). Jeder Druck-
sensor wurde vor dem Einbau einer individuellen Eichung unterzogen, bei der ein
Umrechnungsparameter ermittelt wird, mit dessen Hilfe die Berechnung des im Boden
vorliegenden Matrixpotentials aus dem gemessenen Strom durchgeführt werden kann. Eine
detailiertere Dokumentation von Aufbau und Messtechnik ist bei Melchior (1993) zu finden.
Die Messung des elektrischen Stroms, in welchen die Druckverhältnisse des Wassers im
Boden umgewandelt werden, erfolgt mit einem Multimeter Fluke 6080 A. Die Tensiometer
wurden in die Bodenmonolithen ca. 5 cm tief eingebaut.
In der vorliegenden Untersuchung wurden zur Messung des Redoxpotentials selbstgebaute
Platinelektroden verwendet (Bauprinzip nach Müller et al., 1985, abgeändert nach Pfisterer
und Gribbohm, 1989, detailierte Beschreibung bei Schmidt, 1998, schematisch dargestellt in
Abb. 12). Gemessen wird eine Spannung gegen eine Standard-Bezugselektrode mit
Argenthal-Ableitsystem (Inlab 301, Fa. Mettler Toledo). Die Bezugselektrode steht über eine
Salzbrücke mit 3 M KCl (Prinzip nach Veneman und Pickering, 1983) in Kontakt mit der
Bodenlösung. Die Messung der Spannung erfolgt mit einem Fluke-Multimeter 8060A. Vor
dem Einbau wurden die Sonden mit einer Redox-Pufferlösung auf Messgenauigkeit überprüft
und bei verschiedenen Temperaturen geeicht.
Abb. 12: Schematischer Bau der Redoxelektroden und Funktionsweise derSalzbrücken.
Ein repräsentativer Bodenmonolith wurde in drei Tiefen mit Pt100-Messensoren mit Vier-
leitertechnik zur Temperaturmessung bestückt. Gemessen wird hier mit einem Multimeter
Fluke 8060A der Widerstand im Sensor, der sich nahezu proportional zur Temperatur ändert.
Die Berechnung der Temperatur in °C erfolgt nach DIN IEC 751 (1983). Die Messgenauigkeit
beträgt +/- 0,3 °C. Der Einbau der Messsensoren in den Bodenmonolithen erfolgte ca. 5 cm
tief.
4.3.5 Bodenchemische Untersuchungen
Die bodenchemische Analytik erfasst folgende Parameter, die nach gängigen Standard-
methoden analysiert werden (vgl. VDLUFA, 1991, vgl. Schlichting et al. 1995):
� pH-Werte in 0,01 M CaCl2: DIN 19684 Teil 1 (1977).
� Gesamtkohlenstoff und -stickstoff mit Elementaranalysator CHN-O-Rapid Fa. Heraeus:
über Verbrennnung bei 970 °C und Ermittlung der Wärmeleitfähigkeitsänderung bzw.
eine Messung von bei der Verbrennung entstehenden Gasen.
31
� pedogene Eisen- und Manganoxide: Oxalatlösliches Eisen: Extraktion mit einem Oxal-
säure-Ammoniumoxalatgemisch nach Schwertmann (1964), Messung im Extrakt am
Atomabsorptionsspektrometer (Perkin Elmer 1100). Dithionitlösliches Eisen und -Man-
gan: Komplexierung mit Natriumcitrat und Extraktion mit Natriumdithionit nach Mehra und
Jackson (1960). Messung im Extrakt am Atomabsorptionsspektrometer (Perkin Elmer
1100).
� Austauschbare Kationen und Austauschkapazität: erschöpfende Extraktion mit 1 M
Ammoniumchloridlösung nach DIN ISO 11260 (1996), Messung der basischen Kationen
am Atomabsorptionsspektrometer (Ca, Mg) bzw. Atomemissionsspektrometer (K, Na).
Austauschbares Aluminium und austauschbare Protonen wurden mit Kaliumchlorid ex-
trahiert und ihre Menge über Titration bestimmt (nach Schlichting et al., 1995).
� Gesamtelementgehalte mittels Röntgenfluoreszensanalyse (RFA): aufgrund des hohen
Probenaufkommens erfolgte für die Messungen eine Aufteilung der Gesamt-
probenmenge, wobei die Analyse von RFA-Probengesamtheit 1 durch Herrn E. Eichwald
am Institut für Bodenkunde der Universität Hamburg und von RFA-Probengesamtheit 2
am UFZ Umweltforschungszentrum Leipzig-Halle GmbH, Leipzig, durch Herrn Dr. P.
Morgenstern durchgeführt wurde. Die Messungen erfolgten an verschiedenen Geräten
mit unterschiedlicher Probenvorbehandlung.
� RFA-Probengesamtheit 1 (Profile 1 bis 9 sowie A3182 bis A3185, A3201,
organmsche Auflagen sowie 5 cm Mineralboden von Waldstandorten): Messung der
Elemente Al, Ba, Ca, Cu, Cr, Fe, K, Mg, Mn, Na, Ni, P, Pb, S, Si, Ti, Zn mit Philips
Spektrometer PW 1404; Vorbehandlung der lufttrockenen Feinerde: 4 min Mahlen mit
Scheibenschwingmühle mit Wolfram-Carbid-Einsatz. Messung an Pulvertabletten mit
einem Gemisch aus 8 g Probe und 1,6 g HWC-Wachs.
� RFA-Probengesamtheit 2 (übrige Proben): Messung der Elemente Al, As, Ca, Cd
(>2 ppm), Cr, Cu, Fe, Hg (>2 ppm), K, Mg, Mn, Na, Ni, P, Pb, S, Si, Ti, V, Zn mit
Siemens Spektrometer SRS 3000. Vorbehandlung der lufttrockenen Feinerde: 15 min
Mahlen mit Achatkugelmühle. Messung an Pulvertabletten aus 4 g Probe und 0,8 g
Hoechst-Wachs. Für eine exakte Bestimmung der Hauptkomponenten wurde zu-
sätzlich ein Teil des Probepulvers mit Li2B4O7 verdünnt und zu Schmelzaufschlüssen
verarbeitet.
Die Verteilung der Proben auf die RFA-Probengesamtheit erfolgte nach räumlichen Krite-
rien um eine Vergleichbarkeit sicherzustellen. Ungeachtet dessen wird von einer Ver-
gleichbarkeit der Ergebnisse der Probengesamtheiten ausgegangen, da beide konform
sind mit DIN 51418, Teil 2 (1996). Die Messung an unterschiedlichen Geräten findet
nachfolgend keine Erwähnung mehr.
32
� Gesamtelementgehalte Cadmium, Quecksilber sowie Arsen aus dem Königswasserauf-
schluss: Aufschluss und Extraktion mit einem stark sauren Gemisch aus HCl und HNO3
nach DIN 38414, Teil 7 (1982). Messung der Elemente Cd, Hg und As am Atomab-
sorptionsspektrometer (Perkin Elmer 4100 ZL). Die Messung von Hg wurde dankens-
werterweise vom UFZ Umweltforschungszentrum Leipzig-Halle GmbH, Leipzig, durch-
geführt.
� Lösliche und leicht mobilisierbare Fraktion von Cadmium: Extraktion mit NH4NO3, an-
schließende Messung am Atomabsorptionsspektrometer (nach DIN 19730, 1997, Zeien
und Brümmer, 1989).
� pflanzenverfügbare Nährstoffe Phosphat und Kalium im Doppellactat (DL)-Auszug: Ex-
traktion mit Calciumlactatlösung, photometrische Messung von Phosphor (Perkin Elmer
Spectrophotometer 550), Messung von Kalium mit dem Atomemissionsspektrometer
Perkin-Elmer 1100 (nach VDLUFA, 1991).
33
4.4 Bodenzoologische UntersuchungenDie Untersuchungen der Bodentiere erfolgten in beiden Untersuchungsgebieten auf jeweils 4
Testflächen, die in Kap. 5.4 näher charakterisiert werden. Die Lage der Testflächen erlaubte
den Vergleich der Bodentierzönosen im rezenten Überschwemmungsbereich (Außendeich)
und im gegenwärtig eingedeichten Bereich (Binnendeich) der Elbauen.
Erfassung der BodentiereFolgende Methoden wurden zur Erfassung der Bodentiergruppen angewendet:
� Lumbriciden- Fang durch Handauslese bis 20 cm Tiefe auf 0,125 m2 Fläche je Wiederholung- anschließende Formalinmethode (5 l 0,02%ige Formalinlösung je Wiederholung)- pro Untersuchungstermin 4 Wiederholungen je Testfläche- Artenbestimmung unter Auflichtmikroskop- Bestimmung der Biomasse der Individuen mittels Präzisionswaage
� Collembolen- Fang durch Bodenprobenentnahme mittels Stechzylinder (Ø 45 mm) bis 10 cm Tiefe- pro Untersuchungstermin 8 Wiederholungen je Testfläche- Austreiben der Tiere in einer Macfadyen-High-Gradient-Apperatur mit Temperatur-
steigerung von 20°K auf 60°K im Verlauf von 9 Tagen- Artenbestimmung unter Durchlichtmikroskop
Die Probenahmen wurden an den in Tab. 8 enthaltenen Terminen durchgeführt:
Tab. 8: Termine der Probenahmen zur Untersuchung der Lumbriciden undder Collembolen in den Untersuchungsgebieten Sandau und Rogätz
Untersuchte BodentiergruppeProbenahme-termin
Untersuchungs-gebiet Lumbriciden Collembolen
16. Mai 2000 Sandau x x17. Mai 2000 Rogätz x x02. Juli 2000 Sandau x03. Juli 2000 Rogätz x15. August 2000 Sandau x x16. August 2000 Rogätz x x06. September 2000 Sandau x07. September 2000 Rogätz x04. Oktober 2000 Sandau x x05. Oktober 2000 Rogätz x x
Anzahl Probenahmetermine/Tiergruppe 6 10
34
AuswertungDie Auswertung der Fangergebnisse erfolgte mit Hilfe verschiedener biozönotischer
Parameter, die im folgenden erläutert werden.
Abundanz: Individuenzahl von Organismen bezogen auf eine Flächen- oder Raumeinheit.
Die Angabe von Abundanzwerten erfolgt im Bericht in Individuen/m2 nach linearer Um-
rechnung ausgehend von der erfassten Bodenfläche.
Artenspektrum: artenmäßige Zusammensetzung von Zönosen. Die Angabe des Arten-
spektrums beinhaltet die Artenzahl und die qualitative Artenzusammensetzung einer
Gemeinschaft.
Artenidentität (syn.: Artenähnlichkeit): Grad der Übereinstimmung im Artenspektrum im
Vergleich von Zönosen. Die Berechnung erfolgte durch den Sørensen-Quotienten
(Sørensen’s quotient of similarity) (in Schaefer und Tischler, 1983):
SQ [%] = 2c•100
a+b
a Artenzahl in Biotop 1b Artenzahl in Biotop 2c in 1 und 2 gemeinsam vorkommende Arten
Diversitätsindex: Ausdruck für die Mannigfaltigkeit (diversity) von Zönosen. Bestimmend für
die Höhe des Diversitätsindexes sind somit die Anzahl und die Individuendominanzen der
Arten.
Berechnung:
S
H’ = -� hi mit hi = pi • ln 1/pi
i=1
mit S Artenzahlhi partielles Informationsmaß der Art ipi Individuendominanz der Art i von 0.0...1,0
Individuendominanz (syn.: relative Häufigkeit): relative Individuenzahl einer Art im
Vergleich zur Gesamtindividuenzahl (Gesamtabundanz) einer Zönose.
Auf Grund der Verschiedenheit der untersuchten Bodentierzönosen kam bei der Auswertung
ein unterschiedliches Parameterspektrum zur Anwendung. Bei den Lumbriciden wurden die
Artenspektren, die Abundanz und die Individuendominanz ausgewertet. Aufgrund der
geringen Artenzahlen schieden hier die Parameter Artenähnlichkeit und Diversitätsindex aus.
Bei den Collembolen wurden dagegen alle aufgeführten Parameter in die Auswertung einbe-
zogen.
35
5. Die Böden und deren Eigenschaften vor und nach Deich-rückbau
5.1 Ausbildung und Verbreitung der BödenObwohl die Oberflächengestaltung in der Elbaue eine relativ einheitliche Bodenausbildung
erwarten lässt, ist eine große Vielfalt der Böden anzutreffen. Die Ausbildung der Elbauen-
böden ist im wesentlichen durch folgende Faktoren bestimmt:
� Substratausbildung (Mächtigkeit und Zusammensetzung der Auensedimente),� Wasserdynamik in der Aue (schwankender Grundwassereinfluß, Lage zum
Flusslauf und zum Deich, Auftreten von Qualmwasser),� Relief (Vorkommen höher liegender Talsandterrassen ohne holozäne Ablagerung
von Auensedimenten, Altwasserarme),� Bodennutzung,� anthropogene Einwirkungen.
Die heute verbreiteten Böden sind das Ergebnis des Zusammenspiels der genannten
Faktoren. Es liegt ein kleinflächiger Bodenwechsel vor, so dass nur eine Ausgrenzung von
Bodengesellschaften möglich ist. Bei der bodensystematischen Einordnung der Böden in der
Elbaue wurden z.T. Defizite in der Bodensystematik festgestellt, die im Kap. 5.3 behandelt
werden.
Eine Übersicht über die im gesamten Untersuchungsraum vorkommenden Leitbodenformen
vermittelt die Abb. 13. Die Leitbodenformen sind Bestandteile der ausgewiesenen
Boden(formen)gesellschaften (Kartiereinheiten).
Die Boden- und Substratunterschiede zwischen beiden Untersuchungsgebieten bringen Abb.
14 und Abb. 15 zum Ausdruck. Der höhere Anteil der Gruppe der Regosole, Gley-Regosole
und Regosol-Gleye ist auf die im Sandauer Wald und Umgebung vorkommenden Talsande
zurückzuführen. Die Paternien im Sandauer UG sind durch dort verbreiteten jüngere
Flussanschwemmungen bedingt. Die hydrologischen Unterschiede zwischen beiden
Untersuchungsgebieten veranschaulicht die Dominanz der Vegas und Vega-Gleye im
Rogätzer Raum einerseits und die der Vega-Gleye und Gley-Vegas im Sandauer Gebiet
andererseits. Der höhere Anteil der Sande im Sandauer Untersuchungsgebiet wird auch
durch den deutlich höheren Anteil der Sandsubstrate (Sand; Sand über Lehm; Sand über
Ton) gegenüber dem Rogätzer Raum dokumentiert, die Tondominanz im letztgenannten
Gebiet wird ebenfalls sichtbar (Abb. 14).
36
Bodensubtypen Substrattypen
OLn oj-s
RQn oj-l
PP-RQ oj-t/f-t
GG-RQ f-s
PP-BB f-ls/f-s 2)
GG-SS f-bs 3)
AB-SS 1) a-s/f-l
AQn f-s/f-l
GG-AQ f-s/f-t
ABn f-l\f-s
GG-AB f-l/f-s
SS-AB 1) f-l/f-bs 3)
GGn f-l//f-s
GGa f-l
RQ-GG f-l/f-t
SS-GG f-t/f-s
AB-GG f-t//f-s
AQ-GG 1) f-t/f-l//f-s
GNn f-t
1) Bodensubtyp neu gebildet, in der Bodensystematik (DBG 1998) nicht ausgewiesen2) Sand wurde hier auf der Substrattyp-Ebene differenziert und als ls ausgewiesen3) Substrattyp neu gebildet, in der Bodensystematik (DBG 1998) nicht ausgewiesen
Abb. 13: Leitbodenformen (gebildet aus Bodensubtyp und Substrattyp) derUntersuchungsgebiete Sandau und Rogätz
37
Abb. 14: Flächenanteile der Leitbodentypen-Gesellschaften in den Unter-suchungsgebieten Sandau und Rogätz.
Abb. 15: Flächenanteile der Substrat-Gesellschaften (Bodenarten-Abfolgen)in den Untersuchungsgebieten Sandau und Rogätz.
Die im Untersuchungsgebiet Sandau vorherrschenden Boden(formen)gesellschaften
(Kartiereinheiten) sind in der Abb. 16 wiedergegeben.
Abb. 16: Vorherrschende Bodengesellschaften im UntersuchungsgebietSandau
Die Vega-Gleye sind im Sandauer Untersuchungsgebiet am häufigsten, sie kommen in sehr
verschiedenen Substratausprägungen (schwankende Mächtigkeiten und Zusammensetzung
der Auensedimente) vor. Es dominieren die Bodengesellschaften AB-GG:l//s und AB-GG:l/s
(Vega-Gley aus Lehm bis Ton über tiefem Sand und Vega-Gley aus Lehm über Sand). Der
Sand im Liegenden der Auensedimente fungiert als Grundwasserleiter. Das jahreszeitlich
stark schwankende Grundwasser beeinflusst in unterschiedlichem Maße die basalen und
mittleren Bereiche der Auensedimentdecke. Gespanntes Grundwasser prägt die Böden bei
tonigem Substrat. Die Tone dichten den Grundwasserleiter nach oben ab, deshalb sind die
Böden aus mächtigen Auentondecken weniger durch Grundwasser vernässt. Andererseits
kann das gespannte Grundwasser an sog. „Fenstern“ als Druckwasser bis an die Oberfläche
gelangen, und als Stauwasser – ebenso wie das Niederschlagswasser – bei den Auentonen
eine (zusätzliche) Stauvernässung, z.T. mit Nassstellen, verursachen. Nassgleye, Gleye und
Auengleye sind im wesentlichen auf die Altwasserläufe beschränkt. Paternien kommen
meistens nur in Flussnähe vor, es handelt sich um relativ junge Böden auf jungen sandigen
Aufschotterungen. Auf den in beachtlichen Anteilen vorkommenden Talsanden nördlich von
Sandau und westlich von Wulkau, die meist unmerklich in die Aue übergehen und nur im
Gebiet des Sandauer Waldes wenig über der Höhenlage der Aue liegen, dominieren Gley-
Regosole aus Sand. Diese sind durch anthropogen bedingte Grundwasserabsenkung ge-
kennzeichnet. In den Dünengebieten des Sandauer Waldes verzahnen sich diese Böden mit
- nur geringe Flächenanteile einnehmenden - mehr oder weniger podsolierten und z. T.
verbraunten Böden. Stark anthropogen beeinflusste Böden entstanden im Untersuchungs-
gebiet Sandau durch Tonabbau. Hier wurde zuerst der humose Oberbodenhorizont
abgetragen und aufgehaldet, und danach Tone des Unterbodens/Untergrundes in einer
Mächtigkeit von etwa 6...10 dm als Ziegelrohstoff gewonnen. Anschließend erfolgte der
Wiederauftrag des humosen Bodenmaterials. Diese Standorte fallen heute durch ihre
geringere Höhenlage – im Vergleich zur unverritzten Umgebung – auf. Erkennbar ist das an
den höher gelegenen angrenzenden Wegen. Das Bodenprofil dieser Tonböden in der Elbaue
ist also verkürzt. Lokal erfolgten in unmittelbarer Flussnähe sandige Aufschüttungen infolge
38
militärischer Nutzung bzw. durch Uferbefestigungen, so dass in diesen Bereichen heute
Lockersyroseme verbreitet sind.
Die Verbreitung der Bodengesellschaften ist in den Kartenbeilagen ausgewiesen (s. S. 39
und 39). Die detaillierte Kennzeichnung der ausgegrenzten Bodengesellschaften erfolgt in
Tab. 9 (S. 39). Der Flächenanteil (ha) sowie die Anzahl der Einzelflächen der verschiedenen
Bodengesellschaften (Kartiereinheiten) ist in Tab. 10 (S. 39) angegeben. Der Profilaufbau
der Böden geht aus der Fotodokumentation und der Beschreibung der Bodenprofile im
Anlagenband 1 hervor. Die für die einzelnen Kartiereinheiten repräsentativen Bodenprofile
sind ebenfalls in Tab. 10 (S. 39) aufgelistet. Dabei sind die Profile mit den Nummern 1, 2, 3,
4, 5, 6, 7 im Anlagenband 1 nicht beschrieben, da es sich hierbei um Profile aus einer
Diplomarbeit handelt, die dort bereits dokumentiert sind (Eisenmann, 1999).
Die meisten Böden des Untersuchungsgebiets Sandau werden ackerbaulich und auch als
Grünland genutzt. Im Hinterland des Deiches dominiert eindeutig die Ackernutzung, wobei
für fast alle Kartiereinheiten aber auch die Grünlandnutzung kennzeichnend ist. Nur die
Nassgleye und die meisten Flächen mit Auentonen werden ausschließlich als Grünland
bewirtschaftet. Große Teile der Talsandterrasse (einschließlich der Dünengebiete) sind der
forstlichen Nutzung vorbehalten. Die Ackernutzung beschränkt sich in den Talsandgebieten
um den Sandauer Wald (Gley-Rogosol aus Sand) auf Bereiche, die zumindest ab etwa
8 ..9 dm unter Flur noch grundwasserbeeinflusst sind. Das Außendeichgebiet dient aus-
schließlich der Grünland(Weide-)nutzung. Die dominierende Nutzung für die auskartierten
Bodengesellschaften ist in Tab. 11 (S. 39) ausgewiesen. Der agronomische Wert der Böden
kann durch die Bodenzahlen bzw. Grünlandgrundzahlen der Bodenschätzung
wiedergegeben werden. Diese Zahlen spiegeln im sandigen Elbauenbereich meistens
geringwertige, selten mittlere Böden wider. Mittlere Böden, z.T. auch bessere stellen die
lehmigen und tonigen Auenböden dar. Dabei sind die Grünlandböden meistens geringer
bewertet, insbesondere bei den tonigen Standorten, als die Ackerböden. Die Schwankungen
der Wertzahlen für die verschiedenen Kartiereinheiten sind in Tab. 11 (S. 39) zusammen-
gestellt.
39
Abb. 17: Karte: Bodengesellschaften Sandau-Nord.
Abb. 18: Karte: Bodengesellschaften Sandau-Süd.
Tab. 9: Bodenausbildung und Substrataufbau der Kartiereinheiten imUntersuchungsgebiet Sandau (Legende zur Bodenkarte).
Tab. 10: Flächenstatistik und Belegung durch Bodenprofile für dasUntersuchungsgebiet Sandau
Tab. 11: Bewertung der Kartiereinheiten nach Bodenschätzung unddominierende Bodennutzung für das Untersuchungsgebiet Sandau.
Die im Untersuchungsgebiet Rogätz vorherrschenden Boden(formen)gesellschaften
(Kartiereinheiten) sind in der Abb. 19 wiedergegeben.
Abb. 19: Vorherrschende Bodengesellschaften im UntersuchungsgebietRogätz
Im Unterschied zum Untersuchungsgebiet Sandau ist der Grundwassereinfluss auf die
Böden im Rogätzer Raum deutlich geringer (vergl. auch Kap. 3.4). Außerdem herrschen hier
die tonigen Auenböden vor. Die Bodengesellschaft mit der Leitbodenform Gley-Vega aus
lehmunterlagertem Auenton über tiefem Sand dominiert. Danach folgen die Vega-Gleye und
Gley-Vegas aus sandunterlagertem, mächtigem Auenlehm. In den geringfügig höher
gelegenen Auengebieten mit gleicher Substratfolge sind allerdings Vegas verbreitet. Die
Vergleyung ist in den Auenbereichen mit jüngeren Auensedimenten (Subatlantikum)
intensiver ausgeprägt als in den älteren Sedimentationsräumen (Subboreal, Atlantikum;
Differenzierung durch Rommel, 1998). Das trifft für den Nordteil des Untersuchungsgebietes
Rogätz zu (Kuhwerder, Ohre-Zuflussgebiet). Kaum unter Grundwassereinfluss innerhalb der
Bodendecke stehen die forstlich genutzten Gebiete mit Vega-Pseudogleyen, die eine
mächtige Auentondecke aufweisen. Der >2 m mächtige Ton dichtet den liegenden sandigen
Grundwasserleiter meistens völlig ab. Allerdings sind die Vega-Pseudogleye durch
Staunässe geprägt. Diese Böden werden nach der gültigen Bodensystematik nicht zu den
klassischen Auenböden gezählt (siehe Kap. 5.3). Bei den sandigen Elbauenböden
dominieren Gley-Vegas und Gleye im oben bereits genannten jüngeren Sedimentations-
gebiet. Gleye und Nassgleye sind die am stärksten durch Grundwasser geprägten Auen-
böden. Sie sind auf den Ohre-Flusslauf und das Ohre-Mündungsgebiet beschränkt und lokal
auch am Elbrand vorkommend. Anthropogene Einwirkungen veränderten die natürliche
Bodendecke im Uferbereich der Elbe. Bei der Beseitigung von Hafenanlagen wurden Sand
und Steinpackungen aufgeschüttet, so dass dort heute Regosole und Gley-Regosole
verbreitet sind. Kleinflächig kommen auch Lockersyroseme am Elbufer (Uferbefestigungen)
40
vor. Im nördlichen Teil des Untersuchungsgebiets (Ohre-Mündungsgebiet, zwischen Ohre-
lauf und nördlichem Auenrand) wurde Auenlehm abgebaut und früher in der unmittelbar dort
ansässigen Ziegelei verarbeitet. Die hier verbreiteten Gleye aus Sand (Flusssand, Auen-
sand, -kies) entstanden also durch Bodenabtrag, so dass heute das Liegende der Auen-
sedimentdecken die Oberfläche bildet. Daneben sind in diesem Abbaugebiet aber auch noch
Auenlehmdecken oder deren Reste vorhanden. Etwa 2 km südwestlich von Heinrichsberg
wurde Ton abgebaut. Die Abbauflächen wurden mit lehmig-sandigem Material verfüllt, so
dass hier heute Regosole und Gley-Regosole vorkommen. Durch Sand- und Kiesabbau ist
eine größere Wasserfläche im südlichen Untersuchungsteil entstanden, und die Böden um
diesen See sind stark anthropogen beeinflusst (Umlagerungen, lokale Aufschüttungen usw.).
Die Verbreitung der Bodengesellschaften ist in den Kartenbeilagen ausgewiesen (s. S. 41
und 41). Die detaillierte Kennzeichnung der ausgegrenzten Bodengesellschaften erfolgt in
Tab. 12 (S. 41). Der Flächenanteil (ha) und die Anzahl der Einzelflächen der verschiedenen
Bodengesellschaften (Kartiereinheiten) ist aus Tab. 13 (S.41) ersichtlich. Den Aufbau der
Bodenprofile vermittelt deren Beschreibung und die Fotodokumentation im Anlagenband 1.
Die für die einzelnen Kartiereinheiten repräsentativen Bodenprofile sind in Tab. 13 (S.41)
aufgeführt.
Die sandigen Elbauenböden werden meistens als Grünland genutzt, und nur die Gley-Vegas
und Vega-Gleye aus lehmsandigen Decken sind Ackerstandorte. Bei den lehmigmn
Elbauenböden dominiert die Ackernutzung, die z.T. auch im Außendeichgebiet im Bereich
einer etwas höheren Geländestufe anzutreffen ist. Die Vega-Pseudogleye aus Ton werden
ausschließlich forstlich genutzt, und nur bei Tondecken unter 15...20 dm Mächtigkeit liegen
Ackerböden vor. In diesen Fällen erreichen die Tongehalte auch meistens nicht die hohen
Werte der Waldböden. Gleye und Nassgleye werden fast ausschließlich als Grünland
bewirtschaftet, überwiegend auch die anthropogenen Standorte. Die dominierende Nutzung
für die auskartierten Bodengesellschaften ist in Tab. 14 (S. 41) ausgewiesen.
Die Bodenzahlen bzw. Grünlandgrundzahlen der Bodenschätzung spiegeln im sandigen
Elbauenbereich meistens geringwertige Böden wider, wobei die Böden mit lehmsandigen
Auendecken bereits zu den mittleren Böden überleiten. Die besten Böden mit den höchsten
Bodenzahlen (bis >70) erreichen die Vegas, Gley-Vegas und Vega-Gleye aus Auenlehmen.
Das trifft – etwas eingeschränkt – auch für die landwirtschaftlich genutzten Böden aus Auen-
tonen über Sand zu. Generell sind die Grünlandböden meistens geringer bewertet als die
Ackerböden. Die Schwankungen der Wertzahlen für die verschiedenen Kartiereinheiten sind
in Tab. 14 (S. 41) aufgeführt.
41
Abb. 20: Karte: Bodengesellschaften Rogätz Nord
Abb. 21: Karte: Bodengesellschaften Rogätz Süd
Tab. 12: Bodenausbildung und Substrataufbau der Kartiereinheiten imUntersuchungsgebiet Rogätz (Legende zur Bodenkarte).
Tab. 13: Flächenstatistik und Belegung durch Bodenprofile für dasUntersuchungsgebiet Rogätz
Tab. 14: Bewertung der Kartiereinheiten nach Bodenschätzung unddominierende Bodennutzung für das Untersuchungsgebiet Rogätz.
5.2 Entwicklung der BödenDie Böden der Elbaue entstanden durch Ablagerung von Auensedimenten in verschiedenen
Abschnitten des Holozäns. Spätglaziale Auensedimente sind nicht auszuschließen, aber die
entscheidende Sedimentation begann mit der Besiedlung und Inkulturnahme des Umlandes
der Auen. Klimaschwankungen und Klimakatastrophen verstärkten oder verlangsamten den
Sedimentationsprozess. Auensedimente setzen sich überwiegend aus umgelagertem
Bodenmaterial mit unterschiedlichen Humusgehalten zusammen. Humusgehalt, Körnung
und Färbung dieser Sedimente wurden durch deren Herkunftsgebiet, den Anteil von
verlagertem Bodenmaterial und die Sedimentationsbedingungen (Fließgeschwindigkeit des
Überflutungswassers) bestimmt. Vor der Eindeichung bildeten sich hydromorphe Böden, die
durch unterschiedlichen Grundwasser-, Stauwasser-, Überschwemmungswasser-Einfluss
und unterschiedliche Sedimentationsraten von sandigen bis tonigen Auenmaterialien geprägt
wurden. In einigen etwas höher gelegenen Auenbereichen konnte – zumindest vorüber-
gehend – im Holozän auch eine terrestrische Bodenbildung ablaufen, so dass z.B. im
Sandauer Wald schwach verbraunte Böden vorkommen. Erst mit der Eindeichung wurde die
landwirtschaftliche Nutzung der Auenböden möglich und der Überschwemmungswasser-
Einfluss auf die Außendeichbereiche beschränkt. Im Außendeichgebiet erfolgten weiterhin
Erosion und Sedimentation, und die Böden werden ständig beeinflusst und verändert (Sand-,
Lehmbänder in den Auensedimenten, Humuszufuhr). Im Hinterland des Deiches trat mit der
Eindeichung Druckwasser auf. Flussbegradigungen und Meliorationen in verschiedenen
Etappen (Anlage von Grabensystemen) bewirkten eine Verringerung des hydromorphen
Einflusses (Grundwasserabsenkung). Die Böden wurden jedoch in ihrem Aufbau nicht
wesentlich verändert. Intensivlandwirtschaft hatte für die Böden ein Nährstoffüberangebot
zur Folge.
Mit der Deichrückverlegung unterliegen heute eingedeichte Gebiete der Überschwemmung,
und sie werden durch erneute Sedimentation im Oberboden verändert. Die Sedimentations-
42
raten und die Zusammensetzung der neuerlichen Auenablagerungen werden in Abhängigkeit
von der Entfernung vom Flusslauf und vom Kleinrelief unterschiedlich sein. Die Sedi-
mentationsraten werden unter den gegenwärtigen klimatischen Bedingungen und Nutzungs-
verhältnissen im Einzugsgebiet wenige mm pro Jahr nicht überschreiten (s.a. Schwartz,
2001). In bestimmten Teilen der Aue werden die Böden wieder stärker vernässen – im
wesentlichen durch Überschwemmungswasser und kaum durch ansteigendes Grundwasser
bedingt - was vor allen Dingen Nutzungsänderungen (Reduzierung des Ackerbaus) zur
Folge haben wird. Der Bodenaufbau wird sich jedoch mit Deichrückbau in absehbarer Zeit
kaum verändern. Nutzungseinschränkungen infolge Deichrückverlegung erfordern eine neue
landwirtschaftliche Bewertung durch die Bodenschätzung. Dabei werden die gegenwärtigen
zutreffenden Bodenzahlen dann nicht mehr erreicht.
5.3 Hinweise für die Klassifikation von Böden in AuenAn diesem Kapitel hat entscheidend Herr Dipl. Agr.-Ing. Jörg Rinklebe (UFZ Leipzig-Halle
GmbH) mitgewirkt.
Die Klassifikation von Auenböden ist in ständiger Diskussion, wie z.B. Schröder (1979),
Benzler (1981), Schirmer (1991), Gröngröft und Schwartz (1999), Wiechmann (1999),
Rinklebe et al. (2000) zeigen. Bei den bodenkundlichen Arbeiten verschiedener Fach-
kollegen und der Autoren im Gebiet der mittleren Elbe erwies sich die Ansprache der Auen-
böden nach der deutschen Bodensystematik, speziell nach der bodengenetischen
Systematik (AK Bodensystematik, 1998), als zum Teil problematisch, Unschärfen und
Defizite wurden deutlich.
5.3.1 Stellung der Auenböden in der deutschen Bodensystematik
Die Auenböden sind in der deutschen Bodensystematik als Klasse innerhalb der Abteilung
der semiterrestrischen Böden ausgewiesen. Sie sind als Böden aus holozänen fluviatilen
Sedimenten in Fluss-/Bachtälern mit z.T. periodischer Überflutung, in der Regel durch stark
schwankendes Grundwasser (mit dem Flusswasserspiegel in Verbindung stehend) und mit
der Obergrenze des aG unterhalb 8 dm definiert. Bei Übergängen zum Gley liegt der aG im
Bereich 4-8 dm. Nach der Bodensystematik haben die Auenböden eine morphologische und
standörtliche Bindung an die Aue. Jedoch können gemäß Definition nicht alle untersuchten
„typischen“ Böden der Elbaue der Klasse der Auenböden zugeordnet werden.
43
Gegenwärtig verteilen sich die Böden der Auen auf verschiedene Bodenklassen, sogar auf
2 Abteilungen:
Abteilung semiterrestrische Böden:Klasse Auenböden:
Typen: Rambla, Paternia, Kalkpaternia, Tschernitza, Vega
Klasse Gleye:Subtypen: Auengley, Vega-Gley
(weitere Gleye in Auen vorkommend)Abteilung terrestrische Böden:Klasse Pelosole:
Varietät: Auenpelosol
Klasse Braunerden:Varietät: Auenbraunerde
Klasse Lessives: Varietät: Auenparabraunerde
Klasse Podsole: Varietät: Auenpodsol
Klasse Stauwasserböden: Varietät: Auenpseudogley
Die Typen der Klasse der Auenböden und die genannten Varietäten der terrestrischen
Böden sind durch Auen(grundwasser)dynamik gekennzeichnet, die der Klasse der Gleye
durch Gleydynamik. Die Gley-Vegas und Vega-Gleye (letztere in der Elbaue im Raum
Sandau-Havelberg weit verbreitet) sind aber häufig kleinflächig vergesellschaftet, obwohl die
Grundwasserdynamik nicht kleinflächig wechselt. Somit ist die systematische Einordnung
beider genannter Subtypen in unterschiedliche Bodenklassen nicht begründbar. Die gegen-
wärtig unterschiedliche bodensystematische Stellung der Böden in Auen kann am besten mit
der Bodenformenansprache und durch die ersatzlose Streichung der Klasse der Auenböden
überwunden werden.
44
Folgende Böden treten in der Aue auf, sind jedoch in der derzeit gültigen Bodensystematik
weder in der Klasse der Auenböden noch in anderen Bodenklassen ausgewiesen:
Paternia-Gley: Bei der Gley-Paternia liegt definitionsgemäß die Obergrenze des aGoim Bereich von 4-8dm unter Flur. Es kommen aber auch Paternien mit einem aGo-Horizont höher als 4 dm unter Flur vor, die dann als Paternia-Gleye anzusprechensind.
Gley-Tschernitza, Tschernitza-Gley: Innerhalb des Bodentyps Tschernitza istausschließlich die (Norm-) Tschernitza definiert. Die Vergleyung kann gegenwärtignur auf dem Niveau der Bodenvarietät (aGo - Horizont in einer Tiefe von 8-13 dmunter Flur) ausgedrückt werden. Bei höher reichendem Go sind genannte Subtypenerforderlich. (Rinklebe et al., 2000).
Gley-Rambla: Die Rambla wird nur als Norm-Rambla in der Bodensystematikgeführt, mit einem tiefer als 8 dm liegenden aG-Horizont. Bereits durch Gröngröft undSchwartz (1999) wurde gefordert, die Gley-Rambla als Subtyp aufzunehmen.
Die Definition des Auengley (Subtyp der Gleye) führt zwangsläufig zu Unsicherheiten in der
Bodenansprache. Für den Auengley wird ein aGo-Horizont oberhalb 4 dm und ein aGr-
Horizont nicht unterhalb 8 dm unter Flur gefordert. Meistens beginnt aber der aGr in
Flusslandschaften tiefer (z.T. unterhalb 20 dm oder nicht ausgebildet). Konsequenterweise
müssten diese Böden als Oxigleye oder – einem Vorschlag von Gröngröft und Miehlich
(1998) folgend - als Wechselgleye aus Auensubstrat angesprochen werden. Andererseits
könnte die geforderte aGr-Tiefengrenze beim Auengley aufgehoben werden (Rinklebe et al.,
2000).
Die Unterscheidung von Rostflecken durch Grundwasser- oder Staunässeeinfluss ist bei
bindigen Substraten nicht sicher möglich, da Interferenzen beider Vernässungen in der Aue
nebeneinander auftreten. Hier folgen wir dem Vorschlag von Gröngröft und Schwartz (1999),
die die Einführung des Bodentyps Amphigley zur Zusammenfassung der Gley-Pseudogleye
und Pseudogley-Gleye anregten (Amphigley bereits in der DDR-Bodenklassifikation
enthalten). Diese Problematik ist nicht nur auf die Auenstandorte beschränkt.
45
5.3.2 Bodenhorizonte
Die geforderten Humusgehalte für den M-Horizont sind bei Feldaufnahmen aufgrund der
Eigenfärbung der Auensedimente nicht eindeutig feststellbar. Der M-Horizont von Auen-
böden ist als Ausgangsmaterial der Bodenbildung eigentlich C-Horizont, unabhängig von der
„Herkunft“ (Genese) des Materials. Der M-Horizont in Böden der Auen kann entfallen und
durch den C-Horizont ersetzt werden. Bei deutlich erkennbaren organischen Anteilen
(Humus) >1% kann das Horizontsymbol oC ausgewiesen werden.
Das vorangestellte Zusatz-Horizontsymbol a ist bisher nur kombinierbar mit den Haupt-
horizonten A, C, G und M. Die Horizontsymbole aSw und aSd sind nicht vorgesehen, aber
erforderlich für in den Auen vorkommende Pseudogleye. Kontrastierend muss in diesem
Zusammenhang aber eindeutig darauf verwiesen werden, dass mit der Substratansprache
für die Ausweisung von Bodenformen generell auf das „geogene“ Horizontsymbol a
verzichtet werden sollte, damit Doppelungen in der Bodenansprache unterbleiben. Auf
diesen Sachverhalt, der für alle geogenen Zusatzsymbole über die Systematik von Böden in
Auen hinaus gilt, haben bereits Altermann und Kühn (1999) hingewiesen.
5.3.3 Substratkennzeichnung
Im Unterboden/Untergrund der Böden in den Auen sind die Schichten oft durch Bänderung
bzw. engräumige Wechsellagerung verschiedener Körnungen gekennzeichnet. So kommen
im sandigen Substrat Lehm-/Schluff- oder Tonbänder bzw. die Wechsellagerung von Sand,
Lehm, Schluff oder Ton, andererseits in bindigen Substraten Sandbänder vor. Für diese
Bänderungen/Wechsellagerungen gibt es gegenwärtig noch keine geregelte Substrat-
kennzeichnung, so dass folgende Substrattypen eingeführt werden sollten:
Sandsubstrat: es dominiert Sand, Bänderanteil >10% und <50% aus Lehm, Schluff
oder Ton: Sand-Bänderlehm, Sand-Bänderschluff, Sand-BändertonLehmsubstrat: es dominiert Lehm, Bänderanteil >10% und <50% aus Sand oder
Ton:
Lehm-Bändersand, Lehm-BändertonSchluffsubstrat: es dominiert Schluff, Bänderanteil >10% und <50% aus Sand oder
Ton: Schluff-Bändersand, Schluff-BändertonTonsubstrat: es dominiert Ton, Bänderanteil >10% und <50% aus Sand oder
Lehm/Schluff: Ton-Bändersand, Ton-Bänderlehm (einschl. Schluff)
46
5.3.4 Bodenformen der Auen
In den letzten 10 Jahren hat sich bei den meisten Bodenforschern die Erkenntnis
durchgesetzt, dass neben einer bodengenetischen Ansprache die Substratkennzeichnung
unverzichtbar ist, um eine umfassende Bodenbeschreibung und -klassifikation sowie darauf
aufbauend eine bodenökologische Einschätzung zu ermöglichen. Mit der Ausweisung der
Bodenformen als Koppelung von Auensubstraten und Auenbodentypen kommt es jedoch zu
Ansprache-Doppelungen, wie nachfolgende Beispiele zeigen:
Auengley aus Auensand: Doppelung des Begriffes Auen; vorzuschlagende
Vereinfachung: Gley aus AuensandPaternia (Auenregosol) aus Auensand: Doppelung des Begriffes Auen;
vorzuschlagende Vereinfachung: Regosol aus Auensand.
Die Auensedimente werden mit der Substratansprache eindeutig erfasst und sprachlich
ausgedrückt (Kennsilbe Auen...), daher entfällt für die Klasse der Auenböden das Kriterium:
Bildung aus holozänen fluviatilen Sedimenten in Fluss- und Bachtälern. Somit wird die
geogene Besonderheit der Auenböden zweifelsfrei durch das Substrat angesprochen.
Dadurch kann letztlich eine eigene Klasse der Auenböden entfallen, damit auch die Rambla,
Paternia, Kalkpaternia, Tschernitza als eigenständige Auenbodentypen. Sie sind in andere
Bodenklassen einzuordnen und als Bodenformen der Lockersyroseme, Regosole,
Pararendzinen, Schwarzerden zu führen. Die Vega ist als Typ innerhalb der Klasse der
Ah/C-Böden, ggf. mit den Subtypen Braunerde-Vega, Parabraunerde-Vega auszuweisen.
Nachfolgende Beispiele für die Bodenformenansprache bei Wegfall der Klasse der Auen-
böden (Wegfall der Doppelansprachen) verdeutlichen diese Vorschläge:
Gley aus Auenlehm über Auensandbisher Auengley aus Auenlehm über Auensand
Pelosol aus Auentonbisher Auenpelosol aus Auenton
Pseudogley aus Auentonbisher Auenpseudogley aus Auenton
Regosol aus Auensandbisher Paternia aus Auensand
Pararendzina aus Auenschluffbisher Kalkpaternia aus Auenschluff
Tschernosem aus Auenlehmbisher Tschernitza aus Auenlehm
47
5.4 Böden der TestflächenDie Lage der Testflächen ist in Übersichtskarten der UG Sandau und Rogätz im Anlagen-
band 4 dargestellt. Ebenfalls im Anlagenband 4 befinden sich die Ergebnisse der feldboden-
kundlichen Untersuchungen der Testflächen: Dokumentationen der Peilstangenbohrungen
und der daraus erstellten Bodenkarten. Die Dokumentation der Leitprofile (Bodenprofile) der
Testflächen ist im Anlagenband 1 enthalten. Diese Leitprofile spielten eine Schlüsselrolle für
die Erarbeitung der Bodenkarten der 8 Testflächen. Die Bodenanalysen der Leitprofile sind
im Anlagenband 2 zusammengestellt. Angaben zur Nutzung, zur Überflutungsdauer und zum
mittleren Grundwasserflurabstand für die Testflächen gehen aus Tab. 15 hervor.
Tab. 15: Nutzung, mittlere Überflutungsdauer pro Jahr und mittlerer Grund-wasserflurabstand der Testflächen in den Untersuchungsgebieten Sandau (S1 –S4) und Rogätz (R1 – R4)
Bezeich-nung der
Test-flächen
Lagezum
Deich
Gelände-höhe
ü. NN [m]
MittlereÜberflutungs-
dauer1)
[d/a]
MittlererGrundwasser-flurabstand1)
[m]
Nutzung
S1 außen- 26,0 35 1,8 Mähweide deich 1-2x pro Jahr gemäht
S2 binnen- 25,7 0 1,6 Wiese deich 2-3x pro Jahr gemäht
S3 außen- 28,0 13 2,4 Extensivweide deich nicht gemäht
S4 binnen- 27,0 0 1,5 Mähweide deich 2x pro Jahr gemäht
R1 außen- 42,3 1 4,2 Mähweide deich 1-2x pro Jahr gemäht
R2 binnen- 41,2 0 2,7 Mähweide deich 2x pro Jahr gemäht
R3 außen- 41,3 14 2,4 Restauwald deich Hartholzaue Streuschicht 2 cm
R4 binnen- 41,0 0 2,8 Restauwald deich Hartholzaue Streuschicht 2 cm
1) Durchschnittswerte der Jahre 1964-1995, berechnet mit 2D-HN Modell (Teilprojekt "Strömungs-technik und Hydrologie")
48
Es wird ersichtlich, dass der überwiegende Teil der Grünlandflächen als Mähweide genutzt
wird. Dagegen findet auf Testfläche S2 lediglich Mahd ohne Weidewirtschaft statt und
Testfläche S3 war zum Untersuchungszeitpunkt Teil einer Extensivweide im Außendeich-
gebiet. Die Restauenwälder im Gebiet Rogätz werden forstwirtschaftlich genutzt. Hinsichtlich
der mittleren Überflutungsdauer pro Jahr unterscheiden sich die untersuchten
Außendeichgebiete bei Sandau und bei Rogätz erheblich, wobei hier die größere relative
Geländehöhe (im Vergleich zum Flussspiegel) der Testflächen bei Rogätz ausschlaggebend
ist. Diese schlägt sich auch im mittleren Grundwasserflurabstand nieder, der im Gebiet
Rogätz höhere Werte erreicht – also tiefer liegt - als im Gebiet Sandau.
Die Ergebnisse der feldbodenkundlichen Untersuchungen sind im Anlagenband 4 enthalten.
Sie lassen sich für die Testflächen wie folgt zusammenfassen:
Testfläche S1 (Leitprofil A 3127)Der Boden der Testfläche S1 ist fast durchgängig zweischichtig aufgebaut. Die erste Schicht
besteht aus Schlufftonen und schwankt in ihrer Mächtigkeit von 50 bis 80 cm. Darunter
schließt sich Sand (Reinsand) an, der teilweise Kiesbeimengungen - überwiegend als
Bänder - enthält. Als auffallende Inhomogenität der Fläche ist eine am östlichen Rand im
Bereich der Peilstangenbohrung Nr. 23 erkannte Lehmschicht in 50 bis 80 cm Tiefe zu
nennen. Hier sind Gley-Vegas verbreitet, während auf der restlichen Fläche Vega-Gleye
vorkommen. Die festgestellten Grundwassertiefen schwankten zwischen 120 cm und 170 cm
unter GOF (Grundwasserstände am 16.6.1999).
Testfläche S2 (Leitprofil A 3131)Testfläche 2 ist gekennzeichnet durch eine Lehmdecke (schwach sandiger Lehm) von
ca. 30...50 cm Mächtigkeit, die auf ca. 4/5 der Fläche von einer Tonschicht (schwach
schluffiger Ton) unterlagert wird. Ab ca. 170...220 cm unter Flur folgt Sand (Reinsand). Auf
etwa der Hälfte der Fläche ist zwischen Ton und Sand eine Schicht aus schluffigem Lehm
eingelagert. Ausgehend vom nordwestlichen Eckpunkt der Testfläche in südöstliche
Richtung lässt sich auf der Bodenkarte (Anlagenband 4) ein Übergang der Bodentypen von
der Gley-Vega zum Vega-Gley verfolgen. Die ermittelte Grundwassertiefe schwankte auf der
Testfläche zwischen 145 cm und 175 cm unter GOF (Grundwasserstände am 28.10.2000).
49
Testfläche S3 (Leitprofil A 3113)Sandlehme und z.T. Lehmsande mit Mächtigkeiten von 3 dm bis 1 m bilden das Substrat der
oberen Bodenschicht, die von Sand (Reinsand und Lehmsand) unterlagert wird. Dieser Sand
(im Leitprofil deutlich kreuzgeschichtet) enthält Lehm-, Schluff- und Tonbänder unter-
schiedlicher Mächtigkeit. Auf der Testfläche dominiert der Vega-Gley, außerdem tritt die
Gley-Vega auf. Der Grundwasserschwankungsbereich der Testfläche betrug 135 cm bis
>2 m (durch Bohrungen nicht erreicht) unter GOF (Grundwasserstände am 17.6.2000).
Testfläche S4 (Leitprofil A 3118)Die etwa 2..3 dm mächtige oberste Lehmschicht im Boden wurde vermutlich anthropogen
aufgetragen, denn es waren im Leitprofil zahlreiche Ziegelbruchstücke erkennbar. Darunter
folgen bis ca. 8...13 dm unter Flur überwiegend Auenlehme (Sandlehme bis Tonlehme), die
von Reinsand mit deutlicher Schrägschichtung unterlagert werden. Der Sand wird stellen-
weise von geringmächtigen (wenige Zentimeter starken) Schluffbändern durchzogen. Auf der
Testfläche sind Gley-Vegas und Vega-Gleye verbreitet. Das Grundwasser schwankte im
Bereich 185 cm bis >200 cm (durch Bohrungen nicht erreicht) unter GOF (Grund-
wasserstände am 28.10.2000).
Testfläche R1 (Leitprofil A 3187)In der oberen Hälfte der Testfläche wurde innerhalb der ersten Bodenschicht ein von Nord
nach Süd verlaufender Übergang von lehmigem (Normallehme) zu schluffigem (Tonschluffe)
Auensubstrat festgestellt. Darunter folgt jeweils in einer Tiefe von 8 bis 10 dm Sand, der im
oberen Bereich z.T. als Lehmsand und darunter als Reinsand ausgebildet ist. Der Sand (im
Leitprofil kreuzgeschichtet) ist überwiegend von Schluffbändern (bis 1 dm mächtig) durch-
zogen. Als Bodentypen sind überwiegend Norm-Vegas und daneben Gley-Vegas vertreten.
Grundwasser wurde weder im Leitprofil (270 cm tief) noch bei den Peilstangenbohrungen
erreicht.
Testfläche R2 (Leitprofil A 3186)Die Testfläche wird in ihrer Mitte von einer Rinne durchzogen, die in Ost-West-Richtung
verläuft. Den Boden dieser Rinne bildet eine 10-12 dm mächtige Tonschicht (Schluffton), die
von Lehm und Sand unterlagert wird. Nördlich und südlich dieser Rinne ist die Tonschicht
geringmächtiger. Von Schluff- und Lehmbändern durchzogener Sand wurde hier in einer
Tiefe von ca. 9 bis 15 dm angetroffen. Überwiegend sind auf der Testfläche Gley-Vegas,
vereinzelt auch Norm-Vegas verbreitet. Das Grundwasser wurde im Leitprofil bei 240 cm
unter GOF (5.6.2000) ermittelt, bei den Peilstangenbohrungen jedoch nicht erreicht.
50
Testfläche R3 (Leitprofil A 3203)Von Lehmen über Schluffen bis Tonen ist eine breite Palette von Bodenarten über die
Testfläche verteilt, der sich jeweils in einer Tiefe von ca. 7-9 dm Sand (Reinsand, im oberen
Teil mitunter auch Lehmsand) anschließt. Im südlichen Teil der Testfläche nimmt der Ton-
gehalt des Bodens über dem Sand tendenziell zu. Auf Grund des tiefen Grundwasserflur-
abstandes – im Leitprofil wurde bis 315 cm Tiefe kein Grundwasser erreicht – treten als
Bodentypen ausschließlich Norm-Vegas auf.
Testfläche R4 (Leitprofil A 3202)Überwiegend Normallehme, die z.T. von Tonschluff (1-2 dm mächtig) überlagert werden, und
Schlufftone über einer Sandschicht bilden das Substrat der Testfläche. Die Sandschicht
(Reinsand bis Lehmsand) wurde jeweils in einer Tiefe von ca. 7 bis 9 dm erreicht. Wie auf
Testfläche R 3 wurden als Bodentypen ausschließlich Norm-Vegas angesprochen. Das
Grundwasser konnte weder im Leitprofil (210 cm tief) noch bei den Bohrarbeiten erreicht
werden.
51
5.5 Wasser- und Lufthaushalt der BödenDer Wasser- und Lufthaushalt der Böden in der Aue wird geprägt durch die starke zeitliche
Variabilität der hydrologischen Eingangsgrößen Grundwasserstand und Überflutung (z.B.
Schwanenberg et al., 2001, Montenegro et al., 2000, Böhnke und Geyer, 2000). Eine hohe
räumliche Variabilität des Bodenwasserhaushalts ist ein weiteres wichtiges Merkmal von
Auenböden. Sie wird verursacht durch kleinräumigen Substratwechsel und ein bewegtes
Kleinrelief (Miehlich, 2000).
Nachfolgend werden zunächst die Textur und Struktur der Substrate und Böden in den
Untersuchungsgebieten vorgestellt. Hierzu wird ein Überblick über die Korngrößenverteilung
gegeben und die Auswirkungen von Eindeichung, Nutzung und bodenbildender Prozesse auf
die Porengrößenverteilung der Böden diskutiert. Für die untersuchten Standorte wird
tabellarisch sowie anhand von Kartendarstellungen die unterschiedliche Einwirkung von
Überflutungs- und Grundwasser dargestellt. Den wesentlichen differenzierenden Faktor stellt
hier die Geländehöhe der Standorte dar. Die tatsächlichen Grundwasserstände in der Aue
werden neben der vom Elbwasserstand abhängigen Druckhöhe auch durch die
anschließend dargestellte hydraulische Leitfähigkeit der Böden gesteuert. Ihre zusätzliche
Rolle bei der Versickerung von Oberflächenwasser liegt auf der Hand und bildet eine
wesentliche Grundlage bei einer Abschätzung der Auswirkung von Überflutungsereignissen
auf das Rückdeichungsgebiet. Aus der Kenntnis der Überflutungshäufigkeit der Standorte
erfolgt anschließend anhand von Untersuchungen anderer Autoren an der Mittelelbe eine
Prognose der Sedimentationsintensität des Rückdeichungsgebietes.
5.5.1 Korn- und Porengrößenverteilung der Substrate und Böden
In den Untersuchungsgebieten wurden insgesamt 271 Korngrößenanalysen an ausge-
wählten Profilen und in ausgewählten Horizonten durchgeführt. Zusätzlich liegen von den
Geländearbeiten für weitere 202 Proben die mit Fingerprobe (AG Boden, 1994) ermittelte
Bodenart vor. Im Außendeichgebiet zeigen sich vor allem im Oberboden höhere Schluff-
gehalte, während im Binnendeichgebiet die Tongehalte höher sind (Abb. 22). Im Vergleich zu
Untersuchungen von Schwartz (2001) im Bereich Lenzen/Brandenburg ist die Trennung
zwischen Binnen- und Außendeichproben jedoch weniger deutlich.
Abb. 22: Laboranalytisch ermittelte Korngrößenverteilung in den Unter-suchungsgebieten Sandau und Rogätz (n=271).
Die Auswertung der Gelände- und Laborarbeiten offenbart in den Außendeichprofilen des
Untersuchungsgebietes Sandau auffallend mächtige Sandschichten unter geringmächtigen
schluffigen Auenlehmen. Nur im UG Sandau wurden Bändersande mit eingeschalteten
Schluff- oder Tonbändern gefunden. Solche Bändersande treten meist an höhergelegenen
52
Standorten auf, die im Elbtal flussbegleitende Uferwälle bilden. Das dortige Vorkommen von
Bändersanden deutet auf hohe Sedimentationsraten hin (Rupp et al., 2000). Reine Sande
wurden an den untersuchten Standorten nie im Oberboden sondern erst in tieferen
Horizonten gefunden (Abb. 23).
Im flussfernen, meist tiefer gelegenen Bereich dominieren dagegen in beiden Unter-
suchungsgebieten mächtige Lehm- und Tonschichten. Die Akkumulation von Lehmen und
vor allem Tonen wird mit der Sedimentation bei niedrigen Fließgeschwindigkeiten oder unter
Stillwasserbedingungen in Zusammenhang gebracht. Im Binnendeichbereich treten sowohl
in Oberböden als auch in Unterböden Tongehalte bis 68 % auf. Es finden sich hier deutlich
höhere Tongehalte als im Außendeichbereich. Die jeweiligen Anteile der <20µm-Fraktion
betragen dann bis 93%.
Tendenziell weisen die Auenlehmdecken im Untersuchungsgebiet Rogätz eine größere
Mächtigkeit und höhere Tongehalte als im UG Sandau auf. Dieses wichtige Merkmal hat
Auswirkungen auf die Ausprägung von Grundwasserschwankungen und auf die Ver-
sickerung von Oberflächenwasser.
Abb. 23: Verteilung der Tongehalte in Abhängigkeit von der Horizonttiefe inden Untersuchungsgebieten.
Aus den Oberbodeneigenschaften in den Außendeichbereichen der Untersuchungsgebiete
lassen sich ansatzweise Schlüsse ziehen auf die zu erwartenden Sedimentzusammen-
setzungen der Rückdeichungsflächen. Wie auch im aktuellen Überflutungsgebiet wird in
dortigen Oberböden mit einer von der Geländehöhe abhängigen Korngrößenverteilung zu
rechnen sein: feinere Sedimente werden in tieferen Lagen abgelagert und höhere Sand-
gehalte treten in höher gelegenen Bereichen auf.
Die Porengrößenverteilung bestimmt das Wasserbindungsvermögen und hat Einfluss auf
die Wasserleitfähigkeit der Böden. Sie ist vor allem abhängig von der Korngrößenverteilung,
von biotischer Aktivität im Boden und vom Wasserhaushalt. Letzterer wirkt sich z.B. in
tonigen Böden durch die Prozesse Quellung und Schrumpfung auf die Porengrößen-
verteilung aus.
In den Untersuchungsgebieten streuen die Porenklassen wie auch die Eigenschaften der
Substrate in weiten Bereichen, in der Gesamtheit sind keine Abhängigkeiten von der Tiefe zu
erkennen. Die für die Wasserdurchlässigkeit der Böden bedeutsamen weiten Grobporen
treten mit höchsten Werten von 30 bis 40% des Gesamtvolumens in den Sanden auf.
Feinporenanteile >20 % finden sich substratbedingt in Tonen und Lehmen. Sehr hohe
Gesamtporenvolumen >50 % treten in Oberflächennähe sowie in tonreichen Profilen auch in
größerer Tiefe auf. Dabei fällt auf, dass ackerbaulich genutzte Oberbodenhorizonte selten
50 % Gesamtporenvolumen erreichen, sondern meist niedrigere Porenvolumina aufweisen
53
(Probenahme Mai und August). Bei der Betrachtung der Porengrößenverteilung in
Abhängigkeit von der Lage zum Deich zeigen sich im Außendeichgebiet in oberflächennahen
Horizonten geringere Lagerungsdichten. Auf eine Beprobung mit Stechzylindern im jeweils
obersten, intensiv durchwurzelten und stark aggregierten Horizont musste jedoch verzichtet
werden. In den jeweils zweiten Horizonten findet sich im rezenten Überflutungsbereich
gegenüber dem Binnendeichbereich ein um 10 % höheres durchschnittliches Gesamt-
porenvolumen von 58 %, wobei die Differenz nahezu vollständig von weiten Grobporen
gebildet wird. Dabei ist festzustellen, dass dieser Unterschied auftritt, obwohl binnendeichs
im Mittel höhere Tongehalte herrschen. In den Horizonten bei einer mittleren Tiefe von 75 cm
sind gleichgerichtete Unterschiede des Gesamtporenvolumens weniger deutlich (3-5 %).
Durch das höhere Gesamtporenvolumen besitzen die außendeichs gelegenen Standorte in
den oberen Horizonten eine höhere Feldkapazität und damit auch eine höhere
Pufferkapazität für Überflutungswasser. Aufgrund der Substratverteilung mit höheren
Tongehalten im Binnendeichgebiet ist jedoch bei Betrachtung des gesamten Profils in der
Regel dort ein höheres Porenvolumen bei einer gleichzeitig höheren Feldkapazität
festzustellen.
Auf ackerbaulich genutzten Flächen konnten Verdichtungserscheinungen bis in Tiefen von
45 cm festgestellt werden. Nach Indizien aus Geländearbeiten und den ersten Labor-
untersuchungen der Porengrößenverteilungen wurde auf den ausgedehnten Ackerflächen im
Bereich Sandau-Nord (zwischen Mühlenholz und Sandauer Wald) eine stichprobenartige
Detailuntersuchung durchgeführt. Hier wurde an zwei Standorten („A“ und „W“) im Abstand
von 30 m der untere Bereich des Pflughorizontes sowie der sich nach unten anschließende
Horizont mit je drei 100 cm³-Stechzylindern pro Horizont beprobt und analysiert (Tab. 16).
Beide Probenahmestandorte liegen innerhalb der Kartiereinheit Vega-Gley aus Ton über
Sand.
54
Tab. 16: Detailuntersuchungen auf landwirtschaftlich bedingte Ver-dichtungserscheinungen im Pflugsohlenbereich.
Horizont Tiefenbereich wGP[%]
eGP[%]
MP[%]
FP[%]
GPV[%]
RG[g/cm³]
20-25 cm 13,4 0,8 5,6 27,8 47,7 1,9A: aAp25-35 cm 8,8 1,1 15,5 19,2 44,6 1,5
A: aM 35-45 cm 11,6 2,1 13,5 9,4 36,6 1,720-25 cm 14,8 1,4 17,2 12,7 46,1 1,5W: aAp25-35 cm 6,4 0,8 16,1 15,1 38,4 1,7
W: aM 35-45 cm 9,9 2,3 14,7 12,0 38,9 1,7wGP: weite Grobporen, eGP: enge Grobporen, MP: Mittelporen, FP: Feinporen,GPV: Gesamtporenvolumen (alle in Volumen-%), RG: Raumgewicht (in g/cm3).Standorte A und W, Erläuterung s. Text.
Es zeigt sich, dass der untere Bereich des Oberbodenhorizontes Ap sowie lie liegenden
10 cm ein reduziertes Gesamtporenvolumen aufweisen. Die stärkste Verdichtung findet sich
in den unteren 10 cm des Ap-Horizontes (25-35 cm Tiefe). Die hier erkennbare Pflugsohle
weist durch die Bodenbearbeitung den niedrigsten Grobporenanteil im untersuchten Bereich
auf. Der überlagernde Tiefenbereich von 20-25 cm hat noch einen 3,6 bis 8,6 % höheren
Anteil der weiten Grobporen am Bodenvolumen. Im Bereich der Pflugsohle ist eine Erhöhung
des Mittelporenanteils festzustellen, welche deutlich über die Größenordnung des Medians
der zweiten Horizonte im Binnendeichbereich hinausgeht (7,5 %). Die Feinporen zeigen
deutliche Unterschiede, die auf die Textur des Substrates zurückzuführen sind und
veranschaulichen, dass die Verdichtungserscheinungen in diesen Bereichen unabhängig von
der Korngrößenverteilung auftreten.
Bei einer möglichen Deichrückverlegung ist im Gebiet von ehemaligen Ackerflächen durch
die Verdichtung eine verringerte Versickerungsgeschwindigkeit von Oberflächenwasser zu
erwarten. Ackerflächen, die mit größerer Häufigkeit überflutet werden, finden sich nur im
Untersuchungsgebiet Sandau. Es ist damit zu rechnen, dass die Verdichtung der Pflug-
sohlenbereiche durch Pflanzenwachstum, Quellung und Schrumpfung sowie durch
Bioturbation innerhalb weniger Jahre abnimmt.
Die in der Aue abgelagerten rezenten Sedimentschichten weisen ein hohes Gesamtporen-
volumen mit einem hohen Anteil von weiten Grobporen auf. Obwohl der Grobporenanteil
durch Setzungsprozesse wieder reduziert wird, ist im Rückdeichungsgebiet durch die
Überflutungen und Sedimentation mit einer Erhöhung der Pufferkapazität für Überflutungs-
wasser zu rechnen.
55
5.5.2 Überflutungsdynamik im Untersuchungsgebiet
Hohe Elbwasserstände überfluten die Böden in der Aue in unterschiedlichem Maße.
Wichtigstes Kriterium für die Überflutungshäufigkeit der Standorte ist die Geländehöhe.
Vorliegende Daten zum Überflutungsgeschehen entstammen der zweidimensionalen hydro-
dynamischen Modellierung im Verbundprojekt (2D-HN-Modell, Schwanenberg et al., 2001).
Im Untersuchungsgebiet Sandau liegen die Standorte in Bezug auf den Flusswasserspiegel
niedriger als im Untersuchungsgebiet Rogätz. Daher treten bei Sandau auch höhere Über-
flutungshäufigkeiten auf. Während der am stärksten von Überflutung betroffene Standort im
UG Rogätz statistisch an 31 Tagen/Jahr überflutet ist, finden sich im UG Sandau Bereiche,
die statistisch an 136 Tagen/Jahr überflutet werden. Rinnenstrukturen, die dort sowohl im
Binnen- wie auch im Außendeichbereich auftreten, werden länger überflutet als z.B.
Uferwallstrukturen. Im UG Sandau treten hohe Überflutungshäufigkeiten auch im zur Havel
hin abfallenden Gebiet bei Havelberg auf (z.B. Tonabgrabungen Havelberg). Die relativ
niedrigsten Standorte im UG Rogätz finden sich im Mündungsbereich der Ohre in die Elbe.
Durch eine Deichrückverlegung können Auenbereiche wieder in die Überflutungsdynamik
einbezogen werden, die durch den Deichbau von der Elbe abgeschnitten wurden. Im
Verbundvorhaben wurden verschiedene Deichvarianten mit unterschiedlichem Retentions-
flächenrückgewinn untersucht, ihr Verlauf ist aus Abb. 34 und Abb. 35 (S. 68 bzw. 68) zu
ersehen. Durch eine Vergrößerung der Retentionsflächen ist im Allgemeinen mit einer
Absenkung von Hochwasserspitzen zu rechnen, die meist eine Verringerung der
Überflutungsdauer der Aue nach sich zieht. Für Standorte im heutigen Außendeichgebiet
kann sich die Dauer von Überflutungsereignissen dadurch um bis zu zwei Tage verringern
(Tab. 17,Tab. 18).
56
Tab. 17: Ergebnisse der Simulation des Oberflächenwassers, Unter-suchungsgebiet Sandau. Der überflutende Abfluss ist die Abflussmenge am PegelHavelberg, die erreicht werden muss, damit der Standort überflutet wird. Daneben ist dieÜberflutungshäufigkeit als jährliche Eintrittswahrscheinlichkeit in Tagen pro Jahr sowiedie statistische Dauer des Ereignisses bei Eintritt angegeben. Neben den Verhältnissenim Ist-Zustand sind diejenigen bei zwei möglichen Rückverlegungsvarianten dargestellt.Bei Überflutungshäufigkeit und Dauer ist jeweils die Differenz in Tagen zurkleinstmöglichen Variante mit Überflutung angegeben. Fehlende Werte bedeuten, dassder Standort nicht überflutet wird. Datenquelle: RWTH Aachen.
Die Überflutungshäufigkeit in Tagen/Jahr stellt einen langjährigen Mittelwert von
Überflutungsereignissen dar. Eine entsprechende Überflutung muss jedoch nicht
zwangsläufig in jedem Jahr eintreten. Von daher kommt der Überflutungsdauer in Tagen
eine größere ökologische Bedeutung zu, da sie die tatsächliche Überflutungsdauer fei Eintritt
des entsprechenden Hochwasserereignisses kennzeichnet.
Tab. 18: Ergebnisse der Simulation des Oberflächenwassers, Unter-suchungsgebiet Rogätz. Der Überflutende Abfluss ist die Abflussmenge am PegelRogätz, die erreicht werden muss, damit der Standort überflutet wird. Daneben ist dieÜberflutungshäufigkeit als jährliche Eintrittswahrscheinlichkeit in Tagen pro Jahr sowiedie statistische Dauer des Ereignisses bei Eintritt angegeben. Neben den Verhältnissenim Ist-Zustand sind drei mögliche Rückverlegungsvarianten dargestellt. Bei Überflu-tungshäufigkeit und Dauer ist jeweils die Differenz in Tagen zur kleinstmöglichen Variantemit Überflutung angegeben. Fehlende Werte bedeuten, dass der Standort nicht überflutetwird. Datenquelle: RWTH Aachen.
5.5.3 Grundwasserdynamik im Untersuchungsgebiet
Der Einfluss des Flusswasserstandes auf den Grundwasserspiegel nimmt mit zunehmender
Entfernung von der Elbe ab. Die Grundwasserflurabstände zeigen jedoch aufgrund des
Oberflächenreliefs keine proportionale Beziehung zur Entfernung vom Fluss. Die teilweise
mächtigen Auensande der Untersuchungsgebiete wirken als Grundwasserleiter, in welchem
bei mittleren Wasserständen der Elbe eine flussparallele Fließrichtung zu beobachten ist. Ein
Anstieg des Wasserspiegels im Fluss führt zu einem Anstieg des Grundwasserspiegels,
worauf eine Änderung der Grundwasserfließrichtung zum Rand der Aue eintritt (Böhnke und
Geyer, 2000).
Aus hydrodynamischen Modellierungen innerhalb des Forschungsverbundes (Schwanen-
berg et al., 2001) liegen für die Untersuchungsstandorte Jahresmittel des Grundwasser-
flurabstandes sowie die jeweiligen Schwankungsamplituden vor.
Im UG Rogätz zeigen sich insgesamt höhere Grundwasserflurabstände (meist >3 m u. GOF,
Abb. 25) als im UG Sandau (häufig 1-2 m u. GOF, Abb. 24). Im UG Rogätz sind lediglich im
Mündungsbereich von Ohre und Elbe sowie in eng begrenzten Bereichen des südlichen
Teilgebiets zwischen Heinrichsberg und Glindenberg oberflächennähere Grundwasserstände
festzustellen (teilweise <2 m). Im UG Sandau finden sich geringe mittlere
57
Grundwasserflurabstände (<1m) im Bereich der Tonabgrabungen südlich von Havelberg, im
Bereich zwischen Sandau und dem Sandauer Wald sowie linkselbisch im Bereich von
Rosenhof und Büttnershof. Hohe mittlere Grundwasserflurabstände (>3m) sind besonders an
höhergelegenen sandigen Bereichen wie z.B. dem Sandauer Wald oder dem außendeichs
gelegenen Möwenwerder zu beobachten (Abb. 24).
Die Grundwasser-Schwankungsamplituden nehmen in beiden Untersuchungsgebieten in der
Regel mit zunehmender Entfernung von der Elbe ab. Die Standorte besitzen Haupt-
Schwankungsamplituden von 1,3 m an flussfernen bis 4,1 m an flussnahen Standorten (s.a.
Schwanenberg et al., 2001). Die Haupt-Schwankungsamplituden kennzeichnen dabei den
zentralen Bereich der Grundwasserstände unter Nichtberücksichtigung von je 10% oberen
und unteren Extremwerten.
Nach einer Deichrückverlegung sind an flussferneren Standorten höhere Grundwasser-
stände und eine Vergrößerung der Grundwasser-Schwankungsamplituden zu erwarten.
Änderungen der mittleren Grundwasserstände würden sich dabei in Größenordnungen
<10 cm bewegen, Schwankungsamplituden erfahren Änderungen bis ca. 80 cm. Dabei sind
flussnahe Standorte in geringerem Umfang von Änderungen betroffen (s.a. Schwanenberg et
al., 2001).
Aufgrund der Beschaffenheit der hydrodynamischen Modelle konnten in die Simulation der
Grundwasserdynamik keine genauen Informationen über den Substrataufbau der Aue
eingehen. Die Angaben zu Grundwasserständen für Flächen oder Punkte sind daher als
Potentiale bzw. Druckhöhen zu verstehen: angegebene Grundwasserstände würden sich
einstellen, wenn das Substrat einem Anstieg keinen Widerstand entgegenstellen würde. In
beiden Teilgebieten treten jedoch nahezu flächendeckend Auenlehmdeckschichten auf, die
im UG Rogätz meist größere Mächtigkeiten von nicht selten >15 dm erreichen. In
Abhängigkeit von Grundwasser-Druckhöhe und Auenlehmmächtigkeit treten in unter-
schiedlichem Maße gespannte Grundwasserverhältnisse auf (s.a. Gröngröft et al, 2000).
Bereiche mit häufig gespanntem Grundwasser finden sich im UG Sandau vor allem im
Bereich der ehemaligen Tonabgrabungen bei Havelberg. Dort stehen mächtige Tone und
Lehme an, die geringe hydraulische Leitfähigkeiten von teilweise <1 cm/d aufweisen. Auch in
übrigen Bereichen des Binnendeichgebietes finden sich grundwasserdämpfende
Auenlehme, die Mächtigkeiten bis >12 dm aufweisen. Jene sind vor allem innerhalb der Kar-
tiereinheiten Vega-Gley aus Lehm über Ton oder aus Sand über Ton sowie Pseudogley-Gley
aus Ton nebst assoziierten Einheiten zu beobachten. Im UG Rogätz treten Auenlehme mit
hohen Tongehalten und geringen oder sehr geringen kf-Werten bevorzugt innerhalb der
Kartiereinheiten Pseudogley-Vega aus Ton über Sand und Vega-Pseudogley aus Ton auf.
58
Aufgrund der häufig größeren Auenlehmmächtigkeiten im UG Rogätz, ist dort bereits in
größerer Tiefe mit gespanntem Grundwasser zu rechnen als im UG Sandau.
Standorte mit fehlenden Auenlehmen erlauben einen schnellen Grundwasseranstieg bis zur
Grundwasser-Druckhöhe. Solche Standorte finden sich im UG Sandau einerseits in
höhergelegenen Bereichen der Kartiereinheit Gley-Regosol aus Sand und assoziierter
Einheiten. Die Einheiten befinden sich im Binnendeichgebiet und sind überwiegend unter
forstlicher Nutzung. Aufgrund der Höhenlage und der Entfernung zur Elbe ist hier jedoch
selten mit bis an die Geländeoberfläche reichenden Grundwasserständen zu rechnen.
Andererseits treten fehlende oder geringmächtige Auenlehm-Deckschichten im ufernahen
Bereich innerhalb der Einheiten Paternia aus Lehmsand oder Bändersand sowie Paternia-
Gley aus Sand auf. Diese Kartiereinheiten sind mit Uferwällen assoziiert.
Im UG Rogätz sind geringmächtige Auenlehmdecken auf schmale Bereiche in Ufernähe
beschränkt. Sie finden sich innerhalb der Kartiereinheiten Regosol aus Sand. Höhere
Sandgehalte mit mittleren Leitfähigkeiten im Auenlehm finden sich wie in Sandau auch hier
im Außendeichbereich.
59
Abb. 24: Median der Grundwasserflurabstände des UntersuchungsgebietesSandau im Ist-Zustand.
Abb. 25: Median der Grundwasserflurabstände des UntersuchungsgebietesRogätz im Ist-Zustand.
Zur Verifizierung der Simulationsergebnisse erfolgte bei der Probenahme an den
Profilstandorten eine Bestimmung der scheinbaren Grundwasseroberfläche, sofern sie bei
den Schürfarbeiten erreicht werden konnte (Tab. 19). Zum Zeitpunkt der ersten
Probenahmekampagne im Mai 1999 finden sich noch vergleichsweise oberflächennahe
Grundwasserstände. Im Juli desselben Jahres sind bereits Grundwasserstände >150 cm u.
GOF die Regel. Im Untersuchungsgebiet Rogätz wurden im Mai und Juli 2000 ausschließlich
Grundwasserstände >200 cm u. GOF festgestellt, bei einem großen Teil der Standorte
wurde das Grundwasser bei den Arbeiten nicht erreicht.
Tab. 19: Bei Geländearbeiten gemessener Grundwasserstand im Unter-suchungsgebiet Sandau. Frühjahr/Sommer 1999.
Profil-Nr. Datum GW-Flurabstand[cm u. GOF]
A3100 7. Mai 1999 165A3101 7. Mai 1999 130A3102 7. Mai 1999 95A3103 5. Mai 1999 150A3104 5. Mai 1999 95A3105 5. Mai 1999 110A3106 5. Mai 1999 135A3107 5. Mai 1999 160A3108 6. Mai 1999 150A3109 6. Mai 1999 120A3110 6. Mai 1999 160A3111 6. Mai 1999 140A3112 6. Mai 1999 160A3113 27. Juli 1999 220A3114 27. Juli 1999 >240A3115 27. Juli 1999 195A3116 27. Juli 1999 110A3117 27. Juli 1999 200A3118 27. Juli 1999 140A3119 27. Juli 1999 250A3120 27. Juli 1999 180A3121 28. Juli 1999 210A3122 29. Juli 1999 75A3123 28. Juli 1999 250A3124 29. Juli 1999 300A3125 29. Juli 1999 >260A3126 28. Juli 1999 200A3127 28. Juli 1999 165A3128 29. Juli 1999 130
60
A3129 29. Juli 1999 120A3130 29. Juli 1999 180A3131 29. Juli 1999 160A3132 29. Juli 1999 230A3133 29. Juli 1999 >240A3134 29. Juli 1999 180
Es zeigt sich, dass die Simulationsergebnisse tendenziell gut mit den gemessenen
Grundwasserständen übereinstimmen. Lediglich an je einem Standort wurden im UG
Sandau die Extremwerte der hydrologischen Modellierung durch die gemessenen
Grundwasserstände über- (Höchststand) bzw. unterschritten (Tiefststand). Bei der Probe-
nahme im Mai ist nach hohen Wasserständen im Winter mit sinkenden Grundwasserständen
zu rechnen (Abb. 26). Bei den im Juli untersuchten Standorten zeigen sich bereits sehr tiefe
Grundwasserstände, sie nähern sich den D10-Werten der Simulation an. Insgesamt ist fest-
zuhalten, dass sämtliche im Mai beprobten Standorte auch nach dem Winter mit sehr hohen
Elbwasserständen zu diesem Zeitpunkt wieder frei von Grundwasser im Wurzelraum waren.
In sandigen Böden kann eine Einstellung des Grundwasserpotentials schnell erfolgen. Dass
Grundwasserbewegungen von tonigen und lehmigen Auenlehmdeckschichten gedämpft
werden, verdeutlichen die Standorte A3107 bis A3112. Hier liegen innerhalb der
Extremwerte der Simulation sehr niedrige tatsächliche Grundwasserstände vor, die für eine
Verlangsamung des Grundwasseranstiegs bei Hochwasser sprechen.
Abb. 26: Vergleich von gemessenen Grundwasserständen mit Ergebnissender hydrologischen Modellierung im Untersuchungsgebiet Sandau.Standorte sind sortiert nach Profilaufbau: links Auenlehme, rechts: Auensande an derOberfläche. D10: Vertreter für den niedrigsten Grundwasserstand, D90: Vertreter für denhöchsten GW-Stand. Punkte mit vertikalen Banden kennzeichnen Probenahme im Mai,übrige: Probenahme im Juli (Erläuterung s. Text).
5.5.4 Hydraulische Leitfähigkeit der Böden
Die hydraulische Leitfähigkeit der Böden besitzt sowohl beim Anstieg von Grundwasser als
auch bei der Versickerung von Oberflächenwasser eine herausragende Bedeutung für die
standortökologischen Bedingungen in der Aue.
Aufgrund der Strukturvariabilität sandiger Horizonte lassen sich deren hydraulische
Eigenschaften mit hoher Genauigkeit aus Korngrößenverteilung und Lagerungsdichte nach
DIN 4220 abschätzen. Bei bindigeren Horizonten ist dies in viel geringerem Maße möglich.
Der jahreszeitliche Wechsel von Vernässung und Austrocknung bewirkt hier eine intensive
Aggregierung, die in ihrer Ausprägung in der Regel nach unten abnimmt. Als Folge davon ist
die Versickerungsgeschwindigkeit durch Transport in den so entstandenen Sekundärporen
erhöht. Die schlechte Vorhersagbarkeit der Wasserleitfähigkeit bei höheren Tongehalten
61
(Abb. 27) bedingt die Notwendigkeit von Messungen für eine ökologische Charakterisierung
der Standorte.
Abb. 27: Mess- und Schätzwerte von kf in Abhängigkeit vom Tongehalt.
Für die Analysen im Labor und im Feld wurden daher jene Standorte ausgewählt, an denen
Horizonte auftreten, die aufgrund ihrer Struktur eine schlechte Abschätzbarkeit erwarten
ließen. Bei jenen vorwiegend tonigen Horizonten wird gleichzeitig von einer großen
Bedeutung für den Wasserhaushalt der Aue ausgegangen. Diese Auswahl wird durch die
Gegenüberstellung der Ergebnisse aus Analyse und Schätzungen durch eine nur mäßige
Übereinstimmung von Mess- und Schätzwerten bestätigt (Abb. 28).
Abb. 28: Beziehung zwischen ermitteltem und geschätztem kf-Wert bei 93Horizonten in Untersuchungsgebieten Sandau und Rogätz.
Durch zusätzliche Geländemessungen wurde die Übertragbarkeit der Laboruntersuchungen
auf die Verhältnisse im Gelände überprüft. Bei den Feldmessungen wurden mit Modified
Guelph Parameter (MGP) und Schurfversickerung (Akkermann und Gieska, 2000) zwei
unterschiedliche Methoden angewandt, die trotz der kleinräumigen Heterogenität im Gelände
eine gute Übereinstimmungen untereinander zeigen. Lediglich an zwei Standorten ist die
Schurfversickerung höher (Standorte durchlässiger) als mit MGP ermittelt, an einem verhält
es sich umgekehrt. Die mit Stechzylindermessungen ermittelten kf-Werte zeigen bei fünf
Parallelen je Horizont erwartungsgemäß einen großen Streubereich. Hier gelten die je-
weiligen Medianwerte als mittlere hydraulische Leitfähigkeit der Horizonte (Hartge, 1966). An
den meisten Standorten stimmen sie in der Größenordnung mit der Schurfversickerung
überein. Lediglich an einem Standort wurde im Oberboden eine 15-40mal geringere hydrauli-
sche Leitfähigkeit mit Stechzylindern ermittelt. Offensichtlich wurde hier bei der Beprobung
das Sekundärporensystem nur ungenügend erfasst.
Bei den Geländearbeiten wurden im Untersuchungsgebiet Sandau an 3 Standorten und im
Untersuchungsgebiet Rogätz an 7 Standorten anhand von morphologischen Kriterien
Stauhorizonte ausgewiesen. Durch die Laboranalysen wurden die Geländeansprachen teil-
weise bestätigt, zusätzlich konnten an 8 Standorten im UG Sandau und an 3 im UG Rogätz
durch die Erfüllung von Staukriterien nach AG Boden (1994) weitere Sd- und Übergangs-Sd-
Horizonte nachgewiesen werden.
Staumerkmale in Böden treten vor allem an tonigeren Standorten im Binnendeichgebiet auf.
Dies kann sowohl in Oberflächennähe als auch in größerer Tiefe der Fall sein (Abb. 29).
Besonders im Binnendeichgebiet des UG Sandau tritt durch die großflächige Verbreitung von
bindigen Auenlehmschichten bei Hochwasserbedingungen eine Verlangsamung des
Grundwasseranstiegs ein. Aktuell ist in Abschnitten des Binnendeichgebietes im Frühjahr
62
teilweise eine längere Vernässung durch die nur langsame Versickerung von Qualmwasser
zu beobachten. Aufgrund des ebenfalls verlangsamtem Grundwasseraufstieges treten
solche Situationen nur bei langanhaltenden Hochwasserereignissen ein. Im Außendeich-
bereich wurden lediglich an zwei Standorten im UG Sandau Horizonte mit Sd-Eigenschaften
festgestellt. In den Außendeichbereichen beider Untersuchungsgebiete ist aufgrund der
Ergebnisse mit einer geringen Pufferung des Grundwasseranstiegs bei Hochwasser und der
Versickerung bei Rückgang der Elbwasserstände zu rechnen. Sowohl im Binnen- als auch
im Außendeichgebiet treten Stauhorizonte vorwiegend unter Grünlandstandorten auf, bei
Waldstandorten zeigt sich besonders im Untersuchungsgebiet Rogätz eine tiefer reichende
Aggregierung mit höheren Wasserleitfähigkeiten. Hier wurden mit den Laboruntersuchungen
häufig höhere hydraulische Leitfähigkeiten ermittelt als nach DIN 4220 geschätzt (Abb. 29).
Dies ist in tonreichen Böden auf die gefügeverbessernde Wirkung durch tief reichenden
Wasseraufbrauch (Transpiration) und durch geringere Wassereinnahme (Interzeption) bei
Waldbestockung zurückzuführen.
Abb. 29: Stauhorizonte in Abhängigkeit von der Tiefe in den Unter-suchungsgebieten.Da nicht für alle Horizonte Messwerte vorliegen, ist jeweils der Schätzwert und fallsvorhanden der Messwert angegeben.
5.5.5 Mögliche Überflutung im Rückdeichungsgebiet
Der Wiedereintritt von Überflutungssituationen nach Deichrückverlegung stellt für Auen-
standorte eine Annäherung an einen natürlichen Zustand dar, der im gesamten
Forschungsverbund Elbe-Ökologie angestrebt wird (BMBF, 1995). Um das ökologische
Potential der im Rückdeichungsgebiet gelegenen Standorte zu beurteilen, sollen für die
Untersuchungsgebiete Überflutungsszenarien unter veränderter Deichführung dargestellt
werden. In Abhängigkeit von Höhenlage und hydraulischer Leitfähigkeit der Böden ist für die
Standorte mit einer unterschiedlich starken Veränderung des Wasserhaushalts durch eine
Deichrückverlegung zu rechnen.
Bei der Beurteilung der Auswirkung von Überflutungen auf den Wasserhaushalt wurde in
zwei Arbeitsschritten vorgegangen. Zunächst wurden die Standorte in Abhängigkeit von ihrer
Überflutungshäufigkeit in so genannte Überflutungsstufen eingestuft. Anschließend wurde für
die Teilflächen eine mögliche Versickerungsgeschwindigkeit ermittelt. Aus der Zusammen-
führung beider Arbeitsschritte konnten die Teilflächen nach ihrer Vernässungsneigung
beurteilt werden. Eine Vernässung von Standorten kann zu einer Beeinträchtigung des
Pflanzenaufwuchses zu Beginn der Vegetationsperiode führen. Eine Folge hiervon kann die
Änderung der Pflanzenartenzusammensetzung sein.
63
Für den Aufwuchs von Pflanzen und damit auch für die Zusammensetzung der Pflanzen-
decke sind die standörtlichen Bedingungen im Zeitraum März bis Mai prägend. Eine Be-
trachtung der Abflussmengen der Jahre 1964-2000 zeigt einen unstetigen Verlauf innerhalb
dieses frühjährlichen Zeitraums (Abb. 30 und Abb. 31). Bei einer Beurteilung der
Wachstumsbedingungen für Pflanzen muss daher eine Orientierung an kritischen
Zeitpunkten der Wasserführung der Elbe erfolgen. Neben dem Spitzenwasserstand ist die
tendenziell stetige Abnahme des Elbwasserstandes im Frühjahr als Annäherung an
sommerliche Bedingungen von Bedeutung:
� Tag des durchschnittlich höchsten Wasserstandes (Median im langjährigen Mittel):
UG Sandau: 9. April: Q=991 m3/s. UG Rogätz: 7. April mit Q=950 m3/s.
� Beginn der kontinuierlichen frühjährlichen Wasserspiegelabsenkung: UG Sandau:
16. April, Q=781 m3/s, UG Rogätz: 17. April mit 765 m3/s
� Letzter Wasserspiegelanstieg bei überflutenden Wasserspiegellagen: UG Sandau:
7. Mai, Q=708 m3/s. UG Rogätz: 6. Mai mit 658 m3/s.
Abb. 30: Medianwerte der Abflüsse im Frühjahr/Frühsommer, Pegel Rogätz,Zeitraum 1964 bis 2000.
Abb. 31: Medianwerte der Abflüsse im Frühjahr/Frühsommer, PegelHavelberg (Untersuchungsgebiet Sandau), Zeitraum 1964 bis 2000.
Von selten auftretenden Sommerhochwässern sind nur geringe Flächenanteile in der Aue
betroffen. Sie sollen daher als „Katastrophenereignisse“ keine Berücksichtigung finden.
Mit Hilfe des GIS wurden Teilbereiche des Untersuchungsgebietes lokalisiert, auf denen zu
den genannten Terminen statistisch alle zwei Jahre Überflutungen eintreten. Treten inner-
halb von Kartiereinheiten der Bodenkarte Teilflächen auf, die zu den entsprechenden Termi-
nen überflutet sind, erfolgte eine Einordnung in die Überflutungsstufen 1 bis 3.
Die Überflutungsszenarien sind jeweils für die Deichvariante mit dem größten möglichen
Retentionsflächengewinn dargestellt. Betroffene Flächen bei der Realisierung einer Variante
mit kleinerem Rückdeichungsbereich sind dennoch unmittelbar aus den Kartendarstellungen
zu ersehen (Abb. 32 und Abb. 33). Die Überflutungsstufen sind wie folgt definiert:
a) Überflutungsstufe 1: Einstufung von Standorten, die bei Deichrückverlegung eine hohe
Überflutungshäufigkeit aufweisen und die statistisch am 7. bzw. 9. April jeden zweiten
Jahres noch überflutet sind.Die Abflüsse im Untersuchungsgebiet Sandau am 9. April schwanken im Zeitraum von
1964 bis 2000 in Grenzen von 447 und 2619 m3/s. Der Median liegt bei 991 m3/s, was
bedeutet, dass in der Hälfte der Jahre zu diesem Termin (9.4.) ein größerer Abfluss
auftritt und an der anderen Hälfte ein niedrigerer. Der Mittelwert der Abflüsse liegt bei
1041 m3/s, die über dem Median liegenden Werte weichen stärker von diesem ab als
die Abflüsse, die niedriger sind als der Median.
64
b) Überflutungsstufe 2: Einstufung von Standorten, die eine sehr hohe Überflutungshäu-
figkeit aufweisen und statistisch am 16. bzw. 17. April in jedem zweiten Jahr überflutet
sind.
c) Überflutungsstufe 3: Einstufung von Standorten, die eine extrem hohe Überflutungs-
häufigkeit aufweisen und noch sehr spät im Jahr überflutet werden können. Grenzwert
hierfür kann die mittlere Abflussmenge am 6. bzw. 7. Mai sein. Standorte, die zu diesem
Zeitpunkt noch überflutet werden können, sind von einer landwirtschaftlichen Nutzung
vermutlich ausgeschlossen.
Den Überflutungsstufen wurden im UG Sandau insgesamt 291 ha zugeordnet (Abb. 32):
� Überflutungsstufe 1 (193 ha, 58 ha bei Optimaler Deichvariante): Vega-Gleye aus Ton
oder Lehm über Sand oder Lehm über tiefem Sand, sowie Lehm oder Sand über Ton,
Gleye oder Nassgleye aus Ton oder Sand.
� Überflutungsstufe 2 (59 ha, 22 ha bei Optimaler Deichvariante): Gleye und Nassgleye
aus Sand, Lehm oder Ton, Pseudogley-Gleye aus Ton sowie Vega-Gleye aus Lehmsand
über Sand.
� Überflutungsstufe 3 (40 ha, 17 ha bei Optimaler Deichvariante): Pseudogley-Gleye aus
Ton und Nassgleye aus Ton, Vega-Gleye aus Lehm über tiefem Sand.
Im UG Rogätz werden statistisch betrachtet keine binnendeichs gelegenen Flächen zu den
kritischen Terminen überflutet (Abb. 32b). Daher erfolgt keine Zuordnung von Flächen zu
Überflutungsstufen.
Abb. 32: Überflutungsstufen nach Deichrückbau im Untersuchungsgebiet Sandau.
Für die in Überflutungsstufen eingeordneten Standorte muss zur Lokalisierung vernässungs-
gefährdeter Bereiche flächengenau geprüft werden, wie schnell Oberflächenwasser in kriti-
schen Bereichen versickern kann. Resultat ist die Abschätzung eines Zeitraumes, innerhalb
dessen der Oberboden (40 cm, Hauptwurzelraum bei Grünland) der spät überfluteten Böden
vermutlich frei von Sickerwasser in den Grobporen sein wird. Dazu wurden sämtliche
vorhandenen Daten für die hydrologische Leitfähigkeit der Böden herangezogen. Zur
Verfügung standen Labormessungen an Stechzylindern, Versickerungsmessungen im
Gelände sowie Leitfähigkeitsschätzungen nach DIN 4220. Die Bereiche, die den Über-
flutungsstufen 1-3 zugewiesen wurden, können mit den innerhalb der jeweiligen Flächen auf-
tretenden niedrigsten kf-Werten bzw. kf-Werteklassen (AG Boden 1994) hinterlegt werden.
Daraus kann die Dauer einer Versickerung bis unterhalb 40 cm berechnet werden. Bei gut
untersuchten Kartiereinheiten konnten die Bereiche der kf-Werteklassen sogar durch
vorhandene Messwerte enger gefasst und damit eine genauere Aussage erzielt werden.
65
Durch die Zusammenführung der Arbeitsschritte bei der Ausgrenzung von Vernässungs-
flächen wird die Möglichkeit eingeräumt, dass die tiefst gelegenen Bereiche innerhalb einer
Kartiereinheit auch die dort auftretenden geringsten Wasserleitfähigkeiten besitzen. Die
Menge von anstehendem Oberflächenwasser bzw. dessen Tiefe über GOF kann für die
Kartiereinheiten nicht zusammenfassend angegeben und damit bei der Berechnung der
Versickerungsdauer auch nicht berücksichtigt werden. Durch teilweise unterschiedliche
Wasserstandshöhen zwischen den bodenkundlichen Kartiereinheiten würde sich jedoch
keine Verschiebung in der Einstufung der Flächen ergeben.
Nach unterschiedlichen Zeitpunkten der erwarteten Versickerung unterhalb 40 cm u. GOF
ergibt sich eine dreistufige Einteilung in sehr starke, starke und mittlere Vernässungsneigung
(Abb. 33), die sich lediglich auf das UG Sandau bezieht. Das UG Rogätz wird hier aufgrund
der geringen Überflutungshäufigkeiten außer Betracht gelassen, dort besteht für die
auszudeichenden Flächen nur ein geringes Veränderungspotential im Hinblick auf den
Wasserhaushalt und im o.g. Sinne keine Vernässungsneigung.
Als Flächen mit sehr starker Vernässungsneigung wurden im UG Sandau 12 ha Nassgleye
aus Lehm oder Ton eingestuft (Abb. 33, Tab. 21), wobei jedoch die gesamte Fläche nur bei
Realisierung der Maximalvariante in den Außendeichbereich tritt. Eine starke Vernässungs-
neigung weisen 188 ha auf (bei Maximalvariante bzw. 36 ha bei der vorgeschlagenen
Optimalen Deichvariante, Tab. 22). Hier dominieren die Kartiezeinheiten Pseudogley-Gley
aus Ton sowie Nassgleye aus Ton oder Lehm. Eine weniger ausgeprägte Rolle spielen
Vega-Gleye aus Lehmsand, Lehm oder Sand über Sand oder Ton. Kartiereinheiten mit
mittlerer Vernässungsneigung (Tab. 20) sind Nassgleye aus Sand sowie Vega-Gleye aus
Lehm oder Sand über Sand, Lehm oder Ton (92 ha bzw. 61 ha bei Optimaler Deichvariante).
Abb. 33: Vernässungsneigung nach Deichrückbau im Untersuchungsgebiet Sandau.
66
Tab. 20: Flächen mit mittlerer Vernässungsneigung bei Deichrückbau imUG Sandau – bezogen auf die Kartiereinheiten (KE).
Tab. 21: Flächen mit sehr starker Vernässungsneigung bei Deichrückbauim UG Sandau – bezogen auf die Kartiereinheiten (KE).
Tab. 22: Flächen mit starker Vernässungsneigung bei Deichrückbau im UGSandau – bezogen auf die Kartiereinheiten (KE).
5.5.6 Sedimentationspotential im Untersuchungsgebiet
Die Menge der mit dem Elbwasser bewegten Schwebstoffe beträgt zwischen 10 und
70 g/cm³ und ist abhängig von der Wasserführung des Flusses (Monatsmittelwerte, Schmidt
und Dröge, 1999). Die Größenordnung des an Außendeichstandorten sedimentierten
Materials ist von verschiedenen Faktoren abhängig. Die wichtigsten sind die Entfernung zur
Elbe, die relative Höhenlage zum Wasserstand des Stromes (Schwartz, 2001, Friese et al.,
2000, Kunert et al., 2000), die vor allem durch die Vegetation bedingte Oberflächenrauigkeit
sowie die topografische Situation am Standort (Höhn et al., 2000). Aufgrund des
Zusammenspiels von Sedimentation und Erosion ist die abgesetzte Sedimentmenge nicht
streng proportional zur Überflutungsdauer (Friese et al., 2000, Winde 2000), jedoch in
höchstem Maße durch sie geprägt (Neumeister und Villwock, 1997). Schwartz (2001)
ermittelte im Außendeichbereich von Lenzen/Mittelelbe Sedimentationsraten von 2.000 bis
40.000 kg/ha�a. Die Menge an sedimentiertem Material hat durch den gleichzeitigen Eintrag
von Stoffen einen entscheidenden Einfluss auf den stofflichen Status der Böden. Auf
Grundlage der Ergebnisse von Schwartz soll für die Rückdeichungsgebiete bei Sandau und
Rogätz eine Prognose von Bereichen unterschiedlicher Sedimentakkumulation erstellt
werden. Zuvor muss die Vergleichbarkeit der Bedingungen in den Untersuchungsgebieten
überprüft werden.
Das Vergleichsgebiet bei Lenzen liegt wie die Untersuchungsgebiete im Naturraum
Mittelelbe. Durch seine Lage bei Elbe-km 485 befindet es sich 134 km stromabwärts von
Rogätz und 69 km stromabwärts von Sandau. Der Einfluss von veränderter Topografie,
verändertem Flussgefälle und von Nebenflüssen (z.B. Ohre, Havel) hat zwar Auswirkungen
auf den Sedimenttransport und die Hydrologie, jedoch zeigt sich innerhalb der betrachteten
Fließstrecke ein einheitliches Bild im Hinblick auf die Schwebstoffkonzentration in der Elbe
(Prange et al., 1994).
Schwartz (2001) klassiert bei der Abschätzung von Sedimentationsraten die Standorte in
Abhängigkeit von ihrer Höhenlage zum langjährigen Sattelwasserstand der Elbe: tief
gelegene Standorte (<1m MW), mittelhoch und sehr hoch gelegene Standorte (Höhenlage 1-
67
2 bzw. >2 m über MW). Um die Vergleichbarkeit der hydrologischen Bedingungen von
Untersuchungsgebieten und Vergleichsgebiet zu beurteilen, erfolgte eine Gegenüberstellung
der Überflutungshäufigkeit entsprechender Höhenlagen. Dazu wurde für Lenzen aus
verschiedenen Angaben (Schwartz, 2001, Gröngröft, 1999) der Mittelwasserstand
(arithmetisches Mittel der Tageswerte von 1964 bis 1997) und die zugehörige Zahl der
Überflutungstage ermittelt. Aus Pegeldaten der Untersuchungsgebiete Sandau und Rogätz
(Pegel Havelberg und Niegripp bzw. Rogätz) wurde MW berechnet und der zugehörige
Abfluss Q ermittelt. Aus einer extrapolierten Aufstellung der hydrologischen Hauptzahlen von
Schwanenberg et al. (2001) konnte dann die zugehörige Zahl der Überflutungstage (+/- 0,5
Tage) in den Untersuchungsgebieten Sandau und Rogätz ermittelt werden. Im
Untersuchungsgebiet Rogätz wurde MW am Pegel Niegripp ermittelt, anschließend erfolgte
eine Übertragung auf Werte des Pegels Rogätz. Eine Gegenüberstellung der ent-
sprechenden Größen ist in Tab. 23 zu finden.
Tab. 23: Vergleich Mittelwasser und zugehörige Überflutungstage(Tage/Jahr) in den Untersuchungsgebieten Lenzen, Sandau und Rogätz. InKlammern ist angegeben, bei welchem Abfluss Standorte im Untersuchungs-gebiet überflutet werden (Daten aus 2D-HN-Simulation, Schwanenberg et al.,2001). Damit kann eine rechnerische Berücksichtigung des Wasserspiegel-gefälles entfallen und eine gebietsumfassende Aussage getroffen werden.
Lenzen Sandau Rogätz
Höhe MW [m NN] (Q in m³/s) 15,6 24,7 (Q=527) 37,3 (Q=502)
Höhe 1 m MW [m NN] (Q in m³/s) 16,6 25,7 (Q=913) 38,3 (Q=764)
Höhe 2 m MW [m NN] (Q in m³/s) 17,6 26,7 (Q=1443) 39,3 (Q=1318)
Überflutungstage MW [d/a] 158 152 158
Überflutungstage 1 m MW [d/a] 71 59 80
Überflutungstage 2 m MW [d/a] 16 19 27
Die Gegenüberstellung von hydrologischen Eigenschaften der Untersuchungsgebiete und
des Vergleichsgebiets Lenzen zeigt bei den betrachteten Wasserspiegellagen eine gute Ver-
gleichbarkeit der Überflutungshäufigkeiten. Daher soll für die Untersuchungsgebiete die von
Schwartz (2001) vorgenommene Einteilung in sehr hohe, mittel hohe und tief gelegene
Standorte übernommen werden. Dort wird für sehr hohe Standorte ein Sedimenteintrag von
0,2 bis 0,5 kg/m²�a, für mittel hohe Standorte 0,5 bis 1,5 kg/m²�a und für tief gelegene
Standorte 2,0 bis 4,0 kg/m²�a angegeben. Basierend darauf erfolgt eine prognostische
Einstufung in Bereiche mit mittlerem, hohem und sehr hohem Sediment-Akkumulations-
potential. Bei der Prognose von Sedimenteinträgen in das Rückdeichungsgebiet wurden in
den Kartendarstellungen (Abb. 34, Abb. 35) zusätzlich die Standorte ausgegrenzt, die nur
68
von Abflüssen >HQ3 überflutet werden und sich dadurch durch ein niedrigeres Sediment-
Akkumulationspotential absetzen (Sedimenteintrag <0,2 g/m²�a).
Abb. 34: Sediment-Akkumulationspotential im UG Sandau.
Bei Deichrückbau können die eingetragenen Sedimentmengen wie auch im jetzigen
Außendeichbereich innerhalb kurzer Zeit in den Boden eingearbeitet werden. Die
Auswertung der in Abb. 34 und Abb. 35 dargestellten Sedimentakkumulationspotentiale
zeigen für die beiden Untersuchungsgebiete sehr verschiedene Resultate. Im Unter-
suchungsgebiet Sandau herrschen binnendeichs flächendeckend hohe Sediment-
Akkumulationspotentiale (Abb. 34), im tieferliegenden Bereich zwischen Elbe und Havel
(Bereich der Tonabgrabungen) treten in größerem Umfang Flächen mit sehr hohem
Sediment-Akkumulationspotential auf. Lediglich die sandigen, höherliegenden Bereiche im
Sandauer Wald oder auf dem Höhenrücken bei Wulkau werden als Bereiche mit geringem
Sediment-Akkumulationspotential eingestuft. Flächen mit mitterem Sediment-Akkumulations-
potential können für die Randbereiche des Sandauer Waldes sowie für einige höhergelegene
Ackerflächen im südlichen Teilbereich angenommen werden.
Demgegenüber ist im Untersuchungsgebiet Rogätz größtenteils mit einem geringen
Sediment-Akkumulationspotential zu rechnen (Abb. 35). Im südlichen Teilbereich treten elb-
fern gelegene Flächen auf, die ein mittleres Sediment-Akkumulationspotential aufweisen, im
nördlichen Teilbereich zeigt sich im Mündungsgebiet der Ohre in die Elbe ebenfalls ein
trichterförmiger Bereich mit mittlerem Akkumulationspotential. Hohes Sediment-Akku-
mulationspotential tritt dort nur punktuell auf.
Eine nennenswerte Erosionsgefahr würde nur bei einer Beibehaltung der Ackernutzung auf
den dann außendeichs gelegenen Standorten bestehen. Eine Überflutung von Ackerflächen
ist daher auch aus Sicht des Gewässerschutzes zu vermeiden (s.a. BMBF, 1995). Für
Grünland- und Waldstandorte ist in Anlehnung an Schwartz (2001) nur mit einem
geringfügigen Bodenabtrag zu rechnen. Rupp et al. (2000) sowie Winde (2000) sprechen
von einer nur lokalen Bedeutung der Prozesse Erosion und Resuspension in der Aue.
Abb. 35: Sediment-Akkumulationspotential im UG Rogätz.
5.6 Stoffhaushalt der BödenDas folgende Kapitel gibt einen Überblick über die stofflichen Eigenschaften der Böden in
den Untersuchungsgebieten. Zunächst werden die Böden im Hinblick auf Mengen und
Gehalte organischer Substanz charakterisiert. Die anschließend dargestellte Bodenreaktion
stellt gemeinsam mit der Austauscherbelegung eine wichtige Steuergröße für Umwandlungs-
69
prozesse in Böden dar. Die durch hydromorphe Prozesse bedingte Verteilung der
pedogenen Oxide in Bodenprofilen kann als Indikator für die dominierenden Redoxprozesse
der Böden interpretiert werden. An Bodenmonolithen erfolgte die Analyse der Auswirkungen
verschiedener Grundwasserstände auf die Redoxbedingungen. Die nachfolgend dar-
gestellten Vorräte pflanzlicher Makronährstoffe im Boden charakterisieren zu einem
entscheidenden Teil die Standortsbedingungen von Böden. Zuletzt erfolgt ein Überblick über
die Schadstoffgehalte in den Böden der Untersuchungsgebiete, die besonders im
Außendeichbereich höhere Werte erreichen. Für die jeweiligen Bodeneigenschaften und
Stoffkomplexe erfolgt eine Darstellung und Bewertung des Ist-Zustandes der Standorte und
Kartiereinheiten und eine prognostische Abschätzung der Entwicklung bei einer möglichen
Deichrückverlegung.
5.6.1 Organische Substanz
Die organische Substanz im Boden übernimmt mit ihrer großen spezifischen Oberfläche eine
wichtige Rolle für die Sorptionskapazität wie auch für den Wasserhaushalt der Böden. Die
Kohlenstoffgehalte und die Qualität des Humuskörpers (als C/N-Verhältnis) lassen Aussagen
über Bedingungen für biochemische und chemische Umsetzungen im Boden zu. Da es sich
bei den Ausgangsmaterialien der Mittelelbe um carbonatfreie Sedimente handelt (s.a.
Gröngröft et al., 1999b), können die Kohlenstoffgehalte in den Böden als organischer Koh-
lenstoff interpretiert werden. Neben den Gehalten an organischer Substanz im Oberboden
erhalten humusreiche Horizonte in tieferen Schichten aufgrund ihrer Sorptionskapazität, ihrer
sedimentologischen Aussagekraft sowie ihrer bodentypologischen Stellung eine besondere
Aufmerksamkeit.
Die Kohlenstoffgehalte der Böden in den Untersuchungsgebieten zeigen eine deutliche
Abhängigkeit von der Nutzung bzw. der Vegetation der Standorte (Abb. 36). Die Gehalte in
Oberböden der Ackerstandorte reichen von 0,7-2,2 % Kohlenstoff und sind damit niedriger
als bei Grünlandstandorten (1,8-8,6 % Corg.) und bei Waldstandorten (2,0-4,5 % Corg.). Sehr
stark humose Horizonte (AG Boden, 1994) finden sich ausschließlich unter Grünland. Die
aufgeführten Gehalte gelten für unterschiedlich mächtige Oberbodenhorizonte. Durch die
regelmäßige Bodenbearbeitung treten auf Ackerstandorten vergleichsweise mächtigere
Oberbodenhorizonte (Pflughorizonte, Ap) mit durchschnittlichen Mächtigkeiten (Median) von
35 cm auf. Die Ah-Horizonte unter Grünland und Wald sind deutlich geringer mächtig
(Median 10 cm bzw. 20 cm). Bei einer Betrachtung der vorhandenen Kohlenstoffmengen im
Oberbodenhorizont weisen Ackerstandorte die geringsten Werte auf (Median 6,6 kg/m²), die
Grünlandstandorte im Außendeichgebiet mit 35,6 kg/m² die höchsten. Da an den unter-
suchten binnendeichs gelegenen Grünlandstandorten jedoch niedrigere Kohlenstoffmengen
70
akkumuliert sind, weisen Waldstandorte mit 21,5 kg/m² höhere Werte auf als die Gesamtheit
der Grünlandstandorte (17,2 kg/m²). Besonders die Waldstandorte im Untersuchungsgebiet
Rogätz zeichnen sich durch tiefreichend humose Oberbodenhorizonte aus, in denen große
Mengen an organischer Substanz gespeichert sind. Höhere Kohlenstoffprozente und –
mengen unter Grünland im Außendeichbereich sind auf Einträge mit humosen Sedimenten
(Krüger et al., 2000b) und auf veränderte Umsetzungsbedingungen durch den dort typischen
Wasserhaushalt zurückzuführen (hohe Grundwasserstände im Winter, Überflutung). Bei den
durchgeführten Untersuchungen ist kein direkter Zusammenhang zwischen Geländehöhe
und Humusgehalt festzustellen.
Abb. 36: Wertebereiche organischer Kohlenstoff in Abhängigkeit vonNutzung und Lage.
In Auensedimenten können auch in Unterbodenhorizonten noch nennenswerte Mengen an
organischem Kohlenstoff gespeichert sein. Vergleicht man darauf hin die untersuchten
Böden über eine Tiefe von einem Meter, so finden sich die größten Kohlenstoffmengen auf
außendeichs gelegenem Grünland (Median Acker 104,5 t Corg./ha�1m Bodentiefe, Wald
147,6 t Corg./ha�1m, Grünland binndendeichs 124 t Corg./ha�1m, Grünland außendeichs
153,5 t Corg./ha�1m).
Das Kohlenstoff-Stickstoff-Verhältnis in Böden dient als einfaches Maß für die Humusqualität
in mineralischen Horizonten. Es kennzeichnet neben den Umsetzungsbedingungen auch die
Umsetzbarkeit der organischen Bodensubstanz. Die meisten Standorte im Untersuchungs-
gebiet weisen eine hohe und sehr hohe Humusqualität auf (AG Boden, 1994). Sogar der
Median aller Oberböden ist mit eimen C/N-Verhältnis von 11 einer hohen Humusqualität
zuzuordnen. Dabei finden sich sowohl nutzungs- als auch lagespezifische Unterschiede. Im
Außendeichbereich wurden etwas ungünstigere C/N Verhältnisse als im Binnendeichgebiet
gefunden (Median 12 bzw. 10), dabei liegt jedoch ebenfalls noch eine hohe Humusqualität
vor. Hierbei ist zu berücksichtigen, dass im Außendeichbereich Grünlandstandorte
überrepräsentiert sind, die sowohl insgesamt als auch besonders im Außendeichbereich
höhere C/N-Verhältnisse als andere Nutzungstypen aufweisen (Median gesamt 12,
binnendeichs 11). Die günstigsten C/N-Verhältnisse im Oberboden weisen Ackerflächen auf
(C/N-Median 9).
Im Außendeichbereich wird im Oberboden die in-situ-Humusbildung durch die Deposition
von humosen Sedimenten überlagert. In tieferen Schichten finden beiderseits des Deiches
humose Auenlehme, die entweder ausschließlich allochtone organische Substanz führen
(aM-Horizonte im engeren Sinn) oder zusätzlich durch autochthone Humusbildung überprägt
und nachträglich durch weitere Sedimentation überdeckt sind (fAh-Horizonte, f: fossil, vergl.
AG Boden, 1994). Eine Unterscheidung der Humuskomponenten ist anhand ihrer
71
Eigenschaften nicht ohne weiteres möglich. Im Gelände wurden an neun Standorten fAh-
Horizonte ausgewiesen. Besonders im binnendeichs gelegenen Bereich zwischen Mühlen-
holz und Sandauer Wald im UG Sandau fanden sich regelmäßig fAh-Horizonte, so dass hier
auf ein flächendeckendes Auftreten zu schließen ist. Eine nähere Betrachtung der Analysen-
ergebnisse dieser Horizonte zeigt, dass sie sich weder durch besonders hohe Humusgehalte
noch durch auffällige Besonderheiten im C/N-Verhältnis auszeichnen. Die fAh-Horizonte
weisen meist hohe Tongehalte bis >60% auf. Vermutlich spielt hier die Zusammensetzung
der Humuskomponente die entscheidende Rolle für die typisch dunkle Färbung der
Horizonte.
Abb. 37: Wertegesamtheit Kohlenstoffgehalte (n=389) in Abhängigkeit vonder Tiefe (aufgetragen ist das Tiefenmittel des Horizontes).
Humose Auenlehme weisen in den Untersuchungsgebieten trotz ihres Auftretens in größerer
Tiefe Kohlenstoffgehalte bis 2,3 % auf (mittel humos, AG Boden, 1994). Treten im Unter-
boden Humusgehalte in der Größenordnung von Oberbodenhorizonten auf (Abb. 37),
rechtfertigt dies eine Kennzeichnung als aM-Horizont (AG Boden, 1994). In den Untersu-
chungsgebieten bilden Standorte, die solche Horizonte besitzen, die Regel. Höhere Gehalte
organischer Substanz im Unterboden (in M oder fAh-Horizonten) können durch ihre
günstigen Sorptionseigenschaften eine wichtige Rolle im Zusammenhang mit Stoff-
verlagerungen spielen. Die Kohlenstoffgehalte der Böden beider Untersuchungsgebiete in
Abhängigkeit von der Tiefe unter GOF sind in Abb. 37 dargestellt. Auch die organische
Substanz in tieferliegenden M-Horizonten weist in der Regel hohe Humusqualitäten auf. Die
Humusqualität in Unterbodenhorizonten mit Humusgehalten >1% ist mit der in Oberböden
vergleichbar. Bei einem mittleren C/N von 10 (Median) treten teilweise sogar niedrigere C/N-
Verhältnisse von 6 auf. Lediglich ein ufernaher Standort im Untersuchungsgebiet Rogätz
weist sehr geringe Humusqualität auf (C/N=30, A3198b), was auf eine Sedimentation von
sehr schwach zersetzter organischer Substanz bei hohen Sedimentationsraten zurück zu
führen sein dürfte.
Im Rückdeichungsgebiet ist bei einer Deichverlegung je nach der Lage der Standorte in
unterschiedlichem Maße mit Sedimentation zu rechnen. Die von der Elbe transportierten
humosen Sedimente besitzen mit Oberböden vergleichbare Eigenschaften sowie
entsprechende Kohlenstoffgehalte (Rupp et al., 2000). Daher kann je nach Sediment-
akkumulation auch mit einer Akkumulation von organischer Substanz gerechnet werden. Die
Horizontmächtigkeit der humosen Oberböden kann auf diese Art stetig zunehmen. Durch
eine Erhöhung des Grünlandanteils sowie durch überflutungsbedingt höhere Wassergehalte
der Standorte kann durch zeitweise ungünstigere Zersetzungsbedingungen eine zusätzliche
Akkumulation organischer Substanz erwartet werden.
72
5.6.2 Hydromorphe Merkmale und Redoxzustände
Hydromorphe Merkmale und Verteilung pedogener OxideDie Verteilung der Elemente Eisen und Mangan im Bodenprofil kann als Indikator für abge-
laufene, vom Wasserhaushalt gesteuerte, dynamische Prozesse dienen. Der Wechsel von
Vernässung und Austrocknung führt in Bodenprofilen zur Ausbildung von Oxidations- und
Reduktionshorizonten. Ihre Lage und Ausprägung ermöglichen eine Abschätzung der
dominierenden Redoxzustände in Abhängigkeit von der Bodentiefe. Aufgrund viel höherer
Gehalte kommt dabei Eisen gegenüber Mangan eine größere Bedeutung in der Ausbildung
von hydromorphen Merkmalen und bei der Färbung von Bodenhorizonten zu. Neben der
Funktion als Indikator für hydrodynamische Prozesse spielen Eisen- und Manganoxide im
Boden mit einer großen spezifischen Oberfläche eine wichtige Rolle als Sorbent für Ionen
aus der Bodenlösung. Rostflecken und Konkretionen stellen außerdem strukturelle Elemente
im Boden dar, die Auswirkungen auf den Wasserhaushalt der Böden oder auf die
Durchwurzelbarkeit für Pflanzen haben.
Substrat- und umlagerungsbedingt manifestieren sich Eisen und Mangan in weiten
auftretenden Wertebereichen: die Gesamtgehalte in den Böden der Untersuchungsgebiete
reichen bei Eisen von 1,3 g Fe2O3/kg bis 79,6 g Fe2O3/kg, bei Mangan von 33 ppm bis
28900 ppm (28,9 g Mn/kg). Die unter terrestrischen Bedingungen zu beobachtende enge
Bindung von Eisen-Gesamtgehalten an die Korngrößenverteilung (Tonfraktion) ist in Auen
aufgrund der ablaufenden hydromorphen Prozesse mit der Translokation von Eisenionen nur
schwach zu erkennen (Abb. 38). Die Mangan-Gesamtgehalte zeigen sich auch in
terrestrischen Böden nahezu unabhängig vom Tongehalt.
Abb. 38: Beziehung zwischen Tongehalt und Eisen-Gesamtgehalt mitRegressionsgerade. Ebenfalls dargestellt ist die Trendlinie der linearenBeziehung zwischen Tongehalt und silicatisch gebundenem Eisen (Feges-Fed).
Die dithionitlöslichen Fraktionen von Eisen (Fed) und Mangan (Mnd) stellen den nicht
silicatisch gebundenen, verlagerbaren Anteil im Boden dar. Bei Mangan stehen meist
größere verlagerbare Anteile am Gesamtgehalt zur Verfügung, während bei den analysierten
Proben im Mittel 64% des Mangans in dithionitlöslicher Form vorliegen (5,4 bis 100%), sind
es bei Eisen lediglich 26% (1,2 bis 70%). Höhere Gehalte an Fed und Mnd treten tendenziell
in Oberböden auf (im Mittel 69% Mn bzw. 28% Fe; Abb. 39 und Abb. 40, jeweils links).
73
Die dithionitlöslichen Gehalte der beiden Elemente zeigen besonders unter nicht-
hydromorphen Bedingungen eine lineare Beziehung zum Tongehalt. Hierbei spielt die
intensivere Eisenfreisetzung durch Verwitterung aus der Tonfraktion die größte Rolle.
Abweichungen von dieser Beziehung lassen auf eine hydromorphe Zu- oder Abfuhr
schließen. Mit einem Bezug auf den jeweiligen Tongehalt der Proben soll der Frage nach
möglichen Anreicherungen von Eisen und Mangan durch hydromorphe Umlagerungen
nachgegangen werden (Abb. 39, Abb. 40, jeweils rechts).
Abb. 39: Tiefenverteilung von dithionitlöslichen Mangangehalten (links) undauf Ton bezogene Mnd-Gehalte (rechts). Vier Spitzenwerte sind jeweils nichtdargestellt.
Abb. 40: Tiefenverteilung von dithionitlöslichen Eisengehalten (links) undauf Ton bezogene Fed-Gehalte (rechts).
Hohe Fed und Mnd-Gehalte je g Ton zeigen sich meist in größerer Tiefe. Die entsprechenden
Horizonte lassen im Profil in der Regel Rostflecken und/oder Konkretionen erkennen (Go-
Horizonte). Sie kennzeichnen den Grundwasserschwankungsbereich der Standorte. In den
Untersuchungsgebieten sind Eisen- und Mangananreicherungshorizonte häufig verzahnt.
Nur selten lässt sich die für grundwasserbeeinflusste Böden typische Auftrennung in
Mangan-Anreicherungshorizont über Eisen-Anreicherungshorizont erkennen (Fittschen und
Gröngröft, 2000). Dies verdeutlicht das in der Aue komplexe Zusammenspiel der Einflüsse
von Überflutungs- und Grundwasser auf die Böden.
Die Tiefenbereiche der Go-Horizonte befinden sich typischerweise zwischen 50 und
250/300 cm. Auenböden im engeren Sinne weisen Rostflecken und/oder Konkretionen
unterhalb 80 cm auf (AG Boden, 1994). Ausfällungen finden sich häufig in Bereichen von
Schichtgrenzen mit deutlichen Korngrößensprüngen, selten treten dabei Mangangehalte
(Mnd) auf, welche die Fed-Gehalte übertreffen (in zwei Fällen: um 64%, A3199/5 und um
33%, A3118/5a, s. Abb. 41). Ausfällungshorizonte mit starken Eisen- oder Mangan-
anreicherungen bilden teilweise massive, wolkenförmige oder bankartige Konkretionen. Ent-
sprechende Erscheinungen wurden jedoch in beiden Untersuchungsgebieten ausschließlich
im Binnendeichbereich gefunden. Sie sind durch die schnellere Austrocknung der Böden bei
Hochwasserrückgang aufgrund der fehlenden Nachfuhr von Überflutungswasser bedingt.
Eisenausfällungen im Außendeichbereich zeigen sich oft als schmale Bänder an Schicht-
grenzen.
Tieferliegende Horizonte mit niedrigen dithionitlöslichen Gehalten je g Ton charakterisieren
solche Bereiche, die lange Zeit unter Grundwassereinfluss stehen und entsprechend häufig
reduzierende Bedingungen aufweisen (Gr-Horizonte). Die Eisengehalte sind meist absolut
höher als die Mangangehalte. Aufgrund des im Sommer sehr tief absinkenden Grundwasser-
74
spiegels treten in den Untersuchungsgebieten Gr-Horizonte meist erst in Tiefen unterhalb
250 bis 300 cm auf.
Besonders im Außendeichbereich treten häufig Sande auf, die sich in Tiefen oberhalb
250 cm u. GOF durch niedrige Gehalte von pedogenen Oxiden auszeichnen. Die im Gelände
als C oder Gw gekennzeichneten Horizonte stellen Bereiche dar, die bei ansteigenden
Wasserständen als Grundwasserleiter fungieren. Durch die dann herrschenden redu-
zierenden Bedingungen sowie eine laterale Wasserbewegung erfolgte hier vermutlich mit
dem Wasserstrom eine Umlagerung von Eisen- und Manganionen.
Im Oberboden ist ein höherer Eisen-Aktivitätsgrad zu beobachten. Die organische Substanz
verhindert durch Komplexbildung die Auskristallisation zu stabilen Eisenoxiden. Das
Verhältnis Feo/Fed beträgt in Oberbodenhorizonten im Mittel 0,68 und ist damit knapp 20%
höher als der Mittelwert in tieferliegenden Horizonten. Die stabilere Struktur der pedogenen
Oxide im Unterboden bewirkt, dass dithionitlösliche Eisen- und Manganverbindungen unter
reduzierenden Bedingungen nur teilweise gelöst werden können.
Abb. 41: Verhältnis von Mnd:Fed in Abhängigkeit von der Tiefe.
Bei der Interpretation der Verteilung der pedogenen Oxide in Bodenprofilen muss daher
damit gerechnet werden, dass hydromorphe Merkmale z.T. auf reliktischen Prozessen
beruhen. Genauere Aussagen zu aktuell ablaufenden Prozessen erlauben nur Messungen
des Redoxpotentials im ungestörten Boden.
Messung von Redoxzuständen an BodenmonolithenReduktions- und Oxidationsprozesse gehören zu den wichtigen Mechanismen von Stoff-
mobilisierung und –immobilisierung im Boden. Die Redoxbedingungen weisen in hydro-
morphen Böden mit Grundwasserschwankungen und Überflutung eine besonders große
Dynamik auf, die eine wichtige Rolle bei der Verfügbarkeit und Mobilität von Nähr- und
Schadstoffen spielt. Im Boden ablaufende Redoxprozesse werden überwiegend durch die
Stoffwechselaktivität von Mikroorganismen gesteuert, welche wiederum abhängig ist von
Sauerstoffangebot, Temperatur sowie Substratangebot (Fiedler, 1997). Das Redoxpotential
im Boden unterliegt tageszeitlichen und jahreszeitlichen Schwankungen und kann sehr klein-
räumige Differenzierungen aufweisen. Eine Messung des Redoxpotentials erfolgt als Gleich-
spannungsdifferenz zwischen einer Mess- und einer Bezugselektrode.
Im Ökosystem der Aue ist das Frühjahr der Zeitraum der intensivsten Stoffdynamik. Hier
kommt es bei einem Zusammentreffen von hohen Wasserständen und ansteigender Tempe-
ratur zu einer Überlagerung der Haupteinflussgrößen auf die Redoxbedingungen. Durch in-
75
situ-Messungen an Bodenmonolithen im Labor können relativ konstante Temperaturen ein-
gestellt werden, die eine Übertragung der Ergebnisse auf die Verhältnisse im Frühjahr
ermöglichen. An den Bodenmonolithen wurden gezielt Wasserstände eingestellt, die den
Geländeverhältnissen im Frühjahr entsprechen. Die Messungen konzentrieren sich auf hohe
Wasserstände und wechselnde Bedingungen in deren Umfeld, da hier ökologisch relevante
Stoffwechselprozesse zu erwarten sind. Es wurden sechs Standorte mit Bodenmonolithen
beprobt. Die mit Messgeräten bestückten Horizonte sind in Tab. 24 aufgeführt.
Tab. 24: Mit Bodenmonolithen beprobte Profile und Horizonte.Profil-Nr. Bodentyp Nutzung Lage Beprobte Horizonte Horizont-
symbolHor. 1: 0- 35 cm aApA3105 Vega-Gley Ackerbau binnendeichsHor. 2: 35-75 cm aM-GoHor. 1: 0-35 cm aApA3106 Vega-Gley Ackerbau binnendeichsHor. 2: 35-50 cm aGo-MHor. 1: 0-35 cm aApA3107 Vega-Gley Ackerbau binnendeichsHor. 2: 35-65 cm aGo-MHor. 1: 0-35 cm aApHor. 2: 35-65 cm aGo-MHor. 3: 65-80 cm II aGo
A3108 Auengley Ackerbau binnendeichs
Hor. 4: 80-95 cm III aGo-fAh1Hor. 2: 10-25 cm aAh2Hor. 3: 25-55 cm aM-Go
A3113 Vega-Gley Grünland außendeichs
Hor. 4: 55-80 cm II aGoHor. 1: 0-30 cm jaGo-AhHor. 2: 30-65 cm II aM-Go
A3118 Vega-Gley Grünland binnendeichs
Hor. 3: 65-85 cm III aGo1Die Bodenmonolithe wurden mit einer Ausnahme im Binnendeichgebiet entnommen. Die
entsprechenden Standorte sind im jetzigen Zustand nicht von Überflutungen betroffen, treten
jedoch bei einer möglichen Deichrückverlegung ins Außendeichgebiet. Für diese Standorte
können daher im Versuch künftige Überflutungen und sehr hohe Grundwasserstände
exemplarisch simuliert und deren Auswirkungen untersucht werden. Neben einer Simulation
von Grundwasserständen erfolgte auch eine gezielte Wasserzufuhr von oben. In den Boden-
monolithen wurden so anhand des Redoxpotentials Versickerungsfronten sichtbar gemacht.
Ein Anstieg des Grundwassers sowie kapillarer Aufstieg sind im Versuch durch Änderung
der Redoxbedingungen ebenfalls gut nachzuvollziehen. An den Bodenmonolithen wurden
Wasserstände von 0 cm u. GOF bis ca. 60-80 cm u. GOF eingestellt. An den Messonden der
verschiedenen Tiefen wurden Redoxpotentiale im Bereich von 600 mV bis ca. –300 mV ge-
messen. Redoxpotentiale im Bereich <100 mV treten an den Standorten je nach Höhenlage
und Substratbedingungen in unterschiedlichem Maße auf. Es konnte jedoch die unter-
schiedliche Sensitivität der Standorte auf Änderungen der Temperatur- oder Wasserhaus-
haltsbedingungen bei Auftreten derart niedriger Redoxbedingungen gezeigt werden.
76
Unter Wassersättigung lässt sich bei Fehlen größerer Temperatursprünge eine stetige
Sauerstoffzehrung und damit eine Absenkung des Redoxpotentials beobachten. Eine
Absenkung des Wasserspiegels bewirkt in trockengefallenen Zonen eine intensive
Aktivierung der Redoxdynamik. Die Mächtigkeit der wassergesättgten Zone über einer Mess-
Sonde hat Auswirkung auf die Sauerstoffzufuhr durch Diffusion. Sonden, die wenige
Zentimeter unterhalb des Wasserspiegels liegen, zeigen dennoch Zunahmen des Redox-
potentials (besonders bei konstant niedrigen Temperaturen). Im Gegensatz dazu bewirken
günstige Bedingungen für kapillaren Aufstieg teilweise oberhalb des Wasserspiegels noch
stark reduzierende Bedingungen.
Bei nahezu allen untersuchten Standorten lässt sich im vorliegenden Falle der insgesamt
hohen Wasserstände festhalten, dass die Temperatur entscheidende Ausschläge zur Akti-
vierung der mikrobiellen Aktivität gibt, welche wiederum über das Redoxpotential Stoff-
umsetzungsreaktionen beeinflusst. Eine Temperaturerhöhung von 3 °C bewirkt an einem
Standort bei gleichbleibender Wasserspannung durch mikrobielle Sauerstoffzehrung eine
Redoxpotentialabnahme von teilweise mehr als 200 mV. Temperaturhöchstwerte von 25 °C
im Boden bewirken bei hohem Wassersättigungsgrad Absenkungen des Redoxpotentials in
stark reduzierende Bereiche. Dieser Temperatureffekt lässt sich ebenfalls sehr deutlich zu
einem anderen Zeitpunkt beobachten, an dem eine rasche Temperaturerhöhung nach sehr
tiefen Temperaturen erfolgt. An einem Standort kommt durch eine Temperaturerhöhung von
9 auf 17 °C eine Redoxdynamik mit Schwankungen von bis zu 400 mV in Gang. Gleichzeitig
erhöht sich die kleinräumige Variabilität der Redoxbedingungen. Nach dem Temperatur-
anstieg zeigen die vorher gleichlaufenden Mess-Sonden innerhalb eines Horizontes
Differenzen des Redoxpotentials von bis zu 200 mV. Von anderen Autoren werden bei
vergleichbaren Bedingungen teilweise noch höhere Differenzen berichtet (Schwartz, 2001,
Fiedler, 1997). Dagegen bleiben bei relativ konstanten Temperaturen die Wasser-
gehaltsschwankungen, die sich im Bereich hoher Wassersättigung bewegen, teilweise ohne
Auswirkungen auf die Werte des Redoxpotentials, bzw. die Reaktionen treten erst zeitlich
verzögert ein. Bei einer Absenkung der Temperatur erfolgt dann trotz hoher Wassersättigung
durch Sauerstoffdiffusion wieder eine Erhöhung des Redoxpotentials. Erst Wasser-
spannungen im negativen Bereich überwiegen die Bedeutung der Temperatur, so dass keine
Wirkung von mäßig hohen Temperaturerhöhungen zu beobachten ist. Dagegen werden an
anderer Stelle Temperatureffekte erst bei solchen niedrigen Wasserspannungen sichtbar.
Bei hohen Wassergehalten kann also von einer allmählichen Sauerstoffzehrung mit all-
mählicher Redoxpotentialerniedrigung gesprochen werden, die durch die Erhöhung der Bo-
dentemperatur verstärkt und beschleunigt wird. Ähnlich starke Temperatureinflüsse auf das
Redoxpotential wurden z.B. auch von Schwartz (2001) beobachtet.
77
An sehr bindigen Standorten läuft die Sauerstoffzehrung trotz hoher Wassergehalte lang-
samer oder abgeschwächt ab. Ebenso setzt die Erhöhung des Redoxpotentials als ge-
genläufiger Effekt teilweise verlangsamt ein. Andererseits besteht besonders nach längerem
Messbetrieb auch die Gefahr der Sondenträgheit durch Oxidationsprozesse an der
Oberfläche („Vergiftung“, Fiedler, 1997, Schmidt, 1998). In sandigen Böden und Horizonten
sind teilweise niedrigere Wasserspannungen als in tonigen Böden nötig, um eine ähnlich
starke Reduktion zu bewirken. Dagegen wurden in Sanden auch träge Reaktionen auf
Wassergehaltsschwankungen beobachtet, die vermutlich mit günstigen Bedingungen für
Sauerstoffnachlieferung zusammenhängen. Große Auswirkungen auf die Potentialdynamik
haben die Gehalte an organischer Substanz (s.a. Schwartz, 2001). Bei vergleichbaren
Temperaturbedingungen und Wassergehalten treten in humusreicheren Horizonten meist
größere Schwankungen des Redoxpotentials auf.
Bei Deichrückbau wird in den Böden ein weiteres Spektrum von Redoxbereichen durch-
laufen. Hohe Wasserstände und Überflutungen bewirken an den untersuchten Standorten
eine Verringerung der Redoxpotentiale bis in Bereiche, in denen Methanbildung stattfinden
kann. Im Feld sind solche Verhältnisse nur in humosen Auenlehmen tieferliegender Stand-
orte zu erwarten (s.a. Schwartz, 2001). Die Reduktion und Verlagerung von Eisen und
Mangan tritt je nach deren Höhenlage an nahezu allen Standorten ein, eine wichtige Rolle für
deren Intensität spielt neben den Wassergehalten auch die Beschaffenheit (Körnung,
Humusgehalt) des Substrates. Während des gesamten Jahres ist mit Redoxzustände zu
rechnen, die eine Denitrifikation ermöglichen. Entsprechende Bedingungen treten aufgrund
der höheren Wasserzufuhr im Deichvorland häufiger auf (s.a. Schwartz, 2001).
5.6.3 Austauschkapazität und Bodenreaktion
Die Bodenreaktion beeinflusst die chemischen, physikalischen und biologischen Boden-
eigenschaften und das Pflanzenwachstum direkt oder indirekt (Schachtschabel et al., 1998)>
Der pH-Wert ist eine zentrale Steuergröße der Stoffdynamik in Böden, er ermöglicht Rück-
schlüsse auf ablaufende Umwandlungsprozesse (Franke und Neumeister, 2000) und
beeinflusst neben der Pflanzenverfügbarkeit von Nährstoffen u.a. auch die Mobilität von
Schadstoffen. Die Höhe der im Boden auftretenden Werte ist abhängig vom Ionenbelag der
Austauscher. In der Regel weist die Bodenreaktion Beziehungen zur Textur der Böden, zu
Gehalten organischer Substanz sowie zur Nutzung bzw. Vegetation auf. Bei Krüger et al.
(2000a) wird in Elbauenböden das Fehlen einer Beziehung zur Textur, hingegen eine Tiefen-
abhängigkeit als Ausdruck des Wasserstandes und der Zufuhr basischer Kationen
festgestellt. Die Elbauen stellen im Vergleich zu anderen Auen insofern eine Besonderheit
78
dar, als hier das Ausgangssubstrat der Bodenbildung grundsätzlich carbonatfrei ist (Grön-
gröft et al., 1999b).
In den Untersuchungsgebieten Sandau und Rogätz wurden die pH-Werte von insgesamt 449
Horizonten analysiert. Die ermittelten Werte bewegen sich im Bereich zwischen pH 3,0 und
pH 7,4 (Abb. 42, Abb. 44) und decken damit eine Spannbreite von sehr stark sauer bis sehr
schwach alkalisch ab (AG Boden, 1994).
Abb. 42: Verteilung der Gesamtheit der pH-Werte in den Untersuchungs-gebieten. Werte sortiert und in 20%-Perzentil-Klassen eingeteilt.
Von den ermittelten Werten liegen 80% zwischen pH 5,0 und 6,1 (mittel sauer nach AG Bo-
den, 1994), 90 % finden sich im Bereich zwischen 4,4 und 6,4 (stark sauer bis schwach
sauer nach AG Boden, 1994, s.Abb. 42). Lediglich ein direkt am Elbufer gelegener Standort
im Untersuchungsgebiet Rogätz (mit einem Profil und einem Begleitprofil) weist pH-Werte >7
auf. Diese nur punktuell beobachteten hohen pH-Werte lassen auf anthropogene Einflüsse
schließen (z.B. Einbringung von Bauschutt im Uferböschungsbereich).
Die größte Streubreite von Werten tritt in Oberflächennähe auf (Abb. 43), sie entspricht un-
gefähr der Spannbreite der Wertegesamtheit. Im Oberboden zeigen sich Einflüsse von Ver-
sauerung oder Düngung/Überflutung auf die Bodenreaktion. Mit größerer Tiefe verlieren
diese Einflüsse an Bedeutung, die Streubreite der Werte wird geringer.
Abb. 43: Streubreite auftretender pH-Werte in Abhängigkeit von der Tiefe(Horizontoberkante).Dargestellt ist eine Gesamtheit von 449 Proben aus den Untersuchungsgebieten Sandauund Rogätz.
Zwischen den Untersuchungsgebieten unterscheiden sich die auftretenden Werte dadurch,
dass die unteren Extremwerte in Sandau und die oberen in Rogätz auftreten. Die höchste
Bodenacidität tritt in Sandau im Oberboden eines Waldstandortes (Mühlenholz) und im redu-
zierenden Unterboden eines Senkenstandortes auf (s. Abb. 43, Ausreißer bei pH3 und 200
cm Tiefe). Der Medianwert liegt in Sandau mit pH 5,7 etwa gleich hoch wie im UG Rogätz
(pH 5,5). Außen- und Binnendeichstandorte weisen gleiche pH-Mediane auf, auch die
Höchstwerte unterscheiden sich nicht in Abhängigkeit von der Lage zum Deich. Dem-
gegenüber treten Werte < pH 4 nur im Binnendeichgebiet auf.
An Waldstandorten treten insgesamt deutlich niedrigere Werte auf (jedoch bei geringerer
Probenzahl, vgl. auch Abb. 44), zwiwchen Acker- und Grünlandstandorten lassen sich bei
Betrachtung der Wertegesamtheit keine nennenswerten Unterschiede feststellen.
Abb. 44: Auftretende pH-Werte in Abhängigkeit von Lage und Nutzung.
Eine positive Korrelation zwischen Geländehöhe und pH-Werten wurde von Höhn et al.
(2000) an der Oder, Köhnlein (1999) an der Mittelelbe sowie von Erber (1998) in der Weser-
79
marsch beobachtet. Durch die hier vorliegenden Untersuchungen kann dies nicht bestätigt
werden, im Gegenteil treten tendenziell die niedrigsten pH-Werte eher an höhergelegenen
Standorten auf. In anderen Elbeabschnitten wurden bei kleinräumigen Untersuchungen von
Auenböden sowohl proportionale als auch antiproportionale Zusammenhänge zwischen
Geländehöhe und pH-Wert festgestellt (Franke und Rinklebe, 2001). Die größte Messwert-
variabilität zeichnete sich dort in Senken ab (Franke und Neumeister, 2000).
Obwohl zu erwarten, lässt sich weder im Oberboden noch bei der Probengesamtheit eine
deutliche Beziehung der Bodenacidität zum Humusgehalt oder zur Textur des Bodens
feststellen. Lediglich bei einer nutzungs- und lagedifferenzierten Betrachtung der Ober-
boden-pH-Werte deuten sich Beziehungen zu den Humus- und Tongehalten an. Diese
zeigen sich auf Ackerflächen und außendeichs gelegenen Grünlandflächen proportional und
auf binnendeichs gelegenen Grünlandstandorten antiproportional. Die Beziehung hängt
vermutlich mit der Substratbeschaffenheit und der Lage der untersuchten Standorte
zusammen: die binnendeichs gelegenen Grünlandstandorte zeichnen sich meist durch
niedrige Geländehöhen in größerer Entfernung zur Elbe aus. Hier nimmt mit höherem Ton-
gehalt die Vernässung zu, und es wird mehr organische Substanz akkumuliert. Die außen-
deichs gelegenen Grünlandstandorte sind meist höhergelegene Standorte. Höhere
Tongehalte und höhere Humusgehalte verbessern die Sorptionseigenschaften, eingetragene
Nährstoffe können besser zurückgehalten werden und bedingen einen höheren pH-Wert. Ein
ähnliches Bild zeigt sich auf den Ackerstandorten, auf Waldstandorten sind derartige Trends
aufgrund der geringen Probenzahl nicht abzusichern. Die Waldstandorte weisen im
Oberboden sehr niedrige und niedrige pH-Werte auf, nur bei einem Profil findet sich im Ober-
boden ein hoher pH-Wert (Einstufung nach LUFA Sachsen-Anhalt, 1996, unter Berück-
sichtigung von Bodenart und Humusgehalt, s. Abb. 45). Bei Grünlandstandorten tritt eine
Spannbreite von sehr niedrigen bis extrem hohen pH-Werten auf, bei Ackerstandorten fehlen
dagegen die Extremwerte.
Abb. 45: Einstufung der Oberboden-pH-Werte in den Untersuchungs-gebieten Sandau und Rogätz.Werte sind sortiert nach Nutzungstyp. pH-Stufen A-F (sehr niedrig bis extrem hoch)berücksichtigen Bodenart und Humusgehalt für Acker- und Grünland (nach LUFASachsen-Anhalt).
Versauerungstendenzen im Oberboden lassen sich besonders bei den Waldstandorten so-
wie bei hochgelegenen, sandigen Grünlandprofilen finden. Auf Ackerflächen finden sich in
Oberböden sowohl leichte Versauerungstendenzen, wie auch vermutlich durch Düngung be-
wirkte pH-Erhöhungen gegenüber liegenden Horizonten mit höherer Bodenacidität. Böden im
Deichvorland zeigen häufig einen im gesamten Profil gleichmäßigen Tiefenverlauf des pH-
80
Wertes, was auf eine regelmäßige Basenzufuhr durch Elbüberflutungen hindeutet. So ist
auch für die Rückdeichungsflächen bei Überflutung mit einer pH-Wert-Erhöhung zu rechnen.
Austauschkapazität und AustauscherbelegungDie Sorptionskapazität kennzeichnet dme Fähigkeit der Böden, Ionen austauschbar zu
binden. Die tatsächliche Belegung der Austauscherplätze stellt ein wichtiges Standorts-
charakteristikum dar. Für das Pflanzenwachstum bilden hohe Anteile an kationischen Makro-
nährelementen günstige Standortsbedingungen, während eine zunehmende Versauerung in
höheren Anteilen von H+, Al3+ oder Fe2+-Ionen und einer geringeren Verfügbarkeit von Nähr-
ionen im Wurzelraum resultiert. Im Überflutungswasser gelöste Ionen sorgen in Auen für
eine kontinuierliche Nährstoffzufuhr. Gleichzeitig spielt die Sorptionskapazität für die
Pufferung von Schadstoffeinträgen eine bedeutende Rolle.
Durch die große spezifische Oberfläche von Tonmineralen und organischer Substanz
besit~en ton- und humusreiche Böden die größte Kationenaustauschkapazität. An den
Austauschern dominieren die Elemente Ca, Mg, K und Na, nur an wenigen Standorten mit
niedrigen pH-Werten sind nennenswerte Anteile von H+, Al3+ oder Fe2+ vorhanden. Nutzungs-
einflüsse oder die Überflutung mit Elbwasser können die Elementverhältnisse der Makro-
nährelemente am Kationenbelag verändern. In Oberböden der Untersuchungsgebiete
dominiert an den Austauschern Ca2+ (im Mittel 84%), vor Mg2+(13%), K+(2%) und Na+ (<2%).
Die Summe der vier Makronährelemente im Oberboden beträgt im Mittel ca. 196 mmolc/kg
Boden.
Das Ca/Mg-Verhältnis in den untersuchten Oberböden zeigt enge Beziehungen zur Nutzung.
Während sich an Ackerstandorten ein weites Ca/Mg-Verhältnis von 10,4 findet, ist es an
Standorten der anderen Nutzungstypen deutlich enger (Grünland 7,4, Wald 5,8). Damit
einhergehend verändern sich die Anteile der Elemente an der Summe der basisch wirkenden
Kationen: der Ca-Anteil ist auf Ackerstandorten am höchsten und an Waldstandorten am
geringsten (durchschnittlich 87,6 % gegenüber 81,7 %). Ein Vergleich von binnendeichs und
außendeichs gelegenen Grünlandstandorten zeigt im Binnendeichgebiet eine geringe
Bevorzugung von Ca gegenüber Mg an den Austauschern. Die Nutzungsunterschiede in der
Austauscherbelegung überwiegen die durch die Lage zum Deich bedingten Unterschiede.
Nennenswerte Anteile von Al3+ am Kationenbelag wurden nur an Waldstandorten gefunden,
die naturgemäß stärker von Versauerung betroffen sind. Diese Tendenz zur Versauerung ist
an allen Waldprofilen zu erkennen, es wurden bis zu 70 mmolc/kg austauschbares Al3+ ge-
funden, was dort ca. 50 % der Menge der basisch wirkenden Kationen darstellt (Boden-profil
A3185). Dadurch wird hier die Basensättigung am Austauscher auf 66% reduziert. Über 90%
der Al3+-Gehalte größer null liegen unter 20 mmolc/kg. Al3+-Gehalte auf Acker- oder Grün-
landstandorten liegen in der Regel <2 mmolc/kg Boden. In viel geringerem Umfang wurde
81
austauschbares H+ auch in Oberböden von stärker sauren Grünlandstandorten gefunden,
dagegen praktisch nie auf Ackerstandorten. Trotz der möglichen Überflutung mit Elbwasser
weist z.B. das Grünland-Bodenprofil A3134 im UG Sandau im Oberboden 11 mmolc/kg
austauschbares H+ auf. Wenn austauschbares H+ nachgewiesen wurde, dann in der Regel in
Größenordnungen <2 mmolc/kg.
Charakteristisch zeigt sich das Verhältnis von Gesamt Ca : Gesamt Mg in den organischen
Auflagen der Waldstandorte. Hier finden sich gegenüber Mg in der Regel nahezu doppelt so
hohe Ca-Gehalte, während in mineralischen Oberböden häufig Mg dominiert und doppelt so
hohe Gehalte aufweist. Auch an außendeichs gelegenen Standorten mit Deposition von grö-
ßeren Mengen organischer Substanz (besonders Bodenprofile A3198, A3119) finden sich im
Oberboden hohe Ca/Mg-Verhältnisse, die denen der organischen Auflagen in Wäldern na-
hekommen.
5.6.4 Nährstoffe
Mit dem Ziel einer umfassenden standörtlichen Charakterisierung der Untersuchungsgebiete
wurden im Rahmen der vorliegenden Untersuchungen verschiedene ökologisch bedeutsame
Pflanzennährstoffe analytisch erfasst. Nachfolgend werden die Untersuchungsergebnisse
der Makronährstoffe Stickstoff (Nmin), Phosphor und Kalium dargestellt und diskutiert.
Mineralischer Stickstoff (Nmin-Stickstoff) im BodenDie Analyse von löslichem Nitrat vor und nach dem für Translokation relevanten
Winterhalbjahr ermöglichte eine Bilanzbetrachtung, um Größenordnungen von Eingangs-
und Ausgangsströmen des Stickstoffkreislaufes in der Aue zu identifizieren.
Hierzu wurde im Untersuchungsgebiet Sandau ein Ackerschlag im Winter 1999/2000 sowohl
vor der Hochwassersaison im Herbst als auch danach im Frühjahr, beprobt und an 44
Probenahmepunkten in zwei Tiefen auf mineralischen Stickstoff (Nmin) untersucht. Da die
Ammoniumgehalte weniger stark von dynamischen Prozessen im Boden geprägt sind und
wesentlich niedrigere und einheitlichere Gehalte als bei Nitrat auftreten, liegt das Haupt-
augenmerk auf den Gehalten an Nitratstickstoff. Die Stickstoffvorräte auf den hier unter-
suchten, landwirtschaftlich genutzten Böden werden von Düngerzufuhr gespeist, eine
Überflutungszufuhr ist aufgrund der Lage zum Deich nicht gegeben. In geringerem Umfang
ist mit einer Zufuhr durch atmosphärische Deposition (in Deutschland ca. 20-50 kg N/ha*a,
Schachtschabel et al., 1998) und mit Grundwasserzufuhr zu rechnen (z.B. Lenzen im
Sommer 1998 Werte <1 mg/l NO3–N, Schwartz, 2001).
Anbaufrucht auf den Untersuchungsflächen war sowohl vor als auch nach der Beprobung
Wintergerste. Hier vorherrschende Böden sind Vega-Gleye aus Lehmsand über Sand, aus
Lehm über tiefem Sand sowie aus Ton über Sand. Sie weisen im Oberboden bei pH-Werten
um pH 6 Kohlenstoffgehalte von ca. 1,4 % auf. Das C/N-Verhältnis bewegt sich im Bereich
82
zwischen 8 und 10. Nahezu flächendeckend findet sich in Tiefen von 8-9 dm ein fossiler
Oberbodenhorizont (fAh).
Die Lage der Probenahmepunkte ist Abb. 46 zu entnehmen. Aufgrund der kleinräumigen
Heterogenität sowohl von Stickstoffgehalten als auch von dynamischen Prozessen ist eine
punktgenaue Beprobung von großer Bedeutung für die Interpretation der Ergebnisse. Daher
wurden im Herbst zur Markierung der Probenahmepunkte Magnete im Boden versenkt, die
im Frühjahr zur Wiederfindung genutzt werden konnten. Zur Darstellung der Nitratgehalte
wurden die Werte des Probenahmerasters mittels Gridding in eine reguläre Matrix über-
tragen. Die Berechnung von Matrixwerten, die dann für die Darstellung als Gitternetzmodell
(s. Abb. 47) verwendet wird, erfolgt nach der Korrelationsmethode (Davis, 1986).
Abb. 46: Lage des N-min Probenahmerasters im UntersuchungsgebietSandau (Sandau-Nord).Bereich Möwenwerder/Mühlenholz zwischen Sandau und Havelberg. 44 Probenahme-punkte befinden sich jeweils in einem Abstand von ca. 100 m.
Abb. 47: Interpolationsergebnis der Nitratgehalte zu zwei Probenahme-zeitpunkten (Erläuterungen im Text).
Die Nitratgehalte im Herbst zeigen im Oberboden der Untersuchungsflächen viel größere
Inhomogenitäten als im Unterboden (Abb. 47). Höchstmengen liegen im Tiefenbereich 0-
30 cm bei 120 kg N/ha, der Median der Probenahmepunkte beträgt ca. 35 kg N/ha. Im
Unterboden (30-60 cm) schwanken die Gehalte im Herbst weniger stark und sind insgesamt
deutlich niedriger. Der Höchstwert beträgt hier ca. 47 kg N/ha, der Median der Probenahme-
punkte liegt ca. 19 kg N/ha (40%) niedriger als im Oberboden. Am Probenahmepunkt mit den
höchsten Nitratgehalten wurde in der gesamten Untersuchungstiefe (0-60 cm) ein Wert von
146 kg N/ha ermittelt. Er liegt damit oberhalb der für die Aufwuchsphase im Frühjahr
anzustrebenden Stickstoffmenge für Wintergetreide (ca. 100-120 kg N/ha, LUFA Sachsen-
Anhalt, o.J.).
Im Frühjahr sind sowohl im Oberboden als auch im Unterboden niedrigere Nitratgehalte als
vor dem Winterhalbjahr festzustellen. Im Oberboden liegt der Medianwert ca. 87 % niedriger
(bei 4,6 kg N/ha) als im Herbst und ist damit nur noch knapp höher als der Medianwert der
Unterbodenproben (3,7 kg N/ha). Letzerer hat gegenüber dem Herbst auf knapp ein Viertel
abgenommen. Im Unterboden treten im Frühjahr höhere Maximalwerte (50,7 kg N/ha) auf
als im Oberboden (34,8 kg N/ha), gleichzeitig liegt dieser über dem Unterboden-Maximalwert
im Herbst.
Auf den untersuchten Ackerflächen wurden über das Winterhalbjahr Stickstoffverluste aus
den Wurzelraum (0-60 cm) nachgewiesen. Wird bei der Bilanzierung der Flächenverluste
das arithmetische Mittel der Probenahmepunkte benutzt, dann kann hier mit einem Verlust
83
von ca. 41 kg N/ha gerechnet werden, der zu beinahe 80 % aus dem Oberboden stammt.
Die punktbezogenen Verluste im Oberboden liegen mit durchschnittlich (Median) 25 kg N/ha
mehr als doppelt so hoch wie im Unterboden (11,4 kg N/ha). Während im Oberboden an
allen Probenahmepunkten Gehaltsabnahmen auftreten, finden sich im Unterboden an einem
Viertel der Probenahmepunkte Zunahmen, die bis zu ca. 44 kg N/ha erreichen. Dabei finden
sich solche Zunahmen im Unterboden an Standorten, die bei der Probenahme im Herbst in
0-30 cm sehr hohe Gehalte aufwiesen. Diese Ergebnisse können als Auswaschung mit der
Grundwasserneubildung gedeutet werden, da hier die Frühjahrsgehalte im Unterboden
teilweise höher liegen als die jeweiligen Gehalte im Herbst. In Flussauen ist eine Sicker-
wasserbildung und damit eine Auswaschung von Nitratstickstoff ins Grundwasser erst nach
Rückgang der Hochwässer zu beobachten (vgl. Quast et al., 2000). Jährliche Aus-
waschungsverluste können nach DVWK (1985) mit Schwerpunkt im Winterhalbjahr unter
Getreide 30->200 kg N/ha und Jahr betragen.
Für die Nitratabreicherung im Boden kann auch eine Verdünnung durch hochanstehendes
Grundwasser eine nennenswerte Rolle spielen (Schlüter et al., 1996). Die sehr niedrigen
Gehalte im Oberboden lassen dabei auf Grundwassereinfluss bis in Oberflächennähe
schließen. In Auen ist neben der vertikalen Verlagerung von Stickstoff aus dem Wurzelraum
mit dem Sickerwasser auch mit Stickstoffverlusten durch Denitrifikation zu rechnen. Sie
findet bevorzugt bei hohen Wassersättigungen (70-80 %, Aulakh et al., 1992) im Oberboden
statt. Mit einer stärkeren Denitrifikation ist daher besonders an tiefergelegenen Standorten
mit längeren Nassphasen zu rechnen. Neben qualmwasserbeeinflussten Bereichen mit
niedriger Versickerungsgeschwindigkeit sind auf den untersuchten Ackerschlägen auch pH-
Werte zu beobachten, die innerhalb des pH-Optimums für Denitrifikation liegen (pH 6-8,
Schachtschabel et al., 1998). Es ist daher zu erwarten, dass im Untersuchungsgebiet die
Verringerung der Gehalte an Nitratstickstoff über das Winterhalbjahr sowohl durch Aus-
waschung als auch durch Denitrifikation bedingt ist. Brettar et al. (o.J.) schätzen aus in-situ-
Denitrifikationsversuchen in Rheinauenböden für überschwemmungsfreie Jahre Denitrifi-
kationsraten von 100 kg N/ha ab und betonen die Möglichkeit wesentlich höherer Raten in
Abhängigkeit von unterschiedlichen Überflutungszeitpunkten. Andere Quellen geben deutlich
niedrigere Denitrifikationsraten an, die in der Regel < 40 kg N/ha und Jahr betragen, wovon
ca. 50% auf das Winterhalbjahr entfallen (DVWK, 1985, Ottow, 1992, Nieder et al., 1993,
Benckiser et al., 1987, Lippold et al., 1991, Kaiser und Ruser, 2000, Bouwman, 1990, zitiert
in Kaiser und Ruser, 2000). Eine Verringerung von Stickstoffmengen im Boden erfolgt auch
durch Pflanzenaufnahme. Bei Getreidesorten kann dabei von jährlich 100-200 kg N/ha
ausgegangen werden (DVWK, 1985), Pflanzenentzug spielt auf Ackerflächen im
Winterhalbjahr aufgrund der niedrigeren Stoffwechselaktivität der Pflanzen und der
geringeren Biomasse eine weniger bedeutende Rolle.
84
Bei einer möglichen Deichrückverlegung ist einerseits mit dem Wegfall der land-
wirtschaftlichen Düngung, andererseits jedoch mit partikulären und in geringerem Maße
gelösten (im Elbwasser bei bei Lenzen im Median 14,2 mg NO3-N/l, Schwartz, 2001)
Stickstoffeinträgen durch Überflutung zu rechnen. Als prognostizierte Größenordnung der
partikulären Einträge gibt Schwartz (2001) für mittelhohe Standorte im Bereich Lenzen einen
Eintrag von 40-120 kg N/ha an. Die Einträge an tiefgelegenen Standorten vergleicht er mit
Düngungseinträgen intensiv landwirtschaftlich genutzer Flächen. Daher ist besonders in den
elbfernen, tiefergelegenen Standorten im Untersuchungsgebiet Sandau mit einer Zunahme
von Einträgen zu rechnen. Gleichzeitig aber ist besonders an diesen tief gelegenen
Standorten mit einer deutlich höheren Denitrifikation und daher mit einer Zunahme des
Stickstoffumsatzes zu rechnen (Schwartz, 2001, Brettar et al., o.J.).
Verfügbares Phosphat und Kalium im BodenVon der Elbe werden nennenswerte Phosphatmengen im Sediment und in geringerem
Umfang in der Wasserphase transportiert. Durch den Eintrag in Vorlandbereiche treten dort
Gehalte auf, die oft über denen von gedüngten Ackerflächen liegen. Hier können vertikale
Verlagerungenen von Phosphat zu Belastungen des Grundwassers führen. Die Phosphor-
gesamtgehalte der Probengesamtheit betragen im Mittel 0,7 g P/kg und zeigen enge
Beziehungen zum Kohlenstoffgehalt sowie zur Menge an oxalatlöslichem Eisen (Co-
präzipitation, Abb. 48).
Abb. 48: Beziehung von Gesamtphosphorgehalt zu Gehalt an organischemKohlenstoff und oxalatlöslichem Eisen. Als horizontale Bande ist derhöchste im Binnendeichgebiet gemessene Wert aufgetragen.
Während die Oberbodengesamtgehalte der Nutzungstypen Acker, Wald und Binnendeich-
grünland in vergleichbaren Größenordnungen liegen (durchschnittlich 0,8 bis 1,0 g P/kg),
treten im außendeichs gelegenen Grünland Spitzenwerte bis 3,6 g P/kg und mittlere Gehalte
von 1,8 g P/kg auf. Die mittleren Gehalte an pflanzenverfügbaren Phosphaten (DL-P) zeigen
einen deutlichen Einfluss von Nutzung und Lage, sie sind unter außendeichs gelegenen
Grünlandstandorten nahezu zehnmal höher als an Waldstandorten:
Grünland außendeich > Ackerstandorte > Grünland binnendeich > Waldstandorte
Abnahme2,7-fach �
Abnahme2,4-fach �
Abnahme1,5-fach �
Der pflanzenverfügbare Anteil am Gesamtgehalt beträgt in den Untersuchungsgebieten im
Mittel 3,6%. Die Höhe des pflanzenverfügbaren P-Anteils zeigt proportionale Beziehungen zu
den Gesamtgehalten, zum pH-Wert (Abb. 49), zum Kohlenstoffgehalt sowie zum Anteil des
anthropogenen Eintrags durch Düngung und Elbüberflutung. An den untersuchten
85
Waldstandorten sowie an binnendeichs gelegenen Grünlandstandorten ist kaum mit einer
anthropogenen Zufuhr von Phosphaten zur rechnen. DL-Anteile am Gesamtphosphor
betragen hier 1,9 bzw. 2,7 %. Landwirtschaftliche Düngung auf Ackerflächen und Einträge
mit Überflutung auf außendeichs gelegenen Grünlandstandorten resultieren in höheren
verfügbaren P-Anteilen: auf Ackerflächen finden sich durchschnittlich 6,2 %, auf außen-
deichs gelegenen Grünländern 8,2 % DL-Anteil am Gesamtgehalt.
Anhand der pflanzenverfügbaren Gehalte können die Böden in Gehaltsklassen für landwirt-
schaftlich genutzte Böden nach LUFA Sachsen-Anhalt (1996) eingestuft werden (A: sehr
niedrig bis E: sehr hoch). Waldstandorte würden mit einer Ausnahme in die Klasse A (sehr
niedrige Gehalte) eingestuft werden. Die Grünlandstandorte weisen binnendeichs ebenfalls
sehr niedrige Gehalte auf, lediglich ein Standort besitzt hohe Gehalte (Gehaltsklasse D).
Dagegen sind Außendeichgrünländer mit Ausnahme von zwei sandigen Standorten in die
Gehaltsklasse E (sehr hohe Gehalte) einzustufen. Untersuchte Ackerflächen zeigen zu 42%
niedrige Gehalte (Gehaltsklasse B), besetzen jedoch auch die übrigen Klassen mit 3 bzw. 2
(Gehaltsklasse E) Standorten.
Mit einer erhöhten Löslichkeit und damit Verlagerbarkeit von Phosphor ist an Standorten mit
hohen Gehalten sowie an Standorten mit hoher Durchlässigkeit, höheren pH-Werten oder
häufig hohen Wassergehalten zu rechnen. In den grundwasserführenden Schichten kann ein
lateraler Stofftransport in Grundwasserfließrichtung erfolgen (Quast et al., 2000, Schwartz et
al., 2001, Böhnke und Geyer, 2001). Eine besondere Rolle spielt hier der Austausch
zwischen Landschaftsteilen mit unterschiedlichem stofflichem Status, in der Aue sind dabei
Stoffströme in Richtung Auenrand hervorzuheben. Einem Stofftransport im Grundwasser-
leiter in Richtung Elbe, z.B. bei sinkenden Flusswasserspiegeln, ist eine kaum Bedeutung
beizumessen (Böhnke und Geyer, 2000). Dennoch finden Stofftransporte über größere
Distanzen in Richtung Auenrand vermutlich nur im Grundwasserleiter statt. Stofffrachten aus
dem Außendeichgebiet können im Binnendeichgebiet mit kapillar aufsteigendem Wasser aus
dem Grundwasserleiter in die Auenlehme aufsteigen und bei Absinken des Grundwassers
mit zunehmend oxidierenden Bedingungen dort verbleiben bzw. akkumuliert werden (z.B.
Eisen und Mangan, Fittschen und Gröngröft, 2000). Eine Stoffinfiltration ins Grundwasser tritt
bei Hochwassersituationen praktisch nicht ein (Quast, 2000, Böhnke und Geyer, 2001), im
Zustand ungespannten Grundwassers ist jedoch mit einer Belüftung des Grundwasserleiters
und mit Stoffausträgen ins Grundwasser zu rechnen (Quast, 2000). Das Ausmaß vertikaler
Verlagerungen ist von den Eigenschaften und der Mächtigkeit der Auenlehmdecke sowie von
der Entfernung zur Elbe und der Häufigkeit des Eintretens von gespannten Grundwasser-
ständen abhängig (s.a. Rupp et al., 2000). Die tiefe Grundwasserabsenkung im Sommer und
die damit einhergehende Austrocknung führt an lehmigen und tonigen Standorten zur
86
Ausbildung eines teilweise tiefreichenden Kluftsystems im Boden. Eine Verlagerung von
Bodenmaterial in größere Tiefe innerhalb der Klüfte muss bei Phosphat als Prozess des
vertikalen Stofftransports ebenfalls in Betracht gezogen werden (Kerschberger, 1999).
Die Verlagerung von Phosphaten ist besonders an höhergelegenen, sehr schwach sauren
Standorten mit geringen Grundwasserflurabständen (Werner, 1999) zu beobachten und zeigt
damit eine Prozessbindung an ufernahe Paternien, jedoch auch an flussfernere, sandige
Standorte mit geringer Bodenacidität (Vega-Gleye aus Lehm oder Lehmsand). Insgesamt ist
weder nach den Vorräten noch nach den Bodeneigenschaften bei zunehmender Überflutung
mit einem nennenswert erhöhten P-Austrag zu rechnen.
Abb. 49: Anteil des pflanzenverfügbaren Phosphors am Gesamtphosphor inAbhängigkeit von Gesamtgehalten (links) und pH-Wert (rechts).
Die Größenordnung des Eintrags von Phosphor in die Rückdeichungsgebiete bei einer
Deichverlegung ist vom Sedimenteintrag abhängig. Schwartz (2001) prognostizierte im
Bereich Lenzen an mittelhohen Standorten einen Eintrag von 15-45 kg P/ha�a.
Die Größenordnung der Kaliumgesamtgehalte liegen bei durchschnittlich 15,8 g K/kg
Boden. Sie zeigen eine enge Beziehung zum Tongehalt. Im Oberboden sind gegenüber
tieferen Bodenhorizonten durchschnittlich 17% höhere Gesamtgehalte und 85% höhere
Gehalte der doppellactatlöslichen Fraktion zu finden. Die Unterschiede in Nutzung und Lage
zum Deich stellen sich hier in geringerem Umfang dar als bei Phosphat. In den
Untersuchungsgebieten wurden die höchsten mittleren Gesamtgehalte in Oberböden von
Waldstandorten, die niedrigsten in außendeichs gelegenen Grünlandstandorten ermittelt
(23 % niedriger). Im Gegensatz dazu weist Grünland im Außendeichbereich die höchsten
pflanzenverfügbaren Gehalte auf. Die Einstufung der pflanzenverfügbaren Kaliumgehalte in
Gehaltsklassen (nach LUFA Sachsen-Anhalt, 1996) erfolgt in Abhängigkeit von der Nutzung
sowie wegen der eingeschränkten Verfügbarkeit in Tonen unter Berücksichtigung der
Bodenart. Die Ackerstandorte des Untersuchungsgebietes werden überwiegend in die
Gehaltsklassen A und B eingestuft (sehr niedrige bzw. niedrige Gehalte). Höhere
Einstufungen ergeben sich bei Grünlandstandorten, wobei auch hier der Schwerpunkt in
Gehaltsklasse B liegt. Die Gehalte an 5 von 20 Standorten werden als sehr hoch eingestuft.
Der mittlere Anteil der pflanzenverfübaren Fraktion am Gesamtgehalt ist zehnmal niedriger
als der von Phosphat und beträgt 0,4 %. Bei einer Betrachtung der Oberbodenhorizonte
zeigt sich mit 0,5 % eine etwas höhere Verfügbarkeit von Kalium. Nutzungsunterschiede sind
in der relativen Verfügbarkeit kaum auszuweisen.
5.6.5 Schadstoffe
Die Elbaue weist im Überflutungsbereich aufgrund von Schadstofffrachten in Sedimenten
und im Elbwasser teilweise erhebliche Schadstoffgehalte auf (Schwartz et al., 1999, Duve,
87
1999, Vogt et al., 2000). Die nicht eingedeichten Auen wirken bei kontinuierlicher Stoff-
aufnahme als Senke für die wenig mobilen Schwermetalle und für Arsen (Miehlich, 1994,
Miehlich, 2000, Quast et al., 2000, Krüger et al., 2000a). Auenböden können so einer zeitlich
nahezu unbegrenzten Kontamination entgegensehen (Miehlich, 1994). Die Belastungen in
Außendeichböden erreichen im Untersuchungsgebiet und in anderen Bereichen der
Mittelelbe (z.B. Rupp et al., 2000, Rinklebe et al., 1999) Größenordnungen, die Nutzungs-
einschränkungen nach sich ziehen müssen. Entsprechende Gehalte sind im Außendeich-
bereich meist bis in Tiefen von höchstens 40 cm zu finden und sind Sedimentationen der
vergangenen 80-100 Jahre zuzuordnen (Dehner et al., 2000, Vogt et al., 2000). Zur Identi-
fizierung von sedimentationsbedingten schädlichen Bodenveränderungen in der Aue werden
die in der Bundesbodenschutzverordnung (BbodSchV, Deutscher Bundesrat, 1999)
vorgelegten Prüf- und Maßnahmenwerte sowie die Handlungsempfehlung zum Umgang mit
kontaminierten Böden im Land Sachsen-Anhalt (MUN Sachsen-Anhalt, o.J.) herangezogen.
Im UG Sandau können aufgrund der früheren Nutzung der Aue als Truppenübungsplatz
zusätzliche Belastungen vorhanden sein, die nicht auf die Elbüberflutung zurückzuführen
sind. Die Ergebnisse liefern für eine derartige Belastungsquelle jedoch keine näheren
Indizien.
Eine stoffliche Betrachtung erfolgt für die Schwermetalle Cadmium, Chrom, Kupfer, Nickel,
Blei, Quecksilber, Zink und für das Halbmetall Arsen. In Böden stellen sie in charakteris-
tischen Größenordnungen natürliche Bestandteile von Mineralen dar (geogene Hintergrund-
gehalte). Die untersuchten Schadelemente zeigen bei Vorkommen in natürlichen Größen-
ordnungen eine lineare Abhängigkeit vom Tongehalt und verdeutlichen damit den hohen an
Tonminerale sorbierten Anteil. Bei den höheren Gehalten an außendeichs gelegenen
Standorten bestehen engere Zusammenhänge zum Gehalt an organischer Substanz. Diese
Zusammenhänge zeigen die Elemente Cd, Cr, Cu (Abb. 50), Ni, Pb, Hg, Zn und As.
Entsprechende Ergebnisse werden auch aus anderen Elbeabschnitten berichtet, so z.B. von
Schwartz (2001) oder Rupp et al. (2000).
Abb. 50: Beziehung zwischen Kupfergehalt und Tonanteil bzw. Kohlenstoff-gehalt in Abhängigkeit von der Lage zum Deich.
Während von anderen Autoren Schadstoffeinträge und –anreicherungen über den Grund-
wasserpfad beobachtet wurden (Schwartz et al., 2001), können in den Untersuchungs-
gebieten ausschließlich sedimentationsbedingte Anreicherungen im Oberboden oder in
rezent überdeckten Horizonten ausgemacht werden (Abb. 51, Abb. 52). Auch die Analysen
an sorptionsstarken Fe- und Mn-Anreicherungshorizonten lassen nicht auf solche Einträge
über den Grundwasserpfad schließen.
88
Abb. 51: Blei- und Arsengehalte in Abhängigkeit von der Tiefe und der Lagezum Deich.
Abb. 52: Zink- und Kupfergehalte in Abhängigkeit von der Tiefe und derLage zum Deich.
Die anthropogenen Anteile der Elementkonzentrationen in Wasser und Schwebstoffen der
Elbe sind bei den verschiedenen Elementen unterschiedlich hoch (z.B. Rupp et al., 2000).
Daraus resultieren in Außendeichproben in unterschiedlichem Maße erhöhte Konzentratio-
nen gegenüber Binnendeichproben. Bei einem Vergleich der Medianwerte zeigen sich nied-
rigere anthropogene Akkumulationen bei Chrom und Nickel (41 % bzw. 48 % höhere
Medianwerte im Außendeichbereich), hohe Anreicherungen durch Überflutungen dagegen
bei Kupfer, Blei und Zink (186% Erhöhung, Tab. 25).
Tab. 25: Schadstoffgehalte im Oberboden in Abhängigkeit von der Lagezum Deich. Keine Medianwerte für Cadmium und Quecksilber.
Element Median binnendeichs[mg/kg]
Median außendeichs[mg/kg]
Erhöhungaußendeichs
Cr 64 90,5 41 %Ni 28 41,5 48 %As 18 36 100 %Cu 23 60 161 %Pb 40 105,5 164 %Zn 109 312 186 %
Neben der Bewertung anhand der gesetzlichen Vorgaben nach Bundes-Bodenschutzgesetz
erfolgt eine Einstufung unter Berücksichtigung der regionalen Gegebenheiten (MUN
Sachsen-Anhalt, o.J.). Aus Tab. 26 wird ersichtlich, dass sich die entsprechenden Werte
teilweise unterscheiden.
Tab. 26: Maßnahmenwerte nach BBodSchV und Sanierungsschwellenwertenach Handlungsempfehlung für den Umgang mit kontaminierten Böden imLand Sachsen-Anhalt (MUN Sachsen-Anhalt, o.J.).Element Maßnahmenwert
Grünlandnutzung(BBodSchV)
Sanierungsschwellenwertlandw. Nutzung
(MUN Sachsen-Anhalt, o.J.)Arsen (As) 50 50Cadmium (Cd) 20 5Chrom (Cr) 500Kupfer (Cu) 1300, Schafbew.: 200 200Quecksilber (Hg) 2 30Blei (Pb) 1200 1000Nickel (Ni) 200Zink (Zn) 600
89
Maßnahmenwerte nach § 8 Abs. 1 Satz 2 Nr. 2 des Bundes-Bodenschutzgesetzes für den
Schadstoffübergang Boden-Nutzpflanze auf Grünlandflächen im Hinblick auf die Pflanzen-
qualität liegen vor für die Elemente Arsen, Blei, Cadmium, Kupfer, Nickel und Quecksilber.
Die gesetzlichen Vorgaben stehen für eine Bezugstiefe von 10 cm, die mit der horizont-
weisen Beprobung nicht immer übereinstimmt: die untersuchten Horizonttiefen sind bis auf
eine Ausnahme (8 cm) mächtiger als 10 cm. Es ist zu erwarten, dass aufgrund der jüngeren
Einträge die Gehalte in den oberen 10 cm höher sind als in Mischproben aus mächtigeren
Horizonten. Dennoch erfolgt auch bei größeren Horizontmächtigkeiten ein Vergleich der
Messwerte mit den Maßnahmewerten nach BBodSchV. Als Vorgabe für die Analytik ist nach
BBodSchG die Bestimmung der Gesamtgehalte aus dem Königswasseraufschluss
vorzunehmen. Für die Elemente mit kritischen Gehalten (As, Hg) wurden Analysen mit dieser
Methodik durchgeführt. Dennoch kann auch bei der Gesamtgehaltsbestimmung mittels RFA
von einer guten Vergleichbarkeit der Messwerte ausgegangen werden (Hornburg und Lüer,
1999). Die Anmerkungen gelten in gleicher Weise für die Sanierungsschwellenwerte nach
MUN Sachsen-Anhalt.
Bei Grünlandnutzung mit Rinderbeweidung oder Mahd ist bezüglich der Elemente Blei,
Kupfer und Nickel an keinem Standort mit einer schädlichen Bodenveränderung zu rechnen
(BBodSchG). Dagegen werden Sanierungsschwellenwerte für Kupfer und Zink teilweise
überschritten (Abb. 53). Von drei bzw. sieben entsprechenden Standorten sind die meisten
im UG Sandau angesiedelt (zwei bzw. fünf).
Abb. 53: Kupfer- und Zinkgehalt und jeweiliger pH-Wert der Proben.
Für Cadmium bleiben alle analysierten Gesamtgehalte unter den Maßnahmenwerten, wäh-
rend die Sanierungsschwellenwerte an sieben Außendeichstandorten im UG Sandau und
einem ufernahen Standort im UG Rogätz überschritten werden (Abb. 54).
Abb. 54: Cadmium- und Nickelgehalt und jeweiliger pH-Wert der Proben.
Für Arsen treten Überschreitungen des Maßnahmenwertes und des Sanierungsschwellen-
wertes um bis zu mehr als 100 % an elf von 21 Außendeichstandorten auf (Abb. 55). Wäh-
rend im Untersuchungsgebiet Rogätz lediglich ufernahe Standorte betroffen sind, muss im
Untersuchungsgebiet Sandau aufgrund von Überschreitungen an zehn von 16 Außendeich-
standorten großflächig mit schädlichen Bodenveränderungen gerechnet werden.
Abb. 55: Arsen- und Bleigehalt und jeweiliger pH-Wert der Proben.
Eine Überschreitung des Maßnahmenwerts von Quecksilber-Gesamtgehalten tritt an sechs
Außendeichstandorten auf (Abb. 56). Bei Rogätz ist ein ufernaher Standort betroffen, die
übrigen fünf entfallen auf das Untersuchungsgebiet Sandau, wobei hier neben deichnahen
90
auch höhergelegene Standorte eingeschlossen sind. Der Sanierungsschwellenwert bleibt
dagegen unterschritten.
Abb. 56: Chrom- und Quecksilbergehalt und jeweiliger pH-Wert der Proben.
Für Lebewesen sind die Schadpotentiale der Elemente abhängig von den mobilen und
mobilisierbaren Gehalten im Boden. Der pH-Wert im Boden (Sauerbeck, 1985, Dües, 1987,
Koch, 1993) hat neben dem Redoxpotential und den vorherrschenden Bindungsformen
(Dües, 1987) entscheidenden Einfluss auf die Mobilisierung von Schwermetallen und Arsen.
Verschiedene Autoren fanden in Auenböden die größten mobilen und damit ökotoxikologisch
relevanten Metallgehaltsanteile bei den Elementen Cadmium und Zink (Rupp et al., 2000,
Schwartz, 2001, Höhn et al., 2000). In verschiedenen Böden und Sanden bestätigen auch
Taylor (1989), Dües (1987) und Koch (1993) die größte Mobilität dieser Elemente.
Aufgrund des höheren Grenz-pH-Wertes (Abb. 54) und einer größeren ökotoxikologischen
Relevanz (Sauerbeck, 1985) wurde bei der analytischen Bestimmung von mobilen
Schwermetallanteilen mittels NH4-NO3-Extraktion (nach Zeien und Brümmer, 1989) ein
besonderes Augenmerk auf das Element Cadmium gelegt. Hierfür wurden die Standorte
ausgewählt, die aufgrund hoher Gesamtgehalte oder niedriger pH-Werte höhere mobile
Anteile erwarten ließen.
Die Untersuchungen bestätigen die große Bedeutung des pH-Wertes für die Verfügbarkeit
und damit auch für das Schadpotential von Cadmium. Oberhalb des Cd-Grenz-pH-Werts von
pH 6 befinden sich 1,7 bis 6,0 % der Gesamtgehalte in der mobilen Phase. Dabei sind bei
selten auftretenden pH-Werten >7 weniger als 3 % mobil. Bei mittel sauren pH-Werten (AG
Boden, 1994) zwischen 5 und 6 treten mobile Anteile von 30-50 % auf. An zwei
nahegelegenen Grünlandstandorten, die in Bezug auf den Profilaufbau vergleichbar sind und
die gleichen Gesamtgehalte aufweisen, treten bei pH 5,6 sechsmal höhere Anteile in der
mobilen Phase auf als bei pH 6,4. Weiterhin wird die Bedeutung der organischen Substanz
als Sorbent bestätigt und damit die Bedeutung der Nutzung hervorgehoben. Bei gleichem
pH-Wert von 5,4 sind in einem Wald im Untersuchungsgebiet Rogätz mit 4,2 % Corg. mehr
als 50% des Gesamtcadmiums verfügbar, während der Anteil in einem Grünlandstandort im
Untersuchungsgebiet Sandau mit einem Kohlenstoffgehalt von 5,6% lediglich 42% beträgt.
In beiden Untersuchungsgebieten wurden mobile Cadmiummengen festgestellt, die den
Maßnahmewert nach BbodSchG für ackerbauliche Nutzung (kein Wert für Grünlandnutzung
vorhanden) überschreiten. Aufgrund der Verteilung der Böden ist anzunehmen, dass dies auf
großen Flächen im Außendeichbereich der Fall ist. Im Untersuchungsgebiet Sandau treten
Überschreitungen des Maßnahmenwertes mit Faktor vierzig auf. Im Untersuchungsgebiet
Rogätz sind lediglich im direkten Uferbereich vergleichbar hohe Gesamtgehalte festzustellen,
die dann jedoch gemeinsam mit hohen pH-Werten >7 auftreten. Dennoch wird der
91
Maßnahmenwert Ackerbau für die mobile Phase um bis zu 200% übertroffen. In den
höhergelegenen Bereichen in größerer Entfernung zur Elbe treten aufgrund niedrigerer
Überflutungshäufigkeiten ca. 5-10 mal niedrigere Gesamtgehalte auf. Dennoch werden hier
die o.g. Maßnahmenwerte für mobile Cadmiummengen (Ackerbau) um ein vielfaches
überschritten, da unter den entsprechenden Waldstandorten deutlich niedrigere pH-Werte
auftreten.
Die Größenordnungen der untersuchten Schadelemente lassen sich gut mit anderen
Untersuchungen in der Elbaue in Einklang bringen (z.B. Villwock et al., 1997, Schwartz et al.,
2001, Rupp et al., 2000). Aus der Überschreitung von Maßnahmewerten für Grünland-
nutzung (Bundes-Bodenschutzgesetz) für die Elemente Quecksilber und Arsen ergibt sich
als Konsequenz die Notwendigkeit einer Beweidungseinschränkung in belasteten Bereichen.
Hier sind vor allem ufernahe und tiefer gelegene Standorte im Überflutungsbereich betroffen.
Schwartz et al. (2001) empfehlen mittelfristig eine Einstellung der landwirtschaftlichen
Produktion im Überflutungsbereich.
Durch die weiteren überflutungsbedingten Schwermetalleinträge ist mit einer Beein-
trächtigung von Bodenfunktionen zu rechnen (Rupp et al., 2000). Eine hohe Puffer- und
Filterleistung der Auenböden kann bei gesteigerter Schwermetallretention sowohl die
Lebensraum- als auch die Nutzungsfunktion einschränken. Die Kartiereinheiten besitzen vor
allem durch Unterschiede im Substrataufbau eine unterschiedliche Leistungsfähigkeit als
Ausgleichsmedium für stoffliche Einwirkungen. Für eine Bewertung erfolgt eine Einstufung
der relativen Bindungsstärke des Oberbodens für Schwermetalle nach einem Verfahren des
Niedersächsischen Landesamtes für Bodenforschung (NLfB: Müller, 1997). Dieses
Verfahren wurde gegenüber anderen (z.B. DVWK, 1988, s.a. Fränzle et al., 1993) vor-
gezogen, weil es eine einfache Differenzierung anhand wesentlicher Bodeneigenschaften
erlaubt. Die Bindungsstärke der Böden ist für einzelne Schwermetallelemente aufgrund
verschiedener Bindungsstärke an die Sorbenten organische Substanz, Ton und Sesquioxide
unterschiedlich. Die Bewertung erfolgt in Anlehnung an Gröngröft et al. (1999a) nur für Cd,
da dieses Element als besonders mobiles und toxisches Element nahezu immer die
geringste Bindungskapazität besitzt.
Grundlage für die Bewertung bilden die Eingangsdaten pH-Wert, Gehalt an organischer
Substanz sowie Tongehalt. Sie sind auf die Oberbodenhorizonte bis 30 cm Tiefe bezogen.
Anhand dieser Ergebnisse kann eine näherungsweise Übertragung der Bindungskapazität
auf die Kartiereinheiten erfolgen. Eine geringe Bindungsstärke für Cd weist lediglich ein
untersuchter Standort im Untersuchungsgebiet Sandau auf. Mit dem Vorkommen solcher
Böden ist nur an sandigen Waldstandorten mit sehr stark sauren pH-Werten (<4) zu rechnen,
92
wie sie z.B. im Sandauer Wald oder auf aufgewehten Sanden im Mühlenholz vorkommen.
Vereinzelt sind solche Standorte innerhalb der Kartiereinheiten Vega-Gley aus Sand über
Lehm anzutreffen. Mit ausgedehnteren Vorkommen von Standorten geringer Bindungsstärke
für Cd ist innerhalb der mit Gley-Regosol aus Sand assoziierten Kartiereinheiten zu rechnen.
Mittlere Bindungsstärken finden sich sowohl binnen- als auch außendeichs im UG Sandau
auf sandigen Standorten mit stark sauren pH-Werten (<4,5). Solche Standorte wurden in als
Grünland genutzten Bereichen der Kartiereinheit Vega-Gley aus Lehmsand über Sand im
südlichen Teilgebiet des Untersuchungsgebiets Sandau gefunden. Weiterhin ist ein
vereinzeltes Auftreten an versauerten Waldstandorten innerhalb der Kartiereinheit Vega-
Pseudogley aus Ton zu erwarten. Alle übrigen untersuchten Standorte weisen in beiden
Untersuchungsgebieten sowohl im Binnen- als auch im Außendeichbereich hohe und sehr
hohe Bindungsstärken für das Element Cd auf.
Die höchsten potentiell verlagerbaren Schwermetallanteile finden sich an Extremstandorten
in der Aue: an feuchten Senkenstandorten und Altarmen sowie an höhergelegenen, ufer-
nahen, sandigen Standorten, die niedrige pH-Werte, aber noch keine Sulfidbildung
aufweisen. Während erstere in den Untersuchungsgebieten nahezu in der gesamten Aue
auftreten und kaum an bestimmte Kartiereinheiten gebunden sind, zeigen letztere eine enge
Bindung an die Kartiereinheiten Paternia aus Sand oder Lehmsand.
Bei einsetzender Sedimentation auf vormals unbelasteten Flächen muss daher mit künftigen
Bodenbelastungen gerechnet werden (Rupp et al., 2000). Obwohl die Schwermetall-
belastung der von der Elbe transportierten Schwebstoffe innerhalb der letzten zehn Jahren
einen fallenden Trend zeigt (Heininger, 2000), bestehen immer noch erhebliche Über-
schreitungen der Zielvorgaben für die Gewässerqualität (Heininger, 2000). Schwartz (2001)
prognostizierte für neu überflutete Böden im Bereich Lenzen eine Überschreitung von
Maßnahmenwerten für das Element Hg nach Bundes-Bodenschutzgesetz (BBodSchG,
Deutscher Bundestag, 1998) innerhalb von 9-15 Jahren an Rinnenstandorten sowie inner-
halb weniger Jahrzehnte auf mittel hohen Plateauflächen. Einträge von Schadstoffen, die zur
Überschreitung von Maßnahmenwerten führen, müssen als schädliche Bodenveränderung
im Sinne von BBodSchG §2 Abs. 3 betrachtet werden, die Nutzungseinschränkungen nach
sich ziehen.
Die Menge eingetragener Stoffe in die Aue der Elbe ist in erster Linie vom Trockensubstanz-
eintrag an Flusssedimenten abhängig (Kunert et al., 2000). Daher kann für die Prognose der
künftigen Schadstoffbelastung die im Kap. 5.5.6 dargestellte Ausweisung von potentiellen
Sediment-Akkumulationsbereichen verwendet werden. Bereiche mit hohem Sediment-Akku-
93
mulationspotential sind dementsprechend gleichzusetzen mit einem hohen Schadstoff-
akkumulationspotential.
5.7 Bodentiergemeinschaften (Lumbriciden, Collembolen)
LumbricidenInsgesamt wurden in den Untersuchungsgebieten Sandau und Rogätz im Jahre 2000 rund
1000 Lumbriciden erfasst. Eine Übersicht über die zu den Untersuchungsterminen auf den
Testflächen gefundenen Arten und deren Individuenzahlen ist in Anlagenband 2 enthalten.
Artenspektrum Lumbriciden: Auf den untersuchten Standorten beider Untersuchungs-
gebiete konnten im Jahr 2000 folgende 6 Lumbricidenarten nachgewiesen werden
Allolobophora chlorotica (Savigny, 1826)Allolobophora antipai var. tuberculata (Černosvitov)Aporrectodea caliginosa (Savigny, 1826)Aporrectodea rosea (Savigny, 1826)Lumbricus terrestris Linnaeus, 1758Lumbricus rubellus Hoffmeister, 1843
__________________________________________________________________________________________
Ansprüche der nachgewiesenen Arten an ihren Lebensraum:Allolobophora chlorotica
Diese Art bevorzugt nach GRAFF (1953) feuchte Mineralböden und ist an Gewässern zu finden. SIMS UNDGERRARD (1985) fanden sie als co-dominante Art mit Aporrectodea caliginosa in kultivierten Böden und Wiesen,an Flußufern und Böden mit einem hohen Anteil organischer Substanz. Diese Art besiedelt eine Vielzahlunterschiedlichster Bodentypen.
Allolobophora antipai v. tuberculata
Die Art A. antipai ist besonders auf lehmigen, gut durchfeuchteten Böden (z.B. Aueböden) zu finden (GRAFF1953). Nach Zicsi (1965) und WILCKE (1967) besiedelt sie feuchte, bindige Böden, während als bevorzugtesHabitat der Unterart A. antipai v. tuberculata Überschwemmungsgebiete von Flüssen und Schlamm auf sandigenBöden genannt werden.HÖSER (1986) konnte in seinen Untersuchungen feststellen, dass beide Unterarten kalkhaltige Böden meiden undeher in Böden mit einem ausgeprägten Kalkverlagerungsgeschehen und damit einhergehender Tonverlagerungvorkommen, wobei A. a. tuberculata kolluvial und fluviatil verlagerte Lössböden bevorzugt und besonders auch B-Horizonte besiedelt.
Aporrectodea caliginosa
Diese ubiquitäre Art findet sich in Mitteleuropa fast regelmäßig in allen Kulturböden und zählt zu den größerenAckerarten. Sie ist zahlenmäßig dominant in Gärten, Ackerland und auch in Grünland (SIMS UND GERRARD 1985).Sie besiedelt alle Standorte, vom schwersten Ton bis hin zum Heidesand (GRAFF 1953).
Aporrectodea rosea
GRAFF (1953) bescheinigt A. rosea eine breite ökologische Valenz. Sie kommt sowohl in feuchten als auch insehr trockenen, in tonigen und lehmigen sowie auch in vorwiegend sandigen Böden vor. Man findet sie in Acker-und Grünland, aber auch im Wald. SIMS UND GERRARD (1985) bescheinigen ihr ebenfalls eine hohe ökologischeValenz und nennen als bevorzugte Habitate limnische Örtlichkeiten wie Fluss- und Seeufer.
Lumbricus terrestris
Diese anözische Art lebt überall im Wald, im Acker- und Grünland, wo der Boden tiefgründig ist. Sie fehlt beianstehendem Gestein oder hohem Grundwasserstand (GRAFF 1953). Nach SIMS UND GERRARD (1985) ist diese Artin terrestrischen Habitaten weit verbreitet am zahlreichsten ist sie jedoch im Grünland vertreten. Sie bevorzugttonige Habitate und wurde auch in stark alkalischen Böden mit pH-Werten von 6,2 bis 10,0 gefunden.
Lumbricus rubellus
94
Diese mittelgroße Art ist im Grünland weit verbreitet (GRAFF 1953). Sie gilt als Leitform humosen, nährstoffreichenGrünlandes und reagiert relativ empfindlich auf Viehtritt (SIMS UND GERRARD (1985). Laubstreu wird von dieser Artebenfalls zahlreich besiedelt (ZICSI 1965).Die gefundenen Arten lassen sich nach unterschiedlichen Lebensformtypen1 unterscheiden.
Der überwiegende Teil der Arten gehört der endogäischen Gruppe an. Die Art Lumbricus
terrestris war der einzige Vertreter der anözischen Lebensform, während L. rubellus als
einziger die epigäische Gruppe repräsentierte. Die Artenverteilung der Lumbriciden in den
Untersuchungsgebieten geht aus Tab. 27 hervor. Es lässt sich erkennen, dass im Gebiet
Sandau 6 Arten und im Gebiet Rogätz 4 Arten vertreten waren.
Tab. 27: Artenverteilung der Lumbriciden in den UntersuchungsgebietenSandau (S1-S4) und Rogätz (R1-R4) und Gesamtartenzahlen derTestflächen (Stichprobenumfang: alle Probenahmen des Jahres 2000)
Art Vorkommen S1 S2 S3 S4 R1 R2 R3 R4Allolobophora chlorotica X X X XAllolobophora antipai var. tuberculata X X X X X XAporrectodea caliginosa X X X X X X XAporrectodea rosea X X X X X X XLumbricus terrestris X X X X X X XLumbricus rubellus X
Gesamtartenzahlen 6 5 5 5 4 4 2 1
Die epigäische Art Lumbricus rubellus und die endogäische Art Allolobophora chlorotica
fehlten im Gebiet Rogätz. Betrachtet man die Artenzusammensetzung der Lumbriciden-
zönosen auf den Grünlandflächen vor und hinter dem Deich, so zeigten sich sowohl im
Gebiet Sandau als auch im Gebiet Rogätz weitgehende Übereinstimmungen. Der Unter-
schied zwischen S1 und S2 verliert an Bedeutung wenn man berücksichtigt, dass Lumbricus
rubellus nur als Einzelfund nachgewiesen wurde.
Die Restauwaldflächen R3 und R4 fielen durch ihre geringe Artendichte und die
abweichende Artenzusammensetzung auf. Es kamen maximal zwei Arten miteinander ver-
1 Nach BOUCHÉ (1977, in HEMMANN, 1994) werden drei Lebensformtypen der Lumbriciden mit
unterschiedlichen Überlebensstrategien unterschieden:
Endogäischer Typ (Mineralbodenformen): besiedeln mineralische Oberbodenhorizonte, mittelgroß,
Grabemuskulatur entwickelt, unpigmentiert, begrenzte Reproduktion, fressen mit organischer Substanz
angereicherten Mineralboden, überdauern ungünstige Lebensbedingungen in Quieszenz, mehrjährige
Lebensdauer;
Anözischer Typ (Tiefgräber): leben in permanenten Gängen oder Gangsystemen im Boden bis unterhalb 1m
Tiefe, groß, Grabemuskulatur sehr gut entwickelt, fressen von der Bodenoberfläche und ziehen Nahrung in die
Röhren hinein, Vorderkörper dnkel pigmentiert, Hinterkörper unpigmentiert, begrenzte Reproduktion, lange
Lebensdauer, echte Diapause;
Epigäischer Typ (Streubewohner):
leben in der Streuauflage, klein, Grabemuskulatur schwach entwickelt, stark pigmentiert, hohe Reprodution,
überdauern ungünstige Zeiten im Kokon, kurze Lebensdauer.
95
gesellschaftet vor. Hinter dem Deich konnte nur eine Art – L. terrestris – nachgewiesen
werden. Neben der geringen Artendichte wurden auch geringe Individuenzahlen festgestellt.
Insgesamt weisen diese Untersuchungsergebnisse darauf hin, dass auf den Restauwald-
flächen ungünstige Entwicklungsbedingungen für Lumbriciden vorherrschen.
Abundanz, Biomasse Lumbriciden: Die Dynamik der Gesamtabundanz der Lumbriciden-
zönosen verdeutlichen Abb. 57 und Abb. 58. Im Gebiet bei Sandau ließen sich keine
Beziehungen der Abundanz zur Lage der Flächen im Außen- bzw. im Binnendeichgebiet
erkennen. Parallele Entwicklungen konnten jeweils auf den Flächen S1 und S4 sowie S2 und
S3 verfolgt werden, wobei diese Flächenpaare weder die gleiche Lage zum Deich aufwiesen
noch unmittelbar benachbart waren.
Im Vergleich zum Sandauer Gebiet waren die Testflächen bei Rogätz insgesamt geringer
dicht besiedelt. Die Außendeichfläche des Grünlandes wies besonders im Oktober erhöhte
Individuenzahlen gegenüber der Binnendeichfläche auf. Auf den Restauwaldflächen war die
Abundanz dagegen im gesamten Untersuchungszeitraum gleichmäßig niedrig.
Die Entwicklungen der Biomasse der Lumbriciden folgen weitgehend proportional den
Entwicklungen der Gesamtabundanz (s. Abb. 59 und Abb. 60).
Abb. 57: Abundanz der Lumbricidenzönosen im UntersuchungsgebietSandau, Jahr 2000
Abb. 58: Abundanz der Lumbricidenzönosen im UntersuchungsgebietSandau, Jahr 2000
Abb. 59: Biomasse der Lumbricidenzönosen im UntersuchungsgebietSandau, Jahr 2000
Abb. 60: Biomasse der Lumbricidenzönosen im UntersuchungsgebietRogätz, Jahr 2000
Individuendominanz Lumbriciden: Die Dominanzwerte der dominanten und sub-
dominanten Arten (nach Engelmann, 1978 Arten mit relativer Häufigkeit >10% bzw. >3,2%)
auf den Grünlandtestflächen verdeutlicht Abb. 61.
Es zeigte sich, dass auf allen Testflächen die Arten des endogäischen Lebensformentyps
überwogen. Im Untersuchungsgebiet Rogätz war die Dominanz der anözischen Art
Lumbricus terrestris höher als bei Sandau, was mit den bei Rogätz durchschnittlich
niedrigeren Grundwasserständen zu erklären ist (vgl. Kap. 5.5.3). Obwohl nach Angaben von
Graff (1953) und Sims und Gerrard (1985) diese Art Überflutungsbereiche und hohe
96
Grundwasserstände meidet, ist ihr Überleben offenbar auch auf den Außendeichflächen der
Untersuchungsgebiete gesichert.
Von den Arten des endogäischen Lebensformentyps reagierte Allolobophora antipai var.
tuberculata offenbar besonders empfindlich auf Überflutungsereignisse. Während sie bei
Sandau zu den dominanten bzw. subdominanten Arten auf den Binnendeichflächen zählte,
war sie auf den Außendeichflächen nur noch als rezedente Art (nach Engelmann, 1978,
Arten mit relativer Häufigkeit <3,2%) vertreten.
Abb. 61: Individuendominanz der Lumbricidenarten in denUntersuchungsgebieten Sandau und Rogätz (ohne Restauwald-Testflächen; Stichprobenumfang: alle Probenahmen des Jahres 2000)
Abkürzungen der Artennamen: A.antipai: Allolobophora antipai var. tuberculata;A.caligin.: Aporrectodea caliginosa; A.rosea: Aporrectodea rosea; L.terrestris: Lumbricusterrestris; Juv.unpigm.: Juvenile, unpigmentiert (endogäischer Typ)
CollembolenAus den im untersuchten Gebiet der Elbaue entnommenen Bodenproben wurden insgesamt
rund 20.000 Collembolen extrahiert. Eine Übersicht über die zu den Untersuchungsterminen
auf den Testflächen gefundenen Arten und deren Individuenzahlen ist in Anlagenband 2
enthalten.
Artenspektrum Collembolen: Im Verlaufe der Untersuchungen wurden insgesamt 46
Collembolenarten erfasst:
Tab. 28: Artenliste der Collembolen, Untersuchungsgebiete Sandau undRogätz, Jahr 2000.
Isotomidae NeanuridaeFolsomia quadrioculata s.l. (Tullberg, 1871) Anurida forsslundi (Gisin, 1949)Isotoma antennalis Bagnall, 1940 Anurida pygmaea (Börner, 1901)Isotoma notabilis Schäffer, 1896 Brachystomella parvula (Schäffer, 1896)Isotoma olivacea var. stachi Denis 1929 Friesea mirabilis (Tullberg, 1871)Isotoma viridis Bourlet, 1839 Neanura muscorum (Templeton, 1835)Isotomiella minor (Schäffer, 1896) Pseudachorutes dubius Krausbauer, 1898Isotomina bipunctata (Axelson, 1903) Pseudachorutes spec.Isotomina pontica Stach, 1947 Willemia spec.Isotomodes productus (Axelson, 1906)Isotomurus palustris (Müller, 1776) OdontellidaeProisotoma abisconensis Agrell, 1939 Odontella armata Axelson, 1903
Entomobryidae TomoceridaeEntomobrya multifasciata (Tullberg, 1871) Tomocerus longicornis (Müller, 1776)Entomobrya nivalis (Linné, 1758)Heteromurus nitidus (Templeton, 1835) SminthuridaeLepidocyrtus cyaneus Tullberg, 1871 Caprainea marginata (Schött, 1893)Lepidocyrtus lanuginosus (Gmelin, 1788) Sminthurus nigromaculatus Tullberg, 1872Orchesella flavescens (Bourlet, 1839) Sminthurus viridis (Linné, 1758)Pseudosinella alba (Packard, 1873)
97
Seira domestica (Nicolet, 1841) SminthurididaeSphaeridia pumilis (Krausbauer, 1898)
OnychiuridaeMesophorura gen. (Börner, 1901) NeelidaeMetaphorura affinis (Börner, 1902) Neelus minimus Folsom, 1896Neonaphorura adulta (Gisin, 1944)Onychiurus armatus (Tullberg, 1869) ArrhopalitidaeOnychiurus meridiatus Gisin, 1952 Arrhopalites caecus (Tullberg, 1871)Onychiurus cebennarius Gisin, 1956Paratullbergia callipygos (Börner, 1902) KatiannidaeStenaphorurella denisi (Bagnall, 1935) Sminthurinus aureus (Lubbock, 1862)
HypogastruridaeHypogastrura denticulata (Bagnall, 1935)Hypogastrura succinea (Gisin, 1949)
Von diesen Arten kamen 34 bei Sandau und 40 bei Rogätz vor. 30 Arten traten in beiden
Untersuchungsgebieten auf. Hieraus lässt sich mit Hilfe des Sørensen-Quotienten (vgl.
Schaefer und Tischler, 1983) eine 81%ige Artenübereinstimmung der beiden Unter-
suchungsgebiete ableiten. Die zu den Differentialarten zu rechnenden Collembolenarten sind
in Tab. 29 enthalten.
Tab. 29: Differentialarten der Collembolenzönosen der Untersuchungs-gebiete Sandau und Rogätz und Gesamtartenzahlen der Testflächen(Stichprobenumfang: alle Probenahmen des Jahres 2000).
Differentialarten Vorkommen S1 S2 S3 S4 R1 R2 R3 R4Isotoma antennalis X X Isotoma olivacea var. stachi X XMetaphorura affinis X X X Odontella armata X XOnychiurus cebennarius X XParatullbergia callipygos X X XProisotoma abisconensis X XPseudosinella alba X X X XSeira domestica XStenaphorurella denisi X X Tomocerus longicornis X
Gesamtartenzahlen 22 20 28 22 26 27 29 32
Alle weiteren, nicht in Tab. 29 enthaltenen Artenunterschiede zwischen beiden Unter-
suchungsgebieten lassen sich zum einen auf Einzelfunde oder auf das Vorkommen
epedaphischer Arten, deren Erfassung durch die Entnahme von Bodenproben nicht sicher
gewährleistet ist, zurückführen.
Aus Tab. 29 geht hervor, dass die festgestellten höheren Artenzahlen im Untersuchungs-
gebiet Rogätz zum Teil auf die höhere Artendichte der Testflächen in den Restauwäldern
98
(R3, R4) zurückzuführen waren. Hinzu kommt, dass 8 Arten ausschließlich auf diesen
Testflächen vorgefunden wurden.
Bei der Betrachtung der Gesamtartenzahlen der Testflächen (Tab. 29) fällt der hohe Wert bei
S3 auf, der auf eine höhere Artenvielfalt im Außendeichgebiet südlich von Sandau hin-
deutete. In den übrigen untersuchten Gebieten zeigten sich die Artenzahlen der Flächen vor
und hinter dem Deich ausgeglichen.
Artenähnlichkeit Collembolen: Die Ähnlichkeit der Artenspektren im paarweisen Vergleich
der Testflächen geht aus Tab. 30 hervor.
Tab. 30: Artenidentität (SØRENSEN-Quotient) beim paarweisen Vergleichder Collembolenzönosen der Testflächen (Stichprobenumfang: alle Probe-nahmen des Jahres 2000)
Vergleich der Testflächen Artenidentität in %außendeich binnendeich
S1 S2 62S3 S4 72
S1;S3 72S2;S4 86
R1 R2 79R3 R4 79
R1;R3 64R2;R4 62
Beim Vergleich der Außen- und Binnendeichfläche Sandau-Nord (S1;S2) zeigen sich in der
Artenzusammensetzung der Collembolenzönosen größere Unterschiede als beim Vergleich
der beiden Außendeichflächen S1;S3 oder der Binnendeichflächen S2;S4. Hieraus leitet sich
der Hinweis ab, dass in diesem Gebiet die Hochwasserereignisse einen primären Einfluss
auf die Artenzusammensetzung ausüben. Gleiches lässt sich allerdings nicht für das Gebiet
Sandau Süd feststellen, da die Artenähnlichkeit zwischen den Flächen S2 und S4 den
gleichen Wert aufwies wie die Artenähnlichkeit zwischen S1 und S3.
Im Untersuchungsgebiet Rogätz trat der Hochwassereinfluss deutlich zurück. Dagegen
überwiegt der Einfluss der Ökofaktoren, die aus der Nutzung der jeweiligen Testfläche
(Grünland bzw. Restauwald) resultieren.
Abundanz Collembolen: Die Dynamik der Gesamtabundanz der Collembolenzönosen im
Untersuchungsgebiet Sandau verdeutlicht Abb. 62. Die Abundanzdynamik war auf der
Außendeichfläche am augeprägtesten und erreichte im Untersuchungszeitraum Werte von
ca. 8.000 bis ca. 72.000 Individuen/m2. Übereinstimmend wiesen die Außendeichflächen S1
und S3 im Frühjahr, vermutlich als Folge der vorangegangenen Überflutung, geringere
Individuendichten auf als die Binnendeichflächen S2 und S4. Die Maxima der
Individuendichte wurden auf den Außendeichflächen nach einem starken Anstieg im
99
Sommer bereits Anfang September erreicht. auf den Binnendeichflächen jedoch erst Anfang
Oktober.
Die Befunde zur Dynamik der Gesamtabundanz im Untersuchungsgebiet Rogätz liefern
einen weiteren Hinweis, dass hier der Hochwassereinfluss gegenüber dem Einfluss der
Flächennutzung stark zurücktritt. Im gesamten Untersuchungszeitraum ließ sich auf den
Restauwaldflächen R3 und R4 eine mehr als doppelt so hohe Gesamtabundanz wie in den
Grünlandflächen R1 und R2 nachweisen. Anders als bei Sandau wiesen auch die Außen-
deichflächen im Gebiet Rogätz bereits im Frühjahr vergleichsweise hohe Werte der Gesamt-
abundanz auf. Die Dynamik der Gesamtabundanz verlief im Untersuchungszeitraum auf den
jeweils benachbarten Testflächen vor und hinter dem Deich weitgehend parallel.
Abb. 62: Gesamtabundanz der Collembolenzönosen im Untersuchungs-gebiet Sandau, Jahr 2000
Abb. 63: Gesamtabundanz der Collembolenzönosen im Untersuchungs-gebiet Rogätz, Jahr 2000
Individuendominanz Collembolen: Die Dominanzwerte der dominanten und subdomi-
nanten Arten (nach Engelmann, 1978, Arten mit relativer Häufigkeit >10% bzw. >3,2%) auf
den Testflächen im Mittel aller Untersuchungstermine gehen aus Abb. 64 hervor. Im Ver-
gleich jeweils benachbarter Testflächen vor und hinter dem Deich zeigen sich Unterschiede
in der Artenrangfolge (Rangfolge der Arten, geordnet nach abnehmender Dominanz). S1 und
S2 hatten mit Mesophorura gen. nur eine gemeinsame Dominante, bei S3 und S4 trat
Folsomia quadrioculata hinzu. Im Untersuchungsgebiet Rogätz hatten die Grünlandflächen
R1 und R2 entsprechend ihrer höheren Artenidentität (s.o.) mit 6 Arten auch eine größere
Anzahl gemeinsamer Dominanter Die beiden Restauwaldflächen stimmten in 3 dominanten
Arten überein, welche zusammen jeweils mehr als 80% der Individuen auf sich vereinigten.
S1 S2 S3 S4Arten Domi- Arten Domi- Arten Domi- Arten Domi-
nanz[%] nanz[%] nanz[%] nanz[%]M.gen 55,4 I.min 34,5 M.gen 32,7 F.qua 17,5I.pro 14,3 M.gen 24,8 F.qua 30,3 M.gen 17,3F.qua 8,4 L.cya 11,5 I.pro 17,0 I.pal 11,8S.aur 6,6 I.not 8,7 O.arm 5,8 I.bip 11,4
I.pal 5,1 L.cya 9,8H.nit 3,5 I.not 9,4
I.vir 7,2
R1 R2 R3 R4Arten Domi- Arten Domi- Arten Domi- Arten Domi-
100
nanz[%] nanz[%] nanz[%] nanz[%]I.vir 13,1 M.gen 28,2 F.qua 58,7 F.qua 44,7M.gen 12,6 I.not 15,4 I.not 20,0 I.not 31,0M.aff 9,5 L.cya 14,5 I.min 9,0 M.gen 6,7L.cya 8,8 I.vir 8,5 P.alb 3,6 P.cal 4,6I.not 8,1 H.den 7,9 I.min 4,5I.pal 7,3 S.aur 3,9I.min 6,6 F.qua 3,6S.aur 6,5P.alb 4,4E.mul 3,9S.pum 3,9F.qua 3,2Abkürzungen der Artennamen:E.mul: Entomobrya multifasciata, F.qua: Folsomia quadrioculata, H. den: Hypogastrura denticulata,H.nit: Heteromurus nitidus; I. bip: Isotomina bipunctata, I.min: Isotomiella minor, I.not: Isotomanotabilis, I.vir: Isotoma viridis, I. pal.: Isotomurus palustris,I.pro: Isotomodes productus, L.cya:Lepidocyrtus cyaneus, M.aff.: Metaphorura affinis, M.gen: Mesaphorura gen., O.arm: Onychiurusarmatus, P.alb: Pseudosinella alba, P.cal: Paratullbergia callipygos, S.aur: Sminthurinus aureus,S.pum: Sphaeridia pumilis
Abb. 64: Individuendominanz der Collembolenarten mit >3,2% relativerAbundanz in den Untersuchungsgebieten Sandau (S1-S4) und Rogätz (R1-R4) (Stichprobenumfang: alle Probenahmen des Jahres 2000)
Artendiversität Collembolen: Die Diversitätsindices der Collembolenzönosen zu den Unter-
suchungsterminen gehen aus Abb. 65 und Abb. 66 hervor.
Es zeigte sich, dass die Diversität der Collembolen bei Sandau auf den Außendeichflächen
zu verschiedenen Untersuchungsterminen geringer war als auf den jeweils benachbarten
Binnendeichflächen. Diese Tendenz ließ sich auch auf den Restauwaldflächen bei Rogätz zu
Beginn der Untersuchungenverfolgen. Im weiteren Verlauf näherten sich die Werte von R3
und R4 stark an. Die Diversitätswerte der Grünlandflächen R1 und R2 unterschieden sich im
gesamten Untersuchungszeitraum nur geringfügig. Vergleicht man dagegen die
Grünlandflächen mit den Restauwaldflächen, so fallen die im Frühjahr und Spätsommer
verzeichneten geringeren Werte der Restauwaldflächen auf.
Abb. 65: Diversität (H’) der Collembolenzönosen im UntersuchungsgebietSandau, Jahr 2000
Abb. 66: Diversität (H’) der Collembolenzönosen im UntersuchungsgebietRogätz, Jahr 2000
Diskussion und SchlussfolgerungenObwohl die untersuchten Bodentiergruppen in überfluteten Lebensräumen keine optimalen
Entwicklungsbedingungen vorfinden, sind sie in unterschiedlichem Maße an Über-
schwemmungen angepasst. Nach Dunger (1983) überlebten Exemplare von Lumbricus
101
rubellus und L. terrestris eine 50 Wochen anhaltende Überschwemmung und hielten 72 bis
137 Tage in Leitungswasser aus. Junge Allolobophora chlorotica entwickelten sich normal in
Leitungswasser, dem etwas Boden und organische Stoffe beigefügt waren. Bei den
Collembolen sorgt zum Teil die Schwerbenetzbarkeit der Haut und die Körperbehaarung bei
untergetauchten Exemplaren dafür, dass eine Lufthülle um den Körper erhalten bleibt. So
können nach Dunger (1983) verschiedene Arten (z.B. Isotoma) längere Überschwemmungen
überstehen. Eigelege der Collembolen überstehen Überschwemmungen weitgehend unbe-
schadet, wodurch aufgrund der Entwicklungszyklen vieler Arten besonders Frühjahrsüber-
schwemmungen überdauert werden können. Nach Beck (1972) scheinen Collembolen kurz-
fristige Überstauungen ihres Lebensraumes (wenige Tage) zu überstehen; längere Über-
schwemmungen von mehreren Wochen oder Monaten können jedoch die Besiedlungsdichte
um 90 bis 100% reduzieren. Nach Rückgang von Überflutungen stellen sich die ursprüng-
lichen Individuendichten oft im selben Jahr, mitunter schon nach sechs Wochen wieder ein
(Beck, 1972; Rusek, 1984). Dies kann für die untersuchten Flächen bei Sandau bestätigt
werden. Nach geringeren Individuendichten im Frühjahr 2000 auf den Außendeichflächen
wurden im Vergleich zu den Binnendeichflächen erhöhte Werte im Sommer erreicht. Rusek
(1984) fand in einer südmährischen Überschwemmungswiese, dass Überschwemmungen im
Frühjahr Collembolen nur wenig schadeten, im Sommer aber fast 90% der Collembolen-
bestände vernichteten. Hiervon konnten z.B. Populationen von Isotomiella minor als Ei über-
leben und sich anschließend stark vermehren, Folsomia quadrioculata wurde dagegen völlig
vernichtet und wanderte erst allmählich von höhergelegenen Stellen wieder ein. Dieses
Beispiel zeigt, dass Überflutungen selektiv auf Bodentierzönosen wirken und dadurch Ein-
fluss auf die Artenzusammensetzung nehmen können.
Der Einfluss der Hochwasserereignisse auf die Lumbriciden- und Collembolenzönosen der
Außendeichflächen in den Untersuchungsgebieten lässt sich wie folgt zusammenfassen:
Bei den Lumbriciden war im UG Sandau kein Einfluss auf die Artenzusammensetzung und
die Gesamtabundanz erkennbar. Dagegen konnte ein Einfluss auf die Individuendominanz
der Arten festgestellt werden. Dadurch wird deutlich, dass alle im Untersuchungsgebiet
Sandau siedelnden Lumbricidenarten mehr (bei erhöhter Dominanz) oder weniger (bei
geringerer Dominanz) an Überflutungsereignisse angepasst sind und diese überleben
können. Bei den Collembolen der Außendeichflächen konnten Veränderungen des Arten-
spektrums, der Abundanzdynamik, der Individuendominanz und der Diversität im Vergleich
mit benachbarten Zönosen im Binnendeichgebiet festgestellt werden. Dabei zeigte sich die
Tendenz zu höheren Artenzahlen im Außendeichgebiet, die auf eine höhere kleinräumige
Vielfalt dieser Lebensräume hindeutete. Geringe mittlere Überflutungen pro Jahr, wie sie im
untersuchten Elbauenbereich im UG Rogätz herrschten (vgl. Tab. 17 und Tab. 18) schienen
102
keinen nachhaltigen Einfluss auf die untersuchten Bodentiergruppen zu haben. Stärker als
der Einfluss der Lage der Lebensräume vor bzw. hinter dem Deich machte sich der Einfluss
der Nutzung (Grünland bzw. Forst) bemerkbar.
Im Falle von Deichrückverlegungen in den untersuchten Gebieten bei Sandau ist zu
erwarten, dass sich die Lumbriciden- und Collembolenzönosen der Binnendeichflächen
denen der Außendeichflächen angleichen. Dies bedeutet für die Tiergruppen im einzelnen:
Die Deichrückverlegung wird nach den gewonnenen Erkenntnissen keinen Einfluss haben
auf die Artenzusammensetzung und die Gesamtabundanz der Lumbriciden auf den
zukünftigen Überflutungsflächen, wohl aber auf die Dominanzverhältnisse der Arten. Die
Collembolen der rezenten Binnendeichflächen werden nach einer Deichrückverlegung
möglicherweise eine Erhöhung der Artenzahlen erfahren, einhergehend mit einer Ver-
änderung der Abundanzdynamik und der Dominanz der Arten. Deichrückverlegungen in den
untersuchten Gebieten bei Rogätz werden dagegen wahrscheinlich keinen messbaren
Einfluss auf die Lumbriciden- und Collembolenzönosen haben.
103
6. Auswirkungen des Deichrückbaus auf BodenfunktionenBöden haben in der Landschaft im Zusammenwirken mit weiteren Kompartimenten der
Ökosysteme verschiedene Funktionen (Abb. 67)
Bodenfunktionen
Lebens-grundlage
für Mensch,Tier, Pflanze
Bestandteildes Wasser- u.
Nährstoff-kreislaufs
Abbau-,Ausgleichs- u.
Aufbaumedium f.stoffl. Einwirkungen
Nutzungs-funktion
Archiv d.Natur- u.Kultur-geschichte
Abb. 67: Darstellung der Bodenfunktionen.
Die Bedeutung der einzelnen Bodenfunktionen ist in den verschiedenen Landschaften
unterschiedlich. In der naturnahen Aue (ohne Eindeichung) ist die Nutzungsfunktion nur
untergeordnet. Mit der Eindeichung wurde die Erfüllung der Bodenfunktionen „Bestandteil
des Wasser- und Nährstoffkreislaufes“ sowie die Funktion „Abbau-, Ausgleichs- und
Aufbaumedium für stoffliche Einwirkungen“ räumlich eingeschränkt bzw. gemindert. Das
hatte Auswirkungen auf den Landschaftswasserhaushalt sowie auf die Stoffdynamik im
Außendeichgebiet bis zum Mündungsbereich. Dagegen gewann die Nutzungsfunktion an
Bedeutung. Durch Deichrückbau kommt es wieder zu einer Annäherung an die Verhältnisse
der naturnahen Aue, trotzdem hat die Nutzungsfunktion weiterhin einen hohen Stellenwert.
Aus bodenkundlicher Sicht ist die vorgeschlagene optimale Variante des neuen Deich-
verlaufs ein anzustrebender Kompromiss zwischen dem Ziel der Wiederherstellung des
naturnahen Zustandes und der Notwendigkeit der Beibehaltung der Bodennutzung.
Durch Deichrückbau können sich die gegenwärtigen ökologischen Eigenschaften der Böden
ändern. Dabei ist gemäß den Zielen des Bodenschutzes zu prüfen, inwieweit sich diese
Veränderungen ggf. auf die Erfüllung der Bodenfunktionen in der renaturierten Aue
auswirken. Grundlage für diese Einschätzungen bilden die durchgeführten bodenkundlichen
Untersuchungen, die in Kap. 5 ausführlich dargestellt sind.
104
Bodenfunktion: Lebensgrundlage für Mensch, Tier, PflanzeDie Lebensgrundlage wird nach Gröngröft et al. (1999) anhand folgender Gesichtspunkte
beurteilt: Bodenaufbau, Verdichtungsgrad, mögliche Versiegelung, Nutzung, Nährstoff- und
Wasserhaushalt sowie Schadstoffgehalte im Boden. Mit der Rückdeichung verändert sich
der Bodenaufbau nur unwesentlich. Durch Sedimentation werden an der Bodenoberfläche
feinsandig-schluffig-tonige und humushaltige Ablagerungen erwartet, die ständig biogen und
durch die Bodennutzung eingearbeitet werden und wahrscheinlich erst nach mehreren
Jahrzehnten als junger Auenbodenhorizont nachweisbar sind. Die durch Ackerbau in den
eingedeichten Gebieten nachgewiesenen Bodenverdichtungen werden sich nach
Rückdeichung und Nutzungsänderung (Wegfall des Ackerbaus) – biogen bedingt -
verringern. Durch Extensivierung der Bodennutzung im Zuge des Deichrückbaus nimmt die
Vielfalt der Lebensräume zu, so dass ein Anstieg der Artenvielfalt der Organismen eintritt
(vergl. Kap. 5.7: Collembolen). Gleiches ist infolge der Änderung des Bodenwasserhaus-
haltes (Zunahme der Vernässung und damit verbunden die allmähliche Wiedereinstellung
der naturnahen Auenverhältnisse) zu erwarten. Mit der Rückdeichung und Nutzungs-
änderung erfolgt ein Abbau von Nährstoffvorräten aus der Düngung, was allerdings durch
Einträge bei Überflutung wieder aufgehoben werden kann (s. Kap. 5.6). Hinsichtlich der
Schadstoffsituation muß bei einsetzender Sedimentation auf vormals eingedeichten Flächen
mit künftigen Bodenbelastungen gerechnet werden, die ggf. Nutzungseinschränkungen
bedingen können (s. Kap. 5.6.5). Auf die Ausbildung einer natürlichen auentypischen Vege-
tation sollen zu erwartende Schadstoffbelastungen kaum Einfluß haben (Schwartz, 2001).
Mit der Rückdeichung können die Böden die Funktion Lebensgrundlage für Mensch, Tier,
Pflanze in Teilen besser als bisher erfüllen, die Schadstoffsituation muß jedoch unter
Beobachtung gehalten werden. Anthropogene Überprägungen (z.B. Kiesgewinnung) müssen
unterbleiben.
Bodenfunktion: Bestandteil des Wasser- u. NährstoffkreislaufsDurch den Deichrückbau kommt es im rezenten Binnendeichgebiet zu periodischen
Überflutungsereignissen, wie sie derzeit im Außendeichgebiet auftreten. Der Wasserhaushalt
der betroffenen Böden wird sich deshalb in Abhängigkeit von der Lage der Böden im Relief,
von deren Entfernung vom Fluß und vom Substrataufbau ändern. In Flussnähe werden die
Böden stärker und öfter überflutet als in größerer Entfernung vom Fluss. Senken (insbe-
sondere Altwasserläufe im Retentionsgebiet) werden stärker vernässen als andere Standorte
(s. Kap. 5.5.5). Das Substrat beeinflusst entscheidend die Wasserleitfähigkeit.
Als Kriterium für die Funktionserfüllung Bestandteil des Wasserkreislaufs wird nach
Gröngröft et al. (1999) die Fähigkeit des Oberbodens zur Wasseraufnahme herangezogen,
105
die aus der gesättigten Wasserleitfähigkeit abgeleitet wird. Dieser Parameter ist in Kap. 5.5.4
für die Böden der Untersuchungsgebiete dargestellt. Stauhorizonte konnten für bestimmte
Gebiete nachgewiesen werden, so dass es dort bei Überflutungen zu einer Ansammlung von
Überflutungswasser und damit zu einer Vernässung kommen wird. Diese Gebiete sind in
Kap. 5.5.5 prognostiziert (Kartendarstellungen Abb. 32, Abb. 32b, Abb. 33). Vernässungser-
scheinungen sind bei Überflutung auch auf den verdichteten Ackerböden zu erwarten. Die
Verdichtung wird aber mit der Nutzungsänderung (Einschränkung bzw. Wegfall des Acker-
baus) im Zuge der Deichrückverlegung abnehmen. In den potentiell vernässenden Renatu-
rierungsgebieten wird die landwirtschaftliche Bodennutzung eingeschränkt. Unverdichtete
Böden und Standorte mit einer mittleren und hohen Wasserleitfähigkeit nehmen nach
Überschwemmungen Wasser auf und leiten dies als Sickerwasser in den Grundwasserleiter.
Somit wird insgesamt der Abluß reduziert, und in der Aue mehr Wasser zurückgehalten als
es jetzt der Fall ist. Die Grundwasserneubildung wird erhöht. Der Landschaftswasser-
haushalt in der Aue und in angrenzenden Räumen wird nach der Deichrückverlegung zum
Feuchteren tendieren. Die Böden im Deichrückverlegungsgebiet können also ihre
Funktionen im Wasserkreislauf - sich den ursprünglichen Verhältnissen nähernd – wahr-
nehmen.
Ebenfalls als Folge der Überflutungen kommt es zu Veränderungen des Stoffhaushaltes der
betroffenen Böden. Hierbei handelt es sich um Einträge von Nährstoffen und Schadstoffen.
Die Funktionserfüllung des Bodens als Bestandteil des Nährstoffkreislaufs, der mit dem
Wasserkreislauf eine Einheit bildet, wird beurteilt anhand der Fähigkeit der Nährstoffabgabe
an die Vegetation (Gröngröft et al., 1999). Diese ist determiniert durch Durchwurzelbarkeit,
Nutzungsart und Deckungsgrad der Vegetation. Die Durchwurzelbarkeit ist im Retentions-
gebiet lediglich auf den jetzt stärker verdichteten Ackerböden und bis zu gewissem Grade
auf den Auen-Tonböden zeitweise eingeschränkt. Da sich Bodenaufbau und Bodeneigen-
schaften (pH, Porenraum, Austauschkapazität) im Gebiet der Deichrückverlegung nicht
wesentlich ändern, sind gegenüber dem Ist-Zustand auch keine Veränderungen bezüglich
ihrer Funktion als Bestandteil des Nährstoffkreislaufs zu erwarten.
Bodenfunktion: Abbau-, Ausgleichs- und Aufbaumedium für stoffliche Einwir-kungenDiese Bodenfunktion wird im wesentlichen durch den Bodenaufbau (Bodenart, Humusgehalt)
und die Bodeneigenschaften (i.w. Austauschkapazität, nutzbare Feldkapazität, mikrobielle
Aktivität) bedingt. Von besonderer Bedeutung ist in diesem Zusammenhang das Verhalten
des Bodens als Ausgleichsmedium auf Grund der Filter- und Puffereigenschaften für
Schwermetalle. Mit Schadstoffeinträgen ist vor allen Dingen in den Senken und potentiellen
Vernässungsgebieten nach Deichrückverlegung zu rechnen, sofern das Überschwemmungs-
106
wasser Schadstoffe enthält (s. Kap. 5.6.5). Die Höhe des Austrags aus diesen potentiellen
Belastungsgebieten wird dann durch die Bindungsstärke des Bodens bestimmt. Sie wird
nach der Cadmiumbindungsstärke beurteilt (Gröngröft et al., 1999). Da in den potentiellen
Belastungsgebieten (Sedimentationsflächen im Rückdeichungsgebiet, Vernässungsflächen,
Senken) meistens bindige Böden vorherrschen, liegt eine hohe Bindungsstärke vor (s. Kap.
5.6.5). Hohe Bindungsstärken für Schadstoffe verhindern somit auch deren Eintrag ins
Grundwasser. Die sandigen Auenböden haben dagegen eine geringe Bindungsstärke und
auch ein geringes Puffervermögen, so dass es lokal zu Schadstoffbelastungen kommen
kann. Im wesentlichen treffen diese Darlegungen auch für organische Schadstoffeinträge zu.
Im Boden können zu einem erheblichen Anteil Schadstoffe abgebaut, festgelegt und damit
immobilisiert werden. Das betrifft insbesondere organische Schadstoffe. Diese Fähigkeit
hängt wesentlich von der mikrobiellen Aktivität der Böden ab. Spezielle Untersuchungen
dazu erfolgten nicht, jedoch ist aus den durchgeführten bodenzoologischen Untersuchungen
zu schließen, dass mit einer Erhöhung der Vielfalt der Lebensräume sowie durch Nutzungs-
änderung (Extensivierung, Grünlandnutzung, ggf. Aufforstung) eine Erhöhung der Arten-
vielfalt zu erwarten ist, die mit einem Anstieg der mikrobiellen Aktivität einhergeht. Fest-
legungs- und Abbauprozesse für Schadstoffe dürften nach Deichrückverlegung lokal unter-
schiedlich, insgesamt jedoch durchaus günstig beeinflusst werden. Mit der Erweiterung der
Überflutungsgebiete werden flächenbezogen die Bindungskapazität und Abbaukapazität für
Schadstoffe erhöht und somit die mögliche Grundwasserbelastung herabgesetzt. Lokale
erhöhte Belastungen infolge Überflutung müssen jedoch kontrolliert werden und erfordern
ggf. örtliche Nutzungseinschränkungen. Da die bindigen Böden in der Aue eine hohe
Feldkapazität aufweisen (vergl. Kap. 5.5.1), werden die im Rückdeichungsgebiet zu erwar-
tenden erhöhten Sickerwasserraten im Boden gespeichert und damit der Zufluß zum
Grundwasser verlangsamt. Auch dadurch sind erhöhter Abbau und erhöhte Festlegung von
Schadstoffen im Boden und damit Reduzierung von Einträgen ins Grundwasser möglich.
Durch eingetragene Nährstoffe im Zuge von Überflutungen ist eine Eutrophierung der
Auenböden zu erwarten. Andererseits sind trotz des überwiegend hohen Bindungs-
vermögens der Auenböden Nährstoffausträge aus dem Bodenpool – zumindest in den ersten
Jahren der Renaturierung – nicht auszuschließen, da mit dem Übergang zur Extensivierung
der Nährstoffentzug abnimmt. Zusammenfassend ist aus den speziellen bodenchemischen
und bodenphysikalischen Untersuchungen zu schließen, dass durch den Deichrückbau die
Böden die Funktion Abbau-, Ausgleichs- und Aufbaumedium für stoffliche Einwirkungen
uneingeschränkt erfüllen können.
107
Bodenfunktion: Archiv der Natur- und KulturgeschichteNaturnahe Böden erfüllen die Archivfunktion am besten, eine Beeinträchtigung erfolgte mit
der Eindeichung durch die Unterbrechung der Auensedimentation. Mit der Rückdeichung
und Fortsetzung der Ablagerung entwickeln sich die Böden allmählich wieder zur Naturnähe.
Als Zeugnisse der Kulturgeschichte bleiben wesentliche Merkmale der gegenwärtigen
Ackernutzung in der Aue durch allmähliche Überdeckung der Bearbeitungshorizonte (aAp-
Horizonte) erhalten. Die durch Auenlehm- und Auenton-Abbauflächen geschaffenen
„seltenen Böden“ haben auch nach der Rückdeichung Bestand.
Bodenfunktion: Standort für land- und forstwirtschaftliche NutzungDie Auenböden erfüllen ihre Funktion als Standorte für Pflanzen und ermöglichen die land-
und forstwirtschaftliche Nutzung durch die Bereitstellung des Wurzelraums sowie die
Speicherung von Wasser und Nährstoffen. Die potentiellen Überflutungsflächen sind für eine
Ackernutzung nur noch eingeschränkt geeignet, da insbesondere auch in den Vernässungs-
gebieten die Bodenbearbeitung und Düngung weitgehend entfallen muß. Daraus folgen
umfangreiche Nutzungsänderungen. Somit erfährt die Nutzungsfunktion der Auenböden im
Zuge der Deichrückverlegung von den genannten Bodenfunktionen die wesentlichsten
Veränderungen. In Zukunft wird deshalb im Rückdeichungsgebiet auf den landwirtschaftlich
genutzten Flächen die überwiegend extensive Grünlandnutzung bestimmend sein. Insge-
samt wird die landwirtschaftliche Nutzung (landwirtschaftliche Biomasseproduktion) in der
renaturierten Aue zurückgehen. Die Bodenbewertung (Bodenschätzung) muß zukünftig die
potentielle Überflutung berücksichtigen. Mit einer Verringerung von 10...20 Bodenpunkten für
die bisherigen Ackerflächen ist zu rechnen. Die Böden im Rückdeichungsgebiet sind für die
Aufforstung geeignet.
Maßnahmen des Bodenschutzes im RenaturierungsgebietDer Bodenschutz beinhaltet den Schutz der Bodenfunktionen. Eingriffe in den Boden können
die Bodenfunktionen mehr oder weniger beeinträchtigen. Im Rückdeichungsgebiet hat der
Bodenschutz folgende Prioritäten:
� Kontrolle der Schadstoffsituation,
� Vermeidung von Bodenverdichtungen,
� Vermeidung von Eingriffen in den Boden infolge Rohstoffabbau (z. B. Kiesgewinnung)
108
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Kartenunterlagen für die Untersuchungsgebiete:� Topographische Karten i.M. 1:10.000 und 1:25.000� Karten der Mittelmaßstäbigen Landwirtschaftlichen Standortkartierung (MMK)� Arbeitskarten i.M. 1:25.000, gedruckte Karten i.M. 1:100.000� Karten der Forstlichen Standortserkundung i.M. 1:10.000� Karten der Bodenschätzung i.M. 1:10.000� Geologische Karten i.M. 1:25.000
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8. AbbildungsverzeichnisAbb. 1: Kornzusammensetzung der Auensedimente an der Oberfläche Sandau..................10
Abb. 2: Kornzusammensetzung der Auensedimente an der Oberflläche Rogätz. .................11
Abb. 3: Korngrößenfraktionen der Auensedimente ...............................................................12
Abb. 4: Mittlere Klimawerte im Zeitraum 1991-2000 Seehausen ..........................................16
Abb. 5: Mittlere Klimawerte im Zeitraum 1991-2000 Magdeburg ..........................................16
Abb. 6: Temperaturen und Niederschläge im Untersuchunszeitraum Seehausen ................17
Abb. 7: Temperaturen und Niederschläge im Untersuchungszeitraum Magdeburg ..............17
Abb. 8: Langjährige Monatsmittel der Pegelstände in den Untersuchungsgebieten..............19
Abb. 9: Abflüsse im Untersuchungszeitraum 1998-2000, Pegel Havelberg ..........................20
Abb. 10: Bodenmonolithe: Entnahme und Einbau. ...............................................................29
Abb. 11: Schema: Einbau der Bodenmonolithe im Labor......................................................30
Abb. 12: Schematischer Bau der Redoxelektroden und Funktionsweise der Salzbrücken....30
Abb. 13: Leitbodenformen der Untersuchungsgebiete Sandau und Rogätz..........................36
Abb. 14: Flächenanteile von der Leitbodentypen-Gesellschaften .........................................37
Abb. 15: Flächenanteile von Substrat-Gesellschaften (Bodenarten-Abfolgen)......................37
Abb. 16: Vorherrschende Bodengesellschaften im UG Sandau............................................37
Abb. 17: Karte: Bodengesellschaften Sandau-Nord..............................................................39
Abb. 18: Karte: Bodengesellschaften Sandau-Süd. ..............................................................39
Abb. 19: Vorherrschende Bodengesellschaften im Untersuchungsgebiet Rogätz.................39
Abb. 20: Karte: Bodengesellschaften Rogätz Nord...............................................................41
Abb. 21: Karte: Bodengesellschaften Rogätz Süd ................................................................41
Abb. 22: Korngrößenverteilung in den Untersuchungsgebieten Sandau und Rogätz............51
Abb. 23: Tongehalte in Abhängigkeit von der Horizonttiefe ..................................................52
Abb. 24: Grundwasserflurabstände UG Sandau...................................................................59
Abb. 25: Grundwasserflurabstände UG Rogätz....................................................................59
Abb. 26: Vergleich gemessene Grundwasserstände und der hydrologische Modellierung ...60
Abb. 27: Mess- und Schätzwerte von kf in Abhängigkeit vom Tongehalt. .............................61
Abb. 28: Beziehung zwischen ermitteltem und geschätztem kf-Wert ....................................61
Abb. 29: Stauhorizonte in Abhängigkeit von der Tiefe ..........................................................62
Abb. 30: Medianwerte der Abflüsse im Frühjahr/Frühsommer, Pegel Rogätz .......................63
Abb. 31: Medianwerte der Abflüsse im Frühjahr/Frühsommer, Pegel Havelberg ..................63
Abb. 32: Überflutungsstufen nach Deichrückbau im Untersuchungsgebiet Sandau..............64
Abb. 32b: Überflutungsstufen nach Deichrückbau im Untersuchungsgebiet Rogätz 88
Abb. 33: Vernässungsneigung nach Deichrückbau im Untersuchungsgebiet Sandau ..........65
Abb. 34: Sediment-Akkumulationspotential im UG Sandau. .................................................68
Abb. 35: Sediment-Akkumulationspotential im UG Rogätz. ..................................................68
117
Abb. 36: Wertebereiche organischer Kohlenstoff in Abhängigkeit von Nutzung und Lage. ...70
Abb. 37: Kohlenstoffgehalte in Abhängigkeit von der Tiefe...................................................71
Abb. 38: Beziehung zwischen Tongehalt und Eisen-Gesamtgehalt ......................................72
Abb. 39: Tiefenverteilung von dithionitlöslichen Mangangehalten.........................................73
Abb. 40: Tiefenverteilung von dithionitlöslichen Eisengehalten.............................................73
Abb. 41: Verhältnis von Mnd:Fed in Abhängigkeit von der Tiefe. ...........................................74
Abb. 42: Verteilung der Gesamtheit der pH-Werte in den Untersuchungsgebieten...............78
Abb. 43: Streubreite auftretender pH-Werte in Abhängigkeit von der Tiefe...........................78
Abb. 44: Auftretende pH-Werte in Abhängigkeit von Lage und Nutzung...............................78
Abb. 45: Einstufung der Oberboden-pH-Werte .....................................................................79
Abb. 46: Lage des N-min Probenahmerasters im Untersuchungsgebiet Sandau..................82
Abb. 47: Interpolationsergebnis der Nitratgehalte zu zwei Probenahmezeitpunkten .............82
Abb. 48: Beziehung von Gesamt-P zu Corg und Feo..............................................................84
Abb. 49: Anteil des pflanzenverfügbaren Phosphors am Gesamtphosphor ..........................86
Abb. 50: Beziehung zwischen Kupfergehalt und Tonanteil bzw. Kohlenstoffgehalt...............87
Abb. 51: Blei- und Arsengehalte in Abhängigkeit von der Tiefe ............................................88
Abb. 52: Zink- und Kupfergehalte in Abhängigkeit von der Tiefe ..........................................88
Abb. 53: Kupfer- und Zinkgehalt und jeweiliger pH-Wert der Proben....................................89
Abb. 54: Cadmium- und Nickelgehalt und jeweiliger pH-Wert der Proben ............................89
Abb. 55: Arsen- und Bleigehalt und jeweiliger pH-Wert der Proben......................................89
Abb. 56: Chrom- und Quecksilbergehalt und jeweiliger pH-Wert der Proben........................90
Abb. 57: Abundanz der Lumbricidenzönosen im Untersuchungsgebiet Sandau ...................95
Abb. 58: Abundanz der Lumbricidenzönosen im Untersuchungsgebiet Sandau ...................95
Abb. 59: Biomasse der Lumbricidenzönosen im Untersuchungsgebiet Sandau ...................95
Abb. 60: Biomasse der Lumbricidenzönosen im Untersuchungsgebiet Rogätz ....................95
Abb. 61: Individuendominanz der Lumbricidenarten .............................................................96
Abb. 62: Gesamtabundanz der Collembolenzönosen im Untersuchungsgebiet Sandau.......99
Abb. 63: Gesamtabundanz der Collembolenzönosen im Untersuchungsgebiet Rogätz........99
Abb. 64: Individuendominanz Collembolen.........................................................................100
Abb. 65: Diversität (H’) der Collembolenzönosen im Untersuchungsgebiet Sandau ...........100
Abb. 66: Diversität (H’) der Collembolenzönosen im Untersuchungsgebiet Rogätz ............100
Abb. 67: Darstellung der Bodenfunktionen 149
118
9. TabellenverzeichnisTab. 1: Bodenkundliches Arbeitsprogramm........................................................................... 6
Tab. 2: Kornfraktionen der Auensedimente ..........................................................................10
Tab. 3: Biotoptypen in den Untersuchungsgebieten .............................................................14
Tab. 4. Vergleich von Niederschlags-Wertegesamtheiten verschiedener DWD-Stationen....15
Tab. 5: Niederschlagssummen im Zeitraum 1995-2000........................................................16
Tab. 6: Hochwasserjährlichkeiten.........................................................................................20
Tab. 7: Ausweisung von Bodenvarietäten und deren Kennzeichnung ..................................23
Tab. 8: Termine der Probenahmen Bodenbiologie ...............................................................33
Tab. 9: Legende zur Bodenkarte Untersuchungsgebiet Sandau...........................................39
Tab. 10: Flächenstatistik Untersuchungsgebiet Sandau .......................................................39
Tab. 11: Nutzung im Untersuchungsgebiet Sandau..............................................................39
Tab. 12: Legende zur Bodenkarte Untersuchungsgebiet Rogätz..........................................41
Tab. 13: Flächenstatistik Untersuchungsgebiet Rogätz ........................................................41
Tab. 14: Nutzung im Untersuchungsgebiet Rogätz...............................................................41
Tab. 15: Nutzung, Überflutungsdauer und Grundwasserflurabstand der Testflächen ...........47
Tab. 16: Landwirtschaftlich bedingte Verdichtungserscheinungen........................................54
Tab. 17: Ergebnisse der Simulation des Oberflächenwassers, UG Sandau..........................56
Tab. 18: Ergebnisse der Simulation des Oberflächenwassers, UG Rogätz...........................56
Tab. 19: Gemessene Grundwasserstände, UG Sandau.......................................................59
Tab. 20: Teilflächen mit mittlerer Vernässungsneigung im UG Sandau. ...............................66
Tab. 21: Teilflächen mit sehr starker Vernässungsneigung im UG Sandau. .........................66
Tab. 22: Teilflächen mit starker Vernässungsneigung im UG Sandau. .................................66
Tab. 23: Vergleich Mittelwasser und Überflutungstage Sandau, Rogätz, Lenzen. ................67
Tab. 24: Probenahme Bodenmonolithen. .............................................................................75
Tab. 25: Schadstoffgehalte im Oberboden ...........................................................................88
Tab. 26: Maßnahmenwerte, Sanierungsschwellenwerte.......................................................88
Tab. 27: Artenverteilung der Lumbriciden und Gesamtartenverteilung Testflächen ..............94
Tab. 28: Artenliste der Collembolen......................................................................................96
Tab. 29: Differentialarten der Collembolenzönosen und Gesamtartenzahlen Testflächen ....97
Tab. 30: Artenidentität (SØRENSEN-Quotient) der Collembolenzönosen der Testflächen ...98
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