„Bewirtschaftungsmöglichkeiten im Einzugsgebiet der ... · Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport 2 ... Durch Oberlieger und externe

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„Bewirtschaftungsmöglichkeiten im Einzugsgebiet der Havel“

– Teilprojekt 3.b –

Bericht zum Arbeitspaket „Nährstofftransport im Gewässersystem“

Bearbeitung: David Kneis Universität Potsdam, Institut für Geoökologie [email protected] Stand: 15.12.2005

Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport

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Inhaltsübersicht

Kapitel 1 Das Modell TraM als Werkzeug zur Simulation des Stofftransports in Gewässernetzen 5

Kapitel 2 Modellierung von Nährstoffkonzentrationen in der Stauhaltung Brandenburg für unterschiedliche Bewirtschaftungsszenarios 17

Kapitel 3 Für eine Nachauswertung bereitgestellte Simulationsergebnisse des Modells TraM 67

Kapitel 4 Literatur 73


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Inhaltsverzeichnis

Kapitel 1 Das Modell TraM als Werkzeug zur Simulation des Stofftransports in Gewässernetzen 5

1.1 Modellzweck und Hintergrund der Entwicklung 5 1.2 Das Modellkonzept 6 1.2.1 Grundelemente des Modells TraM ................................................................................. 6 1.2.2 Berechnungsansätze für die Grundelemente................................................................. 7 1.2.3 Diskretisierung des Gewässernetzes............................................................................... 9 1.2.4 Kopplung der Grundelemente zum berechenbaren Gewässernetz........................... 9 1.2.5 Steuerung zeitlicher und räumlicher Bezüge ...............................................................10 1.2.6 Ansätze zur Beschreibung gewässerinterner Stoffumsätze .......................................11 1.3 Eingangsgrößen des Modells 11 1.3.1 Ganglinien von Wasserstand und Durchfluss .............................................................11 1.3.2 Funktionstabellen hydraulischer Parameter .................................................................12 1.3.3 Ganglinien von Stoffeinträgen in das Gewässersystem .............................................14 1.3.4 Anfangswerte der Konzentration..................................................................................14 1.4 Ausgabegrößen des Modells 15 1.4.1 Standardausgaben ............................................................................................................15 1.4.2 Postprocessing von Zeitreihen ......................................................................................15 1.5 Benutzerschnittstelle des Modells TraM 16

Kapitel 2 Modellierung von Nährstoffkonzentrationen in der Stauhaltung Brandenburg für unterschiedliche Bewirtschaftungsszenarios 17

2.1 Charakteristik des untersuchten Abschnitts der Havel 17 2.2 Randbedingungen bei der Modellierung von

Nährstoffkonzentrationen in der Stauhaltung Brandenburg 18 2.2.1 Zufließende Wassermengen über Spree und Teltowkanal ........................................18 2.2.1.1 Problematik............................................................................................................18 2.2.1.2 Generierung von Durchfluss-Zeitreihen für Spree und Teltowkanal ...........18 2.2.2 Nährstoffeintrag in die Untere Havel über Spree und Teltowkanal.........................21 2.2.2.1 Problematik............................................................................................................21 2.2.2.2 Trendanalyse der Frachten ..................................................................................21 2.2.2.3 Generierung von Fracht-Ganglinien aus Fracht-Abfluss-Beziehungen .......22 2.2.2.4 Phosphat-Frachtganglinie unter Annahme verringerter Emissionen im

Einzugsgebiet der Spree.......................................................................................25 2.2.3 Wasser- und Stoffeinträge weiterer Einzugsgebiete ...................................................26 2.2.4 Vereinfachte Abbildung wasserwirtschaftlicher Handlungsoptionen ......................27 2.2.4.1 Speicherbewirtschaftung von Seen.....................................................................27 2.2.4.2 Bewirtschaftung des Grundwasserspeichers durch Wehrstau........................29 2.3 Generierung von Wasserstands- und Durchflussganglinien für die mit

TraM modellierten Gewässerabschnitte 33 2.3.1 Gründe für die Verwendung des hydrodynamischen Modells HEC-RAS..............33 2.3.2 Datengrundlage des hydrodynamischen Modells .......................................................33 2.3.3 Randbedingungen und Eichung des hydrodynamischen Modells............................34 2.4 Berücksichtigung des gewässerinternen Nährstoffumsatzes 36 2.4.1 Phosphorretention und –Remobilisierung ..................................................................36 2.4.2 Stickstoffretention ...........................................................................................................39 2.5 Ergebnisse der Eichung des Modells TraM 42 2.6 Auswirkungen unterschiedlicher Bewirtschaftungsszenarios auf die

Nährstoffkonzentrationen der Unteren Havel 45


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2.6.1 Übersicht über die betrachteten Bewirtschaftungsszenarios.....................................45 2.6.2 Darstellung der Simulationsergebnisse anhand von

Nährstoffkonzentrationen der Unteren Havel............................................................47 2.6.2.1 Ergebnisse für Gesamtphosphat ........................................................................47 2.6.2.2 Ergebnisse für Gesamtstickstoff ........................................................................53 2.6.2.3 Weitergehende Einschätzung der Ergebnisse der Modellrechnungen

für ein Management der Wassergüte der Havel................................................57 2.6.3 In den Modellrechnungen enthaltene Unsicherheiten ...............................................59 2.6.3.1 Unsicherheiten bezüglich Modellstruktur und Parametrisierung ..................59 2.6.3.2 Unsicherheiten bezüglich der Randbedingungen.............................................61 2.6.4 Auswirkungen wasserwirtschaftlicher Handlungsoptionen auf der Ebene

der Teileinzugsgebiete.....................................................................................................61 2.6.4.1 Bewirtschaftung des Grundwasserspeichers durch Wehrstau........................62 2.6.4.2 Speicherbewirtschaftung von Seen.....................................................................64

Kapitel 3 Für eine Nachauswertung bereitgestellte Simulationsergebnisse des Modells TraM 67

3.1 In Tabellenform aggregierte Statistiken aller Simulationen 67 3.1.1 Möglichkeiten der Auswertung......................................................................................67 3.1.2 Anwendung von Autofiltern zur Auswertung unter MS-EXCEL ...........................69 3.2 ArcView-Projekt zur Darstellung von Simulationsergebnissen im GIS 70 3.2.1 Möglichkeiten der Darstellung.......................................................................................70 3.2.2 Datenstruktur des ArcView-Projekts ...........................................................................70 3.2.3 Bezeichnung und Inhalt der Themen (ArcView Shape-Dateien).............................70 3.2.4 Hinweise zur Anwendung der Legenden.....................................................................71 3.2.5 Laden der Hintergrundgrafik.........................................................................................72

Kapitel 4 Literatur 73


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Kapitel 1 Das Modell TraM als Werkzeug zur Simulation des Stofftransports in Gewässernetzen

1.1 Modellzweck und Hintergrund der Entwicklung

Im Rahmen des Verbundprojektes „Bewirtschaftungsmöglichkeiten im Einzugsgebiet der Havel“ 1 bestand die Notwendigkeit, die Auswirkungen unterschiedlicher Szenarios der Bewirtschaftung des Einzugsgebietes auf die Nährstoffkonzentrationen der Havel darzu-stellen. Da einzelne Wasserkörper hinsichtlich ihrer hydraulischen Eigenschaften und ihrer Bewirtschaftung sowie hinsichtlich des gewässerinternen Stoffumsatzes in flächenhaften Einzugsgebietsmodellen bisher nicht zufrieden stellend abgebildet werden, war ein eigen-ständiges, vergleichsweise detailliertes Gewässermodell zu erstellen. Dieses Gewässermo-dell sollte in der Lage sein, die Konzentrationen von Gesamtphosphor (TP) und Ge-samtstickstoff (TN) für einen repräsentativen Abschnitt der Unteren Havel in Abhängigkeit von externen Stoffeinträgen aus dem Einzugsgebiet und unter Berücksichti-gung gewässerinterner Retentions- und Remobilisierungsprozesse zu simulieren. Aus den besonderen hydrologischen und hydraulischen Bedingungen des Untersuchungs-gebiets einerseits und der Methodik des Verbundprojektes andererseits, ergeben sich eine Reihe von Anforderungen an das einzusetzende Simulationswerkzeug: – Das Modell muss die Fähigkeit besitzen, Fließstrecken und durchströmte, miteinander

vernetzte Seen als ein zusammenhängendes System abzubilden. Insbesondere müssen vermaschte Gewässernetze, d.h. Systeme mit einer Aufspaltung des Durchflusses auf mehrere parallele Gewässerstränge, darstellbar sein. Weiterhin muss der von Wehren ausgehende Rückstaueinfluss in seinen Wirkungen auf die Abflussbedingungen und den Stoffumsatz erfasst werden können.

– Das Modell muss eine kontinuierliche Simulation über Zeiträume vieler Jahre ermögli-chen, um langfristige Veränderungen großer, gewässerinterner Nährstoffpools – insbe-sondere des Phosphatpools im Sediment – abbilden zu können (siehe aber 2.4.1). An-dererseits sollte die Konzentrationsdynamik mit einer zeitlichen Auflösung dargestellt werden können, die den Fähigkeiten der vorgeschalteten Einzugsgebietsmodelle ge-recht wird. Im konkreten Fall war eine Simulation auf Tageswert-Basis angebracht, um eine unnötige Aggregation der von den Modellen SWIM (Teilprojekt 5) und ArcEgmo-Urban (Teilprojekt 2) simulierten Ganglinien des Nährstoffaustrags aus Teileinzugsge-bieten zu vermeiden.

– Die Ansätze zur Beschreibung gewässerinterner Nährstoffumsätze müssen hinsichtlich der Detailliertheit und Parameteranzahl so variabel sein, dass sie der Datenlage und dem möglichen Aufwand für die Parameterbestimmung einerseits und den Anforde-rungen der Fragestellung andererseits gerecht werden. Im Fall des Verbundprojektes Havelmanagement war lediglich die Simulation von Gesamtkonzentrationen der Nähr-

1 Im Folgenden als „Verbundvorhaben Havelmanagement“ bezeichnet


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stoffe Phosphor und Stickstoff gefordert, die Abbildung eines größeren Spektrums von Wassergüteparametern aber nicht erforderlich. Als Grundlage für die Modellpara-metrisierung standen 14-tägige, räumlich verteilte Konzentrationsmessungen des Lan-desumweltamtes Brandenburg und des Berliner Senats zur Verfügung.

– Die Anbindung des Modells an ein geografisches Informationssystem (GIS) erschien aus mehreren Gründen unumgänglich: Durch die exakte räumliche Verortung der si-mulierten Wasserkörper werden die Schnittstellen zu den anderen im Verbundprojekt Havelmanagement angewandten Modellen SWIM und ArcEgmo-Urban klar definiert. Des Weiteren ist die GIS-Anbindung für eine effektive Modellparametrisierung unver-zichtbar und Grundlage für die Visualisierung räumlich variabler Ergebnisse. Nicht zu-letzt werden kartographische Darstellungen der Wasserbeschaffenheit durch die Was-serrahmenrichtlinie (WRRL) gefordert.

Neben den o.g. Ansprüchen war es im Rahmen eines Forschungsvorhabens geboten, ein – einschließlich des Quellcodes – frei verfügbares Modell zu verwenden, um die Integration neuer Prozessbeschreibungen, eine flexible Anpassung an veränderte Datengrundlagen oder Fragestellung sowie den wissenschaftlichen Austausch zu ermöglichen. Die Begutachtung einer Vielzahl existierender Wassergüte- und Stofftransportmodelle führ-te zu der Erkenntnis, dass keines die o.g. Anforderungen zufriedenstellend erfüllt bzw. Pro-gramm und/oder Quellcode nicht frei zugänglich sind. Die Konzipierung und programm-technische Umsetzung eines neuen, an die Bedingungen des Havelgebiets angepassten Werkzeugs zur Simulation von Nährstofftransport und -umsatz im Gewässernetz erschien daher notwendig. Konzept und Anwendung des entwickelten Transport-Modells „TraM“ werden nachfolgend näher erläutert.

1.2 Das Modellkonzept

1.2.1 Grundelemente des Modells TraM

Die Basis des Modells TraM bilden zwei in der konzeptionellen Wassergütemodellierung häufig verwendete Grundelemente zur Darstellung von Wasserkörpern. Es wird unter-schieden zwischen (CHAPRA 1997, JAMES 1992, JOKIEL 1995): – reinen Transportelementen („plug-flow reactors“) – vollständig durchmischten Reaktoren („stirred tanks“). Die Charakteristik von plug-flow Elementen besteht darin, dass der Transport gelöster Stoffe nur aufgrund advektiver Prozesse, d.h. aufgrund eines gerichteten Fließens des Was-sers, vermittelt wird. Dispersion tritt in der Modellvorstellung, weder durch Diffusionspro-zesse auf molekularer Ebene noch durch Turbulenz verursacht, auf. Im Modell TraM wer-den solche natürlichen und künstlichen Fließgewässerabschnitte durch plug-flow Elemente abgebildet, die sich durch ein gerichtetes Fließen auszeichnen (Abschnitt 1.2.3). Die Ver-nachlässigung von Vermischungsprozessen kann hier toleriert werden, da das Modell im


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Rahmen seiner Bestimmung mit zeitlich verhältnismäßig grob aufgelösten Randbedingun-gen (Tageswerte der Frachten) betrieben wird. Für eine exakte Simulation des Stofftrans-ports bei zeitlich hoch variablen Randbedingungen (z.B. stoßartige Einleitungen bei Hava-rien) ist das Konzept nicht geeignet. Hierfür müssen stattdessen auf der Advektions-Dispersionsgleichung aufbauende Modelle verwendet werden. In vollständig durchmischten Reaktoren ist – im Gegensatz zu plug-flow Elementen – der Stofftransport durch ein gerichtetes Strömen des Wassers vernachlässigbar und es wird eine vollständige und sofortige Einmischung eingetragener Fracht-Impulse unterstellt. Ein Transport gelöster Stoffe findet nach der Modellvorstellung allein aufgrund der Vermi-schung statt. Im Modell TraM wird das Konzept des vollständig durchmischten Reaktors genutzt, um den Stofftransport in großen, ungeschichteten Fluss-Seen zu beschreiben.

1.2.2 Berechnungsansätze für die Grundelemente

Die Berechnung des Stofftransportes durch die im Modell abgebildeten Gewässer erfordert die Kenntnis von geometrischen Eigenschaften einerseits und Randbedingungen anderer-seits. Letztere umfassen die hydraulischen Größen Wasserstand und Durchfluss sowie die in das Gewässer aus Oberliegern oder externen Quellen eingetragenen Stofffrachten. Eine Simulation des Transports nicht-konservativer Stoffe erfordert darüber hinaus Kenntnisse über Typ und Parameter der ablaufenden Reaktionen. Abb. 1-1 gibt eine Übersicht über Ein- und Ausgabegrößen bei der Berechnung des Stofftransports in durchmischten Reak-toren und plug-flow Elementen.


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Abb. 1-1 Übersicht über Ein- und Ausgabegrößen bei der Berechnung des Stofftransports in durch-mischten Reaktoren (links) und plug-flow Elementen (rechts).

Die Kürzel der Randbedingungen (zeitvariable Eingangsgrößen) bedeuten: Qup(t): Zuflussganglinie am oberen Gewässerrand, Qdn(t): Abflussganglinie am unteren Gewässerrand, h(t): mittlere Wasserstandsgang-linie des Gewässerabschnitts, Lup(t): Ganglinie der importierten Stofffracht aufgrund von Emissionen der Oberlieger, Lex(t): Ganglinie der Stofffracht aus direkten Einleitungen in das Gewässer. Die Kürzel der Geometrie-Funktionen bedeuten: A(h) bzw. V(h): Seeoberfläche bzw. Seevolumen als Funktion des Was-serstands, X(h), P(h) und W(h): Fließquerschnitt, benetzter Umfang und Wasserspiegelbreite als Funktion des Wasserstands (jeweils gewichtete Mittelwerte einer Fließstrecke). Das Kürzel „k“ steht stellvertretend für den oder die Parameter zur Beschreibung des gewässerinternen Stoffumsatzes. Mit den Kürzeln Ldn(t) und Cdn(t) werden die Fracht- bzw. Konzentrationsganglinie am unteren Gewässerrand bezeichnet (zeitva-riable Ausgabegrößen). Die praktische Berechnung von Fracht- und Konzentrationsganglinien am unteren Ende eines Gewässerabschnittes aus den in Abb. 1-1 aufgeführten Eingangsgrößen soll hier nicht im Detail beschrieben werden. Ihr liegt im Fall des vollständig durchmischten Reaktors eine numerische Lösung der Massenbilanzgleichung (Gleichung 1-1) zugrunde. Im Fall von plug-flow Elementen werden die gesuchten Ausgabeganglinien erhalten, indem die Ordina-ten der Eingangs-Zeitreihen – basierend auf den berechneten Fließgeschwindigkeiten – entlang der Zeitachse verschoben und ggf. skaliert werden.

RLLLdtdM

dnexup ±−+=

1-1

Es bedeuten analog zu Abb. 1-1: M Masse der Substanz im durchmischten Reaktor Lup, Lex

Durch Oberlieger und externe Quellen eingetragene Stofffrachten Ldn Aus dem Reaktor mit dem Abfluss exportierte Stofffracht R Term zur Berücksichtigung gewässerinterner Stoffumsätze


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1.2.3 Diskretisierung des Gewässernetzes

Die Diskretisierung des Gewässernetzes in Abschnitte (sections) erfolgt nach mehreren Kriterien. Abschnittsgrenzen sind in jedem Fall dort einzuführen, wo advektionsdominierte Transportstrecken durch Vermischungszonen (Seen, Erweiterungen) unterbrochen werden. Eine interne Unterteilung von Fließstrecken ist dort sinnvoll, wo deutliche Änderungen der Querprofile (insbesondere der Fließquerschnitte) auftreten. Die Querprofilvariabilität in-nerhalb eines ausgewiesenen Fließstrecken-Abschnittes wird durch die Berechnung gewich-tet-gemittelter hydraulischer Funktionstabellen (Abschnitt 1.3.2) berücksichtigt. Weiterhin ist zu beachten, dass jeder Fließabschnitt jeweils durch eine einzige Wasserstandsganglinie charakterisiert wird (1.3.1). Daraus ergibt sich die Notwendigkeit einer feineren Diskretisie-rung mit zunehmendem Wasserspiegelgefälle. Bei stark rückstaubeeinflussten Systemen des Flachlands mit Gefällen von wenigen cm/km können die Abschnitte ohne größere Fehler einige hundert Meter bis wenige Kilometer betragen. Zwischen einzelnen, als durchmischte Reaktoren abgebildeten Seen muss aus DV-technischen Gründen stets mindestens ein Fließabschnitt eingeschaltet sein, was bei sinn-voller Diskretisierung eines realen Gewässernetzes jedoch ohnehin stets nötig sein wird.

1.2.4 Kopplung der Grundelemente zum berechenbaren Gewässernetz

Ein wesentlicher Schritt beim Aufbau eines TraM-Modells ist die Verknüpfung der Gewäs-serabschnitte zu einem hierarchischen System mit definierten Oberlieger-Unterlieger-Beziehungen. Für Systeme mit mehreren parallelen Fließwegen (vermaschte Systeme) ist die Verknüpfung und Hierarchisierung ab einer gewissen Anzahl von Gewässerabschnitten „per Hand“ nicht mehr sinnvoll zu bewältigen. Der Schritt der „Netzgenerierung“ wird daher in einem Preprocessing-Schritt ausgeführt. Hierfür wird im GIS das Gewässernetz auf Grundlage topografischer Karten digitalisiert, wobei Fließstrecken-Abschnitte als in Fließrichtung orientierte Linien und Seen als Polygone erfasst werden. Nach einer Konver-tierung der Geometriedaten in das ESRI Generate-Format (ASCII) führt ein hierfür entwi-ckeltes FORTRAN-Programm eine Fehleranalyse durch (fehlende Verknüpfungen, Zirkel-schlüsse, mehrere Abflüsse etc.), weist solche Abschnitte aus, denen zwingend Randbedingungen zugewiesen werden müssen und ermittelt die Hierarchie des gesamten Netzes. Im Ergebnis des Preprocessings sind für jeden Gewässerabschnitt Anzahl und Namen der/des direkten Oberlieger(s), die Namen paralleler Abschnitte (bei Stromspal-tungen) sowie die hierarchische Stellung innerhalb des Gesamtsystems (Abb. 1-2) bekannt. Damit liegen alle notwendigen Informationen für ein automatisch gesteuertes Routing von Wasser und Stoffen durch das Gewässersystem vor.


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Abb. 1-2 Beispiel für die hierarchische Ordnung der Gewässerabschnitte in einem fiktiven System mit mehreren parallelen Fließwegen. Den Zuflüssen des Systems ist die Ordnung 1 zugewiesen. Der Abfluss des Systems ist durch die höchste Ordnungszahl (hier 13) gekennzeichnet.

1.2.5 Steuerung zeitlicher und räumlicher Bezüge

Ein Ziel bei der Entwicklung des Modells TraM war es, auch für Langfristsimulationen möglichst geringe Rechenzeiten zu erreichen. Hierfür erschien es sinnvoll, die zeitliche Diskretisierung des Modells (Zeitschrittweite) von der räumlichen Auflösung zu entkop-peln. Üblicherweise gelten für explizite numerische Lösungen die Bedingungen, dass: 1. die Zeitschrittweite bei der Berechnung des Stofftransports durch einen voll durch-

mischten Reaktor nicht größer sein darf, als der Quotient von Gewässervolumen „V und Durchfluss „Q“ (V/Q = theoretische Verweilzeit)

2. die Zeitschrittweite der Rechnung kleiner gewählt werden muss, als der Quotient von Längenausdehnung eines Fließgewässerabschnittes und Fließgeschwindigkeit (Courant-Bedingung)

Die Bedingung 1 wird im Modell TraM durch eine automatische, durchflussabhängige Zeit-schrittweitensteuerung erfüllt. Eine besonders starke Einschränkung stellt jedoch die Be-dingung 2 dar. Aus ihr geht hervor, dass bereits Fließgeschwindigkeiten von 0.3 m/s bei der Berechnung eines Gewässerabschnitts von 200 m Länge Rechenschrittweiten von etwa 10 Minuten erfordern. Aus diesem Grund werden im Modell TraM Ausflussfracht und -konzentration jedes Gewässerabschnitts sofort für die gesamte Simulationszeit als Zeit-reihe ermittelt und die Berechnung anschließend mit dem oder den Unterlieger(n) fortge-setzt. Im Quellcode des Modells TraM schließt die Orts-Schleife (Schleife über die Gewäs-serabschnitte) daher die Zeitschleife ein. Dies steht im Gegensatz zu der üblichen Vorgehensweise vieler Modelle, bei der für jeden Zeitschritt der neue Zustand im gesamten System ermittelt wird, bevor die Berechnung des nächsten Zeitschrittes beginnt. Als Nachteil ergibt sich aus dem beschriebenen Algorithmus, dass eine Umkehrung der Strömungsrichtung innerhalb eines geschlossenen Simulationslaufes mit dem Modell TraM


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nicht abgebildet werden kann. Die Ursache liegt in der plötzlichen Änderung der Oberlie-ger-Unterlieger-Beziehungen, die eine veränderte Reihenfolge bei der Berechnung der Ab-schnitte des Systems erforderlich macht. Im Falle von Stromspaltungen wird im Modell TraM eine durchfluss-gewichtete Aufteilung der Fracht des Oberliegers auf die parallelen Fließwege vorgenommen.

1.2.6 Ansätze zur Beschreibung gewässerinterner Stoffumsätze

In der aktuellen Version des Modells TraM sind lediglich zwei einfache Ansätze zur Be-schreibung von Stoffumsätzen im Gewässer implementiert. Nähere Erläuterungen können Tab. 1-1 entnommen werden.

Tab. 1-1 In der aktuellen Version des Modells TraM berücksichtigte Typen des Stoffumsatzes Reaktionstyp 0 Reaktionstyp 1 Charakteristik – Vorgabe definierter, Sediment-

flächen-bezogener Retentions- bzw. Freisetzungsraten

– Verwendung monatsabhängiger Parameter

– Abbildung von Retentionsprozessen als Reaktion 1. Ordnung (lineare Abhängig-keit zwischen Reaktionsgeschwindigkeit und Konzentration)

– Verwendung monatsabhängiger Parame-ter

Parameter-Dimension

Masse/Fläche/Zeit 1/Zeit oder 1/Fläche/Zeit

Beispiel für Anwendung

– Saisonal variierende Phosphat-retention/-Freisetzung in Seen

– Denitrifikation mit temperaturabhängi-ger Reaktionskonstante

– Mineralisierung organischer Substanz

1.3 Eingangsgrößen des Modells

Die zur Berechnung einzelner Gewässerabschnitte benötigten Größen wurden im Ab-schnitt 1.2.2 bereits aufgeführt. Im Folgenden sind diese Größen und insbesondere die Möglichkeiten zu ihrer Bereitstellung näher erläutert.

1.3.1 Ganglinien von Wasserstand und Durchfluss

Ganglinien des Wasserstands und Ganglinien des Durchflusses am Zufluss (plug-flow E-lemente) bzw. Zu- und Abfluss (durchmischte Reaktoren) müssen für alle Gewässerab-schnitte zur Verfügung gestellt werden. Wasserstandsinformationen werden benötigt, um während der Simulation zeitvariable hydraulische Parameter wie Fließquerschnitte und See-volumina zu ermitteln (siehe 1.3.2). Aus Fließquerschnitt und Durchfluss wird modellintern die mittlere Fließgeschwindigkeit für plug-flow Elemente berechnet. Das Gewässervolu-men findet als Eingangsgröße bei der Berechnung von Verweilzeiten und Stoffkonzentrati-onen in durchmischten Reaktoren Verwendung. Die benötigten Wasserstands- und Durchflussganglinien werden zweckmäßiger Weise mit Hilfe eines hydrodynamischen Modells berechnet (vgl. 2.3). Eine direkte Ableitung der Wasserstände aus Durchflussganglinien ist nur im stationären Fall und für gleichförmigen


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Abfluss (regelmäßiges Profil und Gefälle, keine Beeinflussung durch Stauanlagen) möglich, wenn Bettrauhigkeiten oder Wasserstands-Durchfluss-Beziehungen bereits bekannt sind. Die Zeitreihen finden im Modell TraM als Text-Dateien im ASCII-Format Eingang (Abb. 1-3). Die zeitliche Äquidistanz der enthaltenen Werte ist keine Bedingung.

#Created by 'SplitTimeSeriesTable' on 19.11.2004 13:25:08

#Extracted from table: E:\tram\sim\Brandbg\HYDTIME\rasout\DSS_Szen_a1.txt

#Column number in source table: 166

#DD.MM.YYYY hh:mm:ss Q [m3/s]

01.01.2003 12:00:00 115.400

02.01.2003 12:00:00 113.440

03.01.2003 12:00:00 107.070

04.01.2003 12:00:00 107.850

05.01.2003 12:00:00 107.740

06.01.2003 12:00:00 107.600

07.01.2003 12:00:00 107.410

. . .

Abb. 1-3 Beispiel für eine Eingangszeitreihe des Modells TraM im erwarteten ASCII-Format

1.3.2 Funktionstabellen hydraulischer Parameter

Wie unter 1.2.2 erwähnt, finden bei der Berechnung des Stofftransports in voll durchmisch-ten Reaktoren die Wasserstands-Volumen-Funktion (Speicherinhaltslinie) sowie die Wasser-stands-Flächen-Funktion Anwendung. Diese werden auf Grundlage von Tiefenlinien-Karten der Gewässer (Abb. 1-4) oder alternativ aus Querprofilen abgeleitet.

0.0E+00

2.0E+06

4.0E+06

6.0E+06

8.0E+06

1.0E+07

1.2E+07

1.4E+07

1.6E+07

28.5 29.5 30.5

Wasserstand [mNN]

Seev

olum

en [m

³]

Abb. 1-4 Beispiel für ein aus Tiefenlinien erstelltes Seeboden-Modell (Potsdamer Havel) und eine dar-aus abgeleitete Speicherinhaltslinie (Nordbecken des Templiner Sees)


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Die benötigten Funktionstabellen lassen sich effektiv erstellen, wenn die Isobathen zu-nächst im GIS digitalisiert und anschließend in ein Raster-Höhenmodell gewandelt werden. Die Auswertung eines solchen Seeboden-Modells ist mittels einfacher Hilfsprogramme (z.B. in FORTRAN) möglich (Abb. 1-4, rechts). Zur Parametrisierung einer Fließstrecke wird im Modell TraM im Wesentlichen die Abhän-gigkeit zwischen Wasserstand und Fließquerschnitt benötigt. Weitere Funktionen, wie die Beziehungen zwischen Wasserstand und benetztem Umfang oder der Wasserspiegelbreite finden – wenn überhaupt– nur bei der Berechnung von Stoffumsätzen Anwendung. Da für eine Fließstrecke, je nach Länge und Datenlage, häufig mehrere vermessene Querprofile zur Verfügung stehen, müssen mittlere, für den Fließabschnitt gültige Funktionstabellen berechnet werden. Hierfür ist ein Preprocessing-Programm in FORTRAN entwickelt wor-den. Letzteres berechnet zunächst für jedes einzelne Querprofil die individuellen Abhän-gigkeiten zwischen Wasserstand und den Variablen Fließquerschnitt, benetzter Umfang und Wasserspiegelbreite. Anschließend werden mittlere Funktionen für den gesamten Fließab-schnitt erstellt, indem die an den einzelnen Querprofilen ermittelten Funktionswerte ge-wichtet gemittelt werden (Abb. 1-5). Das Gewicht jedes Querprofils ergibt sich aus der anteiligen Länge des Fließabschnitts, die dem jeweiligen Profil zuweisbar ist. Es kann ge-zeigt werden, dass mit diesem Ansatz bei gegebenen Wasserstand und Durchfluss korrekte mittlere Fließzeiten durch den gesamten Abschnitt erhalten werden. Die Zuordnung von Querprofilen zu den mit TraM modellierten Fließabschnitten erfolgt im GIS. Die im ESRI Generate-Format (ASCII) exportierten Lageinformationen werden dem o. g. Preproces-sing-Programm als Arbeitsgrundlage übergeben.

500

600

700

800

900

1000

1100

1200

1300

28.4 28.6 28.8 29.0 29.2 29.4 29.6Wasserstand [mNN]

Flie

ssqu

ersc

hnitt

[m²]

Abb. 1-5 Beispiel für eine gewichtet gemittelte Beziehung zwischen Wasserstand und Fließquerschnitt für einen Fließabschnitt (unterbrochene Linie). Diese wurde aus den für individuelle Querprofile ermittel-ten Abhängigkeiten (durchgezogene Linien) abgeleitet.

Alle im Modell TraM verwendeten Funktionstabellen müssen hinsichtlich des Arguments die Eigenschaft der Äquidistanz erfüllen, d.h. abgeleitete hydraulische Größen müssen für


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feste Wasserstandsintervalle (von z.B. 5 cm) tabelliert worden sein. Der Vorteil solcher Funktionstabellen besteht in einem sehr schnellen Zugriff auf die enthaltenen Funktions-werte zur Laufzeit des Modells. Funktionswerte für nicht tabellierte Argumente werden durch lineare Interpolation ermittelt.

1.3.3 Ganglinien von Stoffeinträgen in das Gewässersystem

Jedem Gewässerabschnitt können im Modell TraM beliebig viele zeitabhängige externe Stoffeinträge (Einleitungen aus Punktquellen, einmündende Fließgewässer, atmosphärische Depositionen etc.) zugeordnet werden. Sie müssen in Form von Fracht-Zeitreihen in der Einheit [g/s] zur Verfügung gestellt werden. Es findet das in Abb. 1-3 dargestellte Format Anwendung.

1.3.4 Anfangswerte der Konzentration

Anfangswerte der Stoffkonzentration müssen für alle Gewässerabschnitte vorgegeben wer-den. Bei der Auswertung der Modellergebnisse ist zu beachten, dass die ermittelten Kon-zentrationen zu Beginn der Simulation durch die gesetzten Anfangswerte geprägt sind. Das trifft für Gewässersysteme mit hohen Verweilzeiten (z.B. aufgrund großer Seen) in beson-derer Weise zu. Ein genügend großes Zeitintervall zu Beginn der Simulation sollte daher bei der Ergebnisauswertung ausgeblendet werden. Stehen geeignete Messwerte der Aus-gangskonzentration nicht zur Verfügung, können diese mit Schätzwerten initialisiert und in einer (ausreichen langen) „Einlaufphase“ unter Ansetzung geeigneter Randbedingungen vom Modell generiert werden.


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1.4 Ausgabegrößen des Modells

1.4.1 Standardausgaben

Standardmäßig erzeugt das Modell TraM während der Simulation für jeden Gewässerab-schnitt eine Ausgabedatei (Tab-getrennter ASCII-Text). Diese enthält Momentanwerte der in Tab. 1-2 aufgeführten Größen in einer vom Anwender festgelegten zeitlichen Auflösung.

Tab. 1-2 In der Standardausgabe des Modells TraM aufgeführte Variablen Variable Einheit Ausgabe für Fließ-

strecken (plug-flow Elemente)

Ausgabe für Seen (durchmischte Reaktoren)

Zufluss in den Abschnitt m³/s x x Abfluss aus dem Abschnitt m³/s x aus externen Quellen eingetragene Stoff-fracht

g/s x x

insgesamt in den Abschnitt eingetragene Stofffracht aus Oberlieger(n) und externen Quellen

g/s x x

durch Stoffumsätze innerhalb des Abschnitts eingetragene bzw. zurückgehaltene Stoff-menge

g/s x x

aus dem Abschnitt exportierte Stofffracht g/s x x Stoffkonzentration am Ablauf des Ab-schnitts

mg/l x x

mittlere Fließgeschwindigkeit am oberen Ende des Abschnitts

m/s x

mittlerer benetzter Umfang des Abschnitts m x gespeichertes Wasservolumen m³ x Größe der Wasseroberfläche m² x Wird einem simulierten Gewässerabschnitt durch den Anwender eine Zeitreihe mit Beo-bachtungswerten der Konzentration zugeordnet, dann erzeugt das Programm für den betreffenden Abschnitt automatisch eine Validierungs-Datei. Diese enthält neben den Messwerten die vom Modell simulierten Konzentrationen für identische Zeitpunkte, eine Statistik beider Wertereihen sowie eine Statistik des Modellfehlers. Diese zusätzliche Aus-gabe ermöglicht eine schnelle Fehleranalyse und erleichtert die manuelle Kalibrierung von Stoffumsatzparametern (siehe 2.4.2).

1.4.2 Postprocessing von Zeitreihen

Wird das Modell TraM für längere Simulationszeiten auf Gewässernetze mit zahlreichen Abschnitten angewandt, ergeben sich schnell Ergebnisse in einem Umfang, der manuell nicht mehr ausgewertet werden kann. Es ist deshalb sinnvoll, die Simulationsergebnisse einem Postprocessing zuzuführen. Mittels eines hierfür entworfenen, universell anwendba-ren FORTRAN-Programms können die Zeitreihen der in Tab. 1-2 aufgeführten Parameter


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für ausgewählte oder sämtliche modellierten Gewässerabschnitte statistisch ausgewertet werden. Die Verwendung des genannten Postprocessing-Tools innerhalb von Batchdateien ermöglicht eine schnelle und einfache Auswertung einer großen Anzahl von Zeitreihen und Simulationsläufen. Die im Rahmen des Postprocessing ermittelten statistischen Kenngrö-ßen sind Mittelwert, Median, Minimum, Maximum, 0.1-, 0.25-, 0.75- und 0.9-Quantil sowie die Varianz. Die Kenngrößen werden (a) für die gesamte Dauer der Simulation, (b) jedes einzelne Jahr der Simulation und (c) jeden Monatstyp berechnet. Soll eine größere Zahl unterschiedlicher Simulationsläufe für den gleichen Zeit- und Raumausschnitt miteinander verglichen werden – z.B. im Rahmen einer Szenario- oder Sensitivitäts-Analyse –, lassen sich die Ausgaben des Postprocessing in einer einzigen Datei zusammenfassen, die sich für eine weitergehende Auswertung und Visualisierung mit ei-nem Tabellenkalkulationsprogramm eignet (siehe 3.1). Ein Vorzug des entwickelten Postprocessing-Programms besteht darin, dass alle berechne-ten statistischen Kenngrößen in einem Format ausgegeben werden können, welches die unmittelbare Einbindung in ein GIS ermöglicht. Innerhalb des GIS lassen sich die Simula-tionsergebnisse mit einer digitalen Karte der modellierten Gewässerabschnitte verbinden und so auf einfache Weise (z.B. in Form von Wassergüteklassen) räumlich visualisieren (siehe Abschnitt 3.2).

1.5 Benutzerschnittstelle des Modells TraM

Das Modell TraM besitzt keine grafische Bedienoberfläche (GUI). Eine Eingabe von In-formationen erfolgt entweder über eine Steuerdatei unter Verwendung definierter Schlüs-selworte oder/und mittels Kommandozeilenparametern und/oder interaktiv. Gerade um-fangreiche Analysen, die eine große Zahl von Simulationen mit variierenden Eingangsdaten erfordern, können mittels dieser „altmodischen“ Benutzerschnittstelle sehr effektiv gestal-tet werden. Die Verwendung von Steuerdateien hat den positiven Nebeneffekt, dass für jeden Simulationslauf automatisch eine übersichtliche Dokumentation vorliegt. Bei Bedarf ließe sich das Programm aufgrund der Unterstützung von Kommandozeilenpa-rametern leicht in eine grafische Benutzeroberfläche einbinden.


17

Kapitel 2 Modellierung von Nährstoffkonzentrationen in der Stauhaltung Brandenburg für unterschiedliche Bewirtschaftungsszenarios

2.1 Charakteristik des untersuchten Abschnitts der Havel

Charakteristisch für den Havelabschnitt zwischen Berlin-Spandau und der Stadt Branden-burg sind insbesondere die zahlreichen großen und oft flachen Flussseen (Kladower See-strecke, Wannsee, Potsdamer Havelseen, Trebelsee). Sie nehmen zusammen eine Wasserflä-che von etwa 45 km² ein. Weite Abschnitte der Havel sind durch seeartige Erweiterungen und Altarme gekennzeichnet. Durch die Anlage von Kanälen wurden mehrfach Stromspal-tungen mit der Folge längerer paralleler Fließwege geschaffen (Sacrow-Paretzer-Kanal, Griebnitzkanal). Ein prägendes Element ist die Stauhaltung am Wehr Brandenburg. Auf-grund des sehr geringen natürlichen Gefälles beeinflusst der Rückstau (in Abhängigkeit von Durchfluss) einen großen Teil der Fließstrecke von etwa 55 km (Spandau UP – Branden-burg OP). Der Staueinfluss zieht sowohl eine geringe Dynamik der Wasserstände als auch generell verminderte Fließgeschwindigkeiten nach sich. Für den Stoffumsatz in der Unteren Havel besitzen die durchströmten Seen aus mehreren Gründen eine besondere Bedeutung: – Die Aufenthaltszeit des Wassers ist gegenüber den Fließstrecken deutlich verlängert.

Die Entwicklung planktischer Organismen wird begünstigt, wodurch gelöste Nährstof-fe durch die Inkorporation in Biomasse partikulär gebunden werden (z.B. KÖHLER 1994).

– Aufgrund der sehr geringen Fließgeschwindigkeiten in den Flussseen und lokal größe-rer Tiefen ist – verglichen mit Fließstrecken – von erhöhten Sedimentationsraten aus-zugehen.

– In Zeiten geringer Durchflüsse und stabiler Witterungsbedingungen kann – trotz ge-ringer Tiefen – auch in flachen Seen mit temporären Schichtungsereignissen gerechnet werden (KALBE 1973, BfG 2003). In der Folge können vertikale Gradienten von Sauer-stoffkonzentration und Redoxpotential auftreten, die eine Rücklösung redoxsensitiv gebundenen Phosphats aus dem Sediment nach sich ziehen (z.B. PETZOLD & SIEMENS 2002). Untersuchungen zur Bedeutung der Phosphatrücklösung in den untersuchten Gewässern liegen vor (HOFFMANN 1999, LUA 1995).

Die bedeutendsten Zuflüsse des betrachteten Havelabschnittes sind Obere Havel, Spree, Teltowkanal und Nuthe. Eine Übersicht über das Gewässernetz, Zuflüsse und wesentliche Orientierungspunkte gibt Abb. 2-1. Mögliche morphologische Veränderungen durch einen Ausbau des betreffenden Havelabschnitts im Rahmen des Verkehrsprojektes 17 wurden im Verbundprojekt Havelmanagement nicht berücksichtigt. Entsprechende Untersuchungen sind durch die Bundesanstalt für Gewässerkunde (BfG 2002) durchgeführt worden.


18

Abb. 2-1 Die Stauhaltung Brandenburg vom Zusammenfluss von Spree und Havel in Berlin Spandau bis zur Stadt Brandenburg (UHW km 0–55) mit Bezeichnung wesentlicher Gewässer, Zuflüsse und Ori-entierungspunkte

2.2 Randbedingungen bei der Modellierung von Nährstoffkonzentrationen in der Stauhaltung Brandenburg

2.2.1 Zufließende Wassermengen über Spree und Teltowkanal

2.2.1.1 Problematik

Die aus dem Einzugsgebiet der Spree zufließenden Wassermengen stellen einen bedeuten-den Anteil des Abflusses der Unteren Havel. Aufgrund von Veränderungen im Einzugsge-biet der Spree (Wegfall von Sümpfungswasser, Flutung ehemaliger Tagebaue, Inbetrieb-nahme von Speichern) sind innerhalb des Betrachtungszeitraumes 2003–2015 Veränderungen von Durchflussmenge und -dynamik der Spree zu erwarten. Diese Verän-derungen müssen, soweit möglich, bei der Modellierung der Nährstoffdynamik in der Un-teren Havel berücksichtigt werden.

2.2.1.2 Generierung von Durchfluss-Zeitreihen für Spree und Teltowkanal

Im Rahmen des GLOWA-Projektes (BFG 2003) wurden mit Hilfe des Bewirtschaftungs-modells ArcGRM Monatsmittelwerte des Abflusses an den Bilanzprofilen Sophienwerder (Spree) und Kleinmachnow (Teltowkanal) für den Zeitraum 2003–2052 ermittelt. Monatli-che MQ-Werte stehen jeweils für Pentaden (2003–2007, 2008–2012, 2013–2017...) zur Ver-fügung. Diese Modellrechnungen berücksichtigen zukünftige Nutzungen und Bewirtschaf-


19

tungsmaßnahmen im Einzugsgebiet der Spree nach dem Kenntnisstand bis 2003. Weiterhin liegen den Berechnungen Annahmen über veränderte klimatische Randbedingungen im Zeitraum 2003–2052 in Form von 100 Realisationen zugrunde. Obwohl im Verbundprojekt Havelmanagement mögliche Klimaveränderungen bei Szenariorechnungen unberücksich-tigt bleiben sollen, bietet sich die Verwendung dieser Daten an, um zukünftige Nutzungs- und Bewirtschaftungseinflüsse im Spreegebiet zu erfassen. Dabei kann davon ausgegangen werden, dass die mittels ArcGRM prognostizierten Durchfluss-Mittelwerte im Betrach-tungszeitraumes 2002–2015 noch wenig durch die unterstellten, allmählichen Klimaverän-derungen beeinflusst werden (RACHIMOW pers. Mitt.). Da die Modelle SWIM und ArcEGMO-Urban Frachten und Durchflüsse in täglicher Auf-lösung an das Modell TraM übergeben und Gütebewertungen häufig auf Perzentil-Werte zurückgreifen (z.B. LAWA 1998), war es sinnvoll, auch die Wasser- und Stoffflüsse aus Spree und Teltowkanal mit täglicher Dynamik zu berücksichtigen. Es war somit notwendig, Durchflussganglinien für die Pegel Sophienwerder (Spree) und Kleinmachnow (Teltowka-nal) zu erzeugen, die einerseits eine plausible Dynamik aufweisen und andererseits den prognostizierten Trend der mittleren Durchflüsse beinhalten. Solche Ganglinien wurden pragmatisch in drei Schritten generiert: 1. Die mittels ArcGRM prognostizierten Durchfluss-Monatsmittel (BfG 2003) für die

ersten drei Pentaden (2003–2007, 2008–2012 und 2013–2017) wurden über alle 100 Klima-Realisationen gemittelt und jeweils auf die Mitte der Pentaden (Jahre 2005, 2010, 2015) bezogen. Monatliche MQ-Werte für die übrigen Jahre wurden durch lineare In-terpolation ergänzt. Anschließen wurden für jeden Monat der Reihe 2006–2015 die Differenzen der MQ gegenüber dem Jahr 2005 (erste Pentade) bestimmt. Die erhalte-nen Differenzen sind überwiegend negativ – weisen also auf einen zu erwartenden Rückgang des Durchflusses hin. Für die Jahre vor 2005 wurden die Differenzen als Null angenommen.

2. Die gemessenen Durchflussganglinien an den Pegeln Sophienwerder und Kleinmach-now für den Zeitraum 1988–2000 wurden auf der Zeitachse um 15 Jahre in die Zu-kunft in das Zeitfenster 2003–2015 verschoben.

3. Der zeitverschobenen Messreihe (Schritt 2) wurde der im Schritt 1 erhaltene Trend durch einfache Subtraktion überlagert. Die Tageswerte der Jahre 2003–2005 entspre-chen den gemessenen Werten im Zeitraum 1988–1990. Für die Jahre 2006–2015 erge-ben sich selbige aus den gemessenen Tageswerten im Zeitraum 1991–2000 und der prognostizierten Verminderung des mittleren Durchflusses für den jeweiligen Monat und das jeweilige Jahr gegenüber dem Ausgangsjahr 2005. Abb. 2-2 stellt die generier-ten Durchflusswerte für das Zeitfenster 2003–2015 im Vergleich mit den Messwerten des Zeitraums 1988–2000 dar.


20

0

20

40

60

80

100

120

01/2

003

07/2

003

01/2

004

07/2

004

01/2

005

07/2

005

01/2

006

07/2

006

01/2

007

07/2

007

01/2

008

07/2

008

01/2

009

07/2

009

01/2

010

07/2

010

01/2

011

07/2

011

01/2

012

07/2

012

01/2

013

07/2

013

01/2

014

07/2

014

01/2

015

07/2

015

Monat/Jahr

MQ

Mon

at [m

³/s]

Messwerte 1988-2000Szenario 2003-2015

Abb. 2-2 Vergleich der beobachteten monatlichen MQ 1988–2000 am Pegel Sophienwerder mit den berechneten monatlichen MQ für die Jahre 2003–2015. Letztere wurden aus der nach oben beschriebenem Verfahren erzeugten Ganglinie ermittelt. Die Zeitachse der Messwerte wurde um 15 Jahre in die Zukunft verschoben.

Kritisch könnte zu dem beschriebenen Verfahren angemerkt werden, dass die Durchfluss-werte der Jahre 1988–2000 unverändert auf die Jahre 2003–2005 übertragen werden, da in den dazwischen liegenden 15 Jahren bereits Veränderungen der bergbaubedingten Wasser-einleitungen und Entnahmen im Spreeeinzugsgebiet stattgefunden haben.

05

101520253035404550

1988

1989

1990

1991

1992

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

MQ

[m³/s

]

Abb. 2-3 Jährliche MQ (für Kalenderjahre) der Reihe 1988–2003 am Pegel Sophienwerder. Schließt man das Jahr 1988 aus, dann ergibt sich bis 2003 ein leicht positiver Trend der MQ.


21

Betrachtet man jedoch die Reihe der jährlichen MQ-Werte am Pegel Sophienwerder bis 2003 (Abb. 2-3), dann lässt sich für die Jahre nach 1988 (1989–2003) kein Trend zu einer Abnahme der jährlichen MQ nachweisen.

2.2.2 Nährstoffeintrag in die Untere Havel über Spree und Teltowkanal

2.2.2.1 Problematik

Die über die Zuflüsse Spree und Teltowkanal eingetragenen Mengen von Phosphor und Stickstoff stellen einen ganz wesentlichen Anteil der Gesamtfrachten in der Unteren Havel dar (z.B. LUA 2002). Die genannten Zuflüsse sind somit entscheidende Randbedingungen für die Modellierung der Nährstoffkonzentrationen in der Stauhaltung Brandenburg mit dem Modell TraM. Für den Betrachtungszeitraum 2003–2015 müssen die benötigten Gang-linien der TP- und TN-Frachten an den Pegeln Sophienwerder (Spree) sowie Kleinmach-now (Teltowkanal) in geeigneter Weise generiert werden. Dabei ist zunächst von den aktuellen Beobachtungswerten und deren Durchflussabhängig-keit auszugehen, jedoch müssen auch mögliche zukünftige Maßnahmen zur Reduzierung der Stoffeinträge im Spreegebiet und in Berlin (ABP 2001) einbezogen werden. Um die Interpretation der Projektergebnisse zu erleichtern, wurden Frachtganglinien für zwei Szenarios bezüglich des Nährstoffeintrags über Spree und Teltowkanal erstellt. Das erste Szenario (Berlin-Annahme 1) geht davon aus, dass die Einträge von Gesamtphosphor und Gesamtstickstoff auf dem derzeitigen Niveau verbleiben (2.2.2.1 bis 2.2.2.3). Das zweite Szenario (Berlin-Annahme 2, Abschnitt 2.2.2.4) legt für Gesamtphosphor einen Rückgang der Konzentrationen um ca. 50% auf ein Mittel von dann etwa 80 µg/l zugrun-de. Mittlere TP-Konzentrationen von 60–80 µg/l können laut ABP (2001) als ein gewässer-typspezifisches Güteziel gemäß WRRL angesehen werden, welches sich durch eine weiter-gehende Reduzierung von diffusen und punktförmigen Phosphateinträgen erreichen ließe.

2.2.2.2 Trendanalyse der Frachten

Für den Zeitraum 06.1994–12.2002 wurden die von der Senatsverwaltung für Stadtentwick-lung Berlin zur Verfügung gestellten Messungen von TP- und TN-Konzentrationen in der Spree (Sophienwerder) und im Teltowkanal in einer Datenbasis zusammengefasst und un-ter Nutzung täglicher Abflussmittel die Stofffrachten berechnet. Für eine Trendanalyse der Frachten im Zeitraum 1995–2002 wurden Jahresmittel berechnet. Am Pegel Sophienwerder war für die jährliche TN- und TP-Fracht kein eindeutiger Trend erkennbar (Abb. 2-4). Für den Teltowkanal traf dies für die jährlichen TP-Frachten ebenfalls zu, im Fall des Ge-samtstickstoffs war jedoch nach 1998 ein deutlicher Rückgang der TN-Fracht und Kon-zentration zu verzeichnen (Abb. 2-5), wobei die Schließung des Klärwerkes Marienfelde im September 1998 eine mögliche Ursache ist (ABP 2001, KOLL pers. Mitt.). Aus Basis der Trendanalyse wurde entschieden, den gesamten Zeitraum 1995 – 2002 für die Analyse von


22

Fracht-Abfluss-Beziehungen zu nutzen und im Falle des Teltowkanals für TN nur Fracht-werte ab 1999 einzubeziehen.

020406080

100120140

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

TN-F

rach

t [g/

s], Q

[m³/s

]

0.00.51.01.52.02.53.03.54.0

TN [m

g/l]

Q Fracht Konz

05

1015202530354045

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

TP-F

rach

t [g/

s], Q

[m³/s

]

0.00

0.05

0.10

0.15

0.20

TP [m

g/l]

Q Fracht Konz

Abb. 2-4 Entwicklung von TN-Fracht und -Konzentration (links) und TP-Fracht und -Konzentration (rechts) sowie Durchfluss an der Messstelle Sophienwerder (Spreemündung) im Zeitraum 1995–2002

0

20

40

60

80

100

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

TN-F

rach

t [g/

s], Q

[m³/s

]

012345678

TN [m

g/l]

Q Fracht Konz

02468

10121419

9519

9619

9719

9819

9920

0020

0120

02

TP-F

rach

t [g/

s], Q

[m³/s

]

0.00

0.05

0.10

0.15

0.20

0.25

TP [m

g/l]

Q Fracht Konz

Abb. 2-5 Entwicklung von TN-Fracht und -Konzentration (links) und TP-Fracht und -Konzentration (rechts) sowie Durchfluss am Ausgang des Teltowkanals (Nathanbrücke) im Zeitraum 1995–2002

2.2.2.3 Generierung von Fracht-Ganglinien aus Fracht-Abfluss-Beziehungen

In der Regel setzt sich die Nährstofffracht an einem Pegel aus zwei Anteilen zusammen: Der Fracht aus Punktquellen und der Fracht aus diffusen Quellen (z.B. UBA 1999). Der diffuse Anteil der Fracht weist häufig eine deutliche Abhängigkeit vom Durchfluss auf, da Grundwasser, Oberflächen- und Zwischenabfluss sowie Dränwasser die wichtigen Ein-tragspfade darstellen. Dagegen sind die Einträge aus Punktquellen in geringerem Maße vom natürlichen Abflussgeschehen abhängig (Trockenwetteranfall). Jedoch können auch hier abflussabhängige Frachtwerte auftreten, etwa durch Regenwassereinleitungen oder Entlastungen bzw. eine verringerte Reinigungseffektivität von Kläranlagen bei plötzlich erhöhtem Wasseranfall. Abhängigkeiten zwischen Fracht und Durchfluss werden darüber hinaus durch gewässerinterne Retentionseffekte hervorgerufen, da der Stoffrückhalt (De-


23

nitrifikation, Sedimentation) mit zunehmender Verweilzeit des Wassers an Bedeutung ge-winnt und bei höheren Durchflüssen abnimmt. Hieraus folgt: – Ganglinien der Nährstofffrachten für den Betrachtungszeitraum 2003–2015 sollten auf

Basis der Fracht-Abfluss-Beziehungen generiert werden. – Dabei ist es sinnvoll, eine Trennung in einen konstanten Frachtanteil (Basisfracht) und

den durchflussabhängigen Frachtanteil vorzunehmen. Die als konstant angenommene Basisfracht von TP bzw. TN wurde für die Spreemündung und den Teltowkanal als die Fracht abgeschätzt, die im Bereich der geringsten gemessenen Durchflüsse beobachtet werden konnte (Abb. 2-6 und Abb. 2-7).

( )

020406080

100120140

0 10 20 30 40Q [m³/s]

TN-F

rach

t [g/

s]

0

2

4

6

8

10

0 10 20 30 40Q [m³/s]

TP-F

rach

t [g/

s]

Abb. 2-6 Fracht-Abflussbeziehung für TN (links) und TP (rechts) an der Spreemündung im Bereich niedriger Durchflüsse für den Zeitraum 06.1994–12.2002. Die geschätzte konstante Fracht aus Punkt-quellen ist als unterbrochene Linie angegeben.

020406080

100120

0 3 6 9 12 15Q [m³/s]

TN-F

rach

t [g/

s]

01234567

0 3 6 9 12 15Q [m³/s]

TP-F

rach

t [g/

s]

Abb. 2-7 Fracht-Abflussbeziehung für TN (links) und TP (rechts) an der Mündung des Teltowka-nals im Bereich niedriger Durchflüsse für die Zeiträume 06.1994–12.2002 (TP) und 01.1999–12.2002 (TN). Die geschätzte konstante Fracht aus Punktquellen ist als unterbrochene Linie angegeben.

Da sich aus den Fracht-Durchfluss-Diagrammen keine Anhaltspunkte für andere Abhän-gigkeiten ergeben (vgl. Abb. 2-8), wurde ein lineares Modell zur Schätzung der Frachten oberhalb des Basisfracht verwendet. Es ergibt sich als Berechnungsvorschrift:


24

BasisBasisBasis QtQfürQtQcFtF ≥−+= )())((*)(

2-1

mit den Größen: F(t) geschätzter Tageswert der Fracht FBasis

durchfluss-unabhängige Basisfracht Q(t) Tageswert des Durchflusses QBasis Durchfluss, unterhalb dessen nur noch die Basisfracht beobachtet wird c Anstieg der linearen Fracht-Durchfluss-Beziehung; entspricht der mittleren

Konzentration Die Beziehungen zwischen Fracht und Abfluss weisen an den Mündungen von Spree und Teltowkanal deutliche saisonale Abhängigkeiten auf (Abb. 2-8), was – im Falle von Phos-phat – u.a. auf Rücklösungen aus dem Sediment zurückgeführt werden könnte. Der Be-rechnung täglicher Frachten nach Gleichung 2-1 wurden daher Monatswerte der mittleren Konzentration (Parameter c) zugrunde gelegt.

-5

0

5

10

15

20

25

30

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100Q [m³/s]

TP-F

rach

t [g/

s]

1. Quartal 2. Quartal 3. Quartal 4. Quartal

Abb. 2-8 Quartalsweise Fracht-Abfluss-Beziehungen für die diffuse TP-Fracht an der Messstelle Sophienwerder für den Zeitraum 06.1994–12.2002

In Abbildung Abb. 2-9 sind die auf Basis der Fracht-Abfluss-Beziehungen geschätzten Frachten den beobachteten Werten gegenüber gestellt. Eine unverzerrte Schätzung zeich-net sich durch die Gruppierung der Werte um die 1:1-Linie aus.


25

0

5

10

15

20

25

30

0 5 10 15 20 25 30

TP-Fracht gemessen [g/s]

TP-F

rach

t Mod

ell [

g/s]

0

50

100

150

200

250

300

350

0 50 100 150 200 250 300 350

TN-Fracht gemessen [g/s]

TN-F

rach

t Mod

ell [

g/s]

0

1

2

3

4

5

6

7

8

0 1 2 3 4 5 6 7 8

TP-Fracht gemessen [g/s]

TP-F

rach

t Mod

ell [

g/s]

0

25

50

75

100

125

150

0 25 50 75 100 125 150

TN-Fracht gemessen [g/s]

TN-F

rach

t Mod

ell [

g/s]

Abb. 2-9 Vergleich von beobachteten und aus Fracht-Durchfluss-Beziehungen geschätzten Frachten für TP (links) und TN (rechts) an der Messstelle Sophienwerder (obere Reihe) und an der Mündung des Teltowkanals (untere Reihe). Die 1:1-Linie ist jeweils als unterbrochene Diagonale dargestellt.

Die Verwendung der im Zeitraum 1995–2002 beobachteten Beziehungen zwischen Fracht und Abfluss am Pegel Sophienwerder und im Unteren Teltowkanal impliziert die Annah-me, dass die Verteilung des Abwassers innerhalb Berlins (z.B. Überleitung des Ablaufes der KA Ruhleben in den Teltowkanal während des Sommers) auch zukünftig Bestand hat.

2.2.2.4 Phosphat-Frachtganglinie unter Annahme verringerter Emissionen im Einzugsgebiet der Spree

Auch im Einzugsgebiet der Spree inklusive der Stadt Berlin ist im Zuge der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie mit verstärkten Bemühungen zur Verminderung der Nährstoff-konzentrationen in Oberflächengewässern zu rechnen. Betrachtet man die Beiträge unter-schiedlicher Einzugsgebiete zur Nährstoffbelastung der Havel unterhalb Berlins, dann wird deutlich, dass von einer Verminderung der über Spree und Teltowkanal zugeführten N- und P-Frachten eine deutliche Senkung der Nährstoffkonzentrationen in der Unteren Ha-vel erwartet werden kann (Tab. 2-1).


26

Tab. 2-1 Beiträge ausgewählter Einzugsgebiete zur Nährstoffbelastung der Unteren Havel Einzugsgebiet, ausgewertete Gütemess-stelle und Bezugszeitraum

Mittlere emittierte Nährstofffrachten (Mittelwert der Fracht für alle Tage mit Gütemessung)

Spree, Sophienwerder (Mst. 160 & 161 des Berliner Senats) Zeitraum: 07.1994–12.2002

TP: 3.7 g/s TN: 70 g/s

Teltowkanal, unterhalb Kleinmachnow (Mst. 421 & 430 des Berliner Senats) Zeitraum: 07.1994–12.2002

TP: 1.9 g/s TN: 68 g/s

Obere Havel, Henningsdorf (Mst. HV_0080 des LUA Brbg.) Zeitraum: 07.1994–12.2001

TP: 1.4 g/s TN: 18 g/s

Nuthe, Babelsberg (Mst. NU_0120 des LUA Brbg.) Zeitraum: 07.1994–11.2002

TP: 1.1 g/s TN: 10 g/s

Als anzustrebender Zielzustand im Sinne der Wasserrahmenrichtlinie wird im Abwasserbe-seitigungsplan der Stadt Berlin (ABP 2001) für Gesamtphosphat ein Konzentrationsbereich von 60–80 µg/l angegeben. Für die Erreichung dieses Zieles wäre eine Verminderung der Konzentrationen um etwa 50% gegenüber den im Zeitraum 1995–2000 beobachteten Wer-ten (Mediane) erforderlich. Handlungsoptionen mit Hilfe derer die genannten Güteziele erreicht werden könnten, werden im ABP (2001), basierend auf Simulationsergebnissen des Modells MONERIS (z.B. UBA 1999), angeführt. Um den Effekt deutlich verringerter Phosphateinträge aus dem Einzugsgebiet der Spree auf die Nährstoffkonzentrationen der Unteren Havel darzustellen, wurden mit dem Modell TraM auch solche Szenarios berechnet, die von mittleren TP-Konzentrationen an den Pe-geln Sophienwerder und Kleinmachnow von 75 bzw. 85 µg/l (Mediane) ausgehen. Die Tageswerte der für den Zeitraum 2003–2015 generierten Frachtganglinien (siehe 2.2.2.3) wurden hierfür an beiden Pegeln – unabhängig von Durchfluss – um jeweils 50% vermin-dert. Diese bewusst einfach gehaltene Annahme birgt den Vorteil, dass zwischen Auswir-kungen von Bewirtschaftungsmaßnahmen in den Einzugsgebieten Obere Havel und Nuthe – die hier den Untersuchungsschwerpunkt bilden – und den Auswirkungen verän-derter Randbedingungen (Zuflüsse aus dem Spreegebiet) noch leicht differenziert werden kann. Eine realistische Prognose der in Zukunft zu erwartenden Phosphatfrachten bzw. -konzentrationen der Spree wird durch die veränderte Einleitung von Sümpfungswässern im Mittel- und Oberlauf sehr erschwert. Nach BEHRENDT (2002) kann damit gerechnet werden, dass im Zuge stark verminderter Einleitungen eisenhaltigen Grubenwassers die Phosphatretention (-fällung) in der Spree so deutlich abnimmt, dass die Frachten trotz gleich bleibender Emissionen auf das Doppelte ansteigen könnten!

2.2.3 Wasser- und Stoffeinträge weiterer Einzugsgebiete

Die Wasser- und Stoffeinträge in die Stauhaltung Brandenburg aus weiteren Einzugsgebie-ten (außer Spree und Teltowkanal) wurden den Modellrechnungen anderer Teilprojekte entnommen. Abflüsse und diffuse Emissionen von Stickstoff und Phosphor sind mit dem


27

Einzugsgebietsmodell SWIM (KRYSANOVA ET AL 2000) für die in Tab. 2-2 aufgeführten Einzugsgebiete und das Zeitfenster 2003–2015 simuliert worden (Teilprojekt 5). Nährstoff-einträge aus der Siedlungswasserwirtschaft wurden durch Teilprojekt 2 mit Hilfe des Mo-dells ArcEgmo-Urban (http://urban.arcegmo.de) ermittelt.

Tab. 2-2 Einzugsgebiete der Stauhaltung Brandenburg für welche Wasser- und Stoffeinträge in die Havel mit den Modellen SWIM und ArcEgmo-Urban berechnet wurden Einzugsgebiet Größe [km²]Obere Havel 3520Nuthe 1805Havelkanal 256Emster Gewässer 225Direkteinzugsgebiet der Havel im Abschnitt Spandau–Brandenburg (Summe) 579 Die Ergebnisse der o.g. Modelle wurden in Form von Zeitreihen mit täglicher Auflösung zur Verfügung gestellt und als Eingangsdaten für die Modelle TraM (Stoffrachten) und HEC-RAS (Abflüsse; siehe Abschnitt 2.3) verwendet.

2.2.4 Vereinfachte Abbildung wasserwirtschaftlicher Handlungsoptionen

2.2.4.1 Speicherbewirtschaftung von Seen

Eine Staubewirtschaftung größerer Seen im Haveleinzugsgebiet wird teilweise bereits heute praktiziert. Im Rahmen des Verbundprojektes Havelmanagement war zu untersuchen, in-wieweit eine verstärkte Nutzung dieser Speichermöglichkeiten geeignet sein könnte, den Durchfluss der Havel in Niedrigwasserperioden zu stützen und hohe sommerliche Nähr-stoffkonzentrationen zu verdünnen (Bewirtschaftungsszenario c3.2, siehe Tab. 2-8). Eine statische Abschätzung des potentiell verfügbaren Speichervolumens wurde durch Teilpro-jekt 4 vorgenommen. Um jedoch die Auswirkungen einer weitergehenden Speicherbewirt-schaftung auf die Nährstoffkonzentrationen der Havel im Modell TraM abbilden zu kön-nen, war es notwendig, die Abflussganglinien der bewirtschafteten Teileinzugsgebiete um die Effekte von Wasserrückhalt und Niedrigwasseraufhöhung zu korrigieren. Beispielhaft wurde die Untersuchung anhand des Einzugsgebiets der Oberen Havel durchgeführt. Hierbei wurden die folgenden, stark vereinfachenden und idealisierten Annahmen getrof-fen: – Es werden alle an das WRRL-relevante Fließgewässernetz angeschlossenen Seen im

brandenburgischen Teil des Einzugsgebiets der Oberen Havel bewirtschaftet. Deren Gewässerfläche beträgt insgesamt 68.4 km².

– In jedem See wird, ungeachtet örtlicher Hindernisse, eine zur Niedrigwasseraufhöhung bewirtschaftbare Staulamelle von 20 cm eingerichtet. Das potentiell bewirtschaftbare Volumen beläuft sich somit auf ca. 13.7 Mio. m³.


28

– Die Speicherung im angrenzenden Aquifer, eine Zunahme der Seefläche bei steigen-dem Wasserstand sowie eine ggf. erhöhte Verdunstung aufgrund der größeren Gewäs-serfläche bzw. verringerter GW-Flurabstände werden nicht berücksichtigt.

– Die räumliche Lage der Seen innerhalb des Einzugsgebiets wird vernachlässigt. Statt-dessen werden alle bewirtschafteten Seen zu einem einzigen, am Auslass des Einzugs-gebiets gelegenen Speicher mit entsprechend großem Volumen zusammengefasst. Fließzeiten vom konkreten See bis zur Mündung in die Havel werden damit vernachläs-sigt. Auch wird eine gleichmäßig optimale Wasserversorgung aller Seen während des Aufbaus der Speicherlamelle unterstellt.

– Folgende einfache Bewirtschaftungsregeln wurden (basierend auf der unbeeinflussten Abflussganglinie am Auslass des Einzugsgebiets) formuliert: (1) Ein teilweiser Rückhalt des Abflusses ist möglich, wenn der MQ-Wert (17.85 m³/s laut Berechnung von SWIM für die Reihe 2003-2015 und das Szenario a2 (Tab. 2-8)) überschritten wird und noch ungenutzter Speicherraum verfügbar ist. Die Rate des Rückhalts (in m³/s) soll dabei 1/10 des natürlichen Abflusses nicht überschreiten. (2) Eine Abgabe des zurückgehal-tenen Wassers erfolgt, wenn der Abfluss das 90-Perzentil der o.g. Reihe von 8.5 m³/s unterschreitet (MNQ wurde von SWIM mit 9.48 m³/s ermittelt). Die Abgabemenge wird dabei so gesteuert, dass der genannte Mindestabfluss von 8.5 m³/s gerade erreicht wird. Die Abgabe von Zuschusswasser endet bei vollständigem Aufbrauch der Spei-cherlamelle oder mit einem natürlichen Wiederanstieg des Abflusses (Abb. 2-10).

Um die Auswirkungen des innerjährlichen Abfluss-Ausgleichs auf die Nährstoffkonzentra-tionen in der Havel darstellen zu können, müssen auch Stofffrachten in die Betrachtung einbezogen werden. So bedeutet der Aufbau einer Staulamelle nicht nur den Rückhalt von Wasser sondern auch einen Rückhalt der im Abfluss enthaltenen Stoffe. Im Fall der Nährstoffe P und N muss damit gerechnet werden, dass die aufgrund des Ein-staus verlängerte Aufenthaltszeit des Wassers eine erhöhte Retention bewirkt. Eine Quanti-fizierung des Effekts ist im Rahmen dieser sehr vereinfachten Betrachtung nicht möglich. Solange der Wasserrückhalt überwiegend im Winter erfolgt, kann aber, aufgrund der jah-reszeitlich verringerten Denitrifikationsleistung und des geringen Umsatzes von Phosphat in sedimentationsfähige Planktonbiomasse bei gleichzeitiger Durchmischung der Wasser-körper, angenommen werden, dass die zusätzlichen Retentionsverluste gering ausfallen. Bei der Berechnung wird davon ausgegangen, dass während des Aufbaus der Speicherla-melle Nährstoffe entsprechend der aktuellen, vom Modell SWIM berechneten Konzentra-tion des Abflusses am Auslass des Einzugsgebiets zurückgehalten werden. Die Speicherla-melle wird nicht allein über das zurückgehaltene Wasser sondern zusätzlich über die gespeicherte Nährstoffmenge beschrieben. Wird aus dem Speicher Wasser abgegeben, so ist dieses entsprechend der aktuellen Konzentration der Speicherlamelle belastet. Vermi-schungseffekte zwischen Speicherlamelle und dem übrigen Wasserkörper werden nicht berücksichtigt. Die Effekte der Handlungsoption werden in 2.6.2 und 2.6.4.2 dargestellt.


29

0

10

20

30

40

50

60

70

80

Jan 2013 Jul 2013 Jan 2014 Jul 2014

[m³/s

]

0.0E+00

2.0E+06

4.0E+06

6.0E+06

8.0E+06

1.0E+07

1.2E+07

1.4E+07

1.6E+07

gesp

eich

erte

s Vo

lum

en [m

³]

Abfluss BewirtschaftetAbfluss UnbewirtschaftetEntnahmerateAbgabe als Zuschusswassergespeichertes Volumen

Abfluss-Aufhöhung

Abfluss-Rückhalt

Abb. 2-10 Effekt der Bewirtschaftung von Seen zur Niedrigwasseraufhöhung am Beispiel der Abfluss-ganglinie der Oberen Havel für die Jahre 2013–2014. Zugrunde liegen die im Text erläuterten Annah-men.

2.2.4.2 Bewirtschaftung des Grundwasserspeichers durch Wehrstau

Als eine weitere potentielle, auf die Vergleichmäßigung des innerjährlichen Abflussgesche-hens abzielende Handlungsoption (vgl. 2.2.4.1) wurde im Verbundprojekt Havelmanage-ment die Bewirtschaftung des Grundwasserspeichers (Szenario 3.1, siehe Tab. 2-8) angese-hen. Dahinter steht die Idee, durch eine gezielte Anhebung der Stauziele für Fließgewässer im Winterhalbjahr größere Wassermengen im Einzugsgebiet zu speichern. Ein Teil des zurückgehaltenen Wasser würde dann, in abflussarmen Perioden des Sommerhalbjahres, zur Niedrigwasseraufhöhung und Verdünnung hoher Nährstoffkonzentrationen in nachge-lagerten Gewässern verfügbar sein. Exemplarisch wurde die Effektivität dieser Handlungsoption an den Nebenflüssen der Nuthe „Hammerfließ“ und „Nieplitz“ durch Teilprojekt 4 bzw. KNEIS (2002) mit Hilfe von Grundwassermodellen untersucht. In letztgenannter Arbeit werden auch unerwünschte Nebenwirkungen der Handlungsoption diskutiert. Um die Auswirkungen der Handlungsoption auf die Nährstoffkonzentrationen der Havel im Modell TraM abbilden zu können, war es – wie im Falle der Seenbewirtschaftung (2.2.4.1) – notwendig, die Abflussganglinien der betroffenen Teileinzugsgebiete um die Effekte von Wasserrückhalt und Niedrigwasseraufhöhung zu korrigieren. Hierfür wurde ein sehr stark vereinfachter Ansatz gewählt, dessen Mittelpunkt ein instationäres eindimen-


30

sionales Grundwassermodell in FORTRAN bildet. Dieses Finite-Differenzen-Modell wur-de auf einen horizontalen Schnitt durch ein Fließgewässer und die angrenzenden Vorländer (Abb. 2-11) angewendet, um die Grundwasseroberfläche bei zeitlich veränderlichen Stau-zielen zu berechnen.

Abb. 2-11 Prinzipskizze: Im Aquifer ausgebildete Staulamelle nach einer Anhebung des Stauzieles im angrenzenden Oberflächengewässer (Situation bei positiver Grundwasserneubildung)

Zur dynamischen Berechnung des Wasserrückhalts im Aquifer und der möglichen Niedrigwasseraufhöhung auf Ebene des gesamten Einzugsgebiets wurde exemplarisch ein einziges Wehr betrachtet. Die ermittelten Flussraten wurden anschließend, entsprechend der Anzahl der verfügbaren Wehre, extrapoliert. Folgende Annahmen liegen der Rechnung zugrunde: – Eine Bewirtschaftung wurde für 145 Wehre im Einzugsgebiet der Nuthe und 61 Wehre

im Einzugsgebiet der Oberen Havel unterstellt (Angaben von Teilprojekt 4). – Für jedes Wehr wurde ein gefällefreier Rückstaubereich von 500 m (Nuthe) bzw.

1000 m (Obere Havel) angesetzt, innerhalb dessen sich eine Anhebung des Stauziels aufgrund geringer Gefälle gleichmäßig auswirkt. Auswirkungen in der Aue (senkrecht zum Fließgewässer) wurden beiderseits bis zu einer Entfernung von 1000 m vom Vor-fluter berücksichtigt. Wechselwirkungen zwischen Oberflächen- und Grundwasser in noch größerer Entfernung wurden in Übereinstimmung mit anderen Untersuchungen des Teilprojekts 3 vernachlässigt (KRAUSE pers. Mitt.).

– Der Wasserstand im Fließgewässer wurde – abgesehen von den durch die Wehrsteue-rung induzierten Schwankungen – als zeitlich konstant angenommen. Er ist somit vom Durchfluss unabhängig, was einer bereits vorhandenen, starken Staubeeinflussung ent-spricht. Die zwischen Aquifer und Fließgewässer auftretenden Flussraten führen im Modell ebenfalls zu keiner Änderung des Wasserstands im Oberflächengewässer.

– Für die an das Gewässer angrenzenden Flächen wurde aufgrund der meist geringen Grundwasserflurabstände eine Grundwasserneubildung von Null (ausgeglichene Was-serbilanz) angesetzt. Seitliche Zuströme in den betrachteten Aquifer-Ausschnitt werden ebenfalls mit Null angenommen. Der modellierte Wasserrückhalt bei Anhebung des Stauzieles im Oberflächengewässer beruht daher allein auf der Infiltration von Ober-flächenwasser in das Aquifer und nicht auf einem verzögerten Abfluss aus dem Ein-zugsgebiet infolge der angehobenen Drainagebasis.


31

– Mögliche Veränderungen der Verdunstung aufgrund veränderter Grundwasserflurab-stände bleiben unberücksichtigt.

– Die Aquifere beiderseits des Vorfluters wurden mit hohen hydraulischen Leitfähigkei-ten von ks=10-4 m/s, einem Speicherkoeffizienten von ne=0.25 und einer mittleren Mächtigkeit von 10 m parametrisiert. Der Leakage-Faktor wurde so groß gewählt, dass die Leitfähigkeit der Gewässersohle nicht begrenzt auf den Wasseraustausch zwischen Fließgewässer und Aquifer wirkt.

– Als Bewirtschaftungsregeln wurden (basierend auf der unbeeinflussten Abflussgangli-nie am Auslass des jeweiligen Einzugsgebiets) formuliert: (1) Eine Anhebung des Stau-zieles um maximal 10 cm/d ist möglich, wenn der Abfluss den für die Reihe 2003–2015 berechneten MQ-Wert (Simulationsergebnis von SWIM für das Szenario a2 (Tab. 2-8)) überschreitet. Maximal ist eine Anhebung des Stauzieles um 50 cm gegenüber dem Ausgangsniveau möglich. (2) Eine Abgabe des zurückgehaltenen Wassers erfolgt, wenn der Abfluss das 90-Perzentil des Durchflusses (ebenfalls basierend auf der Reihe 2003–2015) unterschreitet. Die Stauzielabsenkung ist, wie die Anhebung, auf einen Betrag von maximal 10 cm/d begrenzt.

Mit diesen Annahmen lässt sich das zwischen zwei Zeitpunkten t1 und t2 aufgebaute bzw. verbrauchte Volumen der Speicherlamelle beiderseits des Gewässers nach Gleichung 2-2 berechnen.

−= ∫ ∫

maxx maxx

e dx)t,x(Wdx)t,x(W*n*L*dV0 0

122

2-2

Darin bedeuten: dV angesammeltes bzw. verbrauchtes Speichervolumen im Zeitraum t1 bis t2 L Länge des gleichmäßig durch Rückstau beeinflussten Gewässerabschnitts ne Speicherkoeffizient W(x,t) Grundwasserstand an der Ortskoordinate x zum Zeitpunkt t x Ortskoordinate senkrecht zum Oberflächengewässer (Gewässer bei x=0)

Bei der Anwendung des oben beschriebenen Grundwassermodells erwies es sich als sinn-voll, eine mehrjährige „Warmlaufphase“ vorzuschalten. Während dieser Phase stellt sich allmählich ein dynamisches Gleichgewicht zwischen dem variablen Wasserstand im Ober-flächengewässer und der Grundwasseroberfläche des angrenzenden Aquifers ein. Diese Gleichgewichts-Grundwasseroberfläche stellt eine geeignete Anfangsbedingung für die Simulation der Auswirkungen der Wehrsteuerung dar. Ohne Berücksichtigung einer sol-chen Warmlaufphase würden die ersten Jahre des Simulationszeitraums durch eine Auffül-lung des Grundwasserspeichers, d.h. eine überdurchschnittlich starke Infiltration von O-berflächenwasser in das Aquifer, geprägt sein.


32

Abb. 2-12 zeigt beispielhaft die Reaktion der simulierten Grundwasserstände in unter-schiedlichen Entfernungen zum Oberflächengewässer auf Erhöhungen bzw. Absenkungen des Stauziels.

9.9

10.0

10.1

10.2

10.3

10.4

10.5

10.6

01/2

009

04/2

009

07/2

009

10/2

009

01/2

010

04/2

010

07/2

010

10/2

010

01/2

011

04/2

011

07/2

011

10/2

011

Wasserstand im Oberflächengewässer GW-Stand in 25 m Gewässerabstand

GW-Stand in 100 m Gewässerabstand GW-Stand in 500 m Gewässerabstand

Abb. 2-12 Mit den im Text erläuterten Annahmen simulierte Dynamik von Oberflächen- und Grundwasserstand für ein Zeitfenster von zwei Jahren. Deutlich wird, dass die Änderungen des Grund-wasserstandes stark gradientenabhängig sind, was auf die berechneten Austauschraten zwischen Oberflä-chengewässer und Aquifer ebenso zutrifft.

Wie im Fall der Staubewirtschaftung von Seen, ist ein Rückhalt von Wasser im Aquifer gleichzeitig mit dem temporären Rückhalt von Nährstoffen verbunden. Es wird davon aus-gegangen, dass während des Aufbaus der Speicherlamelle Nährstoffe entsprechend der aktuellen (hier vom Modell SWIM berechneten) Konzentration des Abflusses zurückgehal-ten und im Aquifer gespeichert werden. Während im Falle von Phosphat keine Retention im Aquifer Berücksichtigung findet, wird im Falle von Stickstoff die Denitrifikation als Reaktion erster Ordnung berücksichtigt. Dem liegt die Annahme zugrunde, dass der über-wiegende Teil des Stickstoffs in Form von Nitrat vorliegt und das Aquifer ein Denitrifikati-onspotential aufweist. Die Halbwertszeit von 2.5 a wurde aus den ebenfalls im Teilprojekt 3 durchgeführten Untersuchungen zum Nitrattransport (KRAUSE pers. Mitt.) übernommen. Die Effekte der Handlungsoption werden im Abschnitt 2.6.4.1 auf Teileinzugsgebietsebene dargestellt. Die zu erwartenden Auswirkungen auf die Wassergüte der Unteren Havel wer-den im Abschnitt 2.6.2 aufgezeigt.


33

2.3 Generierung von Wasserstands- und Durchflussganglinien für die mit TraM modellierten Gewässerabschnitte

2.3.1 Gründe für die Verwendung des hydrodynamischen Modells HEC-RAS

Die Berechnung des Stofftransports mit dem Modell TraM erfordert die Kenntnis von Wasserstands- und Durchflussganglinien für jeden simulierten Gewässerabschnitt (1.3.1). Um die benötigten Daten sowohl für vergangene Zeiträume (Eichung des Modells TraM) als auch das zu betrachtende Zeitfenster 2003–2015 (Szenariorechnungen) zur Verfügung zu stellen, wurde ein instationäres hydrodynamisches Modell für die gesamte Stauhaltung Brandenburg aufgebaut. Die nachfolgenden Gründe ließen das Programm HEC-RAS (HEC 2002) als besonders geeignet erscheinen: – Das Programm ist inkl. umfangreicher Dokumentationen frei verfügbar

(www.hec.usace.army.mil/software/hec-ras/hecras-hecras.html). – Der Abfluss durch komplexe Gewässernetzte mit parallelen Fließwegen („looped net-

works“) kann für stationäre und instationäre Bedingungen berechnet werden. – Das Modell lässt sich mit GIS-Unterstützung parametrisieren, da sämtliche geometri-

schen Daten (Querprofile, Gewässerstränge, Deiche etc.) über eine ASCII-Schnittstelle eingelesen werden können. Alle geometrischen Grunddaten konnten deshalb im GIS ArcView erstellt bzw. verknüpft werden. Die Konvertierung der Daten aus dem GIS in den HEC-RAS-spezifischen ASCII-Importfile wurde mittels mehrerer Hilfsprogramme in FORTRAN realisiert. Letztere ermöglichen die variable Einbindung von geometri-schen Informationen aus unterschiedlichsten Quellen.

– HEC-RAS erleichtert eine Zuordnung der Querprofile bzw. Fließabschnitte des hydro-dynamischen Modells zu den diskreten Gewässerabschnitten des Stofftransportmodells TraM ganz wesentlich, da die geometrischen Grundlagen beider Modelle direkt im GIS überlagert werden können.

– Die berechneten Wasserstands- und Durchfluss-Ganglinien können für wählbare Querprofile mittels verschiedener frei verfügbarer Tools aus dem von HEC-RAS ver-wendeten DSS-Format (Data Storage System) automatisiert in MS-EXCEL Worksheets oder ASCII-Textdateien ausgegeben und anschließend automatisiert weiterverarbeitet werden.

2.3.2 Datengrundlage des hydrodynamischen Modells

Beim Aufbau der Modellgeometrie wurde auf folgende Datenquellen zurückgegriffen: – Mittels Echolot vermessene Querprofile der Havel zwischen der Mündung des Havel-

kanals und der Vorstadtschleuse Brandenburg wurden als Originaldaten durch das Was-ser- und Schifffahrtsamt Brandenburg zur Verfügung gestellt.

– Querprofilgeometrien im Bereich der Berliner Havel (UHW km 0 bis Krughorn), des Teltowkanals und des Griebnitzkanals sowie für Teile der Potsdamer Havel wurden der Datengrundlage des hydrodynamischen Modells HYDRAX entnommen. Diese Daten wurden durch die Bundesanstalt für Gewässerkunde zur Verfügung gestellt.


34

– Querprofile im Bereich der Potsdamer Havelseen wurden aus digitalisierten Tiefenli-nien topografischer Karten im Maßstab 1:10000 extrahiert. Diese Daten liegen dem Modell HYDRAX (s.o.) ebenfalls zugrunde.

– Im Bereich der Mittleren Havel wurden die vermessenen Querprofile des Gewässer-betts um Landanschlüsse beiderseits der Havel ergänzt. Dies war notwendig, um konti-nuierliche instationäre Simulationen unter Einschluss von Hochwässern durchführen zu können. Wo im Auftrag des WSA Brandenburg vermessene Vorlandprofile nicht zur Verfügung standen, wurde auf die Höheninformationen des digitalen Geländemodells für Brandenburg (LGB) bzw. die topografische Karte 1:10000 zurückgegriffen.

Das erstellte geometrische Modell der Stauhaltung Brandenburg (Abb. 2-13) setzt sich aus über 1100 Querprofilen zusammen. Die durchströmten Seen im Bereich der Kladower Seestrecke (Berliner Flusshavel) und der Potsdamer Havel wurden – wie im Modell HYDRAX der Bundesanstalt für Gewässerkunde – als gewöhnliche Fließstrecken in das Modell integriert. Eine Abbildung der Seen als gefällefreie Speicher ist nicht möglich, da aufgrund des Rückstaueinflusses keine Beziehungen zwischen Wasserstand und Abfluss existieren.

Abb. 2-13 Schema des mit HEC-RAS simulierten Gewässernetzes der Havel-Stauhaltung Branden-burg (blau: Gewässerstränge, grün: Querprofile, rot: Verzweigungen)

2.3.3 Randbedingungen und Eichung des hydrodynamischen Modells

Als obere Randbedingungen treten im hydrodynamischen Modell der Stauhaltung Bran-denburg die Zuflüsse von Oberer Havel, Spree, Teltowkanal, Nuthe, Havelkanal und Emster Kanal auf. Weiterhin sind kleinere Zuflüsse, über das Grundwasser vermittelte Zu-ströme und Verluste durch Abflussbildungs- und Zehrungsprozesse im Direkteinzugsge-


35

biet der Havel sowie (aufgrund der großen Gewässerfläche) Verdunstungsverluste zu be-rücksichtigen. Die letztgenannten Größen sind im Vergleich zu den Zuflüssen aus Oberer Havel, Spree, Teltowkanal und Nuthe quantitativ weniger bedeutend. Tab. 2-3 gibt eine Übersicht über die berücksichtigten Randbedingungen während der Eichung des Modells für den Zeitraum 1988–2000 und bei Berechnungen für den Betrachtungszeitraum 2003–2015.

Tab. 2-3 Randbedingungen bei der Simulation von Wasserständen und Durchflüssen in der Stauhal-tung Brandenburg mit HEC-RAS und zugehörige Datenquellen Randbedingung Berücksichtigung während der

Modelleichung (1988–2000) Berücksichtigung bei der Simu-lation von Szenarios für das Zeitfenster 2003–2015

Obere Havel (Zufluss) Messwerte der Pegel Freybrü-cke und Stößenseebrücke des Berliner Senats (Summe von Oberer Havel und Spree)

Durch das Modell SWIM simu-lierte Abflusszeitreihen (*1)

Spree (Zufluss) Messwerte der Pegel Freybrü-cke und Stößenseebrücke des Berliner Senats (Summe von Oberer Havel und Spree)

Trendkorrigierte Messwerte der Periode 1988–2000 (siehe Ab-schnitt 2.2.1.2)

Teltowkanal (Zufluss) Messwerte des Pegels Klein-machnow (WSA)

Trendkorrigierte Messwerte der Periode 1988–2000 (siehe Ab-schnitt 2.2.1.2)

Nuthe (Zufluss) Messwerte des LUA Branden-burg


Havelkanal (Zufluss) Jahreszeitabhängige Schätzwer-te (LÖPER (WSA) pers. Mitt.)


Emster Kanal (Zufluss) nicht berücksichtigt Durch das Modell SWIM simu-lierte Abflusszeitreihen (*1)

Direkteinzugsgebiet (Zu- oder Abfluss)

Ableitung einer mittleren Jah-resganglinie durch Auswertung der Differenz zwischen gemes-sen und simulierten Durchflüs-sen am Ultraschall-Pegel Ketzin

Durch das Modell SWIM simu-lierte Abflusszeitreihen (*1), räumlich verteilte Zugabe

Verdunstung (Verlust) Berechnete Werte nach PENMAN (DVWK 1996)

Berechnete Werte nach PENMAN (DVWK 1996)

Wasserstand am Oberpegel des Wehres Brandenburg (untere Randbedingung)

Messwerte Stauziele gemäß Bericht des Staubeirates 2003 (WSA 2003); Berücksichtigung von Stauziel-überschreitungen bei Hochwas-ser (Ableitung aus Messdaten)

*1) durch Teilprojekt 5 zur Verfügung gestellt Die Eichung des hydrodynamischen Modells erfolgte ausgehend von den Strickler-Rauhigkeiten, die von der BfG im Zuge der Kalibrierung des Models HYDRAX ermittelt wurden. Ein Vergleich der simulierten Wasserstände mit Messwerten erfolgte an den Pegeln Ketzin, Potsdam und Spandau UP. Im Bereich des Flussbetts waren nur geringfügige Kor-rekturen der Rauhigkeiten gegenüber den Ausgangswerten erforderlich (Kst= 37 m1/3/s). Für das effektiv überströmte Vorland wurde ein Strickler-Beiwert von Kst= 15 m1/3/s er-mittelt.


36

2.4 Berücksichtigung des gewässerinternen Nährstoffumsatzes

2.4.1 Phosphorretention und –Remobilisierung

Es ist bekannt, dass der Stoffhaushalt von Fließgewässern durch eingelagerte Flussseen oft in entscheidender Weise geprägt wird (2.1). Letztere können als Nährstoffsenken aber auch als Nährstoffquellen in Erscheinung treten (HILLBRICHT-ILKOWSKA 1999). Im Falle hoch-gradig mit Phosphat belasteter Flussseen ist häufig ein innerjährlicher Wechsel zwischen Phosphatretention in Winter und Frühjahr und einem ausgeprägten Phosphatexport im Sommer und Herbst zu beobachten (z.B. KNEIS 2002 und Abb. 2-14). Während die Reten-tionswirkung in erster Linie auf der Sedimentation partikulären Phosphats (Plankton, Detritus, mineralische Schwebstoffe) beruht, kann die gewässerinterne P-Freisetzung auf Rücklösungen aus dem Sediment zurückgeführt werden (z.B. KLEEBERG & KOZERSKI 1997, SØNDERGAARD ET AL 1999, VAN DER MOLEN & BOERS 1994). Ein besonders starker Nettoexport von Phosphat aus durchströmten Seen ist häufig nach einer Reduzierung der externen Phosphatbelastung im Zuge von Sanierungsmaßnahmen im Einzugsgebiet zu beobachten (JEPPESEN ET AL 1991). Aufbauend auf Wassergütemessungen des Landesumweltamtes Brandenburg und des Ber-liner Senats konnten für vier Seen der Potsdamer Havel sowie für die Berliner Havel zwi-schen den Messstellen „Pichelsdorfer Gemünd“ und „Krughorn“ zeitlich hoch aufgelöste Massenbilanzen für Phosphat berechnet werden. Hierfür wurden mit dem Modell TraM unter Verwendung gemessener Frachten als obere Randbedingung und unter Annahme eines konservativen Transports Erwartungswerte der Fracht für das unterstromige Ende des jeweiligen Gewässerabschnitts ermittelt. Atmosphä-rische P-Depositionen wurden mit einem Wert von 37 kg/km²/a berücksichtigt (LUA 2002). Retentions- und Nettoexportraten wurden als Differenz zwischen modellierten Er-wartungswerten und tatsächlich gemessenen Frachten bestimmt. Unter Verwendung der mittleren Wasserflächen als Schätzwert für die Sedimentflächen lassen sich die Retentions- und Nettoexportraten in der Dimension [Masse/Fläche/Zeit] angeben. Bei der Anzahl verfügbarer Wassergütemessungen war eine Abbildung der innerjährlichen Dynamik durch mittlere monatliche Raten angemessen. Abb. 2-14 zeigt die ermittelten Phosphor-Nettoexportraten für die Seen der Potsdamer Havel und die Kladower Seenstrecke zwi-schen Pichelsdorfer Gemünd und Krughorn (UHW km 4–16).


37

-30

-20

-10

0

10

20

30

40

50

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12Monate

P-N

etto

expo

rt [m

g/m

²/d]

Templiner See NordbeckenTempliner See SuedbeckenSchwielowseeWerdersche HavelKladower Seenstrecke

Abb. 2-14 Aus Frachtbilanzen berechnete mittlere monatliche Raten des Phosphor-Nettexports (posi-tiv) bzw. der Phosphor-Retention (negativ) in den Havelseen unterhalb Berlin-Spandau. Bezugszeitraum 1996–2002 für Seen der Potsdamer Havel und 1995–2000 für Kladower Seenstrecke.

Die Verwendung der in Abb. 2-14 gezeigten Phosphorretentions- und -Nettoexportraten als Modellparameter für die Prognose der Wassergüte im Zeitraum 2003–2015 impliziert die Annahme, dass diese Raten mittelfristig Gültigkeit besitzen. Tatsächlich bestehen zwi-schen dem im Sediment reversibel gebundenen und dem im Wasserkörper gelösten Phos-phor Gleichgewichte. Diese beruhen auf Adsorptions- und Desorptionsprozessen zwi-schen Sediment und Porenwasser einerseits und Diffusionsvorgängen an der Sediment-Wasser-Grenze andererseits. Wenn verminderte Phosphorimporte über die Zuflüsse zu einer Verringerung der Konzentration im Wasserkörper führen, zieht dies – aufgrund des höheren Konzentrationsgradienten – eine verstärkte Phosphatdiffusion aus dem Porenwas-ser des Sediments in den Wasserkörper nach sich. Die Folge ist die oft beobachtete, verzö-gerte Reaktion der gewässerinternen P-Konzentration auf eine Sanierung der Zuflüsse (JEPPESEN ET AL 1991). Ein neues Gleichgewicht zwischen der Phosphatkonzentration im Wasserkörper und der potentiell remobilisierbaren P-Reserve des Sediments stellt sich erst langfristig nach einer Phase überwiegenden Phosphorexports ein (KNEIS & KNÖSCHE 2004). In der gegenwärtigen Version des Modells TraM ist das Gewässersediment nicht als eigen-ständiger Phosphatpool berücksichtigt, weshalb die beschriebenen Gleichgewichtsprozesse nicht abgebildet werden können. Daher kommen für die mittelfristige Entwicklung der Phosphatretention/-freisetzung aus den Sedimenten im Betrachtungszeitraum 2003–2015 zwei einfache, gegensätzliche Annahmen in Frage: 1. Die Raten bleiben mittelfristig konstant, unabhängig von einer möglichen Verminde-

rung externer Phosphateinträge.


38

2. Die gewässerinternen Freisetzungsraten erhöhen sich – aufgrund größerer Gradienten zwischen Porenwasser- und Freiwasser-Konzentration sowie zwischen gelöster und sorbierter Phase im Sediment – proportional zur Verminderung der externen Einträge. Die Annahme der Proportionalität stützt sich dabei auf den linearen Charakter des ers-ten Diffusionsgesetzes.

Aus folgenden Gründen wurde in den Szenarioberechnungen mit dem Modell TraM von der erstgenannten Annahme (konstante Raten) ausgegangen: – Der Havellauf im Bereich der Stauhaltung Brandenburg ist durch eine größere Zahl „in

Reihe geschalteter“ Flussseen gekennzeichnet. Eine verminderte externe Phosphatzu-fuhr würde demnach nur in den am weitesten stromauf gelegenen Gewässern eine ver-stärkte Phosphatfreisetzung bewirken. Die weiter stromab gelegenen Gewässer würden dagegen nur wenig beeinflusst, da die erhöhten Phosphatexporte der Oberlieger die verminderten externen Einträge in das System hier teilweise kompensieren.

– Die prognostizierte relative Änderung der Phosphatfracht in der Havel gegenüber dem Ist-Zustand fällt in der Mehrzahl der betrachteten Szenarios gering aus (Ausnahme: Szenario d2, siehe Abschnitt 2.6.2.1).

Eine drastische Verminderung der P-Freisetzungsraten, die – wie oben erläutert – auf eine Phase verstärkter P-Exporte aus dem Sediment folgt, ist innerhalb des Betrachtungszeit-raumes wenig wahrscheinlich, weil: – die gegenwärtig in den Sedimenten der Havelseen remobilisierbar gespeicherten Phos-

phatmengen sehr groß sind (Untersuchungen des Teilprojektes 7). – grundsätzliche veränderte Bedingungen für die P-Freisetzung (veränderte Redoxbedin-

gungen aufgrund geringerer Biomasseproduktion und -sedimentation) mittelfristig nicht zu erwarten sind. Mit einer deutlich verminderten Bioproduktion ist erst zu rech-nen, wenn die gegenwärtige Lichtlimitation (KNÖSCHE pers. Mitt.) durch eine Nähr-stofflimitation abgelöst wird und die verminderte Nährstoffverfügbarkeit nicht mehr durch Anpassungen der Phytoplanktonstruktur kompensiert werden kann.

Eine verlässliche Simulation der Phosphatkonzentrationen für lange Zeiträume wird erst durch die Implementation eines eigenständigen Sedimentmoduls in das Modell TraM mög-lich. Ein solches Modul, welches die Abhängigkeit der P-Freisetzung von der remobilisier-baren P-Reserve des Sediments beschreibt, konnte im Rahmen des Teilprojekts 3.b nicht entwickelt werden. Es handelt sich hierbei um ein weitgehend ungelöstes Problem der lim-nologischen Forschung (SØNDERGAARD et al. 2003). Aus der Verwendung monatlicher Mittelwerte des P-Nettoexports als Modellparameter resultiert zwangsläufig eine Unterschätzung der Varianz der Phosphorkonzentrationen in-nerhalb der Monate durch das Modell. Dies wirkt sich ebenfalls auf die simulierten monat-lichen Quantile der Phosphorkonzentration aus (Überschätzung der unteren Quantile, Un-terschätzung der oberen Quantile), was bei Auswertungen zu beachten ist.


39

2.4.2 Stickstoffretention

Durch die Sedimentation organischer Substanz, vor allem aber durch den Prozess der De-nitrifikation geht ein häufig ein größerer Anteil des eingetragenen Stickstoffes während des Transportes im Gewässer „verloren“ (JENSEN ET AL 1992, SEITZINGER 1988, WINDOLF ET

AL 1996). BEHREND & OPITZ (1996) geben den Anteil des im Gewässersystem der Havel zurückgehaltenen Stickstoffs mit etwa 75% der gesamten Einträge an. Da im Modell TraM die unterschiedlichen Stickstoffspezies nicht separat modelliert wer-den, sondern ausschließlich der Parameter TN betrachtet wird, musste ein einfacher, empi-rischer Ansatz zur Beschreibung des gewässerinternen Stickstoffrückhalts formuliert wer-den. Hierbei wurde davon ausgegangen, dass der N-Verlust nach dem Schema einer Reaktion erster Ordnung beschrieben werden kann (Gleichung 2-3):

TNTN ck

dtdc

⋅=−

2-3

Es bedeuten: cTN Gesamtstickstoff-Konzentration k Reaktionskonstante der Dimension [1/Zeit]

Die Beschreibung der Gesamtstickstoffretention als Prozess erster Ordnung ist nahelie-gend, da der Nitratabbau durch Denitrifikation analog zu Gleichung 2-1 formuliert werden kann (CHAPRA 1997). Auch der Prozess der Sedimentation lässt sich als Reaktion erster Ordnung beschreiben, wobei die Verlustrate dem Quotienten aus der effektiven Sinkge-schwindigkeit der N-haltigen Partikel und der Wassertiefe entspricht (SCHEFFER 1998). Die Implementation von Gleichung 2-3 in TraM und anschließende Testrechnungen mit einem Vergleich der simulierten und gemessenen TN-Konzentrationen an unterschiedli-chen Messstellen zeigten eine saisonale Abhängigkeit der Verlustratze k auf. Dabei fiel auf, dass die Saisonalität des Parameters k nicht allein durch eine Temperaturabhängigkeit (z.B. nach BOWIE ET AL (1985)) zu beschreiben ist und dass zwischen den einzelnen Gewässer-abschnitten der Stauhaltung Brandenburg signifikante Unterschiede bestehen. Die Verlust-rate k mit ihrer saisonalen Dynamik wurde für unterschiedliche Gewässerabschnitte wie folgt bestimmt: Für den Bereich der Mittleren Havel zwischen Ketzin und Brandenburg wurden mit dem Modell TraM zunächst mittlere Transportzeiten für die 12 Kalendermonate bestimmt, in-dem am Pegel Ketzin stoßförmige Frachtimpulsen zugegeben und deren simulierte Durch-gangskurven am Pegel Brandenburg analysiert wurden (virtuelle Tracer-Versuche). Für je-den Kalendermonat wurde hierbei der monatliche MQ-Wert der Reihe 1990–2004 als stationärer Durchfluss und das entsprechende Stauziel am Wehr Brandenburg zugrunde gelegt. Monatswerte des Parameters k wurde anschließend aus den Differenzen der TN-Konzentrationen zwischen den Messstellen Brandenburg und Ketzin und der mittleren


40

Transportzeit des jeweiligen Monats aus der integrierten Form von Gleichung 2-3 be-stimmt (Gleichung 2-4).

⋅=

Brbg,TN

Ketzin,TNm

mm c

cMEDln

T1k

2-4

Mit den Symbolen: km Mittlere Verlustrate für Gesamtstickstoff im Monat m [d-1] MEDm( ) Medianwert für den Monat m CTN,Ketzin TN-Konzentration an der Messstelle Ketzin [mg/l] CTN,Brbg TN-Konzentration an der Messstelle oberhalb Brandenburg [mg/l] Tm Mittlere Transportzeit zwischen den Messstellen Ketzin und Brandenburg

bei stationärem Durchfluss in Höhe des MQ für den Monat m [d] Die Quotienten der Konzentration an beiden Messstellen wurden aus 14-täglichen Mes-sungen an identischen Tagen (d.h. unter Vernachlässigung der Transportzeit) für den Zeit-raum 1995–2000 ermittelt. Eine Übersicht über die berechneten mittleren Transportzeiten, mittleren Konzentrationsquotienten und TN-Verlustraten enthält Tab. 2-4.

Tab. 2-4 Mittlere Transportzeiten (Tm) und Mediane des Quotienten der TN-Konzentration zwischen den Messstellen Ketzin und oberhalb Brandenburg (MKQ) sowie Schätzwerte der TN-Verlustrate (k) im betreffenden Havelabschnitt in Abhängigkeit vom Kalendermonat. Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov DecTm [d] 2.31 2.15 2.19 2.48 3.56 4.19 5.15 5.73 4.31 3.81 3.06 2.65MKQ 1.04 1.03 1.02 1.05 1.06 1.14 1.17 1.25 1.08 1.14 0.99 1.00k [d-1] 0.017 0.012 0.010 0.018 0.017 0.031 0.030 0.039 0.017 0.035 ≈ 0 ≈ 0 Für die Seen der Berliner und Potsdamer Havel wurden mit dem Modell TraM monatliche Retentionsraten analog Abschnitt 2.4.1 für den Zeitraum 1995–2000 berechnet. Eine Nor-mierung der Retentionsraten mit der Dimension einer Fracht [Masse/Zeit] auf die jeweilige im System enthaltene Gesamtstickstoffmasse lieferte direkte Schätzwerte für den Parameter k in Gleichung 2-3 (Abb. 2-15).


41

0.000

0.005

0.010

0.015

0.020

0.025

0.030

Jan Feb Mar Apr May Jun Jul Aug Sep Oct Nov Dec

k [1

/d]

Templiner See NordTempliner See SuedSchwielowseeWerdersche Havel

Abb. 2-15 Aus Massenbilanzen bestimmte, monatliche Schätzwerte für die Gesamtstickstoff-Verlust-rate k [d-1] in den Seen der Potsdamer Havel.

Im Zuge der Eichung des Gesamtmodells im Zeitraum 1995–2000 wurden Monatswerte der Stickstoff-Verlustrate k (Gleichung 2-3) für die übrigen Gewässerabschnitte durch ma-nuelle Kalibrierung bestimmt. Die für den Flussabschnitt Ketzin–Brandenburg und die Potsdamer Havelseen geschätzten Parameterwerte bildeten dabei hierbei die Ausgangsbasis. Als Gütekriterium während der Modelleichung wurden monatliche Medianwerte des Mo-dellfehlers (simulierte Konzentration – gemessene Konzentration) an 15 Gütemessstellen verwendet. Es erwies sich als notwendig auch die nach den oben beschriebenen Verfahren direkt ermittelten Schätzwerte für den Parameter k für einzelne Monate zu korrigieren. Abb. 2-16 zeigt die im Zuge der Eichung ermittelten Parameter für das gesamte simulierte Gewässersystem.

-0.0500

-0.0400

-0.0300

-0.0200

-0.0100

0.0000

Jan

Feb

Mar

Apr

May

Jun

Jul

Aug

Sep

Oct

Nov

Dec

-k [1

/d]

Berliner Havelseen

Jungfernsee

Templiner See Nord

Templiner See Sued

Schwielowsee

Werdersche Havel,Zernsee und GriebnitzseeHavel unterhalb Ketzin &WublitzSacrow-Paretzer Kanal &Potsdamer StadthavelTeltow- & Griebnitzkanal

Abb. 2-16 Durch Kalibrierung des TraM-Modells anhand von 15 Gütemessstellen ermittelte monatliche Werte für die Gesamtstickstoff-Verlustrate k [d-1] für Gewässerabschnitte der Stauhaltung Brandenburg. Kalibrierzeitraum: 1995–2000, Kalibrierkriterium: monatliche Medianwerte des Modellfehlers


42

Die in Abb. 2-16 angegebenen Werte für den Parameter k bedeuten, dass – bezogen auf ein betrachtetes Wasserpaket – täglich bis zu über 4 % des enthaltenen Stickstoffs elimi-niert werden können, wobei in der Mehrzahl der Fälle die täglichen Verluste zwischen etwa 0.5 und 3 % angesiedelt sind. Erklärungen für die unterschiedliche Höhe und innerjährliche Variation der Stickstoff-Verlustrate können bisher nur ansatzweise gegeben werden und bedürfen weitergehender Untersuchungen. Auffällig ist, dass in zahlreichen Seen (Jungfern-see, Templiner See Nordteil, Schwielowsee, Werdersche Havel & Zernsee) das relative Ma-ximum der Stickstoffretention bereits im Frühjahr, in den Monaten Mai und Juni auftritt. Als eine Ursache kommt die Dominanz von Kieselalgen im Frühjahrs-Phytoplankton in Betracht. Aufgrund ihres des höheren spezifischen Gewichts dürften diese Algengruppen von erhöhten Sedimentationsverlusten betroffen sein, mit der Folge einer erhöhten Stick-stoffzufuhr zum Sediment und einer erhöhten Retention (durch temporäre Speicherung und Denitrifikation). Dagegen zeigt sich in den genannten Gewässern eine Depression der Stickstoff-Verlustrate im Spätsommer (August, September). Die Analyse der Phosphordy-namik (Abschnitt 2.4.1) hat gezeigt, dass im selben Zeitraum die höchsten Phosphor-Freisetzungsraten beobachtet werden. Es kann daher vermutet werden, dass die Denitrifi-kation unter weitgehend anaeroben Bedingungen am Sediment aufgrund von Nitratmangel gehemmt wird. Andererseits könnte der hohe Anteil von Cyanobakterien an der Biomasse des Phytoplanktons in den Monaten August und September für die verringerten N-Verluste verantwortlich sein. Als Ursachen hierfür kommen die Fixierung atmosphärischen Stick-stoffs sowie eine Verminderung der Stickstoffzufuhr zum Sediment aufgrund geringer Aussinkverluste in Frage. In den Fließabschnitten konnte die spätsommerliche Depression der Stickstoffretention nicht festgestellt werden. Zur Erklärung der geringeren Stickstoff-Verlustraten und des abweichenden saisonalen Musters in den Berliner Havelseen sind wei-tere Untersuchungen nötig. Sowohl abweichende Retentionsbedingungen (z.B. Anteil des partikulären Stickstoffs am Gesamt-N) als auch fehlerhafte Randbedingungen des Modells (fehlende Emissionsquellen, ungenaue Abbildung der Überleitung von Teltowkanalwasser über den Griebnitzkanal) sind denkbar. Der relativ ausgeglichene Jahresgang der Stickstoff-Verlustrate im Teltowkanal lässt sich durch die konstante N-Belastung, geringe Schwan-kungen des Verhältnisses von partikulärem N zum Gesamt-N sowie die erhöhten Wasser-temperaturen im Winter plausibel erklären.

2.5 Ergebnisse der Eichung des Modells TraM

Als Randbedingungen während der Modellkalibrierung und -Validierung dienten gemesse-ne und auf Tageswerte interpolierte Nährstofffrachten der wesentlichen Zuflüsse zur Stau-haltung Brandenburg. Tab. 2-5 gibt einen Überblick über die hierbei verwendeten Messwer-te für Stoffkonzentrationen und Durchflüsse.


43

Tab. 2-5 Verwendete Daten zur Berechnung der Fracht-Randbedingungen während der Kalibrierung und Validierung des TraM-Modells der Stauhaltung Brandenburg Randbedingung Herkunft der Nährstoffkonzentra-

tionsmessungen Herkunft der Durchflussmessungen

Spree am Zu-sammenfluss mit der Havel

Gütemessstellen Nr. 160 und 161 des Berliner Senats (Sophienwer-der)

Durchfluss am Pegel Sophienwerder (Messstelle 58277.0 der WSV)

Obere Havel am Zusammenfluss mit der Spree

Gütemessstelle Nr. 320 des Berli-ner Senats oberhalb der Schleuse Spandau

Berechnet aus der Durchflussdifferenz zwischen der Havel bei Eintritt in die Berliner Havelseen (Messstellen 58033.0 + 58034.0) und dem Durch-fluss der Spree am Pegel Sophienwer-der (Messstelle 58277.0)

Teltowkanal Gütemessstellen Nr. 430 des Berli-ner Senats und TK_0025 des LUA Brandenburg

Durchfluss am Pegel Kleinmachnow (Messstelle 58703.0)

Nuthe Gütemessstelle NU_0120 des LUA Brandenburg

Durchfluss-Messstelle 58715.0

Einen Vergleich von mit dem Modell TraM simulierten und gemessenen Gesamtphosphor-Konzentrationen an der Gütemessstelle Ketzin zeigt Abb. 2-17. Die gewässerinterne P-Retention bzw. -Freisetzung wurde für alle Jahre durch mittlere monatliche Raten (Ab-schnitt 2.4.1) berücksichtigt.

0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

1.2

Jan

95

Jan

96

Jan

97

Jan

98

Jan

99

Jan

00

Jan

01

Jan

02

Jan

03

Jan

04

TP [m

g/l]

Messwerte Simulation

Kalibrierphase Validierphase

Abb. 2-17 Vergleich von gemessenen und simulierten Gesamtphosphor-Konzentrationen an der Güte-messstelle Ketzin des LUA Brandenburg für die Jahre 1995–2004

Aus Abb. 2-17 ist ersichtlich, dass die innerjährliche Dynamik und die Amplitude der Ge-samtphosphor-Konzentration im Kalibrierzeitraum 1995–2000 und darüber hinaus bis zu Jahr 2002 in einer für die Fragestellung ausreichenden Genauigkeit nachvollzogen werden können. Jedoch ist stets zu bedenken, dass die gewässerinterne Phosphatfreisetzung, wel-


44

che die beobachteten Konzentrationen wesentlich bestimmt, im Modell über empirische Parameter berücksichtigt wird, die Anhand des untersuchten Systems selbst bestimmt wur-den. Eine deutliche Überschätzung der maximalen sommerlichen Phosphorkonzentratio-nen durch das Modell ergibt sich für die Jahre 2003 und 2004. Ob dies bereits auf eine nachlassende Phosphor-Remobilisierung im Zuge der Aushagerung der Havelsedimente zurückzuführen ist, oder ob andere Gründe für die vergleichsweise schwache Netto-Phosphorfreisetzung in den Jahren 2003 und 2004 verantwortlich sind, kann derzeit noch nicht beantwortet werden. Als alternative Erklärung für die starken Abweichungen zwi-schen simulierten und gemessenen P-Konzentrationen in den Sommern 2000, 2003 und 2004 kommt die Variabilität des Anteils der Algengruppen an der Biomasse des Phy-toplanktons in Frage. So wurde etwa im Jahr 2000 ein besonders hoher Cyanobakterienan-teil beobachtet (Gütemessstelle Phöben), was sich in einer verringerten P-Sedimentation und folglich erhöhten Nettofreisetzungsraten widerspiegeln müsste (vgl. die außergewöhn-lich hohen sommerlichen P-Konzentrationen in Abb. 2-17). Inwieweit die geringen P-Nettofreisetzungsraten in 2003 und 2004 mit geringen Blaualgenabundanzen in Zusam-menhang stehen, kann mangels entsprechender Messdaten bisher nicht eingeschätzt wer-den. Statistische Maße des Modellfehlers für Einzeljahre sind in Tab. 2-6 aufgelistet.

Tab. 2-6 Gütemaße zur Bewertung der Abweichungen zwischen gemessenen und simulierten Gesamt-phosphor-Konzentrationen an der Messstelle Ketzin für einzelne Jahre (ME: mittlerer Fehler [mg/l], MAPE: mittlerer absoluter prozentualer Fehler [%], RMSE: Wurzel des mittleren quadratischer Fehlers [mg/l], NS: Nash-Sutcliffe Koeffizient [–]). Kalibrierzeitraum 1995–2000 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 ME -0.024 0.015 -0.023 -0.012 -0.020 -0.128 -0.012 0.024 0.099 0.054MAPE 30.2 21.6 18.4 28.0 14.8 29.9 18.6 27.1 41.7 24.3RMSE 0.156 0.127 0.080 0.080 0.052 0.181 0.075 0.074 0.162 0.107NS 0.697 0.422 0.821 0.714 0.958 0.688 0.814 0.808 0.022 0.429 Simulierte und gemessene Gesamtstickstoff-Konzentrationen für die Messstelle Gütemess-stelle Ketzin sind in Abb. 2-18 dargestellt. Als Randbedingungen wurden die gleichen Messstellen wie bei Gesamtphosphor (Tab. 2-5) verwendet.


45

0.0

1.0

2.0

3.0

4.0

5.0

Jan

95

Jan

96

Jan

97

Jan

98

Jan

99

Jan

00

Jan

01

Jan

02

Jan

03

Jan

04

TN [m

g/l]

Messwerte Simulation

Kalibrierphase Validierphase

Abb. 2-18 Vergleich von gemessenen und simulierten TN-Konzentrationen an der Gütemessstelle Ket-zin des LUA Brandenburg für die Jahre 1995–2004

Abb. 2-18 zeigt, dass die saisonale Dynamik der TN-Konzentration mit einem Minimum im Sommer durch die Anwendung monatlicher Retentionsparameter (Abb. 2-16) trotz des langfristigen Trends nachgebildet werden kann. Gerade die Simulation für die Jahre 1995–1997 zeigt, dass die volle Varianz der Messwerte durch deterministische Modellrechnungen oft nur unzureichend wiedergegeben werden kann.

Tab. 2-7 Gütemaße zur Bewertung der Abweichungen zwischen gemessenen und simulierten Ge-samtstickstoff-Konzentrationen an der Messstelle Ketzin für einzelne Jahre (ME: mittlerer Fehler [mg/l], MAPE: mittlerer absoluter prozentualer Fehler [%], RMSE: Wurzel des mittleren quadratischer Fehlers [mg/l], NS: Nash-Sutcliffe Koeffizient [–]). Kalibrierzeitraum 1995–2000 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 ME 0.366 0.074 -0.350 -0.093 0.026 -0.159 -0.042 -0.033 -0.123 -0.059 MAPE 24.5 23.7 19.8 15.1 24.2 24.2 18.5 11.7 22.4 10.6 RMSE 0.555 0.568 0.680 0.413 0.602 0.595 0.350 0.238 0.444 0.204 NS -0.197 0.693 0.134 0.541 0.239 0.106 0.421 0.682 0.481 0.814

2.6 Auswirkungen unterschiedlicher Bewirtschaftungsszenarios auf die Nährstoffkonzentrationen der Unteren Havel

2.6.1 Übersicht über die betrachteten Bewirtschaftungsszenarios

Eine vollständige Übersicht über die im Verbundprojekt Havelmanagement untersuchten Bewirtschaftungsszenarios gibt Tab. 2-8. Die hier in Spalte 1 aufgeführten Bezeichnungen a1…e2 werden in den nachfolgenden Abschnitten und Abbildungen als Abkürzungen für die Szenarios genutzt.


46

Tab. 2-8 Übersicht über die Bewirtschaftungsszenarios für den bearbeiteten Ausschnitt des Flussgebie-tes der Havel (Quelle: Teilprojekt 2, Stand: 30.11.2004)

Bezeichnung von Szenario und Untervarian-te

Entwicklungsrahmen Handlungsfeld Wasserwirtschaft

Handlungsfeld Siedlungswasser-

wirtschaft

Handlungsfeld Landnutzung (*1)

Szenario A – „Gängige Praxis“ A 1 Gängige Praxis Beibehaltung

der aktuellen Be-wirtschaftung

Beibehaltung der aktuellen Be-wirtschaftung


A 2 Gängige Praxis bei veränderten Rah-menbedingungen

Veränderte Rahmen-bedingungen




Szenario B – „Erweiterte Bewirtschaftungsstandards“ B 1 Erweiterte Bewirt-

schaftungsstandards Veränderte Rahmen-bedingungen


Erweiterte Umset-zung rechtlicher Regelungen


B 2 Erweiterte Bewirt-schaftungsstandards mit weitergehendem Hochwasserschutz (*2)




Erweiterte Umset-zung rechtlicher Regelungen er-gänzt durch weiter-gehenden Hochwasserschutz

Szenario C – „Maximaler Beitrag einzelner Handlungsfelder“ C 1 Maximaler Beitrag

der Siedlungs-wasserwirtschaft



Maximaler Beitrag der Siedlungs-wasserwirtschaft

Beibehaltung der aktuellen Bewirt-schaftung

C 2.2 Maximaler Beitrag der Landnutzung bei mäßiger Extensivie-rung (*3)



Beibehaltung der aktuellen Bewirt-schaftung

Maximaler Beitrag der Landnutzung bei mäßiger Exten-sivierung

C 2.3 Maximaler Beitrag der Landnutzung bei weitergehender Ex-tensivierung




Maximaler Beitrag der Landnutzung bei weitergehender Extensivierung

C 3.1 Maximaler Beitrag der Wasserwirtschaft bei verändertem Wehrstau


Maximaler Beitrag der Wasserwirt-schaft bei verän-derter Stauregu-lierung der Wehre



C 3.2 Maximaler Beitrag der Wasserwirtschaft bei verändertem See-stau


Maximaler Beitrag der Wasserwirt-schaft bei verän-derter Stauregu-lierung der Seen



Szenario D – „Maximaler Gewässerschutz“ D 1 Maximaler Gewäs-

serschutz Veränderte Rahmen-bedingungen

Maximaler Beitrag der Wasserwirt-schaft



D 2 Maximaler Gewäs-serschutz bei „gutem Zustand“ der Spree

Veränderte Rahmen-bedingungen und „guter Zustand“ der Spree (*4)

Maximaler Beitrag der Wasserwirt-schaft



Szenario E – „Optimale Bewirtschaftung“ E 1 Optimale Bewirt-

schaftung Veränderte Rahmen-bedingungen

Möglichst effektive, kostengünstige und akzeptable Hand-lungsoptionen der Wasserwirtschaft

Möglichst effektive, kostengünstige und akzeptable Hand-lungsoptionen der Siedlungswasser-wirtschaft

Möglichst effektive, kostengünstige und akzeptable Hand-lungsoptionen der Landnutzung


47

E 2 Optimale Bewirt-schaftung bei „gutem Zustand“ der Spree

Veränderte Rahmen-bedingungen und „guter Zustand“ der Spree (*4)

Möglichst effektive, kostengünstige und akzeptable Hand-lungsoptionen der Wasserwirtschaft

Möglichst effektive, kostengünstige und akzeptable Hand-lungsoptionen der Siedlungs-wasserwirtschaft

Möglichst effektive, kostengünstige und akzeptable Hand-lungsoptionen der Landnutzung

*1) Unter dem Handlungsfeld „Landnutzung“ werden die Flächennutzungen für Land- und Forstwirt-schaft, Naturschutz sowie sonstige Nutzungen (außer Siedlungen) zusammengefasst. *2) Die Untervariante berücksichtigt die Vorgaben zur Landnutzung entsprechend dem Entwurf des Gesetzes zur Verbesserung des vorbeugenden Hochwasserschutzes in der Fassung vom 30. März 2004. *3) Bei der Untervariante C 2.1 stand die Entwicklung der Landnutzung entsprechend den Zielen und Grundsätzen von Naturschutz und Landschaftspflege im Vordergrund. Durch die geringen Effekte für die Gewässergüte wurde sie letztendlich nicht als Bewirtschaftungsszenario gemäß den Vorgaben der WRRL bzw. des WHG eingestuft. *4) Siehe hierzu Abschnitt 2.2.2.4

2.6.2 Darstellung der Simulationsergebnisse anhand von Nährstoffkonzentra-tionen der Unteren Havel

Die Auswirkungen der in Tab. 2-8 aufgeführten Bewirtschaftungsszenarios auf die Nähr-stoffkonzentrationen in der Stauhaltung Brandenburg können auf unterschiedliche Art und Weise verglichen werden. Aufgrund des mit 13 Jahren (2003–2015) langen Simulationszeit-raums und der größeren Zahl modellierter Gewässerabschnitte können hier lediglich Er-gebnisse für einige Messstellen (räumliche Auswahl) in Form statistischer Kennwerte (zeit-liche Aggregation) präsentiert werden. Dabei wird zwischen den Auswirkungen auf die Gesamtphosphor- und die Gesamtstickstoff-Konzentrationen unterschieden. Möglichkei-ten zu einer umfangreicheren Auswertung der Simulationsergebnisse bieten in Tabellen-form aggregierte Statistiken (3.1) sowie das im Abschnitt 3.2 beschriebene GIS-Projekt.

2.6.2.1 Ergebnisse für Gesamtphosphat

Bei der Interpretation der in diesem Abschnitt präsentierten Simulationsergebnisse sollte stets die zugrunde liegende Annahme konstanter Phosphor-Nettofreisetzungsraten in den Havelseen berücksichtigt werden (siehe 2.4.1). Diese Annahme impliziert eine potentielle Überschätzung der Phosphatkonzentrationen, da die langfristige Phosphataushagerung des Sediments unberücksichtigt bleibt. In Abb. 2-19 sind Perzentile und Medianwerte der simulierten TP-Konzentration für den Gewässerabschnitt „Trebelsee“ (Mittlere Havel, siehe Abb. 3-1) für die Bewirtschaftungs-szenarien a1–e2 (Tab. 2-8) zusammengestellt. Darin ist zu erkennen, dass – mit Ausnahme der Szenarios d2 und e2 – lediglich geringe Unterschiede auftreten. Eine leichte Verminde-rung der mittleren Gesamtphosphor-Konzentrationen gegenüber der Basisvariante (Szena-rio a2) konnte für die Szenarien c1, c2.2 und c2.3 festgestellt werden, denen Handlungsop-tionen im Bereich der Siedlungswasserwirtschaft bzw. der Landnutzung zugrunde liegen.


48

0.17

6

0.17

6

0.17

5

0.17

5

0.16

8

0.16

9

0.16

7

0.17

6

0.17

6

0.16

0

0.11

7 0.16

7

0.12

3

0.00

0.05

0.10

0.15

0.20

0.25

0.30

0.35

0.40

0.45

0.50

a1 a2 b1 b2 c1 c2.2 c2.3 c3.2 c3.1 d1 d2 e1 e2Bewirtschaftungsszenario

TP [m

g/l]

10-Perzentil Median 90-Perzentil

Abb. 2-19 Mit dem Modell TraM simulierte Quantilwerte der TP-Konzentration [mg/l] für den Tre-belsee (Mittlere Havel, unterhalb Ketzin) im Zeitraum 2003–2015. Die Kürzel der Bewirtschaftungssze-narios sind in Tab. 2-8 erläutert.

Besonders im Szenario d1 werden die kombinierten Effekte von Landnutzungsänderungen und siedlungswasserwirtschaftlichen Maßnahmen sichtbar. Eine Einstufung nach LAWA (1998) – die auf den betrachteten Gewässerabschnitt nur zu Vergleichszwecken angewen-det werden sollte – ergäbe für alle Szenarien die Güteklasse 3 (90-Perzentil von 300–600 µg/l TP). In den Bewirtschaftungsszenarios d2 und e2 wurde eine Verringerung der Phosphateinträ-ge in das mit TraM modellierte Gewässersystem über die Zuflüsse Spree und Teltowkanal um ca. 50% angenommen (siehe 2.2.2.4). Die mittleren Konzentrationen der genannten Zuflüsse (Median) betragen dann etwa 75–85 µg/l TP. Die simulierten Medianwerte der TP-Konzentration nehmen gegenüber dem Szenario a2 um 59 µg/l (Szenario d2) bzw. 53 µg/l (Szenario e2) ab, was einer Verminderung um ca. 33% entspricht. Aus Abb. 2-19 wird auch deutlich, dass die simulierten Tageswerte der Phosphatkonzentra-tionen keiner Normalverteilung gehorchen. Anhand von gemessenen TP-Konzentrationen in der Spree und dem Teltowkanal konnte gezeigt werden, dass stattdessen die Logarith-men der Konzentration in guter Näherung normal verteilt sind. Bei allen nachfolgenden Darstellungen die auf Median-Werten aufbauen ist daher zu bedenken, dass die arithmeti-schen Mittelwerte aufgrund der linksgipfligen Verteilung (positive Schiefe) z.T. deutlich größer als die Mediane sind. Im Tab. 2-8 sind die simulierten Medianwerte der TP-Konzentration für eine größere Anzahl von Gewässerabschnitten enthalten.


49

Tab. 2-8 Mit dem Modell TraM berechnete Medianwerte der TP-Konzentration [mg/l] für den Zeit-raum 2003–2015 und ausgewählte Gewässerabschnitte der Stauhaltung Brandenburg. Die Anordnung der Abschnitte entspricht der Fließrichtung der Havel (von links nach rechts) mit dem Teltowkanal als seitlicher Einmündung (siehe hierzu Abb. 3-1). Die farbliche Unterlegung dient lediglich dem visuellen Wertevergleich und entspricht keiner Wassergüteklassifikation.

Bew

irts

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Hav

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Vor

S

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ng B

rand

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rg

a1 0.137 0.159 0.161 0.188 0.171 0.166 0.180 0.185 0.187 0.176 0.176 0.173a2 0.137 0.160 0.161 0.188 0.172 0.164 0.178 0.184 0.186 0.176 0.176 0.173b1 0.136 0.159 0.161 0.188 0.171 0.162 0.176 0.182 0.185 0.175 0.175 0.172b2 0.136 0.159 0.161 0.188 0.172 0.162 0.177 0.183 0.185 0.175 0.175 0.172c1 0.133 0.157 0.159 0.188 0.170 0.157 0.171 0.177 0.177 0.169 0.168 0.164

c2.2 0.132 0.156 0.157 0.188 0.169 0.156 0.170 0.176 0.179 0.169 0.169 0.167 [mg/l]c2.3 0.132 0.155 0.156 0.188 0.168 0.153 0.167 0.173 0.176 0.168 0.167 0.164 0.20c3.2 0.137 0.160 0.162 0.188 0.172 0.164 0.178 0.184 0.186 0.176 0.176 0.173 0.18c3.1 0.137 0.160 0.161 0.188 0.172 0.164 0.178 0.184 0.186 0.176 0.176 0.173 0.16d1 0.129 0.153 0.154 0.188 0.167 0.146 0.160 0.166 0.167 0.160 0.160 0.156 0.14d2 0.087 0.107 0.108 0.095 0.103 0.104 0.116 0.121 0.126 0.118 0.117 0.115 0.12e1 0.133 0.157 0.159 0.188 0.170 0.156 0.170 0.176 0.176 0.168 0.167 0.164 0.10e2 0.090 0.110 0.111 0.095 0.106 0.110 0.123 0.128 0.132 0.123 0.123 0.121 0.08

Durch die Anordnung der Gewässerabschnitte in Fließrichtung und die farbliche Unter-scheidung niedriger und hoher Phosphatkonzentrationen lassen sich aus Tab. 2-8 relativ leicht vergleichende Aussagen ableiten. So wird deutlich, dass an der Mündung des Teltow-kanals die höchsten P-Konzentrationen simuliert wurden. Da Durchflüsse und Nährstoff-frachten des Teltowkanals in allen Szenarien, mit Ausnahme von d2 und e2, als identische Randbedingung eingehen, unterscheiden sich die Werte für die Szenarien a1–d1 sowie e1 nicht. Eine deutliche Verringerung der mittleren TP-Konzentration kann für die Szenarios d2 und e2 (verringerte Frachten in Spree und Teltowkanal; Abschnitt 2.2.2.4) an allen Messstellen beobachtet werden. Deutlich ist in Tab. 2-8 ebenfalls die Zunahme der mittle-ren Konzentrationen in Fließrichtung (von links nach rechts) zu erkennen. Ganz wesentlich ist hierfür die Freisetzung großer Mengen Phosphat aus den Sedimenten der Havelseen verantwortlich (vgl. hierzu die Lage der Gewässerabschnitte aus Tab. 2-8 in Abb. 3-1). Die simulierte Jahresdynamik der TP-Konzentration ist in Abb. 2-20 und Abb. 2-21 anhand ausgewählter Gewässerabschnitte dargestellt. Auch darin ist der Effekt der gewässerinter-nen Phosphatfreisetzung im Spätsommer und Herbst deutlich zu erkennen.


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TP [m

g/l]

Potsdam Humboldtbruecke Kleiner Zernsee

Abb. 2-20 Dynamik der TP-Konzentration für den Gewässerabschnitt Potsdam-Humboldtbrücke (oberhalb) und den Kleinen Zernsee unterhalb der Potsdamer Havelseen (Szenario a2)

TP - Mittelwerte 2000-2004

Oberh. BrandenburgTrebelsee

Ketzin mg/lKleiner Zernsee 0.80

Werder 0.70Baumgartenbrücke 0.60

Templiner See Nord 0.50P. Humboldtbrücke 0.40Teltowk. Mündung 0.30

Jungfernsee 0.20Krughorn 0.10

Pichelsdorf 0.00Jan Feb Mar Apr May Jun Jul Aug Sep Oct Nov Dec

Abb. 2-21 Mit TraM simulierter mittlerer Jahresgang der TP-Konzentration für mehrere, in Fließrich-tung angeordnete Gewässerabschnitte der Strecke Spandau – Potsdam – Caputh – Ketzin – Brandenburg (von unten nach oben; Teltowkanal als seitl. Einmündung). Zeitraum der Auswertung: 2000–2004

Eine Einordnung der simulierten Konzentrationen in die von Teilprojekt 1 entwickelte Bewertungsskala (Tab. 2-9, SCHÖNFELDER (2004)) erfolgt in Abb. 2-22. Diese Skala basiert auf der paläolimnologischen Auswertung von Kieselalgenskeletten in Sedimentkernen des Jungfernsees (siehe Karte in Abb. 3-1). Sie stützt sich dabei auf Korrelationsbeziehungen zwischen dem Vorkommen bestimmter Indikator-Diatomeen und mittleren Nährstoffkon-zentrationen. Den o. g. Korrelationsbeziehungen liegen arithmetische Mittelwerte der Nährstoffkonzentration nach Anwendung einer log-Transformation der Messwerte zugrunde. Da die Nährstoffkonzentrationen i. a. logarithmisch normalverteilt sind, ist es zulässig und sinnvoll, die Bewertungsskala (Tab. 2-9) auf simulierte Medianwerte der Kon-zentration anzuwenden.


51

Tab. 2-9 Durch Teilprojekt 1 entwickelte Skala zur Bewertung der Gesamtphosphor-Konzentration der Havel im Bereich der Stauhaltung Brandenburg nach WRRL. Zustandsklasse sehr gut gut mäßig unbefried. schlecht TP [mg/l] < 0.097 0.097 – 0.172 0.172 – 0.305 0.305 – 0.538 > 0.538

Szen. a2

Szen. d2

Abb. 2-22 Güteklassifizierung der Gewässerabschnitte der Stauhaltung Brandenburg anhand simulier-ter Medianwerte der TP-Konzentration (2003–2015) entsprechend Tab. 2-9 (grün: guter Zustand, gelb: mäßiger Zustand). Dargestellt sind die Bewirtschaftungsszenarios a2 (oben) und d2 (untere Abb.).

Weitere Karten im Stil von Abb. 2-22 sind in dem im Abschnitt 3.2 beschriebenen GIS-Projekt enthalten. Eine Klassifizierung der modellierten TP-Konzentrationen für alle in Tab. 2-8 und Abb. 2-21 aufgeführten Gewässerabschnitte und alle Bewirtschaftungsszena-rien zeigt Tab. 2-10. Zugrunde liegen die simulierten Medianwerte der Konzentration für das Zeitfenster 2003–2015 und die Bewertungsskala nach Tab. 2-9.


52

Tab. 2-10 Mit dem Modell TraM berechnete Medianwerte der TP-Konzentration [mg/l] für den Zeit-raum 2003–2015 und ausgewählte Gewässerabschnitte (Werte aus Tab. 2-8). Die farbliche Unterlegung ergibt sich aus Tab. 2-9.

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c2.2 0.132 0.156 0.157 0.188 0.169 0.156 0.170 0.176 0.179 0.169 0.169 0.167c2.3 0.132 0.155 0.156 0.188 0.168 0.153 0.167 0.173 0.176 0.168 0.167 0.164c3.2 0.137 0.160 0.162 0.188 0.172 0.164 0.178 0.184 0.186 0.176 0.176 0.173 Skalac3.1 0.137 0.160 0.161 0.188 0.172 0.164 0.178 0.184 0.186 0.176 0.176 0.173 sehr gutd1 0.129 0.153 0.154 0.188 0.167 0.146 0.160 0.166 0.167 0.160 0.160 0.156 gutd2 0.087 0.107 0.108 0.095 0.103 0.104 0.116 0.121 0.126 0.118 0.117 0.115 mäßige1 0.133 0.157 0.159 0.188 0.170 0.156 0.170 0.176 0.176 0.168 0.167 0.164 unbefried.e2 0.090 0.110 0.111 0.095 0.106 0.110 0.123 0.128 0.132 0.123 0.123 0.121 schlecht


53

2.6.2.2 Ergebnisse für Gesamtstickstoff

Abb. 2-23 zeigt analog zur Darstellung für Phosphat (Abb. 2-19) statistische Kennwerte der simulierten TN-Konzentrationen für den Gewässerabschnitt „Trebelsee“ (Mittlere Havel, siehe Abb. 3-1) bei unterschiedlicher Bewirtschaftung des Einzugsgebiets. Lediglich die Szenarios c3.2 und d1 zeichnen sich durch um mehr als 100 µg/l TN verringerte Median-werte gegenüber dem Bewirtschaftungsszenario a2 (Basisvariante) aus. Ein Vergleich der Szenarios a2 und c1 macht deutlich, dass von den Optionen im Handlungsfeld Siedlungs-wasserwirtschaft keine spürbare Verringerung der TN-Konzentration erwartet werden kann. Legt man (zu Vergleichszwecken) die Bewertungsskala nach LAWA (1998) zugrunde, wäre für den betrachteten Gewässerabschnitt in jedem Fall die chemische Gewässergüte-klasse 2 (90-Perzentil im Bereich 1.5–3 mg/l TN) erreicht.

1.65

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a1 a2 b1 b2 c1 c2.2 c2.3 c3.2 c3.1 d1 e1

Bewirtschaftungsszenario

TN [m

g/l]

10-Perzentil Median 90-Perzentil

Abb. 2-23 Mit dem Modell TraM simulierte Quantilwerte der TN-Konzentration [mg/l] für den Trebelsee (Mittlere Havel, unterhalb Ketzin) im Zeitraum 2003–2015. Die Kürzel der Bewirtschaftungs-szenarios sind in Tab. 2-8 erläutert.

So wie Tab. 2-8 für Gesamtphosphor enthält Tab. 2-11 simulierte Medianwerte der TN-Konzentration für zwölf in Fließrichtung angeordnete Gewässerabschnitte zwischen Ber-lin-Spandau und der Stadt Brandenburg. Deutlich hebt sich darin die hohe Stickstoffbelas-tung des Teltowkanals ab. Im Verlauf der Fließstrecke durch Potsdamer und Mittlere Havel gehen die simulierten Konzentrationen aufgrund von Verdünnung und gewässerinterner Stickstoffretention deutlich zurück.


54

Tab. 2-11 Mit dem Modell TraM berechnete Medianwerte der TN-Konzentration [mg/l] für den Zeitraum 2003–2015 und ausgewählte Gewässerabschnitte der Stauhaltung Brandenburg. Die Anord-nung der Abschnitte entspricht der Fließrichtung der Havel (von links nach rechts) mit dem Teltowkanal als seitlicher Einmündung (siehe hierzu Abb. 3-1). Die farbliche Unterlegung dient lediglich dem visuellen Wertevergleich und entspricht keiner Wassergüteklassifikation.

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c2.2 1.90 1.80 1.73 4.92 2.79 2.21 1.95 1.87 1.72 1.60 1.58 1.51 3.40c2.3 1.84 1.73 1.67 4.91 2.75 2.08 1.84 1.76 1.62 1.52 1.50 1.42 3.00c3.2 2.00 1.87 1.80 4.91 2.84 2.32 2.03 1.94 1.78 1.66 1.64 1.57 2.60c3.1 2.00 1.87 1.80 4.92 2.84 2.32 2.03 1.94 1.78 1.66 1.64 1.57 2.20d1 1.84 1.73 1.67 4.91 2.75 2.08 1.84 1.75 1.62 1.52 1.50 1.42 1.80e1 1.98 1.86 1.78 4.92 2.83 2.29 2.01 1.92 1.77 1.65 1.63 1.55 1.40

Die zeitliche Variabilität der simulierten Stickstoffkonzentrationen kommt in den bisheri-gen Darstellungen (Abb. 2-23, Tab. 2-11) nicht zum Ausdruck, da lediglich Mittelwerte betrachtet wurden. Beispielhaft sind deshalb räumliche und zeitliche Dynamik der simulier-ten TN-Konzentrationen in Abb. 2-24 wiedergegeben.

TN - Mittelwerte 2000-2004Oberh. Brandenburg

TrebelseeKetzin

Kleiner Zernsee mg/lWerder 7.0

Baumgartenbrücke 6.0Templiner See Nord 5.0P. Humboldtbrücke 4.0Teltowk. Mündung 3.0

Jungfernsee 2.0Krughorn 1.0

Pichelsdorf 0.0Jan Feb Mar Apr May Jun Jul Aug Sep Oct Nov Dec

Abb. 2-24 Mit TraM simulierter mittlerer Jahresgang der TN-Konzentration für mehrere, in Fließrich-tung angeordnete Gewässerabschnitte der Strecke Spandau – Potsdam – Caputh – Ketzin – Brandenburg (von unten nach oben; Teltowkanal als seitl. Einmündung). Zeitraum der Auswertung: 2000–2004

Die quantitative Bedeutung der Stickstoffretention in der Unteren Havel lässt sich erfassen, wenn man die an den Gütemessstellen beobachteten TN-Konzentrationen mit Erwar-tungswerten vergleicht, die sich einstellen würden, wenn der aus externen Quellen eingetra-


55

gene Stickstoff keinem gewässerinternen Rückhalt unterliegen würde. Ein solcher Vergleich lässt sich einfach durchführen, indem die TN-Konzentrationen einmal unter Verwendung der kalibrierten Parameter (Abschnitt 2.4.2) und einmal unter Annahme fehlender Umsätze (konservativer Fall) simuliert werden.

0.E+00

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mm

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] Simuliert, konservativ

Simulation, kalibriertes Modell

Beobachtet (100% diffuse Quellen)

Beobachtet (100% Punktquellen)

Abb. 2-25 Simulierte Frachtsummen für Gesamtstickstoff (Gütemessstelle HV_0200, oberhalb Stadt Brandenburg) mit und ohne Berücksichtigung der gewässerinternen N-Retention. Zum Vergleich sind aus Messwerten berechneten Frachtsummen angegeben, wobei diese einmal so berechnet wurden, als stamme der Stickstoff ausschließlich aus diffusen Quellen und einmal so, als stamme er nur aus Punktquellen.

Aus den mit dem kalibrierten bzw. konservativen Modell simulierten Frachtsummen (Abb. 2-25) kann geschlossen werden, dass im Mittel etwas mehr als 30 % des Ge-samtstickstoffs, der über Obere Havel, Spree, Teltowkanal und Nuthe in die Untere Havel eingetragen wird, während des Transportes im Gewässer bis zur Gütemessstelle Branden-burg zurückgehalten bzw. eliminiert wird. Berücksichtigt man, dass in der Berechnung klei-nere Emissionsquellen sowie eine mögliche N-Fixierung durch Cyanobakterien nicht ent-halten sind, dann ist von einer noch höheren Retentionsleistung bezogen auf die externen Stickstoffeinträge auszugehen. Eine vorläufige Bewertungsskala für die Gesamtstickstoff-Konzentration wurde durch Teilprojekt 1 aus der Skala für Gesamtphosphat (Tab. 2-9) unter Ansetzung eines N:P-Verhältnisses von 14.5:1 (Massenverhältnis) abgeleitet (Tab. 2-12).

Tab. 2-12 Durch Teilprojekt 1 abgeleitete Skala zur Bewertung der Gesamtstickstoff-Konzentration der Havel im Bereich der Stauhaltung Brandenburg (J. SCHÖNFELDER pers. Mitt). Zustandsklasse sehr gut gut mäßig unbefried. schlecht TN [mg/l] < 1.40 1.40 – 2.49 2.49 – 4.42 4.42 – 7.79 > 7.79


56

Dieses Massenverhältnis ist etwa doppelt so hoch, wie das typischerweise im Phytoplank-ton zu beobachtende stöchiometrische N:P-Verhältnis von 16:1, wenn weder eine P- noch N-Limitation herrscht (Redfield-Verhältnis; LAMPERT & SOMMER 1993). Die Klassifikation für den Parameter TN stellt somit scheinbar einen weniger strengeren Maßstab dar, als der für TP verwendete (Tab. 2-9). Nach J. SCHÖNFELDER (pers. Mitt.) relativiert sich der ver-meintliche Überschuss von Stickstoff gegenüber Phosphat jedoch, wenn man berücksich-tigt, dass häufig etwa 50% des TN als NO3

- vorliegen und Nitratstickstoff nur in geringem Maße durch das Phytoplanktons verwertet wird (Ammonium-Präferenz). Eine Anwendung der Bewertungsskala aus Tab. 2-12 zeigt Abb. 2-26.

Szen. a2

Szen. d1

Abb. 2-26 Güteklassifizierung der Gewässerabschnitte der Stauhaltung Brandenburg anhand simulier-ter TN-Konzentrationen (Mediane 2003–2015) für die Szenarios a2 und d1 entsprechend Tab. 2-12 (grün: guter Zustand, gelb: mäßiger Zustand, orange: unbefriedigend).

In Abb. 2-26 wird, wie in Tab. 2-11 und Abb. 2-24, die besondere Bedeutung des Teltow-kanals für die Stickstoffzufuhr in die Gewässer der Unteren Havel deutlich. Von der erhöh-


57

ten Stickstoffbelastung sind insbesondere die Seen der Potsdamer Havel betroffen. Eine Einordnung aller simulierten Bewirtschaftungsszenarios entsprechend der Bewertungsskala nach Tab. 2-12 enthält Tab. 2-13.

Tab. 2-13 Mit dem Modell TraM berechnete Medianwerte der TN-Konzentration [mg/l] für den Zeitraum 2003–2015 und ausgewählte Gewässerabschnitte (Werte aus Tab. 2-11). Die farbliche Unter-legung ergibt sich aus Tab. 2-12.

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rg

a1 2.01 1.87 1.80 4.91 2.84 2.35 2.05 1.96 1.80 1.68 1.65 1.58a2 2.00 1.87 1.80 4.92 2.84 2.32 2.03 1.94 1.78 1.66 1.64 1.57b1 1.99 1.86 1.79 4.92 2.84 2.30 2.02 1.93 1.77 1.66 1.64 1.56b2 1.98 1.86 1.78 4.92 2.83 2.29 2.01 1.92 1.77 1.65 1.63 1.56c1 2.00 1.87 1.80 4.92 2.84 2.32 2.03 1.94 1.78 1.66 1.64 1.57

c2.2 1.90 1.80 1.73 4.92 2.79 2.21 1.95 1.87 1.72 1.60 1.58 1.51 Skalac2.3 1.84 1.73 1.67 4.91 2.75 2.08 1.84 1.76 1.62 1.52 1.50 1.42 sehr gutc3.2 2.00 1.87 1.80 4.91 2.84 2.32 2.03 1.94 1.78 1.66 1.64 1.57 gutc3.1 2.00 1.87 1.80 4.92 2.84 2.32 2.03 1.94 1.78 1.66 1.64 1.57 mäßigd1 1.84 1.73 1.67 4.91 2.75 2.08 1.84 1.75 1.62 1.52 1.50 1.42 unbefried.e1 1.98 1.86 1.78 4.92 2.83 2.29 2.01 1.92 1.77 1.65 1.63 1.55 schlecht

2.6.2.3 Weitergehende Einschätzung der Ergebnisse der Modellrechnungen für ein Management der Wassergüte der Havel

Die Ausrichtung des Verbundprojektes an den Vorgaben der Wasserrahmenrichtlinie erfor-dert die primäre Bewertung der Simulationsergebnisse an den durch Teilprojekt 1 entwi-ckelten Bewertungsskalen für die Gesamtphosphor- und Gesamtstickstoff-Konzentratio-nen. Diese Bewertungsskalen bieten zwar den großen Vorteil einer plausiblen und mit der Methodik der WRRL konformen Herleitung, sie besitzen jedoch den Nachteil, dass sie praktisch nur auf Jahresmittelwerte der Nährstoffkonzentrationen angewendet werden können. Die zeitliche Variabilität der Konzentrationen, die für den ökologischen Zustand von Gewässern große Bedeutung haben kann, wird durch die Bewertungsmaßstäbe nicht berücksichtigt. Im Hinblick auf ein Wassergütemanagement für die Untere Havel sollen deshalb aus den an den Gütemessstellen beobachteten Konzentrationen und den Ergebnissen der Modellie-rung einige weitergehende Schlüsse gezogen werden: – Messwerte sowie die Ergebnisse der Modellkalibrierung (2.4.1) machen deutlich, dass

die Phosphorkonzentration im untersuchten Abschnitt der Unteren Havel in der zwei-ten Jahreshälfte in entscheidender Weise durch die Phosphatremobilisierung aus den Sedimenten beeinflusst wird. Das hierdurch verursachte Konzentrationsniveau schließt eine Phosphorlimitation der Primärproduktion in dieser Phase des Jahres praktisch aus.


58

Die Höhe der in den Sedimenten gespeicherten Phosphatreserve (vgl. Ergebnisse des Teilprojekts 7) legt nahe, dass noch über viele Jahre mit bedeutenden Rücklösungsraten gerechnet werden muss. Anstrengungen zur Verminderung der P-Immissionen werden hierdurch überlagert. Eine ganzjährige Limitation der Planktonentwicklung durch Phosphor erscheint daher nur langfristig erreichbar.

– Dagegen ist die Phosphorkonzentration in der ersten Jahreshälfte weitgehend durch die externen Einträge kontrolliert. Daraus ergäbe sich grundsätzlich die Option einer Steu-erung der Phosphatkonzentrationen vor dem Einsetzen der sommerlichen Rücklösung durch eine Senkung der Immissionen. Nach Untersuchungen von KÖHLER & HOEG

(2000) am Müggelsee können gerade die Startkonzentrationen im Frühjahr ausschlag-gebend für die weitere saisonale Entwicklung des Phytoplanktons sein.

– Aus der Tatsache, dass mittelfristig eine Steuerung der P-Konzentrationen in der zwei-ten Jahreshälfte nicht möglich ist, ergibt sich die Frage, ob stattdessen eine stabile Stick-stofflimitation der Primärproduktion erreicht werden kann. Die Konzentrationen ge-lösten anorganischen Stickstoffs (DIN) gehen im Sommer stark zurück. So wurden etwa an der Gütemessstelle Ketzin in den Sommern 1994–2002 sechzehn Beobach-tungswerte unterhalb von 100 µg/l und 13 Werte kleiner 80 µg/l DIN registriert. Das mittlere TN:TP-Verhältnis (Massenquotient) lag im Zeitraum 1994–2002 an den Mess-stellen der Potsdamer Havel von Mai – Dezember unter 20 und in den Monaten August – Oktober wurden an den Messstellen unterhalb des Schwielowsees Quotienten < 5 re-gistriert. Diese Werte sind zwar massiv durch die starke Phosphatrücklösung beein-flusst, belegen aber dennoch die Tendenz einer relativen Stickstoffknappheit gegenüber Phosphat. Die mittels paläolimnologischen Untersuchungen durch Teilprojekt 1 (SCHÖNFELDER, 2004) rekonstruierten TN-Verhältnisse geben ebenfalls Hinweise auf sommerliche, stickstofflimitierte Phasen während zurückliegender Jahrhunderte.

– Vor diesem Hintergrund erscheint es sinnvoll, weitergehende Anstrengungen zur Ver-minderung der Stickstoffeinträge in die Untere Havel zu verfolgen. Insbesondere die hohen Stickstoffkonzentrationen im Teltowkanal bedürfen einer weiteren Reduzierung, um die Seenkette der Potsdamer Havelseen zu entlasten. Wie bereits erwähnt, könnte eine deutliche Verminderung der Konzentrationen im Frühjahr die Planktonentwick-lung u.U. nachhaltiger beeinflussen, als eine ganzjährige, vergleichsweise schwächere Konzentrationsminderung. Eine alleinige Fokussierung auf eine Verminderung der Stickstoffkonzentrationen ohne eine parallele Senkung der Phosphatemissionen er-scheint aber nicht sinnvoll, da stickstoff-fixierende Cyanobakterien hiervon profitieren könnten.

– Die Ergebnisse der Szenariorechnungen zeigen, dass die zukünftige Entwicklung der Nährstoffkonzentrationen im Bereich des untersuchten Havelabschnitts in bedeuten-dem Maße von einer Senkung der Einträge aus dem Spreegebiet abhängt. Wie eine Studien im Auftrag des Landesumweltamtes Brandenburg (LUA 2002) zeigt, sind hier-bei die Länder Berlin und Brandenburg gleichermaßen gefordert. Emissonsminderun-gen in den Einzugsgebieten von Oberer Havel, Nuthe und den kleineren Zuflüssen al-


59

lein sind nicht ausreichend um die Ziele der Wasserrahmenrichtlinie oder eines geziel-ten Trophie-Managements zu erreichen.

2.6.3 In den Modellrechnungen enthaltene Unsicherheiten

Wie bei jeder Anwendung eines Modells, so sind auch die im Abschnitt 2.6.2 präsentierten Simulationsergebnisse mit Unsicherheiten behaftet. Die Unsicherheiten resultieren dabei zum einen aus der stark vereinfachten Abbildung des natürlichen Systems im Modell TraM. Zum anderen sind die Randbedingungen, mit denen das Modell betrieben wird, selbst mit Unsicherheiten behaftet, da es sich gleichfalls um Simulationsergebnisse anderer Modelle handelt. Die mit den einzelnen Bewirtschaftungsszenarios (Tab. 2-8) verbundenen Annah-men – etwa hinsichtlich zukünftiger Flächennutzungen oder Abwasser-Behandlungstech-niken – stellen in diesem Sinne keine Unsicherheiten dar. Hierbei handelt es sich ganz be-wusst um Annahmen und nicht um Prognosen.

2.6.3.1 Unsicherheiten bezüglich Modellstruktur und Parametrisierung

Wie im Abschnitt 1.2.1 beschrieben, wird das reale Gewässernetz im Modell TraM als ein gekoppeltes System aus plug-flow Elementen und voll durchmischten Reaktoren beschrie-ben. Die Charakteristik der Havelgewässer bringt es mit sich, dass eine objektive Zuord-nung eines Wasserkörpers zu einem der beiden Grundelemente nicht immer zweifelsfrei möglich ist. So ist im Falle gestreckter Flussseen weder mit einer vollständigen Dominanz advektiven Transports noch mit einer vollständigen Durchmischung zu rechnen. Die Be-rücksichtigung von Dispersionseffekten bei der Berechnung des Stofftransports in plug-flow Elementen wäre eine naheliegende Abhilfe. Jedoch ist zu bedenken, dass dem Modell hierdurch weitere Parameter hinzugefügt würden, die ebenfalls nur mit großen Unsicher-heiten bestimmt werden könnten. Es ist davon auszugehen, dass im realen System die tur-bulente Durchmischung nicht allein eine Funktion von Durchfluss, Wasserstand und Ge-wässergeometrie ist, sondern Wind und Schiffsverkehr ebenfalls großen Einfluss haben. Da es sich bei der Mehrzahl der Havelseen im Bereich der Stauhaltung Brandenburg um Flachseen mit großer Wasseroberfläche handelt, ist die Annahme einer vollständigen Durchmischung des Wasserkörpers nahe liegend und vielfach zutreffend. Dennoch ist zu vermuten, dass einige der Seen (vgl. etwa Geometrie und Anbindung des Schwielowsees in Abb. 3-1) in horizontaler Richtung keinen permanent homogen durchmischten Wasserkör-per aufweisen. Eine Differenzierung in eine vollständig durchmischte Zone im Bereich des Zu- und Abflusses sowie eine oder mehrere „Totzonen“ wäre mit dem Modell TraM leicht zu realisieren. Die notwendigen Parameter (Flussraten zwischen den Zonen) sind jedoch kaum bestimmbar und zeitlich hoch variabel (z.B. durch Windeinwirkung), so dass sich die Sicherheit der Modellergebnisse praktisch nicht erhöhen ließe. Wie in den Abschnitten 1.3.1 bzw. 2.3 beschrieben, dienen die mit dem hydrodynamischen Modell simulierten Ganglinien von Wasserstand und Durchfluss als Grundlage bei der Be-rechnung des Stofftransports im betrachteten Gewässernetz. Alle Ungenauigkeiten, die in den Ergebnissen der hydrodynamischen Modellierung enthalten sind, pflanzen sich in den


60

Berechnungen des Stofftransports fort. Von besonderer Bedeutung sind im Fall des unter-suchten, vermaschten Gewässersystems Ungenauigkeiten in der berechneten Abflussauftei-lung auf parallele Fließwege. Solche Aufteilungen treten an der Mündung des Teltowkanals (Abfluss über den Griebnitzsee bzw. den Griebnitzkanal), im Jungfernsee (Abfluss zur Potsdamer Havel und in den Sacrow-Paretzer-Kanal) und im Bereich der Wublitz (Quer-verbindung zwischen Zernsee und Schlänitzsee) auf. Eine zuverlässige Kontrolle der mit HEC-RAS berechneten Aufteilung war nur im erstgenannten Fall möglich, da sich im Griebnitzkanal eine Ultraschall-Messstelle des Berliner Senats befindet. Die besonders be-deutende Aufteilung des Abflusses auf Potsdamer Havel und Sacrow-Paretzer-Kanal konn-te nur mit einer auf wenigen ADCP-Messungen beruhenden Aufteilungsformel des WSA Brandenburg verglichen werden. Es ergaben sich im Mittel nur geringe Abweichungen zwi-schen Modell und empirischer Aufteilungsformel. Die Unsicherheiten der mit HEC-RAS simulierten Wasserstands- und Durchfluss-Ganglinien nehmen im Hoch- und Niedrigwas-serbereich zu. Im Fall des Hochwassers ist dies auf die lückenhaften Informationen über Querprofile und Rauhigkeitsverhalten im Ausuferungsbereich zurückzuführen. Im Nied-rigwasserfall ist aufgrund des sehr geringen Wasserspiegelgefälles die Verwendung von Wasserstandsganglinien mit Zentimeter-Auflösung als untere Randbedingung bereits kri-tisch. Ein besonderes Problem ergibt sich bei Umkehr der Fließrichtung in einem Gewässerab-schnitt. Wie in 1.2.5 beschrieben, kann eine solche Situation mit dem Modell TraM – von Ausnahmen abgesehen – nicht abgebildet werden. Pragmatisch wird in der aktuellen Versi-on des Modells ein sehr geringer Durchfluss mit positivem Vorzeichen angenommen, wenn der vom hydrodynamischen Modell ermittelte Durchfluss negativ ist. Die Auswirkungen auf die räumliche Verteilung der Stofffrachten sind gering, da, wenn negative Durchflüsse auftreten, diese im Allgemeinen von geringem Betrag sind. Größere Fehler können sich jedoch bei den simulierten Konzentrationen ergeben, da diese vom Modell als Quotient von Stofffracht und (dem vorgegebenen sehr geringen) Durchfluss berechnet werden. Die vermutlich bedeutendsten Unsicherheiten ergeben sich aus der Tatsache, dass die ge-wässerinternen Stoffumsätze in der beschriebenen Anwendung des Modells TraM nicht prozessbasiert, sondern über empirische Ansätze abgebildet wurden (vgl. 2.4). So wurde die Wirkung unterschiedlicher, im natürlichen System ablaufender Prozesse (z.B. Sedimentation und Denitrifikation / Rücklösung) durch effektive Summenparameter beschrieben, die im Zuge der Modellkalibrierung ermittelt wurden. Zudem wurde die zeitliche Invarianz dieser Parameter unterstellt. Die großen Unsicherheiten die sich hieraus gerade für Langfrist-Simulationen mit veränderten Randbedingungen ergeben, sind offensichtlich. Eine stärker prozessbasierte Beschreibung der Nährstoffretention wäre grundsätzlich mög-lich und die relevanten Prozessgleichungen sind in komplexen Wassergütemodellen wie etwa WASP (US-EPA) selbstverständlich implementiert. Allerdings erfordert die Anwen-dung dieser Modelle die Kenntnis einer hohen Anzahl von Parametern, die – allein schon aufgrund der Größe und Heterogenität des untersuchten Gewässersystems – kaum zuver-lässig bestimmt werden könnten. Eine Verminderung der Unsicherheiten durch eine detail-


61

lierter Beschreibung der Prozesse wäre folglich nur bedingt möglich, da viele Parameter durch räumliche und zeitliche Mittelwerte oder Stichproben abgeschätzt werden müssten.

2.6.3.2 Unsicherheiten bezüglich der Randbedingungen

Unsicherheiten sind grundsätzlich sowohl in den Durchfluss- als auch in den Stofffracht-Randbedingungen enthalten, mit denen das Modell TraM betrieben wird. Die Wasser- und Stoffeinträge aus den Einzugsgebieten von Oberer Havel, Nuthe, Havelkanal, Emster und dem Eigeneinzugsgebiet wurden durch andere Teilprojekte mit den Einzugsgebietsmodel-len SWIM und ArcEgmo-Urban berechnet (siehe 2.2.3). Die in den Ausgaben der genann-ten Modelle enthaltenen Fehler pflanzen sich in den Ergebnissen des Modells TraM unmit-telbar fort. Von noch größerer Bedeutung sind jedoch die Unsicherheiten, mit denen die angesetzten Wasser- und Stoffeinträge über die Zuflüsse Spree und Teltowkanal behaftet sind. Es sei in diesem Zusammenhang auf die sehr vereinfachten Annahmen zur Durch-flussentwicklung der Spree (2.2.1) sowie die Schätzung zukünftiger Stofffrachten aus beo-bachteten Fracht-Durchfluss-Relationen des Zeitraums 1995/1998–2002 (2.2.2) verwiesen. Als weitere Unsicherheitsfaktoren können die Höhe atmosphärischer Nährstoffdepositio-nen sowie kleinere, unbekannte, im Modell gar nicht berücksichtigte Direkteinleitungen angeführt werden.

2.6.4 Auswirkungen wasserwirtschaftlicher Handlungsoptionen auf der Ebene der Teileinzugsgebiete

Die vergleichende Darstellung der Simulationsergebnisse im Abschnitt 2.6.2 zeigt, dass die wasserwirtschaftlichen Handlungsoptionen, wie sie für die Teileinzugsgebiete Nuthe und Obere Havel untersucht wurden (2.2.4.1, 2.2.4.2) nur einen sehr geringen Einfluss auf die Nährstoffkonzentrationen der Unteren Havel ausüben (siehe Szenario c3.1 und c3.2 in Abb. 2-19 und Abb. 2-23). Der Effekt einer innerjährlichen Vergleichmäßigung des Ab-flussgeschehens fällt jedoch auch deshalb so gering aus, weil die Nährstoffkonzentrationen der Unteren Havel neben den Wasser- und Stoffeinträgen aus Oberer Havel und Nuthe in entscheidender Weise durch weitere Zuflüsse – insbesondere Spree und Teltowkanal – ge-prägt werden. Aus diesem Grund erschien es sinnvoll, die Auswirkungen der in 2.2.4.1 und 2.2.4.2 beschriebenen Handlungsoptionen auch auf die Abflüsse und Nährstoffemissionen der Einzugsgebiete selbst, und damit frei von Vermischungseffekten, zu betrachten. Gemeinsam ist den beiden Handlungsoptionen, dass sich die von ihnen ausgehende Wir-kung auf wenige Phasen innerhalb des betrachteten Zeitfensters 2003–2015 beschränkt. Dies sind Phasen niedriger Durchflüsse während der Sommermonate, die jedoch nicht in jedem Jahr so ausgeprägt sind, dass sie eine Niedrigwasseraufhöhung erfordern. Um die Wirkung der Handlungsoptionen korrekt einschätzen zu können, ist es daher not-wendig, gezielt solche Zeitpunkte auszuwerten, zu denen die Maßnahmen ihre Wirkung entfalten (vgl. Abb. 2-10 und Abb. 2-12). Eine Betrachtung mittlerer Effekte für den Ge-samtzeitraum ist dennoch aufschlussreich, wenn die generelle Wirkung der Handlungsopti-onen erfasst werden soll.


62

2.6.4.1 Bewirtschaftung des Grundwasserspeichers durch Wehrstau

Abb. 2-27 stellt die Auswirkungen einer intensivierten Bewirtschaftung von Wehren im Einzugsgebiet der Nuthe auf die Monatsmittelwerte der Phosphorkonzentration über ei-nen Zeitraum von zwei Jahren dar. Es ist zu entnehmen, dass eine geringe Verminderung der mittleren Phosphorkonzentration im Abfluss der Nuthe erreichbar wäre, wenn in den Aquiferen gespeichertes Wasser zur Aufhöhung niedriger Durchflüsse im Sommer und Herbst eingesetzt würde. Es wird aber ebenfalls deutlich, dass der Effekt auf einige wenige Monate beschränkt bleibt. Dem steht die Notwendigkeit einer permanenten Bewirtschaf-tung des Grundwasserspeichers gegenüber, um die Verfügbarkeit von Zuschusswasser zum Zeitpunkt des Bedarfs zu sichern.

0.00

0.05

0.10

0.15

0.20

0.25

0.30

0.35

0.40

01/2

013

04/2

013

07/2

013

10/2

013

01/2

014

04/2

014

07/2

014

10/2

014

01/2

015

04/2

015

07/2

015

10/2

015

Monat/Jahr

Mon

atsm

ittel

TP

[mg/

l]

ohne Stau mit Stau

Abb. 2-27 Monatsmittelwerte der Gesamtphosphor-Konzentration im Abfluss des Einzugsgebiets der Nuthe ohne (Szenario a2) und mit (Szenario c3.1) innerjährliche Vergleichmäßigung des Abflusses durch eine intensivierte Bewirtschaftung des Grundwasserspeichers mittels Wehren gemäß Abschnitt 2.2.4.2

Die über den gesamten Betrachtungszeitraum gemittelten Effekte der Handlungsoption können Tabelle Tab. 2-14 und Abb. 2-28 entnommen werden. Sie fallen aufgrund der zeit-lich beschränkten Wirkung der Maßnahmen (2.2.4.2) erwartungsgemäß gering aus.

Tab. 2-14 Mittlere monatliche MQ der Nuthe [m³/s] ohne zusätzliche Bewirtschaftung des Grund-wasserspeichers (Simulationsergebnisse des Modells SWIM für das Szenario a2) und das Szenario c3.2 (zusätzliche Wehrbewirtschaftung mit dem Ziel einer Niedrigwasseraufhöhung gemäß Abschnitt 2.2.4.2) Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez a2 9.00 9.37 9.97 9.23 8.35 9.31 7.96 6.61 6.72 5.28 7.08 8.50 c3.1 8.88 9.30 9.89 9.20 8.33 9.32 7.99 6.77 6.80 5.40 7.07 8.43


63

Die Diagramme in Abb. 2-28 zeigen die unterschiedliche Wirkung der Handlungsoption auf die Konzentrationen der Nährstoffe Phosphor und Stickstoff auf. Während im Falle des Phosphats mit der Aufhöhung niedriger Durchflüsse in den Sommermonaten eine Verringerung der Konzentrationen verbunden ist, wurde für Stickstoff ein Anstieg der mittleren Konzentration von maximal bis ca. 70 µg/l berechnet. Die Ursache hierfür ist in der unterschiedlichen jahreszeitlichen Dynamik der P- und N-Konzentrationen im Gewäs-ser zu suchen, die aus Abb. 2-28 ebenfalls deutlich wird. Während der Phase des Abfluss-rückhalts in den Winter- und Frühjahrsmonaten sind die Phosphatkonzentrationen relativ gering, weshalb vergleichsweise schwach belastetes Wasser im Einzugsgebiet gespeichert wird. Setzt man das zurückgehaltene Wasser in sommerlichen Trockenphasen zur Durch-flussaufhöhung ein, kommt es zu einem Verdünnungseffekt.

0.00.20.40.60.81.01.21.41.61.82.0

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12Monat

TN [m

g/l]

ohne Stau mit Stau

0.000.020.040.060.080.100.120.140.160.180.20

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12Monat

TP [m

g/l]

ohne Stau mit Stau

Abb. 2-28 Berechnete Monatsmittel der Konzentrationen von Gesamtstickstoff (links) und Gesamtphos-phor (rechts) für die Mündung des Einzugsgebiets Nuthe ohne (Szenario a2) und mit (Szenario c3.1) in-nerjährliche Vergleichmäßigung des Abflusses durch eine zusätzliche Staubewirtschaftung von Wehren (Ab-schnitt 2.2.4.2).

Im Falle des Stickstoffs gilt das Gegenteil. Durch einen verstärkten Einstau während der Wintermonate wird vergleichsweise hoch konzentriertes Wasser zurückgehalten. Die Ab-gabe dieses Wassers in Zeiten geringer sommerlicher Durchflüsse steigert der Berechnung nach die N-Konzentrationen der Nuthe in geringem Maße. Unter realen Bedingungen ist jedoch davon auszugehen, dass während der Sommermonate leicht erhöhte Stickstoffkon-zentrationen durch gewässerinterne Retentionseffekte (vgl. 2.4.2) ausgeglichen werden können. Als Grundlage für eine quantitative Bewertung der Handlungsoption wurden in Tab. 2-15 die berechneten Abweichungen der Tageswerte von TP- und TN-Konzentration und Durchfluss zwischen dem Szenario c3.1 (intensivierte Bewirtschaftung des Grundwasser-speichers durch Wehre) und Szenario a2 (ohne diese Handlungsoption) in Form von Quan-tilen dargestellt. Aus Tab. 2-15 kann beispielsweise entnommen werden, dass eine Verdün-nung der Phosphatkonzentration in der Nuthe um mehr als 15 µg/l durch die Anwendung der Handlungsoption nur an 1% der Tage eintreten würde (Zelle B1). An 75% der Tage bleibt die Konzentration unverändert oder steigt leicht an (Zelle B4). Weiterhin ist


64

Tab. 2-15 zu entnehmen, dass an 5% der Tage mit einer um mehr als 180 µg/l erhöhten N-Konzentration zu rechnen wäre, wenn diese nicht durch eine erhöhte Retention im Ge-wässer ausgeglichen würde (Zelle C8).

Tab. 2-15 Differenzen der Tagswerte von TP-Konzentration, TN-Konzentration und Abfluss zwi-schen dem Szenario c3.1 (intensivierte Bewirtschaftung des Grundwasserspeichers) und dem Szenario a2 (ohne diese Handlungsoption) in Form von Quantilen. Zugrunde liegt die gesamte Reihe 2003–2015. Negative Quantile zeigen eine Verminderung von Konzentration bzw. Abfluss aufgrund der Anwendung der Handlungsoption an. A B C D α-Wert

des Quantils

Differenz der Tageswerte der TP-Konzentration [mg/l] mit und ohne intensivierte GW-Bewirtschaftung

Differenz der Tageswerte der TN-Konzentration [mg/l] mit und ohne intensivierte GW-Bewirtschaftung

Differenz der Tages-werte des Abflusses [m³/s] mit und ohne intensivierte GW-Bewirtschaftung

1 0.01 -0.0152 -0.0098 -0.85

2 0.05 -0.0076 -0.0001 -0.29

3 0.10 -0.0024 -0.0001 -0.16

4 0.25 0.0000 0.0000 -0.07

5 0.50 0.0000 0.0000 -0.03

6 0.75 0.0000 0.0001 -0.01

7 0.90 0.0001 0.0782 0.27

8 0.95 0.0009 0.1798 0.44

9 0.99 0.0079 0.4429 1.09

2.6.4.2 Speicherbewirtschaftung von Seen

Ein ähnliches Bild wie im Abschnitt 2.6.4.1 ergibt sich, wenn die Auswirkungen einer ver-stärkten Bewirtschaftung von Seen im Einzugsgebiet der Oberen Havel zum Zwecke der Niedrigwasseraufhöhung (2.2.4.1) betrachtet werden. Abb. 2-29 zeigt den Effekt der Hand-lungsoption für einen Ausschnitt des Betrachtungszeitraums 2003–2015. Darin wird deut-lich, dass durch die Abgabe gespeicherten Wassers (vgl. hierzu Abb. 2-10) spürbare Minde-rungen der Phosphatkonzentration zunächst durchaus möglich erscheinen.


65

0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

0.10

0.12

0.14

0.16

0.18

0.20

01/2

013

04/2

013

07/2

013

10/2

013

01/2

014

04/2

014

07/2

014

10/2

014

01/2

015

04/2

015

07/2

015

10/2

015

Monat/Jahr

Mon

atsm

ittel

TP

[mg/

l]

ohne Stau mit Stau

Abb. 2-29 Monatsmittelwerte der Gesamtphosphor-Konzentration im Abfluss des Einzugsgebiets der Oberen Havel ohne (Szenario a2) und mit (Szenario c3.1) innerjährliche Vergleichmäßigung des Abflus-ses durch eine Staubewirtschaftung von Seen gemäß Abschnitt 2.2.4.1 für das Zeitfenster 2013–2015

Die Auswirkungen auf Monatsmittelwerte von Durchfluss, TP- und TN-Konzentration können Tab. 2-16 und Abb. 2-30 entnommen werden.

Tab. 2-16 Mittlere monatliche Abflüsse aus dem Einzugsgebiet der Oberen Havel [m³/s] ohne zusätz-liche Seenbewirtschaftung (Simulationsergebnisse des Modells SWIM für Szenario a2) und das Szenario c3.2 (Staubewirtschaftung von Seen gemäß Abschnitt 2.2.4.1) Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez a2 20.95 22.51 24.33 20.72 17.83 19.87 15.61 13.30 14.18 11.80 14.97 18.55c3.1 20.67 22.41 23.98 20.57 17.85 19.75 15.77 13.40 14.27 12.15 14.99 18.53 Nach den Modellrechnungen führt auch die Option einer Staubewirtschaftung von Seen zu einem leichten Anstieg der Stickstoffkonzentrationen während der Sommermonate, da das im Winter und Frühjahr zurückgehaltene Wasser vergleichsweise hohe Stickstoffkonzentra-tionen aufweist (Abb. 2-30). Auch hier ist davon auszugehen, dass die leicht erhöhte N-Belastung im Sommer durch gewässerinterne Retentionseffekte teilweise kompensiert wür-de.


66

0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

1.2

1.4

1.6

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12Monat

TN [m

g/l]

ohne Stau mit Stau

0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

0.10

0.12

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12Monat

TP [m

g/l]

ohne Stau mit Stau

Abb. 2-30 Berechnete Konzentrationen von Gesamtstickstoff (links) und Gesamtphosphor (rechts) im Abfluss des Einzugsgebiets der Oberen Havel ohne (Szenario a2) und mit (Szenario c3.1) innerjährliche Vergleichmäßigung des Abflusses durch zusätzliche Staubewirtschaftung von Seen (Abschnitt 2.2.4.1)

Dagegen muss im Falle des Phosphats damit gerechnet werden, dass die in Abb. 2-29 und Abb. 2-30 sichtbaren, leichten Verdünnungseffekte im Sommer und Herbst in der Realität nicht zu beobachten wären. Ursache hierfür ist die in zahlreichen Seen auftretende Phos-phatrücklösung aus dem Sediment. Diese führt gerade in den Sommermonaten zu erhöh-ten P-Konzentrationen des Seewassers (vgl. 2.4.1). Eine verstärkte Wasserabgabe aus den Seen während dieser Jahreszeit würde deshalb eine höhere Phosphatbelastung der nachfol-genden Gewässer bewirken (KNEIS 2002). Da der hier verwendete Ansatz (2.2.4.1) nur die bewirtschaftete Speicherlamelle, nicht jedoch den gesamten Wasserkörper der bewirtschaf-teten Seen einbezieht, können solche Effekte nicht wiedergegeben werden. Zusammenfassend lässt sich feststellen, dass sich die in den Seen (2.6.4.2) bzw. im Aquifer (2.6.4.1) speicherbaren Wassermengen zwar für einen Ausgleich von Minima des Abflusses sinnvoll einsetzen lassen, länger andauernde Niedrigwasserphasen jedoch nur mit relativ geringen Zuschusswassermengen gestützt bzw. gar nicht überbrückt werden können (siehe z.B. Abb. 2-10). Während eine leichte Verdünnung erhöhter Phosphatkonzentrationen durch die Abgabe von Zuschusswasser aus dem Aquiferspeicher möglich erscheint, ist im Falle des Stickstoffs eher mit einer leicht gesteigerten Belastung zu rechnen. Die Effektivität einer erhöhten Wasserabgabe aus Seen während der Sommermonate mit dem Ziel, die Phosphatkonzent-rationen unterhalb gelegener Gewässer zu verdünnen, erscheint zweifelhaft, sofern die Seen selbst erhöhte Trophiegrade aufweisen. Weiterhin ist zu bedenken, dass ein Großteil des Einzugsgebiets keine für eine Staubewirtschaftung nutzbaren Seen aufweist. In jedem Falle steht einer auf relativ kurze Zeitfenster beschränkten Verbesserung der Wassergüte (Abb. 2-27, Abb. 2-29) die Notwendigkeit einer permanenten Bewirtschaftung der genutzten Seen bzw. Aquifere gegenüber.


67

Kapitel 3 Für eine Nachauswertung bereitgestellte Simulationsergebnisse des Modells TraM

3.1 In Tabellenform aggregierte Statistiken aller Simulationen

3.1.1 Möglichkeiten der Auswertung

Um Analysen und Vergleiche aller simulierten Szenarios zu erleichtern, wurden die Model-lierungsergebnisse in einem Postprocessing-Schritt ausgewertet (1.4.2). Dabei wurden für repräsentativ ausgewählte Gewässerabschnitte statistische Kenngrößen der TP- und TN-Konzentration für folgende Zeitperioden ermittelt: – die gesamte Simulationszeit (01.01.2003–31.12.2015) – jedes einzelne Jahr der Simulationszeit (2003, 2004, …, 2015) – gleiche Monate innerhalb der Simulationszeit (z.B. mittlere August-Konzentration im

Zeitraum 2003-2015) Die berechneten Kenngrößen umfassen Mittelwert, Varianz, Minimum, Maximum und die gebräuchlichen Quantile (0.1-, 0.25-, 0.5- (Median), 0.75- und 0.9-Quantil). Die statistischen Kennwerte für alle simulierten Szenarios (Tab. 2-8 im Abschnitt 2.6.1) wurden in zwei Statistik-Tabellen zusammengefasst. Eine Tabelle bezieht sich auf den Pa-rameter TP, die andere auf den Parameter TN. Beide Tabellen sind für die weitere Bearbei-tung mit MS-EXCEL vorgesehen. Die verwendeten Spaltenüberschriften sind selbsterklä-rend (siehe aber auch Beispiele im Abschnitt 3.1.2). Die zur Benennung der einzelnen Bewirtschaftungsszenarios verwendeten Abkürzungen sind in Tab. 2-8 aufgeführt. Die räumliche Lage derjenigen Gewässerabschnitte der Stauhaltung Brandenburg, für die eine statistische Auswertung vorgenommen wurde, ist Abb. 3-1 zu entnehmen. Für die überwiegende Zahl der mit dem Modell TraM simulierten Bewirtschaftungsszena-rios sind die berechneten statistischen Kennwerte der TP- und TN-Konzentrationen zu-sätzlich in einem GIS-Projekt verfügbar (Abschnitt 3.2).


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Abb. 3-1 Lage der Gewässerabschnitte der Stauhaltung Brandenburg, für die eine statistische Aus-wertung von simulierten Zeitreihen der TP- und TN-Konzentration für alle Bewirtschaftungsszenarios vorgenommen wurde (Rote Beschriftung). Die Namensgebung folgt dem Muster „Gewässername % Ab-schnittsname“.


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3.1.2 Anwendung von Autofiltern zur Auswertung unter MS-EXCEL

Die Datensätze sind in den Statistik-Tabellen so angeordnet und beschriftet, dass unter MS-EXCEL mittels „Auto-Filtern“ solche Werte zusammengestellt werden können, die für eine gemeinsame Betrachtung und für Vergleiche geeignet sind. Es folgen eine Kurzanlei-tung zur Anwendung von Auto-Filtern unter MS-EXCEL (Tab. 3-1) sowie einige Beispiele.

Tab. 3-1 Kurzanleitung zur Anwendung von Auto-Filtern unter MS-EXCEL

– Den Cursor auf die Überschrift der ersten Spalte setzen. – Die Tasten Ctrl+Shift drücken und bei gehaltenen Tasten zuerst „→“ und dann „↓“

drücken. Nun sollte die gesamte in der Tabelle enthaltene Wertematrix markiert sein. – Im Menü „Daten“ den Eintrag „Filter“ und dort „Autofilter“ wählen. In Zeile 1 er-

scheinen nun kleine Auswahlschalter neben jeder Spaltenbezeichnung. Klicken auf die-se Schalter liefert eine Liste mit den verfügbaren Werten in der Spalte. Die Auswahl ei-nes der Werte aus der Liste filtert aus der gesamten Tabelle solche Zeilen heraus, die dem ausgewählten Wert entsprechen. Benutzerdefinierte Filteroperationen sind eben-falls möglich.

– Durch Anwendung der Filter auf mehrere Spalten der Tabelle lassen sich sinnvolle Abfragen gestalten. Dabei ist zu beachten, dass sich auf unterschiedliche Spalten ange-wendete Filteroperationen gegenseitig einschränken können. In solchen Fällen muss – in einer oder mehreren zuvor gefilterten Spalte(n) – der Auswahlschalter auf den Wert „alle“ zurückgestellt werden.

Sollen z.B. die mittleren Konzentrationen im Gesamtzeitraum 2003–2015 für alle Szenarios an einem Gewässerabschnitt verglichen werden, sind folgende Filteroperationen auszufüh-ren: 1. Mit dem Schalter in der Spalte „Gewaesserabschnittsname“ einen Abschnitt auswählen. 2. Den Schalter in der Spalte „Bezugszeiteinheit“ auf den Wert „Gesamtzeitraum“ stellen. 3. Werte in der Spalte „Mittelwert“ bzw. „Median“ ablesen. Soll das 90-Perzentil der Konzentration für den Monat August an einem bestimmten Ge-wässerabschnitt analysiert werden, verfährt man wie folgt: 1. In der Spalte „Gewaesserabschnittsname“ den Gewässerabschnitt auswählen. 2. Den Schalter in der Spalte „Bezugszeiteinheit“ auf den Wert „Monat“ stellen. 3. Den Schalter in der Spalte „Bezugszeit“ auf den Wert „8“ (Monat August) stellen. 4. Werte für alle Bewirtschaftungsszenarien in der Spalte „90-Perzentil“ ablesen. Eine statistische Kenngröße kann für einen bestimmten Zeitraum und ein bestimmtes Sze-nario an allen ausgewerteten Gewässerabschnitten auf einmal betrachtet werden (z.B. als Gewässer-Längsprofil). Hierbei geht man so vor: 1. Mit dem Schalter in der Spalte „Bewirtschaftungsszenario“ das Szenario auswählen. 2. Mit den Schaltern in den Spalten „Bezugszeiteinheit“ und „Bezugszeit“ den gewünsch-

ten Betrachtungszeitraum einstellen.


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3. Die Schalter zur Auswahl eines Gewässerabschnitts in den Spalten „Gewaesse-rabschnittsname_lang/kurz“ bleiben auf dem Wert „alle“ stehen.

Bei der Auswertung monatlicher Quantile der Phosphorkonzentration sollten die Erläute-rungen am Ende des Abschnitts 2.4.1 beachtet werden, um Fehleinschätzungen zu vermei-den.

3.2 ArcView-Projekt zur Darstellung von Simulationsergebnissen im GIS

3.2.1 Möglichkeiten der Darstellung

Das bereitgestellte ArcView-Projekt ermöglicht die räumliche Darstellung der Simulations-ergebnisse des Stofftransportmodells TraM. TraM wurde von Teilprojekt 3 entwickelt und eingesetzt, um die Konzentrationen von Gesamtphosphat (TP) und Gesamtstickstoff (TN) in der Havel-Stauhaltung Brandenburg für verschiedene Szenarios der Einzugsgebietsbe-wirtschaftung unter Berücksichtigung gewässerinterner Umsätze abzuschätzen. Das ArcView-Projekt bietet die Möglichkeit, die aus dynamischen Simulationsergebnissen berechneten statistischen Kenngrößen der TP- und TN-Konzentrationen für alle model-lierten Gewässerabschnitte darzustellen (z.B. Abb. 2-22, Abb. 2-26). Die Kenngrößen um-fassen Mittelwerte, Quantile und Extremwerte für Monate, einzelne Jahre sowie den ge-samte Simulationszeitraum 2003–2015. Für jedes ausgewertete Bewirtschaftungsszenario wird ein eigener Datensatz zur Verfügung gestellt. Vorgefertigte Legenden ermöglichen eine Darstellung unter Anwendung unterschiedlicher Wassergüteklassifikationen.

3.2.2 Datenstruktur des ArcView-Projekts

Das ArcView-Projekt wurde mit der Version „ArcView 3.2“ erstellt und greift auf die in Tab. 3-2 aufgeführten Verzeichnisse zurück.

Tab. 3-2 Namen und Inhalte der zum ArcView-Projekt gehörigen Dateiordner Verzeichnisname Inhalt Dss_Apr ArcView-Projektdatei (.apr) Dss_Background georeferenzierte Hintergrundgrafik zur Darstellung der Lage der Gewäs-

ser, wenn keine Hintergrundkarte zur Verfügung steht Dss_Shapes Geometrie- und Attributdaten (ArcView-Themen) Dss_Legenden Legenden (siehe 3.2.4)

3.2.3 Bezeichnung und Inhalt der Themen (ArcView Shape-Dateien)

Der Name jedes Themas setzt sich aus dem Kürzel des Güteparameters (TP= Gesamt-Phosphor, TN= Gesamt-Stickstoff) und dem Namen des Szenarios zusammen. So dient z.B. das Thema „TP_Szenario_a2.shp“ der Darstellung der modellierten Gesamtphosphat-Konzentrationen für das Bewirtschaftungsszenario „a2“. Eine Liste mit den Kurzbezeich-nungen aller Bewirtschaftungsszenarios kann Tab. 2-8 im Abschnitt 2.6.1 entnommen wer-


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den. Aus technischen Gründen mussten die Kürzel „c2.2“, „c2.3“, „c3.1“ und „c3.2“ bei der Bennennung der ArcView-Themen in „c2-2“, „c2-3“, „c3-1“ bzw. „c3-2“ abgewandelt werden. In der Attributtabelle jedes Themas ist eine große Anzahl von berechneten statistischen Kenngrößen der Konzentration (in mg/l) für jeden modellierten Gewässerabschnitt ange-geben. Die Bezeichnungen der Gewässerabschnitte sind in der Attributtabellenspalte „Na-me“ enthalten. Die Bezeichnung der Spalten mit den berechneten statistischen Kenngrö-ßen folgt der in Tab. 3-3 erläuterten Konvention.

Tab. 3-3 Konvention zur Bezeichnung der Spalten in den Attributtabellen der ArcView-Themen Muster des Spaltennamens Bedeutung Y ####_*** Statistische Kenngröße für ein bestimmtes Jahr. Der Platzhalter

#### steht für die 4-stellige Jahreszahl und der Platzhalter *** für die Abkürzung der statistischen Kenngröße.

M ##_*** Statistische Kenngröße für einen bestimmten Monat. Der Platzhal-ter ## steht für die 2-stellige Monatsnummer und der Platzhalter *** für die Abkürzung der statistischen Kenngröße.

Total_*** Statistische Kenngröße für die gesamte Simulationsdauer 2003–2015. Der Platzhalter *** steht für die Abkürzung der statistischen Kenngröße.

Die verwendeten Kurzbezeichnungen für die einzelnen statistischen Kenngrößen sind in Tab. 3-4 aufgeführt. Bei der Auswertung monatlicher Quantile der Phosphorkonzentration sollten die Erläuterungen am Ende des Abschnitts 2.4.1 beachtet werden, um Fehleinschät-zungen zu vermeiden.

Tab. 3-4 Kurzbezeichnung der statistischen Kenngrößen in den Attributtabellen der ArcView-Themen Kenngröße Abkürzung avg, var arithmetischer Mittelwert und Varianz min, max Minimum und Maximum 10p, 25p, 50p, 75p, 90p 10-Perzentil, unteres Quartil, Median, oberes Quartil, 90-Perzentil

3.2.4 Hinweise zur Anwendung der Legenden

Die Darstellung der in Tab. 3-3 bzw. Tab. 3-4 aufgeführten Kenngrößen für alle Gewässer-abschnitte erfolgt zweckmäßiger Weise mit dem Legendentyp „abgestufte Farbe“. Bei Ver-wendung der mitgelieferten Legenden ist dringend zu beachten, dass diese an die Auswahl bestimmter statistischer Kenngrößen gebunden sind (siehe Tab. 3-5).

Tab. 3-5 Vorgefertigte Legenden zur Darstellung der TP- bzw. TN-Konzentrationen Name der Legenden-Datei (.avl) Bedeutung und Anwendung TP_WRRL_Fegm-Havel.avl Innerhalb des Verbundvorhabens Havelmanagement (Teilpro-

jekt 1) entwickelte, gewässertypspezifische Bewertungsskala nach WRRL für Gesamtphosphor im Bereich der Stauhaltung Brandenburg. Die Skala ist auf mehrjährige Medianwerte (Spal-te „Total_50%“ in den Attributtabellen) anzuwenden. (*1)

TN_WRRL_Fegm-Havel.avl Innerhalb des Verbundvorhabens Havelmanagement (Teilpro-


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jekt 1) entwickelte Skala zur Bewertung der Gesamtstickstoff-Konzentration im Bereich der Stauhaltung Brandenburg. Die Skala ist auf mehrjährige Medianwerte (Spalte „Total_50%“ in den Attributtabellen) anzuwenden. (*1)

TP_IGB_1996_typspezifisch.avl Vorschlag für eine Klassifikation von Fluss-Seen bzw. eutrophierten Fließgewässern auf Basis trophischer Kriterien (hier Parameter TP) nach BEHREND & OPITZ (1996). Die Skala ist auf mehrjährige Mittelwerte anzuwenden.

TP_LaWa-1998_ChemGuete.avl Chemische Gewässergüteklassen für Fließgewässer nach LAWA (1998) für den Parameter Gesamtphosphor (TP). Diese nicht gewässertypspezifische Skala ist ausschließlich auf mehrjährige 90-Perzentile der Konzentration (Spalte „Total_90%“ in den Attributtabellen) anzuwenden.

TN_LaWa-1998_ChemGuete.avl Chemische Gewässergüteklassen für Fließgewässer nach LAWA (1998) für den Parameter Gesamtstickstoff (TN). Diese nicht gewässertypspezifische Skala ist ausschließlich auf mehrjährige 90-Perzentile der Konzentration (Spalte „Total_90%“ in den Attributtabellen) anzuwenden.

*1) zur Ableitung der Bewertungsmaßstäbe siehe 2.6.2.1 und 2.6.2.2 Eine Bewertung der Wassergüte für die untersuchten Gewässer sollte nicht auf Basis der chemischen Gewässergüteklassifikation für Fließgewässer nach LAWA (1998) erfolgen. Sie dient hier lediglich als Vergleichsrahmen. Die besondere Charakteristik der Gewässer im Bereich der Stauhaltung Brandenburg (stark verlängerte Aufenthaltszeiten durch Fluss-Seen, starker Rückstaueinfluss) wird in dieser Klassifikation nicht ausreichend berücksich-tigt. Vielmehr sind gesonderte, an der Trophie orientierte Bewertungsmaßstäbe für plank-tondominierte Fließgewässer und Fluss-Seen zu verwenden, wie sie innerhalb des Ver-bundprojektes Havelmanagement (Tab. 2-9, Tab. 2-12) oder von BEHREND & OPITZ (1996) entwickelt wurden.

3.2.5 Laden der Hintergrundgrafik

Für den Fall, dass eine geeignete digitale topografische Karte nicht zur Verfügung steht, wurde eine einfache Hintergrundgrafik erstellt. Diese enthält wesentliche Orientierungs-punkte und Gewässerbezeichnungen innerhalb des Modellgebiets und kann den Darstel-lungen des Gewässernetzes unterlegt werden. Die Grafik liegt als georeferenzierte jpg-Datei vor. Der zugehörige world-file trägt die Dateierweiterung „.jpgw“. Zum Laden der Hintergrundgrafik unter ArcView wird die Erweiterung „JPEG Image Support“ benötigt.


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Kapitel 4 Literatur

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