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Eutrophierung Ursachen und MaßnahmenJosef Galler

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Inhalt

Was ist Eutrophierung? 3Fließgewässer – höhere Selbstreinigungskraft 3Rückbau von Fließgewässern 4

Sauerstoffdynamik von Seen 4Sauerstoffmangel hemmt Biomasseabbau 5Fischregionen und Sauerstoffbedarf 7

Schaumbildung in Gewässern 7Algenabbau benötigt viel Sauerstoff 8

Phosphate in Böden und Gewässern 9Bodensediment dient als Phosphatfalle 11Sauerstoffmangel – Remobilisierung von Phosphat 11Eutrophierungsfaktor Phosphat 11

Stickstoff und Eutrophierung 12Stickstoff und Fischtoxizität 12pH-Wert und Ammoniak 13

Trophiestufen stehender Gewässer 14Beurteilung der Wasserqualität von Badegewässern 15

Phosphat – Eintragspfade in Gewässer 15Schwerpunkt – kanaltechnische Maßnahmen 15Phosphatausträge aus landwirtschaftlichen Nutzflächen 15Düngung und Phosphatauswaschung 16Phosphatauswaschung unter Dauergrünland 17Phosphatauswaschung durch Bodenerosion 18Oberflächige Nährstoffabschwemmung 18Grünland – geringe Abschwemmung 19Phosphataustrag aus Moorböden und Drainagen 20

Gewässersanierung 21Entwicklung der P-Belastung der Salzburger Vorlandseen 21Entwicklung der P-Frachten am Beispiel Mondsee 22

Maßnahmen zur Seenrestaurierung 22

Literatur 23

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Eutrophierung – Ursachen und Maßnahmen Unter Eutrophierung versteht man die durch einen erhöhten Biomasse- bzw. Schmutzfracht- oder Nährstoffeintrag (Phosphat) hervorgerufene Algenbildung und Verkrautung von Gewässern. Der Abbau von Biomasse und Schmutzfrachten erfordert viel Sauerstoff, welcher letztlich für die Wassergüte verantwortlich ist. Der Vorgang der Verlandung (Sedimenteintrag) und in Folge oft auch Eutrophierung von Seen ist ein natürlicher Alterungsprozess und hat schon vor Jahrtausenden zur Entstehung von Mooren geführt. Um diesen Prozess zu verlangsamen, bedarf heute mit zunehmender Bevölkerungsdichte und Bodenversiegelung (täglich über 10 ha) die Abwasserentsorgung einer verstärkten Kontrolle. Unsere Vorlandseen sind nach der letzten Eiszeit entstanden, wobei die ersten Eutrophierungsschübe infolge den Rodungen im Mittelalter und den damit verbundenen Einschwemmungen von Nährstoffen entstanden sind. Eine dramatische Entwicklung zeichnete sich im Zuge der Verdoppelung der Bevölkerung sowie Tourismusentwicklung Ende der 60er- und in den 70er-Jahren ab, wo viele Vorlandseen ein massives Algenproblem (Burgunderblutalge) hatten. Durch massive Anstrengungen im Abwasserbereich (Kanalisation) konnte der P-Eintrag um 80-90 % reduziert werden. Fast alle Vorlandseen haben jetzt wieder einen sehr guten Gewässerzustand erreicht. Heute sind die jährlichen Eintragsspitzen vor allem während der jährlichen Schneeschmelze und bei Hochwasser zu beobachten. Neben den mit Hochwasser einhergehenden Bodenabtrag können auch zeitweise überstaute (wassergesättigte) Moorböden zu einem erhöhten P-Austrag beitragen.

Fließgewässer – höhere Selbstreinigungskraft Fließgewässer weisen Unterschiede zu stehenden Gewässern auf. Sie haben eine höhere Fließgeschwindigkeit, eine niedrigere Wassertemperatur und damit einen höheren Sauerstoffgehalt. Diese Kenngrößen entscheiden, inwieweit Fließgewässer die Einleitung von Schmutzfrachten (z. B. Abwässern) verkraften können. Geringe Mengen an organischer Schmutzfracht werden durch die darin lebenden Mikroorganismen abgebaut. Das Wasser wird dadurch wieder sauber, wobei jedoch vermehrt Sauerstoff verbraucht wird. Bei laufender Einleitung von belasteten Abwässern kann das zunehmende Sauerstoffdefizit anderen Lebewesen (Fischen, Krebsen etc.) die Lebensgrundlage entziehen. Bakterien und Abwasserpilze nehmen dann überhand und die Gewässergüte sinkt.

Das Vorkommen oder Fehlen von Lebensformen in Gewässern hängt maßgeblich vom Sauerstoffgehalt ab, welcher auch vom Fließverhalten des Wassers (z. B. positiv über Sohlstufen) beeinflusst wird. Die Menge an Sauerstoff, die gelöst und damit genutzt werden kann, hängt ganz wesentlich von der Wassertemperatur ab.

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Rückbau von Fließgewässern Schlecht für die natürliche Reinigungskraft der Mikroorganismen in Fließgewässern sind Gewässerbegradigungen zu Rinnsalen. Steine und raue Oberflächen in einem Bachbett sorgen dafür, dass sich Organismen ansiedeln können. Auch aus diesem Grund werden Fließgewässer heute wieder teilweise zurückgebaut, wodurch die verbleibende Reinigungszeit in den Fließgewässern verlängert und damit die anschließende Belastung von stehenden Gewässern (Seen) verringert werden kann. Sauerstoffdynamik von Seen Seen zeichnen sich durch jahreszeitlich unterschiedliche Schichten des Wasserkörpers aus. Während der warmen Jahreszeit werden Seen durch die erhöhte Sonneneinstrahlung von oben her erwärmt. Das Oberflächenwasser dehnt sich aus, wird dadurch spezifisch etwas leichter und schwimmt oben auf über dem kühleren Tiefenwasser. Der Dichteunterschied wirkt im Grenzbereich (sog. „Sprungschicht“) als Barriere und unterbindet im Sommer den Sauerstofftransport nach unten, aber auch den Transport gelöster Nährstoffe aus dem Tiefenwasser nach oben. Im Sommer kommt es zu einer charakteristischen Dreiteilung des Wasserkörpers in eine oberflächennahe, warme „Schicht“ (Epilimnion), eine darunterliegende Übergangsschicht, sog. „Sprungschicht“ (Metalimnion), und eine kalte Tiefenschicht, sog. „Zehrschicht“ (Hypolimnion). Charakteristische Schichtung eines Sees

• Oberflächenwasser (Epilimnion) • Sprungschicht (Metalimnion) • Tiefenwasser (Hypolimnion)

Die oberste Schicht (Epilimnion) enthält am meisten Sauerstoff. Dieser Sauerstoff wird vorrangig durch den Wind sowie durch grüne Wasserpflanzen eingebracht, wobei die Pflanzen Sauerstoff nur bei Anwesenheit von Licht im Zuge der Assimilation produzieren. Für den See bedeutet dies, dass in tieferen und dunkleren Schichten auch keine Sauerstoffbildung mehr erfolgt. Dazu kommt, dass aufgrund des thermischen Verhaltens bei geschichteten Seen ein Sauerstoffeintrag in das Tiefenwasser nur im Frühling bzw. im Herbst während der sog. „Vollzirkulation“ erfolgen kann, wenn die „Sprungschicht“ wieder aufgelöst wird. Dieses thermische Verhalten (Auflösen der Sprungschicht) wird durch die temperaturabhängige Dichte des Wassers bestimmt, die bei vier Grad Celsius am größten ist. Wasser von 4 oC hat eine Dichte von 1 g/cm³, kälteres oder wärmeres Wasser ist spezifisch leichter. Erst wenn die Wassertemperatur im Herbst oberhalb der Sprungschicht auf 4 oC abkühlt und somit das Oberflächenwasser schwerer wird, löst sich die Sprungschicht auf. Dadurch kann das Oberflächenwasser wieder Sauerstoff nach unten zum Seegrund transportieren. Dieser Sauerstoff wird in der Tiefenschicht nicht nur von Wassertieren wie Fischen benötigt, sondern ist auch für den bakteriellen Abbau

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sämtlicher abgestorbener Biomasse wie z. B. auch abgestorbener Algen nach deren Blüte wichtig. Ohne Abbau erfolgt eine Anreicherung im Bodensediment. Bei Sauerstofffreiheit kann ferner eingetragener Phosphor nicht mehr im Bodensediment gebunden werden bzw. sogar gebundener Phosphor durch Absenkung des Redoxpotentials wieder in Lösung gehen, d. h. die natürliche „Phosphatfalle“ funktioniert bei schlecht durchlüfteten Böden nicht mehr. Flachere Teiche und Seen mit dementsprechend weniger Volumen und Sauerstoffzirkulation durch die Herbst- und Frühjahrswinde enthalten weniger Sauerstoff als tiefe Seen mit stärkerer Zirkulation. Der Sauerstoffgehalt hängt ferner von der Wassertemperatur ab, wobei die Löslichkeit mit steigender Temperatur sinkt. Dadurch sind flache und warme Seen mit geringem Durchfluss stärker gefährdet. Abb. Temperaturkurve eines Sees (n. Besch, 1992)

Sauerstoffmangel hemmt Biomasseabbau Beim Abbau von Biomasse von z. B. abgestorbenen Pflanzen oder Wassertieren wird Sauerstoff verbraucht, wodurch in der Tiefenschicht bzw. am Seegrund der Sauerstoffgehalt während der Sommerstagnation deutlich abnehmen kann. Tritt in der Tiefenschicht ein stärkerer Sauerstoffmangel auf, welcher den Abbau von organischem Material verhindert, wird der Seeboden von einer Schicht „Leichen“ bedeckt, die dann immer dicker wird. Sauerstoffmangel hemmt aber nicht nur den Abbau der organischen Biomasse. Er fehlt auch den Wassertieren (z. B. Fischen) zum Atmen. In diesem Zusammenhang ist auch die regelmäßige Kontrolle bzw. das Abmähen des Schilfgürtels eines Sees wichtig, um damit den Eintrag von Schilfbiomasse und den damit notwendigen Sauerstoffbedarf beim Abbau gering zu halten. Nicht mehr gemähte Schilfgürtel bietet auch Wasservögeln verstärkt Unterschlupf. Ein Schwan bzw. eine Graugans bedeutet einen P-Eintrag von bis zu 90 g Phosphor pro Jahr.

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Assimilationsgleichung Assimilation (Stoffaufbau)

Bei der Assimilation werden aus Kohlendioxid und Wasser Kohlenhydrate gebildet, wobei auch Sauerstoff frei wird. 6 CO2 + 6 H2O (Chlorophyll + Sonnenenergie) C6H12O6 (Zucker) + 6 O2

Dissimilation (Stoffabbau)

Bei der Dissimilation werden die gebildeten Kohlenhydrate wieder unter Einwirkung von Sauerstoff zu Kohlendioxid und Wasser zerlegt, wobei Energie frei wird. C6H12O6 (Zucker) + 6 O2 6 CO2 + 6 H2O + Energie (2.822 KJ) Assimilationsgleichung (Stöchiometrische Relation)

Stoff Molekulargewicht CO2 44 (C = 12 , O = 16)

H2O 18

C6H12O6 180

O2 32 6 CO2 (264) + 6 H2O (108) = C6H12O6 (180) + 6 O2 (192) 264 + 108 = 372 = 180 + 192 = 372 *Der für die Assimilation benötigte CO2-Bedarf hat ein Molekulargewicht von 264 und ist 1,46-mal höher als die gebildete Biomasse (180). Molekulargewicht 264/180 = 1,46. Mengenmäßig wird bei der Assimilation fast gleich viel O2 an die Atmosphäre abgegeben wie Biomasse produziert wird (180/192). Da aber zusätzlich auch noch in der Biomasse 6 O2 gebunden sind (96), werden insgesamt 1,6 t Sauerstoff produziert (192 + 96 = 288 : 180 = 1,6 t).

*Für den Abbau von 1 t Biomasse werden 1,6 t Sauerstoff benötigt, wobei 0,5 t im Zuge des Biomasseabbaus (Dissimilation) von der abgebauten Biomasse selbst stammen.

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Fazit: 1 t Biomasse bindet im Zuge der Assimilation (Stoffaufbau) rund 1,5 t Kohlendioxid und produziert 1,6 t O2, wobei 1,1 t an die Atmosphäre abgegeben und 0,5 t O2 in der Biomasse gebunden werden. Bei der Dissimilation (Stoffabbau) wird der zuvor bei der Assimilation frei gewordene Sauerstoff wieder veratmet und das gebundene Kohlendioxid wieder frei. Für den Abbau von 1 t Biomasse werden ca. 1,6 t O2 benötigt, wobei 0,5 t aus der Biomasse selbst stammen. Schaumbildung in Gewässern Eine Schaumbildung muss nicht nur Folge einer anthropogenen Verschmutzung wie dem Eintrag von Abwässern (Waschmitteln) sein, sondern kann vielfältige Ursachen haben. So können allein Fichtenblütenpollen in Gebirgsbächen beim Abbau zu einer massiven Schaumbildung führen ebenso wie ein verstärkter Eintrag von Laub durch den Wind. Auch kann es z. B. im Spätsommer nach einem plötzlichen Wetterumsturz und dem Zusammenbruch der Algenblüte zu einer verstärkten Schaumbildung kommen. Dabei werden Eiweißabbaustoffe freigesetzt, die speziell bei gleichzeitigem Auftreten von Wind und damit verstärkter Vermischung mit Sauerstoff Schaumteppiche an der Wasseroberfläche bilden.

Sauerstoffgehalt prägt Fischregionen Der Sauerstoffbedarf der Fische nimmt mit steigender Wassertemperatur zu, während hingegen die Löslichkeit mit zunehmender Temperatur abnimmt. Sauerstoffmangel, aber auch eine Übersättigung infolge starken Algenwachstums sind ungünstig, da dann die Algen tagsüber bei der Assimilation mehr Sauerstoff produzieren, als sie in der Nacht veratmen können. Dadurch kann es durch Änderung des Gasgesamtdruckes zur sog. „Gasblasenkrankheit“ bei Fischen kommen. In Fließgewässern nimmt während der warmen Jahreszeit die Temperatur des Wassers angefangen von der Quelle bis hin zur Talmündung zu. Gleichzeitig nimmt mit zunehmender Temperatur die Löslichkeit von Sauerstoff ab. Hinzu kommt noch, dass flussabwärts im Allgemeinen die organische Schmutzfrachtbelastung und damit der biochemische Sauerstoffbedarf (BSB) zunimmt. Dementsprechend bilden sich in Abhängigkeit vom Sauerstoffgehalt einzelne Fischregionen aus: Forellenregion – Äschenregion – Barbenregion – Brachsenregion – Brackwasser. Sauerstoffbedarf verschiedener Fischarten Die Erstickungsgrenze für die meisten Süßwasserfische beträgt ca. 2 bis 3 mg/l. Der Sauerstoffverbrauch der Fische steigt mit der Wassertemperatur an, während hingegen die Löslichkeit (Sauerstoffsättigung) abnimmt (siehe Tabelle). Der Sauerstoffgehalt sollte für Karpfen 4 mg/l und für Forellen 6 mg/l (günstig wären über 10 mg/l) nicht unterschreiten. Bei zu geringem Sauerstoffgehalt (weniger als 40 % Sauerstoffsättigung) können Fische auch im kühleren Tiefenwasser nicht mehr leben.

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Tab.: Wassertemperatur und Sauerstoffsättigung (n. Hütter, 1992) Temperatur (°C) 0 10 15 20 25 30 Löslichkeit O2 (mg/l) 14,2 10,9 9,8 8,8 8,1 7,5 Phosphat und Sauerstoff Einerseits ist Phosphat auch für die Ertragsfähigkeit von Fischgewässern wichtig, andererseits führt jedes Überangebot an vor allem gelöstem Ortophosphat (PO4), d. h. nicht partikulär an Bodenkolloiden gebundenem Phosphat, in stehenden Gewässern rasch zur Eutrophierung, da Phosphor in der Regel der begrenzende Wachstumsfaktor auch für das Algenwachstum ist. Aus 1 kg wasserlöslichen Phosphat (= 2,3 kg P2O5) können theoretisch bis zu 1.000 kg Algen-Frischsubstanz (ca. 100 kg Algen-Trockenmasse) gebildet werden. Der Abbau dieser Algen benötigt etwa 110 kg Sauerstoff, was dem gelösten Sauerstoffgehalt bis zu 10.000 m³ Wasser bei einer Temperatur von 10 °C entspricht. In stehenden Gewässern sollte der Gesamtphosphorgehalt im Jahresmittel 30 mg/m³ nicht überschreiten. Überschreitungen sind meist auf anthropogene Einwirkungen (häusliche Abwässer, Waschmittel, Dünger etc.) zurückzuführen. Während der Sommermonate kann es bei einer P-Anreicherung in der obersten Wasserschicht zu einem vermehrten Algenwachstum (sog. „Wasserblüten“) kommen, welche durch die Trübung des Wassers erkennbar ist. Algenabbau benötigt viel Sauerstoff Beim Abbau abgestorbener Algen (Dissimilationsprozess) wird viel Sauerstoff verbraucht (mind. 1,1 g Sauerstoff je 1 g Algen TM). Diese abgestorbenen Algen sinken einschließlich des inkorporierten Phosphors allmählich auf den Seeboden (spätestens bei der Herbstzirkulation). Da während der sog. „Sommerstagnation“ kein Sauerstoffeintrag nach unten erfolgt, sinkt der Sauerstoffgehalt im Tiefenwasser. Dadurch kann es zu anaeroben Bedingungen auf dem Gewässerboden und damit zur Fäulnis und Bildung giftiger Gase (u. a. Methan, Schwefelwasserstoff) kommen. Diese Fäulnisprozesse sind durch aufsteigende Gasblasen erkennbar und wirken auf die meisten Bodenwasserorganismen schädigend. Da die organischen Abbauprozesse überwiegend in den tieferen Schichten bzw. am Seeboden vor sich gehen, ist der Sauerstoffverbrauch dort am größten. Bei starker organischer Belastung durch zu viel organischer Substanz (Wasserpflanzen, Schilf) kann es zu einem totalen Sauerstoffschwund kommen. Sauerstoffmangel kann auch bei Anwesenheit zu vieler Lebewesen (Fischbesatz) entstehen, die Sauerstoff veratmen. Auch ein hoher Besatz an Wassergeflügel kann indirekt zu einem Sauerstoffschwund beitragen.

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Phosphate in Böden und Gewässern Phosphor ist ein essentieller Nährstoff für Boden, Pflanze, Tier und Mensch. In Mineralböden kommen Phosphate sowohl in stabilen anorganischen als auch organischen Verbindungen vor, die nur sehr schwer bzw. langsam für die Pflanze verfügbar sind. Phosphate sind immer bestrebt, eine stabile Verbindung im Boden einzugehen. Auf sauren Böden werden anorganische Phosphate zu stabilen, d. h. schwer löslichen Eisen- und Aluminiumphosphaten gebunden, auf alkalischen Böden zu stabilen Calziumphosphaten (Apatite). In einem Mineralboden sind bis 1 Meter Tiefe je Hektar etwa 300 t Fe sowie 600 t Al enthalten, die als Puffersubstanzen zur Phosphatbindung dienen. Die P-Aufnahme durch die Pflanze kann nur als gelöstes Phosphat in der höchst-oxidierten Form als Orthophosphat (vorrangig als H2PO4- und HPO4-) entweder direkt über die Wurzeln oder mithilfe von Wurzelpilzen (Mykorrhizen) erfolgen. Phosphate müssen daher zuerst mineralisiert werden, bevor sie für die Pflanze verfügbar sind. Selbst dann, wenn der pflanzenverfügbare Anteil im Boden relativ hoch ist, bleibt auf Mineralböden der wasserlösliche Anteil in der Bodenlösung mit 1 bis 2 kg/ha sehr gering, da Phosphate stets bestrebt sind eine stabile Verbindung im Boden einzugehen. Deshalb ist auch die Phosphatauswaschung gering. Nach einer Düngung ist die P-Verfügbarkeit insbesondere für nicht aufgeschlossene Rohphosphate (Hyperphosphat) im ersten Jahr mit nur 10 bis 15 % gering. Die Nachwirkung beträgt etwa 5 % pro Jahr. Eine Ausnahme bilden Böden mit geringer P-Sorption, d.h. weitgehend Fe-, Mn- und Al-freie Hochmoorböden, wo die Ausnutzung bei Rohphosphaten im 1. Jahr bereits bei 80 % liegt. Bodenkolloide binden Phosphat Der Gesamtphosphorgehalt in Böden liefert aufgrund der festen geogenen Bindung noch keine Aussage über den für die Pflanzenwurzeln aufschließbaren Anteil. Für die Pflanzenernährung ist der pflanzenverfügbare P-Anteil entscheidend, der bei der Bodenuntersuchung mittels CAL-Methode ermittelt wird. Letztlich ist sowohl für die Pflanzen als auch für die Eutrophierung der mineralisierte, d.h. wasserlösliche Anteil in der Bodenlösung bzw. im Gewässer entscheidend. Das an Ton-Humusteilchen (Bodenkolloiden) gebundene Phosphat hat so lange keine eutrophierende Wirkung, solange der Phosphor partikulär gebunden ist und nicht in gelöster Form vorliegt. P-Speicherkapazität und P-Sättigungsindex Die P-Speicherkapazität eines Bodens bzw. P-Bindungsform wird vom pH-Wert sowie vom Gehalt an amorphen Eisen-, Mangan- sowie Aluminiumoxiden bzw. Hydroxiden im Boden bestimmt (siehe Abb.). Erodiertes Bodenmaterial kann zur Eutrophierung beitragen, wenn die eingetragenen Bodenkolloide bereits weitgehend mit Phosphor gesättigt sind, d. h. die P-Speicherkapazität eines Bodens bzw. der „P-Sättigungsindex“ erreicht wird.

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Je höher der P-Sättigungsgrad, d. h. das Verhältnis von pflanzenverfügbarem Phosphor zur P-Speicherkapazität eines Bodens, desto höher wird die P-Konzentration in der Bodenlösung und damit das Risiko einer Auswaschung. Die P-Sättigung sollte 30 % nicht überschreiten. Bei Mineralböden und üblicher Bewirtschaftung wird dieser Richtwert in aller Regel nicht erreicht. Vielmehr sind heute viele Böden mit Phosphor unterversorgt, was sich auch bei den Futteranalysen widerspiegelt. Auswaschungsgefährdet können hingegen Böden mit niedriger P-Speicherkapazität (stark versauerte Moorböden, kalkfreie Sandböden) sein. Redoxpotential und Phosphormobilisierung Neben dem pH-Wert wird die P-Mobilität auch ganz entscheidend über das Redoxpotenzial beeinflusst. Unter reduzierenden, d.h. wechselfeuchten Bedingungen mit zeitweisen Sauerstoffmangel werden verstärkt phosphorhaltige Eisen- und Manganoxide aufgelöst, wodurch auch Phosphor in die Bodenlösung übergeht und ausgewaschen werden kann. Aufgrund dieser Reduktionsvorgänge sind staunasse Gleyböden unter Grundwassereinfluss sowie frisch dränagierte Böden stärker auswaschungsgefährdet. Die geringste Pufferkapazität haben stark saure Hochmoorböden, wo die Sorptionsträger bereits weitgehend ausgewaschen wurden. Niedermoore sind in der Regel weniger gefährdet, da sie meist nur schwach sauer, d.h. vielfach kalkhaltig sowie auch eisenreich sind. Auf Moorböden mit geringer P-Speicherkapazität sollte direkt über dem Grundwasserspiegel der P-Sättigungsgrad 25 % nicht überschreiten.

Abb.: P-Bindung in Abhängigkeit von Bodenart, pH-Wert und Puffersubstanzen (n. Finck, 1991)

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Bodensediment dient als „Phosphat-Falle“ Auch erodiertes Bodenmaterial kann sogar einen Teil des Phosphors im Gewässer aufnehmen und binden. In diesem Fall wirken die bindenden Bodenkolloide wie eine dritte Reinigungsstufe (P-Fällung) in der Kläranlage (Hofer, Jäggli, 1975). Während ein Teil des eingetragenen Phosphors am Seegrund bei ausreichendem Sauerstoffangebot ähnlich wie in landwirtschaftlichen Böden durch Eisen- bzw. Aluminiumionen zu schwerlöslichen Verbindungen ausgefällt bzw. gebunden wird, kann hingegen bei Sauerstofffreiheit durch Absenkung des Redoxpotenzials ein Teil des im Bodensediment gebundenen Komplexes wieder in Lösung gehen.

Gut durchlüftete Seen haben quasi über die P-Bindung im Bodensediment eine Art „Phosphatfalle“ eingebaut, die jedoch bei Sauerstofffreiheit nicht mehr funktioniert.

Phosphat-Richtwert für Grundwasser Im Grundwasser gilt für Phosphor ein Richtwert von 0,3 mg PO4/l (Orthophosphat).

Remobilisierung von Phosphat Bei Sauerstofffreiheit, d. h. einem Sauerstoffgehalt des Sees unter 2 mg/l im Tiefenwasser, kann es hingegen zu einer Remobilisierung von bereits auf dem Seegrund in Sedimenten gebundenem Phosphat kommen. Diese Gefahr besteht am ehesten bei flachen Seen mit Sauerstoffmangel im Tiefenwasser während der Sommerstagnation. Dadurch kann bereits eingelagertes Phosphat wieder in den Wasserkreislauf. Der See düngt sich dann quasi selbst. Dabei reagiert jeder See aufgrund der Lage (Windexposition), Tiefe, Beckenstruktur und Aufenthaltszeit des Wassers unterschiedlich. Der Sauerstoffgehalt sollte zu keiner Zeit und in keiner Seetiefe weniger als 4 mg/l O2 betragen, damit der Seegrund ganzjährig belebt bleibt. Kritisch wird es dann, wenn die Sauerstoffsättigung unter 40 % liegt.

Eutrophierungsfaktor „Phosphat“ Die meisten Seen sind phosphatlimitiert, d. h. der Phosphor begrenzt nach dem „Mitscherlich-Gesetz“ als Minimumfaktor das Algenwachstum. Eine Rücknahme des Phosphat-Eintrages hält somit auch den Stickstoff in Schach (N/P-Verhältnis). Neben dem Phosphor sind auch stärkere Schwankungen im Sauerstoffgehalt ein Indikator für ein verstärktes Algenwachstum. Eine Sauerstoffübersättigung am Tag (bis 120 %) im Zuge der Assimilation der Algen folgt in der Nacht ein verstärkter Verbrauch durch die Atmung mit einem O2 - Mangel am Morgen. Diese starken Sauerstoffschwankungen in der oberen Wasserschicht (Epilimnion) durch den Assimilations-Atmungsrhythmus der Algen stressen vor allem den Fischbestand, ohne zu einem effizienten Sauerstoffeintrag beizutragen.

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Stickstoff und Eutrophierung In der Regel sind unsere Gewässer P-limitiert, d. h. der Phosphor ist der begrenzende Faktor für die Biomasseproduktion. Nur bei ausreichender Anwesenheit von gelöstem Phosphor kann auch der Stickstoff zusätzlich das Algenwachstum fördern. Algen benötigen ein N:P-Verhältnis von 16:1. Stickstoff als Eiweißbestandteil ist in jeder organischen Biomasse (Wasserpflanzen, Algen, Abwässern) enthalten und wird beim Abbau (benötigt Sauerstoff) wieder frei. Dabei sind die unterschiedlichen Stickstoffformen zu beachten. Organisch gebundener Stickstoff (Amid) wird vorerst über die sog. „Ammonifikation“ zu Ammonium (NH4-N) mineralisiert. Das Ammonium wird dann bei ausreichender O2-Versorgung weiter über Nitrit zu Nitrat (sog. „Nitrifikation“) umgewandelt. Mineralisation Amid Ammonium Nitrat bei O2 -Mangel Denitrifikation (N2, NO2, N2O) Damit sinkt die NH4- Konzentration zugunsten einer höheren NO3-Konzentration. Nitrat dient nicht nur im Boden, sondern auch im Wasser den Teichpflanzen als Nährstoff. Bei P-limitierten Gewässern ist das Nitrat kein Problem, sondern ein Zeichen dafür, dass über das Nitrat auch gewisse Sauerstoffreserven vorhanden sind.

Denitrifikation Bei Sauerstoffmangel können aerobe Bakterien den Sauerstoff aus dem Nitrat (NO3) für den Abbau von Kohlenstoffverbindungen (Biomasseabbau) verwenden. Dabei wird dem Nitrat durch „bakterielle Denitrifikation“ der Sauerstoff entzogen, wobei gasförmiger Stickstoff (N2) entweicht. Im Vergleich zum Nitrat sind hingegen höhere Ammoniumwerte (NH4) im Wasser immer unerwünscht. Ammonium entsteht bei zu geringer Nitrifikation infolge von Sauerstoffmangel oder durch Rückwandlung von Nitrat wieder zu Ammonium. Dieser Prozess ist abhängig vom pH-Wert und der Temperatur. Dabei kann dann auch das fischgiftige Ammoniak (NH3) frei werden.

Ammonifikation = Abbau von organisch gebundenem Stickstoff zu Ammonium Nitrifikation = Abbau von Ammonium mithilfe von Sauerstoff zu Nitrat Denitrifikation = Umwandlung von Nitrat (NO3) unter anaeroben Bedingungen zu elementarem Stickstoff (N2), wobei der Sauerstoff genutzt wird

Stickstoff und Fischtoxizität Für Fische wirken die verschiedenen Stickstoffformen in einem Gewässer sehr unterschiedlich. Die Angabe des Gesamtstickstoffgehaltes allein ist daher nicht aussagekräftig. Nitrat wirkt normalerweise nicht fischtoxisch. Eine Gefährdung ist hingegen indirekt durch hohe Ammoniumkonzentrationen möglich, nämlich dann, wenn eine Umwandlung von Ammonium zum fischgiftigen

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Ammoniak (NH3) erfolgt. Deshalb wird im Ablauf von Kläranlagen auch stets die Ammoniumkonzentration kontrolliert.

Der Ammoniumgehalt sollte 1 mg/l nicht überschreiten. Der Gehalt an Ammoniak sollte 0,025 mg/l nicht überschreiten.

Fazit: Das fischgiftige Ammoniak entsteht vor allem bei hoher Sauerstoffzehrung und hohen pH-Werten im Wasser über 8. Die Verteilung bzw. Umwandlung von Ammonium (NH4) zum stark fischgiftigen Ammoniak (NH3) wird ferner auch von der Wassertemperatur beeinflusst, da mit zunehmender Temperatur die Sauerstoffsättigung abnimmt. pH-Wert und Ammoniak Bei einem Anstieg des pH-Wertes im Wasser (normalerweise unter pH 7) auf pH 8 und darüber steigt der Ammoniakanteil überproportional an. Während ein O2-Mangel allein den pH-Wert noch nicht anhebt, kann in eutrophen Gewässern die Tätigkeit von Algen einen pH-Anstieg bewirken. Dabei steigt die Toxizität des Ammoniaks zusätzlich, wenn die Sauerstoffzehrung zunimmt bzw. die temperaturabhängige Sauerstoffsättigung des Wassers abnimmt. Da Algen tagsüber mehr Sauerstoff produzieren, als sie in der Nacht veratmen können, verbrauchen sie tagsüber für die Assimilation mehr Kohlendioxid (CO2 ) als sie in der Nacht durch ihre Atmung abgeben, wodurch sie zur Alkalisierung des Wassers beitragen. Dazu kommt, dass mit steigender Temperatur auch mehr Kohlendioxid in Form von leichter Kohlensäure dem Wasser entzogen wird, wodurch in der Folge auch der pH-Wert und damit der Ammoniakanteil steigt. Höhere pH-Werte und vor allem stärkere Schwankungen mit nächtlichem Anstieg stressen wiederum die Fische. Die meisten Fische bevorzugen einen pH-Wert zwischen

5,5 bis 6. Tab.: NH3- und NH4-Gehalt in Abhängigkeit vom pH-Wert bei 17 °C pH-Wert NH4+ (%) NH4+ (mg/l) NH3 (%) NH3 (mg/l) pH = 6 pH = 7 pH = 8 pH = 9 pH = 10

100 99 96 75 22

1,00 0,99 0,96 0,75 0,22

0 1 4 25 78

0,00 0,01 0,04 0,25 0,78

n. Hutter.1992

* Mit zunehmenden pH-Wert im Wasser steigt auch die Umwandlung von Ammonium zum fischtoxischen Ammoniak überproportional an.

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Trophiestufen stehender Gewässer Der Trophiegrad eines Gewässers lässt sich über den Phosphatgehalt, die Nitratreduktion zu Ammonium sowie über die Sauerstoffsättigung charakterisieren. Beim Phosphorgehalt ist jedoch zu beachten, dass während der Hauptproduktionszeit der Algen der Phosphor größtenteils im Plankton inkorporiert ist. Eine Analyse des Filtrates zu diesem Zeitpunkt würde daher ein falsches Bild ergeben. Die Sichttiefe (Trübung durch die Algen) ist ein optischer Hinweis für die Eutrophierung. Ebenso die H2 S-Freisetzung in stark eutrophen Gewässern. Tab: Einstufung stehender Gewässer nach dem Trophiezustand (n. ÖNORM M6231) Untersuchungszeitpunkt und Parameter oligotroph mesotroph schwach

eutroph stark

eutroph hypertroph

im Frühjahr

Gesamtphosphor zur Frühjahrszirkulation (mg/m³)

< 10 < 20 20 bis 30 30 bis 50 > 50

Planktonentwicklung im sommerlichen Epilimnion

Phytoplanktonbiomasse < 0,2 < 1 > 2 >> 2

Chlorophyll a in µg/l < 4 4 bis 12 12 bis 35 > 35

am Höhepunkt der Sommerstagnation

Sauerstoffsättigung über

Grund in Prozent > 20 20 bis 0 0 0 0

Nitratreduktion und

Ammonifikation im

Hypolimnion

-

beginnende

Nitratreduktion

Ammonium-

anreicherung

über Grund

Nitrat weitge-

hend ausge-

zehrt, Ammo-

niumanreicherung

über Grund

Nitrat ausge-

zehrt, Ammo-

niumanreiche-

rung

Nitrat

ausgezehrt,

Ammonium-

anreicherung

Sulfatreduktion im

Hypolimnion - - -

beginnende

H2S-

Anreicherung

über Grund

Sulfatreduktion

mit H2S-Anrei-

cherung

im Herbst

Geamtphosphor nach der

Herbstzirkulation (mg/m³) < 10 < 20 20 bis 30 30 bis 50 > 50

im Jahresmittel

Gesamtphosphor im

Jahresmittel der vier

Untersuchungsserien

(mg/m³)

< 10 < 20 20 bis 40 40 bis 60 > 60

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Tab.: Beurteilungsgrundlagen für die Wasserqualität, den Trophiegrad sowie für die Anforderungen an die Beschaffenheit von Badegewässern ÖNORM M 6230 (n. VOLLENWEIDER, 1989) Sichttiefe mindestens 1,5 m pH-Wert 5,5-9,0 Sauerstoff in 3 m Tiefe mindestens 40 % d. S. Totalphosphor (Jahresmittel im Epilimmion)

höchstens 30 mg/m³

Ammonium (NH+4) höchstens 200 mg/m³

KMnO4-Verbrauch höchstens 25 mg/l Koloniezahl höchstens 1000/ml Escherichia coli höchstens 100/100 ml Enterokokken höchstens 50/100 ml *Mindestwasserfläche pro Badegast: 20 m² (1/3 der Wasseroberfläche muss zur Regeneration badefrei bleiben)

Phosphat-Eintragspfade in Gewässer Um Maßnahmen für eine Gewässersanierung einleiten zu können, müssen alle punktuellen und diffusen Belastungspfade in einem Einzugsgebiet erfasst werden.

Schwerpunkt – kanalisationstechnische Maßnahmen Ungeklärte Abwässer sowie der hohe Phosphatanteil in Waschmitteln waren früher die Hauptursachen für die Gewässerbelastung. Der Ausbau der Kanalisation (über 90 % der Liegenschaften haben heute einen Kanalanschluss), die verbesserte P-Elimination mittels Fällung (dritte Reinigungsstufe) oder Flockungsfiltration (4. Reinigungsstufe) sowie das weitgehende Verbot von Phosphaten in Waschmitteln haben zur entscheidenden Verbesserung der Gewässergüte geführt. Heute gilt das Augenmerk verstärkt diffusen Quellen, teilweise wieder undichten Kanalsystemen, Abwasserüberläufen und Abschwemmungen von Regenwasser über befestigte Flächen. In Einzelfällen können auch punktuelle Einträge durch die Badebelastung, Fischereiwirtschaft, durch Wassergeflügel als auch nicht gemähte Schilfgürtel etc. von Bedeutung sein.

Phosphatausträge aus landwirtschaftlichen Nutzflächen Die diffusen Phosphatausträge aus der Landwirtschaft (einschl. der natürlichen und unvermeidbaren Grundlast) sind aufgrund der starken Bindungskräfte im Boden in der Regel sehr gering. Sie haben je nach Bodenart eine Spannweite von meist unter 0,2 bis 0,6 kg Gesamt-P/ha/Jahr, d. h. unter 1 kg/ha/Jahr. Grundsätzlich ist bei den P-Austrägen zu unterscheiden zwischen der P-Auswaschung mit dem Sickerwasser sowie über Dränagen, dem P-Austrag über Bodenerosion (vorrangig auf Ackerböden) und dem P-Austrag durch Oberflächenabfluss z. B. nach unsachgemäßer Ausbringung von Wirtschaftsdüngern. Ein Güllefass (Rindergülle) mit 6 m³ Inhalt und 5 % TM enthält ca. 3 kg Phosphor.

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Düngung und Phosphatauswaschung Bei einer Phosphordüngung im Rahmen der guten landwirtschaftlichen Praxis erfolgt eine P-Anreicherung in der obersten Bodenschicht. Eine nennenswerte Verlagerung bzw. Auswaschung von Phosphat in tiefere Bodenschichten erfolgt in der Regel nicht. Ausgenommen sind Böden mit geringen Gehalten an phosphatadsorbierbarem Calzium sowie Fe- und Al-Oxiden bzw. Hydroxiden ( z. B. saure Hochmoorböden oder reine Sandböden). Auch auf frisch dränagierten Böden kann es vorübergehend zu erhöhten P-Austrägen kommen. Eine gewisse P-Verlagerung in den Unterboden kann auch durch die Wühlarbeit der Bodenfauna bis zu einer Tiefe von ca. 40-50 cm stattfinden. Dies zeigen Bodenproben aus verschiedenen Bodenschichten.

Langzeitversuche Besonders wertvoll in diesem Zusammenhang ist der bereits im Jahr 1845 angelegte und somit über 150 Jahre alte englische Dauerdüngungsversuch von „Barnfield“, wo auf einem tonreichen Ackerboden jährlich 33 kg P (75 kg P2O5) gedüngt wurden. Dabei zeigt sich ab einer Bodentiefe von 40 cm kein Unterschied mehr zwischen den gedüngten und ungedüngten Parzellen. Für die Eutrophierung der Gewässer ist die P-Auswaschung von geringerer Bedeutung als der direkte P-Abtrag durch die Bodenerosion. Vorsorglich sollten vor allem unbepflanzte Brachflächen sowie stark lückige Pflanzenbestände insbesondere auf Hangflächen vermieden werden. Ziel ist es, durch Fruchtfolge und Zwischenfruchtanbau einen möglichst „immergrünen Acker“ zu erreichen. Dadurch können auch oberflächige Abschwemmungen nach z. B. Starkregen- ereignissen weitgehend vermieden werden.

P-Verlagerung im Bodenprofil (Gesamt-P-Gehalte in mg P/kg) Dauerversuch Barnfield seit 1845 (n. Cooke et. al, 1970)

*Phosphor wird in der obersten Bodenschicht (Pflugtiefe) angereichert. Ab einer Tiefe von 40 cm zeigt sich praktisch kein Unterschied mehr zwischen gedüngten und ungedüngten Böden. Lysimeterversuche Die P-Auswaschung bleibt auch bei steigender P-Düngung gering, da einerseits der Nährstoffentzug über die Pflanzen steigt, andererseits auch die Sickerwasserbildung mit zunehmenden Erträgen durch den höheren Wasserverbrauch der Pflanzen abnimmt. Mit der geringeren Sickerwasserbildung geht auch der P-Austrag im

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Lysimeter zurück. Für die Bildung von 1 kg Trockenmasse werden schließlich je nach Kultur 350 bis 800 l Wasser benötigt. Ganz deutlich zeigt sich der Unterschied zur Brache, wo aufgrund des fehlenden Bewuchses eine höhere Sickerwasserbildung und damit P-Auswaschung erfolgt. Auch ungedüngte Parzellen haben eine höhere Sickerwasserbildung und durch den geringeren Ertrag eine höhere P-Auswaschung. Gedüngte Pflanzen bilden nicht nur mehr oberirdische Pflanzenmasse, sondern auch mehr unterirdische Wurzelmasse. Dadurch steigt mit der Zunahme der Wurzelmasse sowohl das Wasserhaltevermögen als auch die Ertragssicherheit eines Standortes, insbesondere bei Trockenheit.

Lysimeterversuch Liebefeld (n. Furrer, 1975) Bezeichnung Mittlere P-Gabe kg

P/ha Sickerwassermenge mm

P-Menge mg P/l Lysimeter

Kontrolle 0 69 218 419

880 754 623 467

2,9 1,6 0,9 1,1

Brache Gras

113 113

1067 573

2,6 1,3

Phosphatauswaschung unter Dauergrünland Dauergrünland hat die geringste P-Auswaschung. Bei einem langjährigen Güllelysimeterversuch (1981 – 1995) erzielte EDER (LfL-Gumpenstein) auf einer Pararendsina (Bodenart lehmiger Sand) keinen Unterschied zwischen der ungedüngten Variante und einer gestaffelten Rindergüllegabe von 1,6 Dunggroßvieheinheiten (GVE) und 4 GVE. Die Werte lagen unabhängig von der Niederschlagsverteilung bzw. Sickerwasserbildung nie über 0,3 kg /ha/Jahr. Erst bei einer unrealistischen Überdüngung von 8 GVE je Hektar zeigten sich Ausschläge bis zu 2 kg/ha. Phosphorausträge auf Dauergrünland bei unterschiedlicher Düngerintensität (n. Eder, BAL-Gumpenstein 2001)

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P-Austräge nach Extensivierung von Grünland Lysimeterversuch (Eder 1995 – 1997) Auch beim Extensivierungsversuch von zuvor intensiv mit Mineraldünger gedüngtem Grünland zeigte sich kein Unterschied bei den P-Austrägen im Sickerwasser. Tendentiell hatten die ungedüngten (ausgehagerten) Parzellen sogar einen geringfügig höheren P-Austrag aufgrund niedrigerer Erträge und der höheren Sickerwasserbildung. Insgesamt waren die P-Austräge sehr gering.

P-Austräge unter Grünland (n. Eder, 1997)

Phosphataustrag durch Bodenerosion Die mengenmäßig stärksten Phosphatverluste entstehen durch Bodenerosion. Auf Ackerflächen kann der Gefahr einer Bodenerosion durch Erosionsschutzstreifen, Anbau quer zum Hang, einen möglichst ständigen Bewuchs durch Anbau von Zwischenfrüchten, Anbau abfrostender Kulturen, etc. vorgebeugt werden. In Gebieten mit hohen Anteilen an Dauergrünland oder Wald ist die Gefahr der Bodenerosion gering. Generell wichtig bei jeder Düngung ist die Einhaltung ausreichender Gewässerabstände. Da Phosphat in Bodensedimenten partikulär gebunden werden kann, wirkt der Phosphor bis zur Erreichung des P-Sättigungsvermögen nicht eutrophierend. Bei bedarfsgerechter Düngung wird das P-Speichervermögen auch in der obersten Bodenschicht nicht erreicht bzw. ausgeschöpft (siehe „Bodensediment – eine Phosphatfalle“). Oberflächige Nährstoffabschwemmung Neben der Erosion (Abtrag von Bodenmaterial) birgt auch die oberflächige Nährstoffabschwemmung nach einer Düngung (z. B. Starkregenerreignis) ein Gefährdungspotenzial. Dabei ist im Dauergrünland aufgrund der dichteren Grasnarbe sowie höheren Bodenkrümelstabilität die Gefahr einer oberflächigen Nährstoffabschwemmung ungleich geringer als auf Ackerland. Auf Ackerland sollten zur Verringerung des Abschwemmungsrisikos Wirtschaftsdünger möglichst sofort nach der Düngung eingearbeitet werden. Am Grünland kann durch eine dichte Grasnarbe (Nachsaat bei Bedarf) das Abschwemmungsrisiko verringert werden.

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Die größten erosionsbedingten P-Einträge (Gesamtphosphor) sind nach Hochwasserereignissen bzw. jährlich im Frühjahr nach der Schneeschmelze zu beobachten. Bei erodiertem Bodenmaterial ist der Phosphor an Bodenkolloide gebunden und wirkt damit nicht direkt eutrophierend. Bei starkem Sauerstoffmangel am Seegrund kann jedoch gebundener Phosphor wieder in Lösung gehen. Ferner erfolgt bei Sauerstoffmangel kein Abbau von organischer Biomasse.

Grünland – geringe Abschwemmung Eder (Lfl-Gumpenstein) erzielte bei seinem Erosionsversuch (tiefgründige Braunerde) mit 25 % Hangneigung bei ortsüblicher Düngung deutliche Unterschiede im Abschwemmungsverhalten zwischen unbepflanztem Brachland, Grünland, Getreideflächen und Kartoffeln. Der Wasserabfluss betrug bei 1.123 mm Jahresniederschlag (= 11.230 m³/ha) auf unbepflanztem Brachland 546 m³. Am Grünland betrug der Abfluss im Vergleich zum Brachland nur 12 %, bei Getreide 20 % und bei Kartoffeln 34 %. Analog verhält sich auch die Nährstoffabschwemmung. Eine intensiv durchwurzelte Mähwiese kann ungleich mehr Wasser aufnehmen als eine Extensivwiese oder Bürstlingsweide. Grundsätzlich gilt, dass es zuerst zu einer Sättigung der Haftwasserporen (< 0,03 mm) und erst dann zu einem Wasserabfluss kommt. Dadurch ist auch die große Bedeutung einer intakten Bodenstruktur sowie einer hohen Bewurzelungsdichte für den Boden- und Wasserschutz erkennbar. Am stärksten tragen Schneeschmelze, Hochwasser- und Starkregenereignisse zur Abschwemmung bei. Abb.: Erosionsanlage mit 25 % Hangneigung, (BAL Gumpenstein, 1981)

Nährstoffabspülung durch Erosionswasser in kg/ha (n. Eder 1983) Wasserabfluss P NO3 K2O CaO Brache 546 m³ 0,40 0,28 2,34 2,61 Grünland 66 m³ 0,004 0,03 0,50 0,30 Getreide 109 m³ 0,013 0,06 0,63 0,34 Kartoffel 186 m³ 0,010 0,04 0,76 0,40

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Moore und Eutrophierung Moore sind nasse Lebensräume, die durch ihre permanente Wassersättigung (wasserstauende Schicht) in der Bodenkunde als organische Böden beschrieben werden. Die erste Entstehungsstufe sind Niedermoore, die in Senken, Flussniederungen oder durch verlandete Seeflächen (Verlandungsmoore) meist unter nährstoffreichem Grundwassereinfluss entstehen. Als zweite Entwicklungsstufe können dann Hochmoore (auch Regenmoore genannt) entstehen, die keinen Kontakt mehr zum Grundwasser haben. Sie sind im Verlauf der Moorentwicklung über den Grundwasserstand der Niedermoore hinaus gewachsen, meist sauer und nährstoffarm und besitzen nur eine geringe P-Pufferkapazität. Ihre Wasserversorgung erfolgt ausschließlich über Niederschläge (Regenwasser). Infolge von Sauerstoffmangel kommt es in Mooren zu einem unvollständigen Abbau der pflanzlichen Biomasse, wodurch eine Ablagerung im Boden dann als Torf erfolgt. Aufgrund der ständigen Torfbildung wachsen Hochmoore in die Höhe, daher der Begriff „Hochmoor“. Hochmoore werden vielfach durch Torfabbau und Herstellung von Gartenerden genutzt und sind dadurch gefährdet.

Phosphataustrag aus Mooren Auf frisch dränagierten Böden sowie vor allem auf sauren Hochmoorböden können die Phosphatausträge hoch sein. Ursache sind die meist nur noch geringen Mengen an phosphatadsorbierbaren Fe-, Mn- und Al-Verbindungen und haben damit nur mehr geringe P-Speicherkapazität. Fruchtbare Mineralböden enthalten hingegen etwa 300 t allein an puffernden Eisenoxiden. Der „P-Sättigungsindex“ drückt das Verhältnis vom langfristig verfügbaren P-Gehalt eines Bodens zur P-Speicherkapazität aus. Letztere wird vor allem vom Gehalt an oxalextrahierbaren, Eisen und Aluminium bestimmt. Auf wechselstaunassen Böden mit Grundwassereinfluss fördert auch das niedrige Redoxpotenizal die P-Mobilisierung. Ein niedriges Redoxpotenzial im Boden bewirkt durch das reduzierende Milieu infolge von Sauerstoffmangel (anaerob) eine stärkere Lösung und damit Auswaschung von an Eisenoxiden gebundenem Phosphat. Niedermoorböden sind meist nur schwach sauer und haben aufgrund ihres höheren Gehaltes an Puffersubstanzen selbst bei zusätzlicher P-Düngung im Gegensatz zu den meist stark sauren Hochmoorböden nur einen geringen P-Austrag (unter 0,5 kg P/ha). Speziell in eisenreichen Niedermoorböden können Phosphate rasch gebunden werden. Auf Hochmoorböden kann hingegen aufgrund der meist geringen P-Pufferkapazität die P-Auswaschung hoch sein. Phosphor-Mobilität – Vergleich Mineralböden und saure Hochmoorböden 6-jähriger Versuch (n. Munk, 1972) Düngungsintensität ungedüngt 130 kg P/ha Mineralböden 94 g P/ha 88 g P/ha/Jahr

Hochmoor* 800 g P/ha 1940 g P/ha/Jahr

*Hochmoorböden oder auch reine Quarzsande (ohne Kalk) haben aufgrund der fehlenden P-Pufferkapazität im Vergleich zu Mineralböden eine höhere Auswaschung.

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Bei Mineralböden zeigte eine Düngung von 130 kg P/ha gegenüber der ungedüngen Variante keine Erhöhung der Auswaschung, während sich auf dem sauren Hochmoor der P-Austrag auf fast 2 kg/ha verdoppelte. Phosphataustrag aus Dränagen In wassergesättigten Moorböden sowie Dränagen kann die gelöste P-Menge dann ansteigen, wenn bei hoher Intensität der Reduktionsvorgänge in sulfatreichen Böden Eisenoxide in Eisensulfide umgewandelt werden. Ein sichtbarer Hinweis sind die „Eisenschlieren“ in Dränrohren. Allgemein ist auf dränagierten Böden mit einer stärkeren Auswaschung in den ersten Jahren nach einer Entwässerung zu rechnen. P-Gehalte im Dränwasser in mg P/l (n. Kunze und Scheffer, 1989) Grundwasser 0,01-0,03 mg P/l Dränwasser Mineralboden bis 0,1 mg Niedermoor 0,05 bis 0,5 mg Hochmoor 5 bis 15 mg

Gewässersanierung Die Gewässersanierung umfasst das Fernhalten von Schmutzfrachten, die Renaturierung von Fließgewässern zur Verbesserung der „Selbstreinigungskraft“ sowie direkte Maßnahmen zur Seenrestaurierung. Für die Biomassebildung (Wasserpflanzen, Algen) ist letztlich das gelöste Phosphat (PO4) der begrenzende Wachstumsfaktor. Alle Maßnahmen zielen letztlich darauf ab den Sauerstoffhaushalt zu verbessern, da Sauerstoffmangel nicht nur den biologischen Biomasseabbau hemmt, sondern auch eine Remobilisierung von Phosphat aus dem Seegrund (Bodensediment) fördern kann, wodurch sich dann ein Gewässer selbst düngt. Biologischer Sauerstoffbedarf (BSB) Dieser dient als Maßstab für den Sauerstoffbedarf zum Abbau von Biomasse und von Schmutzfrachten. Für den Abbau der im täglichen Abwasser enthaltenen Schmutzfracht werden je Einwohner innerhalb von 5 Tagen 60 g Sauerstoff benötigt, d. h. je Einwohner werden 60 g BSB5 veranschlagt. Bringt z. B. ein Betrieb über den Vorfluter eine Schmutzfrachtbelastung von 120 kg BSB5 ein, so entspricht dies umgerechnet einer Menge von 2.000 Einwohnergleichwerten (120.000 g : 60). Entwicklung der P-Belastung der Vorlandseen in mg/m³ (Mittelwerte) 1977 2005 Wallersee 70 20

Mattsee 73 15

Obertrumersee 83 14

Grabensee 77 15

Fuschlsee 50 5

*Der Ausbau bzw. die Sanierung der Kanalisation hat in den 90-er-Jahren entscheidend zur Entlastung der Vorfluter und damit Sanierung der Vorlandseen beigetragen.

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Mögliche Maßnahmen zur Seenrestaurierung (n. Besch und Hamm,1992) Seeoberfläche (km2) > 1 < 1 Größte Tiefe (m) > 5 > 5 > 5 < 5 Wasserer- eneuerungszeit (a) > 5 > 5 5 > 5 5 1 < 1 Entschlammung + + + + Tiefenwasserab-leitung ? + - - ? + - - Frischwasserzu-leitung + + + + + + + + Hypolimnische Belüftung + + - - + + - - Mechanische Entkrautung ? ? ? ? + + Chemische Nährstofffällung + + + + + + + ? Sedimentoxidation mit Nitrat + +

MONDSEE – ENTWICKLUNG DER GESAMT-PHOSPHORFRACHTEN (n. A. Jagsch, 2000 Fazit: Bei fast allen Vorlandseen konnte durch Ausbau der Kanalisation der P-Eintrag um 80 bis 90 % verringert werden. Wichtig im Seengebiet ist die laufende Dichtheitskontrolle des Kanalnetzes. Während ein bepflanzter Mineralboden eine nahezu 100%ige Filterwirkung besitzt, gelangen Abwässer aus undichten Kanälen ungefiltert in den Untergrund. Auch bewirkt die zunehmende Bodenversiegelung (über 10 ha/Tag) eine vermehrte Stoßbelastung durch den rascheren Wasserabfluss. Seitens der Landwirtschaft zählen die Einhaltung der Gewässerabstände, die Vermeidung von Bodenerosion durch Zwischenfruchtanbau (immergrüner Acker) und die Unterlassung jeglicher Düngung auf wassergesättigten, tiefgefrorenen sowie schneebedeckten Böden zu den wichtigsten vorbeugenden Maßnahmen.

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Literatur Besch W. K., Hamm A., Lenhart B., Melzer. A., Limnologie für die Praxis, Ecomed Verlag, 1992 Diepolder M., P-Austrag aus Dränagen, 48. Jahrestagung Pflanzenbauwissenschaften, Band 17, 2005Diepolder M., Raschberger S., Quantifizierung von P-Austrägen aus landwirtschaftlichen Flächen, SuB, Heft 8-9, 2007Eder G., Bodenerosion u. Nährstoffaustrag, Int. Symp. BAL-Gumpenstein, 1982Eder G., Stoffeintrag in das Grundwasser aus landw. genutzten Böden, 9. Gumpensteiner Lysimetertagung, 2001Ergebnisse 40-jähriger P-Dauerdün- gungsversuche in Österreich, Die Bodenkultur 2001(1)Finck A., Düngung, Ulmer Verlag, 1991Furrer O., P-Belastung der Gewässer durch die Landwirtschaft, Eid. Forsch. Liebefeld-Bern, Bd. 51, 1975Galler J., Lehrbuch Umweltschutz, Seite 71, 146-150, Ecomed-Verlag, 2000Heinzelmaier F., Gerzabek M. B., Tulipan M., Baumgarten A., Pflanzennährstoffe in Österreichs Böden, 48. Jahrestagung Pflanzenbauwissenschaften Wien, 2005Herzog. F., Richter W., Evaluation der Ökomaßnahmen Bereich Stickstoff und Phosphor, Schriftenreihe der FAL 57, Reckenholz, 2005Hofer H., Jäggli F. Umweltgerechte Anwendung von Düngemitteln, Schweiz. Landw. 23, Nr. 6, 1975Jagsch A., Der Mondsee – Erfolgsgeschichte einer Sanierung, Water-tec-net Symposium, 2005Mansfeldt T., Redoxpotentialmessungen mit dauerhaft installierten Platinelektroden unter reduzierenden Bedingungen, Pflanzenernährung, Bodenkunde 156, 1993Keller A., Phosphorverfügbarkeit in intensiv genutzten Grünlandböden, Agrarforschung, 9/2004Kunze H., Scheffer B., Phosphatmobilität im Hochmoorboden, Zeitschrift Pfl-Ernährung 142, 1979 Phosphor im Boden, Umwelt Nr. 368, BUWAL, Bern, 2004 Phosphor – Wege und Verbleib, Verlag Chemie Weinheim, New York, 1978Schaber P., Limnologische Entwicklung des Wallersees 1977-1999, Landespressebüro Salzburg 2005Scheffer/Schachtschabel, Lehrbuch der Bodenkunde, 12. Auflage, S 245-250, Enke-Verlag 1989Scheffer B., Blankenburg J., Phosphoraustrag aus Niedermooren – Ergebnisse eines Lysimeterversuches, 2007Siegel H., Lindenthal T., Mazorek A., Ploner A., Freyer B., Köchl A., Welte E., Nährstoffeintrag in Grundwasser und Oberflächengewässer aus Boden u. Düngung, VDLUFA-Schriftenreihe, 1982Voigtländer G., Nährstoffauswaschung aus dem Grünland, Wasser- u. Abwasser-Forschung, 11. Jhg., Nr. 1/1978 Bernhardt H., Schmidt W. D., Zielkriterien u. Bewertung des Gewässerzustandes, Rat von Sachverständigen für Umweltfragen, Kohlhammer-Verlag, 1988

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