Disclaimer:

Dieses Lernmodul wurde von dem Verein EUCC - Die Küsten Union Deutschland e.V. im Rahmen des Forschungsprojektes „Forschung für ein Integriertes Küstenzonenmanagement in der Odermündungsregion (IKZM-Oder)“ unter Einbeziehung der Forschungergebnisse des Leibniz-Instituts für Ostseeforschung und anderer Forschungseinrichtungen erstellt.

Die EG-Wasserrahmenrichtlinie

Zusammengestellt von:
Dipl.-Umweltwiss. Silke Rödiger

Juni 2006

Ziel dieses Informations- und Lernmoduls ist es, einen Überblick über die Vorgehensweise und Ziele der EU-Wasserrahmenrichtlinie zu geben.

Zunächst werden die Bausteine der EU-WRRL theoretisch und anhand von Beispielen erläutert. Es wird auf die Schlüsselbegriffe der Typisierung, Referenzbedingungen, biologischen Bewertung und Interkalibrierung eingegangen. Im zweiten und dritten Teil des Moduls wird der Stand der Umsetzung der Richtlinie in den Küstengewässern der Ostsee sowie im Odereinzugsgebiet dargestellt. Im vierten Teil schließlich wird auf weiterführende Literatur sowie relevante Webseiten hingewiesen.

Das Modul wurde im Rahmen des Forschungsvorhabens IKZM-Oder initiiert und erstellt. Das Projekt IKZM-Oder ist eines der beiden nationalen Referenzprojekte zum Integrierten Küstenzonenmanagement (IKZM). Das Untersuchungsgebiet umfasst die  Küstenzone der Oder bzw. die Odermündungsregion. Gefördert wird das Vorhaben durch das Bundesministerium für Bildung und Forschung. 

Inhaltsverzeichnis:
 Die EG-Wasserrahmenrichtlinie
 

1. 

Hintergrund und Inhalte

Mit der Veröffentlichung im Amtsblatt der Europäischen Gemeinschaften am 22.12.2000 wurde die ‚Richtlinie 2000/60/EG des europäischen Parlaments und des Rates zur Schaffung eines Ordnungsrahmens für Maßnahmen der Gemeinschaft im Bereich der Wasserpolitik’ (im weiteren WRRL abgekürzt) in Kraft gesetzt.

„Ziel dieser Richtlinie ist die Schaffung eines Ordnungsrahmens für den Schutz der Binnenoberflächengewässer, der Übergangsgewässer, der Küstengewässer und des Grundwassers zwecks a) Vermeidung einer weiteren Verschlechterung sowie Schutz und Verbesserung des Zustands der aquatischen Ökosysteme und der direkt von ihnen abhängenden Landökosysteme und Feuchtgebiete im Hinblick auf deren Wasserhaushalt, ..."(WRRL Artikel 1, Absatz a).

Im Unterschied zu früheren Gesetzen und Richtlinien wird sich die Bewertung von Gewässern in Zukunft im Wesentlichen am Zustand ihrer Biozönose orientieren. Die Wirkung anthropogener Eingriffe auf die Lebensgemeinschaft der Gewässer zu erfassen und zu beurteilen stellt daher eine vorrangige Aufgabe der Gewässerbewirtschaftung dar.

Um die Vorgehensweise europaweit zu koordinieren und dem Gewässernetz als Gesamtökosystem Rechnung zu tragen, werden die zuständigen Behörden aufgefordert, die Bewirtschaftung der Gewässer in Zukunft einzugsgebietsorientiert zu planen und Maßnahmen unabhängig von administrativen Grenzen gemeinsam durchzuführen.

Konkret soll für alle Oberflächengewässer (ausgenommen erheblich veränderte und künstliche Gewässer) bis 2015 ein "guter Zustand" erreicht sein. Die Beschreibung des "guten Zustandes" findet sich im Anhang V der WRRL.

Um dieses Ziel zu erreichen, ist in den Mitgliedsstaaten folgendes Verfahren einzuhalten:

Bis 2004 soll die

 

Bis 2006 soll die Überwachung und Darstellung des Zustandes der Oberflächengewässer folgen. Im Einzelnen betrifft dies die

 

Auf der Grundlage der entwickelten Bewertungs- und Überwachungsverfahren sollen bis 2009 die

 

Bis 2015 schließlich sollen alle Gewässer im guten ökologischen Zustand sein. Ausnahmsweise kann diese Frist bis 2021 bzw. 2027 verlängert werden.

 

1.1. 

Abgrenzung von Flussgebietseinheiten und Wasserkörpern

Die Gewässerbewirtschaftung wird sich in Zukunft am Einzugsgebiet eines Gewässers orientieren; dazu zählen alle Fließ- und Stillgewässer ebenso wie Mündungsbereiche und sich anschließende Küstengewässer. Die Mitgliedsstaaten werden dazu aufgefordert, die einzelnen Einzugsgebiete ihres Hoheitsgebietes Flussgebietseinheiten zuzuordnen, in denen dann

„...die Anforderungen dieser Richtlinie zur Erreichung der Umweltziele...und insbesondere alle Maßnahmenprogramme...koordiniert werden.“ (WRRL Artikel 3, Absatz 4)

Die Umsetzung der WRRL in den nationalen Flussgebieten wird durch Arbeitsgemeinschaften geleistet, die sich aus Vertretern der betreffenden "Anrainer-Bundesländer" zusammensetzen z. B. die ARGE Weser. Die Umsetzung der WRRL in den transnationalen Flussgebieten geschieht durch Kommissionen, die mit Vertretern der am Flussgebiet beteiligten Staaten besetzt sind. Für den Rhein ist dies z. B. die "Internationale Kommission zum Schutze des Rheins (IKSR)", für die Oder die "Internationale Kommission zum Schutze der Oder" (IKSO).

Abbildung 1.1: Durch das Umweltbundesamt ausgewiesene Flussgebietseinheiten für die Bundesrepublik Deutschland. Es wurden vier nationale Flussgebietseinheiten - Eider, Schlei/Trave, Warnow/Peene und Weser ausgewiesen. Deutschland hat außerdem Anteil an den internationalen Flussgebieten der Donau, der Maas, des Rheins, der Elbe und der Oder.
(Quelle: Umweltbundesamt, Februar 2002; www.umweltbundesamt.de)

In diesen Flussgebieten werden nun Wasserkörper ausgewiesen.
Wasserkörper sind in der EU-WRRL definiert als

"...ein einheitlicher und bedeutender Abschnitt eines Oberflächengewässers, z. B. ein See, ein Speicherbecken, ein Strom, Fluss oder Kanal, ein Teil eines Stroms, Flusses oder Kanals, ein Übergangsgewässer oder ein Küstengewässerstreifen."(WRRL Artikel 2, Absatz 10)

Der Begriff „einheitlich“ führt zu folgenden Bedingungen, die bei der Abgrenzung von Wasserkörpern zu berücksichtigen sind:

 

Ergänzend können aufgrund von Vor-Ort-Kenntnissen weitere Kriterien zur Abgrenzung von Oberflächenwasserkörpern herangezogen werden, zum Beispiel dann, wenn an den Hauptströmen aufgrund der o. a. Kriterien noch sehr große Abschnitte verbleiben.

Beispiel: Ausweisung von Wasserkörpern in der Flussgebietseinheit Schlei/Trave (SH)

Abbildung 1.2 zeigt die in der Flussgebieteinheit Schlei/Trave ausgewiesenen Wasserkörper. Es wurden folgende Kriterien zur Abgrenzung von Fließgewässer-Wasserkörpern berücksichtigt:


Daraus ergeben sich 215 Fließgewässer-Wasserkörper in der Flussgebietseinheit Schlei-Trave.

In Abbildung 1.3 wird dies am konkreten Beispiel der Oxbek verdeutlicht.
Im obersten Abschnitt ist die Oxbek dem Gewässertyp "kiesgeprägter Tieflandbach" zuzuordnen, mit zunehmender Größe und Eintritt in die Marsch wechselt sie den Typ und wird zum "Fließgewässer der Niederungen". Aufgrund des Typwechsels ist dieser zweite Abschnitt - in der Karte rot markiert - als neuer Wasserkörper auszuweisen. Die Eigenschaften des Wasserkörpers sind der Tabelle neben der Karte zu entnehmen.

Abbildung 1.2
Wasserkörper der Flussgebietseinheit Schlei/Trave in Schleswig Holstein
(Quelle: Landesamt für Umwelt und Natur Schleswig-Holstein, 2005)

Abbildung 1.3:
Ausweisung und Beschreibung eines Wasserkörpers am Beispiel der Osbek
(Quelle: Landesamt für Natur und Umwelt Schleswig-Holstein, 2005)

Ein Wasserkörper ist ein kohärenter Teil einer Flussgebietseinheit, der die Umweltziele der WRRL erfüllen soll. Entsprechend muss ein Wasserkörper so ausgewählt werden, dass sein Zustand exakt beschrieben und mit den Umweltzielen der WRRL verglichen werden kann.
 

1.2. 

Gewässertypologie

Nach der Ausweisung von Flussgebietseinheiten werden die Oberflächenwasserkörper zunächst nach morphologischen Kriterien in Gewässerarten und schließlich in Gewässertypen untergliedert. Es werden zunächst folgende Gewässerarten unterschieden: Flüsse, Seen, Übergangsgewässer und Küstengewässer. Sind natürliche Gewässer

„...durch physikalische Veränderungen durch den Menschen in ihrem Wesen erheblich verändert...,“(WRRL Artikel 2, Absatz 9)

so können sie als "erheblich veränderte Gewässer" ausgewiesen und im Wesentlichen wie künstliche Gewässer behandelt werden.

Alle Gewässerarten werden dann anhand ihrer - zunächst abiotischen - Eigenschaften in Gewässertypen "top down" gruppiert d. h. es werden zunächst große übergreifende Einheiten gebildet, die nach und nach auf immer kleinere Gruppen von Gewässern mit ähnlichen abiotischen Eigenschaften heruntergebrochen werden. Diese Eigenschaften haben zunächst grundsätzlichen Charakter, wie z. B. die Ökoregion in der das Gewässer liegt (System A nach WRRL). Die Ökoregion fasst Gebiete mit ähnlichen abiotischen Rahmenbedingungen zusammen, dies betrifft Faktoren wie Klima oder Höhenlage.

Eine weitaus genauere Einteilung bietet das System B der WRRL. Hier werden zunächst für die drei Gewässerarten - Seen, Fließgewässer und Küstengewässer - die bestimmenden abiotischen Faktoren identifiziert. Dies sind für Seen z. B. die Geologie des Einzugsgebietes oder die Durchmischungseigenschaften, für Fließgewässer unter anderem die Größe des Einzugsgebietes, für Küstengewässer der Salzgehalt oder die Sedimentzusammensetzung. Entsprechend der Ausprägung solcher Faktoren werden die Gewässer zu Gewässertypen gruppiert. Eine solche abiotisch hergeleitete Typologie liegt inzwischen für alle Gewässerarten vor.

Beispiel: Abiotisch abgeleitete Typisierung von Seen in Mecklenburg-Vorpommern

Die Typisierung der Seen richtet sich nach folgenden Kriterien:


In Mecklenburg-Vorpommern zum Beispiel sind fünf Seentypen anzutreffen (Abbildung 1.4).

Abbildung 1.4: Die Karte zeigt die Anwendung der abiotisch hergeleiteten Seentypologie auf die Seen Mecklenburg-Vorpommerns.
(Quelle: Landesamt für Umwelt, Naturschuz und Geologie Mecklenburg-Vorpommern, 2005)

Da jedoch die sich anschließende Bewertung im Wesentlichen auf Grundlage der Lebensgemeinschaften im Gewässer geschehen soll, muss die Typenliste anhand dieser Lebengemeinschaften 'bottom up' validiert werden. Das heißt, dass anhand von Flora- und Faunadaten möglichst unbelasteter Gewässer aller potentiellen Gewässertypen Ähnlichkeitsberechnungen durchgeführt werden. Eine Gruppe abiotisch ähnlicher Gewässer muss sich auch hinsichtlich ihrer Biozönose ähneln, um einen Gewässertyp zu bilden.

In Deutschland liegt bisher für die Fließgewässer und die Küstengewässer eine solche validierte Typologie vor. Die Validierung der nationalen Typologie für die Seen ist noch in Beabeitung.

Beispiel: Biologisch validierte Typisierung von Fließgewässern in Mecklenburg-Vorpommern

Die abiotische Typisierung der Fließgewässer richtet sich nach folgenden Kriterien:


Diese Typologie wurde anhand des Makrozoobenthos auf ihre Schlüssigkeit überprüft und validert. Das vorläufige Ergebnis ist in der angehängten Tabelle zu sehen.
In Mecklenburg-Vorpommern beispielsweise sind neun Fließgewässertypen anzutreffen (Abbildung 1.5).

Abbildung 1.5: Anwendung der biologisch validierten Fließgewässertypologie auf die Fließgewässer Mecklenburg-Vorpommerns
(Quelle: Landesamt für Umwelt, Naturschutz und Geologie Mecklenburg-Vorpommern, 2005)

Ziel dieser Einstufungen ist es, typbezogene Leitbilder zu erstellen, anhand derer die ökologische Bewertung erfolgen soll. Nur wenn die abiotisch konstruierte Typologie durch die Biozönose widergespiegelt wird kann eine typgerechte Bewertung erfolgen!

Festlegung von Referenzbedingungen

Nach WRRL Anhang II Nr. 1.3 sind nun für jeden Gewässertyp spezifische hydromorphologische, physikalisch-chemische und biologische Referenzbedingungen festzulegen.

Der Referenzzustand entspricht dabei dem in Anhang V WRRL beschriebenen ‚sehr guten ökologischen Zustand’, der bei ‚Abwesenheit störender Einflüsse’ im Gewässer vorherrscht. Ohne eine besondere Rangordnung der Verfahren herstellen zu wollen, sind die wichtigsten Optionen für die Festlegung von Referenzbedingungen die folgenden:

 

Grundlagen für die Bestimmung von Referenzbedingungen werden in Anhang II 1.3 der Richtlinie genannt. Wo die Anwendung all dieser Verfahren nicht möglich ist, können Referenzbedingungen durch Sachverständige festgelegt werden.
Eine ausführliche Beschreibung der Referenzbedingungen für die einzelnen Gewässertypen existiert bisher nur für die Fließgewässer, daher ist diesem Absatz die Beschreibung des Fließgewässertyps 17 als Beispiel angehängt.

 

1.3. 

Gewässerbewertung

Die EG-Wasserrahmenrichtlinie strebt einen „guten Zustand“ aller Oberflächengewässer der EU an. Doch wie ist dieser gute Zustand definiert?

Die Richtlinie sieht eine Beurteilung der chemischen Gewässerqualität sowie eine fünfstufige Klassifizierung der ökologischen Gewässerqualität vor. Bezugsgröße für die Bewertung sind dabei die im vorigen Kapitel erläuterten typspezifischen Referenzbedingungen, die der sehr guten Gewässerqualität entsprechen und einen anthropogen weitgehend unbeeinflussten Gewässerzustand charakterisieren sollen. Das zu bewertende Gewässer wird anhand in der WRRL vorgegebener Kriterien mit den Referenzbedingungen seines Typs verglichen.

Prioritär ist die Biologie - je nach Gewässerart werden die Merkmale Phytoplankton, Makrophyten/Phytobenthos, Makrozoobenthos und Fischfauna zur Bewertung herangezogen (Abbildung 1.6). Diese Gruppen werden in der WRRL als "biologische Qualitätselemente" (BQE) bezeichnet.
Es sind jedoch nicht alle biologischen Qualitätselemente gleich gut zur Bewertung geeignet - während sich die pflanzlichen Komponenten gut zur Trophiebewertung eignen, haben die tierischen Komponenten ihre Stärken in der Strukurbewertung von Gewässern Auch ist nicht jedes BQE gleich gut für alle Gewässerarten und -typen geeignet. Einige BQEs indizieren eher langfristige Belastungen (Fische) während andere besonders schnell reagieren (Phytoplankton).

Zunächst einmal sollte für jedes BQE ein Bewertungsansatz entwickelt werden. Stellt sich nach eingehender Untersuchung jedoch heraus, dass eine oder mehrere BQE zur Bewertung einer Gewässerart oder eines Typs nicht geeignet sind, räumt die WRRL ausdrücklich ein, diese bei der Bewertung zu vernachlässigen.

Abbildung 1.6: Die Tabelle zeigt, welche Gruppen aus Fauna und Flora mit welchen Parametern in welcher Gewässerkategorie zur Bewertung anzuwenden sind.
(Quelle: Umweltbundesamt; www.umweltbundesamt.de)

Die Ergebnisse der biologischen Überwachung mit den Organismengruppen Fischfauna, Makrozoobenthos und Gewässerflora führen zur Einstufung in Zustandsklassen, wobei das schlechteste Ergebnis die Einstufung bestimmt ("worst-case"-Prinzip).
Die sehr gute Gewässerqualität als Klasse I entspricht dabei vollständig oder weitgehend vollständig den natürlichen Bedingungen, während die gute Gewässerqualität als Klasse II geringfügig und der mäßige Zustand als Klasse III mäßig von den Referenzbedingungen abweicht.
Für künstliche und erheblich veränderte Gewässer wurde abweichend hiervon das höchste ökologische Potenzial als Referenz definiert, das dem Zustand nach Durchführung aller Maßnahmen zur Gewährleistung der bestmöglichen ökologischen Durchgängigkeit entspricht.

Bei der biologischen Bewertung werden drei Ebenen betrachtet (Abbildung 1.7):


Abbildung 1.7: Vorgehensweise bei der Zusammenführung der einzelnen Bewertungergebnisse zur biologischen Gesamtbewertung.
(Quelle: CIS Guidance "Ecostat" - deutsche Übersetzung, 2003)

 

  Zum Lesen

Unterstützend zur biologischen Bewertung werden die Hydromorphologie sowie die physikalisch-chemischen Bedingungen mit den drei Merkmalsgruppen klassische Messgrößen, synthetische Schadstoffe und nichtsynthetische Schadstoffe (andere als die o.g. prioritären Stoffe) herangezogen. Der "sehr gute Zustand" wird nur erreicht, wenn er durch alle Parametergruppen angezeigt wird. Ist zwar eine Referenzbiozönose im Gewässer vorhanden, Chemie und Hydromorphologie zeigen jedoch Defizite, so ist das Gewässer im "guten ökologischen Zustand".
Werden die Grenzwerte der in der WRRL als prioritär definierten Stoffe überschritten, kann das Gewässer höchstens als mäßig eingestuft werden.

Abbildung 1.8: Ablaufschema zur Bestimmung des ökologischen Zustands nach EU-WRRL.
(Quelle: CIS Guidance "Ecostat" - deutsche Übersetzung, 2003)

Die WRRL verlangt eine immissionsorientierte Betrachtung von Belastungen, das heißt deren Auswirkungen im Gewässer sind der Bewertungsmaßstab. Dabei spielt die Indikation durch biologische Größen in Zukunft die Hauptrolle. Bewertet wird im Vergleich zum unbelasteten Referenzzustand.
Knackpunkt der Bewertung ist die Wahl der Klassengrenzen. Es zeigt sich bereits jetzt, dass sich die Maßstäbe der Bewertung von Staat zu Staat sehr unterscheiden können. Ein Gewässer, das beispielsweise in Schweden mit gut bewertet wurde, kann durchaus nach dem französischem System nur mäßig sein. Insbesondere um die Grenze zwischen gutem und mäßigem Zustand, die entscheidet, ob Handlungsbedarf besteht, wird heftig gerungen.

Eine Vergleichbarkeit der Ergebnisse der in den Mitgliedstaaten zu implementierenden biologischen Gewässerüberwachung soll durch eine Interkalibrierung sichergestellt werden.

 

1.4. 

Interkalibrierung

Mit der von der WRRL vorgesehenen Interkalibrierung soll eine EU-weite Vergleichbarkeit der Ergebnisse der biologischen Gewässerüberwachung sichergestellt werden. Die Interkalibrierung beinhaltet nach WRRL folgende Zeitskala:

 

 

Zur Präzisierung der Kriterien für die Interkalibrierung wurde die EU-Arbeitsgruppe INTERCALIBRATION eingerichtet, die ab 2003 von der Arbeitsgruppe ECOSTAT abgelöst wurde. Die Grundprinzipen der Interkalibrierung, die Einteilung der Mitgliedstaaten in GIGs sowie die Erläuterung der verschiedenen Optionen für die Durchführung der Interkalibrierung sind in der Leitlinie „Guidance on the Intercalibration Process“ enthalten, die im Oktober 2004 verabschiedet wurde.
Es wurde vereinbart, die Interkalibrierung auf ausgewählte gemeinsame europaweite Gewässertypen, ausgewählte Belastungen und ausgewählte biologische Qualitätselemente zu begrenzen. Die länderübergreifenden Gewässertypen, an denen die Eichung der nationalen Bewertungssysteme erfolgt sind im angehängten Dokument aufgelistet und erläutert.
Der Interkalibrierungsprozess selbst findet innerhalb sogenannter Geographical Intercalibration Groups (GIGs) statt – größerer geographischer Einheiten, zu denen jeweils mehrere Mitgliedstaaten mit ähnlichen Gewässertypen gehören.
Deutschland hat dabei Anteil an den GIGs:


Neben den Grundprinzipien der Interkalibrierung wurden von der Arbeitsgruppe auch drei Optionen für eine Herangehensweise an den Interkalibrierungsprozess erarbeitet:

Option 1: Nutzung gemeinsamer europäischer Bewertungsmethoden
Alle Staaten eines GIG einigen sich auf ein gemeinsames Bewertungsverfahren, das auf gleichen Bewertungsmetrizes und gleichen Methoden zur Identifizierung von Referenzbedingungen basiert. Die Berechnung der Bewertungsmetrizes erfolgt in allen Staaten gleich, die Sammlung der Daten mit denen gerechnet wird folgt der immer gleichen Standardmethode.
Diese Option ist sinnvoll, wenn es bereits ein gängiges, in vielen Staaten angewendetes Bewertungsverfahren gibt, das die Ansprüche der WRRL erfüllt. Aufgabe der Interkalibrierung ist dann lediglich die Abstimmung der Klassengrenzen, insbesondere der Grenze zwischen mäßigem und gutem Zustand.
Option 2: Eichung der nationalen Methoden an einem europäischen "common metric"
Es sollen geeignete gemeinsame Bewertungsmetrizes identifiziert werden. Geeignet ist ein Metric dann, wenn er die relevanten biologischen Qualitätselemente berücksichtigt und die zu bewertende Belastung sicher anzeigt. Die Parameter könnten z. B. aus einem bereits bestehenden nationalen Bewertungsverfahren ausgewählt werden. Diese Option kann zur Anwendung kommen, wenn es kein übergreifendes Bewertungssystem gibt (Option 1), sich die Mitgliedsstaaten jedoch auf einzelne gemeinsame Metrices einigen können. Wichtig ist die Datenqualität; die Ergebnisse der einzelnen Staaten sind nur dann vergleichbar, wenn die ausgewählten Metrizes auch auf einer vergleichbar sicheren Datengrundlage stehen.
Option 3: Test der nationalen Bewertungsmethoden an gemeinsamen Messstellen
Die Mitgliedsstaaten eines GIGs nutzen zwar die jeweils national entwickelten Bewertungmethoden, es werden jedoch gemeinsame Messstellen festgelegt. Der Vergleich der Ergebnisse verschiedener Bewertungsverfahren an denselben Messstellen zeigt Unterschiede in der Bewertung auf. Aufgabe der Interkalibrierung ist es dann, die nationalen Bewertungsergebnisse ineinander "umrechenbar" zu machen.
Da die Mitgliedstaaten traditionell sehr unterschiedliche Ansätze in der biologischen Gewässerbewertung verfolgen ist Option 1 - eine gemeinsame Methode für alle - kaum durchsetzbar.
Für die Option 2 und 3 bzw. Kombinationen dieser beiden Optionen sind gemeinsame Messstellen erforderlich, anhand derer die verschiedenen Bewertungsergebnisse verglichen werden können. Diese Stellen sollten alle Gewässerarten, alle Gewässertypen und unterschiedliche Belastungssituationen widerspiegeln. Insbesondere Grenzfälle zwischen gutem und mäßigem Zustand sind nötig um diese Grenze - die ja später in die Frage: Maßnahmen erforderlich oder nicht? mündet - international vergleichbar und transparent zu machen. Die Messtellen, die in Deutschland für den Prozess der Interkalibrierung herangezogen werden sind in der nebenstehenden Abbildung zu sehen.
Durch die Interkalibrierung sollen die Ergebnisse der nationalen Bewertungsverfahren untereinander vergleichbar gemacht werden. Insbesondere die Klassengrenze zwischen mäßigem und guten Zustand muss eindeutig definiert werden - hieraus leitet sich später der Handlungsbedarf ab.
 

1.5. 

Gewässerüberwachung

Wurde die chemische und ökologische Qualität der Oberflächenwasserkörper anhand der in Anhang V WRRL genannten Kenngrößen ermittelt, so sieht die WRRL eine regelmäßige Überwachung der Gewässer vor.

„Das Überwachungsnetz muss so ausgelegt sein, dass sich daraus ein kohärenter und umfassender Überblick über den ökologischen und chemischen Zustand in jedem Einzugsgebiet gewinnen lässt und sich die Wasserkörper im Einklang mit den normativen Begriffsbestimmungen der Randnummer 1.2 in fünf Klassen einteilen lassen.“(WRRL Anhang V Absatz 1.3)

Dabei wird zwischen der überblicksweisen und der operativen Überwachung unterschieden.

 

Die überblicksweise Überwachung dient der Bewertung langfristiger Veränderungen in der gesamten Flussgebietseinheit. Es sollen dafür vorwiegend Stellen an größeren Flüssen und Seen ausgewählt werden, deren Überwachung für das Gesamteinzugsgebiet aussagekräftig ist.

Die operative Überwachung hingegen betrifft vor allem Gewässer, die das Qualitätsziel ‚guter Zustand’ voraussichtlich nicht erreichen werden. Sie soll während der Geltungsdauer eines Bewirtschaftungsplans zusätzlich durchgeführt werden, um den Erfolg der unternommenen Maßnahmen zu überprüfen und gegebenenfalls Schwachstellen offen zu legen.

Angaben zur Überwachungsfrequenz finden sich in WRRL Anhang V Absatz 1.3.4. Diese Zeiträume sind von den Mitgliedstaaten den örtlichen Gegebenheiten anzupassen, sollten aber insbesondere bei der operativen Überwachung nicht überschritten werden. Für Küstengewässer werden im Falle der biologischen Kenngrößen Wirbellosenfauna und Gewässerflora drei Jahre vorgeschlagen, für das Phytoplankton sechs Monate.

In Einzelfällen schließlich kann von den Mitgliedsstaaten eine Überwachung zu Ermittlungszwecken eingeleitet werden, die beispielsweise ungeklärte Überschreitungen der vorgeschriebenen Qualitätsnormen untersuchen soll.

 

2. 

Die Küstengewässer der Ostsee

Unter die Bestimmungen der Wasserrahmenrichtlinie fallen nicht nur die Binnen- sondern auch Küstengewässer, unter anderem die der Ostsee. Die Ostsee ist von neun Anrainerstaaten umgeben, die, mit Ausnahme Russlands, EU-Recht umsetzen. Sie alle verfolgen neben internationalen Kooperationen auch eigene Ansätze, auf die im Modul nur eingeschränkt eingegangen werden kann. Der Schwerpunkt liegt auf der Vorgehensweise in Deutschland. Soweit möglich wird über Links und angehängte Dokumente auf den Arbeitsstand in anderen Anrainerstaaten verwiesen - viele Dokumente liegen jedoch nur in der jeweiligen Landessprache vor, zudem sind nicht in allen Anrainerstaaten die Verfahren und Ergebnisse über das Internet frei zugänglich.

Abbildung 2.1: Karte der Ostsee mit Anrainerstaaten

Die Ostsee ist eines der größten Brackwassergebiete der Erde, sie umfasst eine Fläche von 412.560 km² und ein Volumen von 21.631 km³. Sie erreicht Ihre maximale Tiefe im Landsorttief mit 459 m, die mittlere Tiefe beträgt jedoch lediglich 52 m - insbesondere die ausgedehnten Küstenzonen sind sehr flach. Einen nennenswerten Tidenhub gibt es nicht, Wasserstandschwankungen sind in der Regel windinduziert. Den Großteil der Wasserzufuhr machen die einmündenden Fließgewässer aus, insbesondere im Osten spielt der Zufluss aus der Nordsee nur noch eine untergeordnete Rolle - die Folge ist ein starker Salzgradient vom euhalinen Südwesten bis zum olighalinen Nordosten. Und schließlich besitzt die Ostsee durch die Eiszeit und ihre Folgeerscheinungen eine sehr kleinteilig geformte Küste mit einer Vielzahl von Buchten, Förden, Bodden und Haffen mit jeweils spezifischen Lebensgemeinschaften. 

All diese Eigenschaften machen die Typisierung und Bewertung der Ostsee-Küstengewässer komplizierter als die der vergleichsweise einheitlich gestalteten und aufgrund der starken Tideeinwirkung "berechenbareren" Nordsee.

 

2.1. 

Typologie der Ostseeküstengewässer

  Zum Lesen

Die Ostsee ist in der WRRL als eine Ökoregion definiert worden, ihre Küstengewässer sind häufig grenzüberschreitend. Trotzdem wurden von den Anrainerstaaten unabhängig voneinander nationale Typologien entworfen. Um diese nationalen Ansätze, dem integrierenden Charakter der WRRL entsprechend, zusammenzuführen, wurde im Rahmen des von der EU geförderten Projektes "Characterisation of the Baltic Sea Ecosystem: Dynamics and Function of Coastal Types (CHARM)" eine übergreifende “umbrella typology“ entwickelt.

Diese Typologie geht räumlich über den WRRL-Rahmen der Küstengewässer (eine nautische Meile ab der Küstenlinie) hinaus; das Ziel war es, die gesamte Ostsee abzudecken und das System so stark zu generalisieren, dass die nationalen Typologieansätze darin Platz finden. Das Typologiesystem orientiert sich dabei stark an den Ergebnissen der EU-CIS (= Common Implementation Strategy) Arbeitsgruppe 2.4 „Coast“, die im angehängten CIS Guidance Paper „Transitional and Coastal Waters- Typology, Reference Conditions and Classification Systems“ ausführlich erläutert sind.

  Zum Lesen

Die Klassifikation der CHARM Typologie erfolgt anhand folgender Faktoren:  

Salinität  

Die Einstufung der Salinität orientiert sich am Venedig-System. In der Ostsee kommen folgende Salinitätstypen vor:  

 

Wassertiefe/Schichtung  

Nach der Modellierung der Wassertiefen erwies sich die 20 m Tiefenlinie als nützlich zur Abtrennung der Küstengewässer nach WRRL. Nur wenige Küstengewässer wiesen tiefere Bereiche auf, diese werden in der jeweiligen nationalen Typologie näher bezeichnet. Innerhalb der flachen Küstengewässer wirkt sich der Parameter Wassertiefe insbesondere auf zwei biologisch bedeutsame Grenzen aus: die Thermokline im Sommer und die euphotische Zone. Beide Grenzen liegen in den Ostsee Küstengewässern in etwa bei 10m Tiefe. Für die Einstufung nach der Wassertiefe ergeben sich also folgende Typen:  


Verknüpft mit der Wassertiefe sind die Mischungsverhältnisse im Gewässer. Für die Typologie wird unterschieden zwischen

 

Aufenthaltszeit des Wassers  

Der Wasseraustausch ist in Küstengewässern ein entscheidender Faktor, da er die Konzentration vieler Stoffe im Wasser reguliert und außerdem Einfluss auf den Austausch zwischen Wasser und Sediment hat. Die Austauschzeiten der Ostsee-Küstengewässer wurden daher modelliert und folgende Kategorien für die Typologie festgelegt:  

 

4. Sedimentzusammensetzung - als Zusatzkriterium

Die Sedimentzusammensetzung wurde auf Ihren Nutzen als Typologiekriterium hin überprüft, kann aber lediglich in Weichbodengebieten sinnvoll zur Klassifikation beitragen. Für die ostseeweite „umbrella typology“ wurde dieser Faktor daher nicht genutzt, er spielt aber in vielen nationalen Typologien eine Rolle.

Umsetzung der CHARM-Typologie in den Anrainerstaaten

In einigen Anrainerstaaten der Ostsee liegen bereits Ansätze zur Typologie vor. Diese nationalen Ansätze - und Ihre Zusammenführung unter dem Schirm der CHARM "umbrella typology" werden in den Abbildungen 2.2 bis 2.7 dargestellt.

Detailliertere Angaben zu den einzelnen Typologieansätzen finden sich im angehängten pdf Dokument "CHARM - Ostseetypologie".

In Abbildung 2.2 ist die Verteilung der Typen in den dänischen Küstengewässern sowie die Zusammenführung in der CHARM- „umbrella typology“ dargestellt.

In der dänischen Typologie wird zunächst zwischen offenen Küstengewässern und geschützten Bereichen unterschieden.
Da Dänemark sowohl Anteil an Küstengewässern der Nordsee als auch der Ostsee hat spielt die Salinität in der dänischen Typologie die entscheidende Rolle. Weiterhin wird an der offenen Nordseeküste über die Exposition und das Gezeitenregime und an der geschützten Ostseeküste über die Schichtungsverhältnisse und den Einfluss landseitiger Zuflüsse typisiert.
(Quelle: Schernewski & Wielgat, 2004)

In Abbildung 2.3 ist die Verteilung der Typen in den schwedischen Küstengewässern sowie die Zusammenführung in der CHARM- „umbrella typology“ dargestellt.

Im Unterschied zu allen anderen Anrainerstaaten ist Schwedens nationale Typologie nicht-hierarchisch gegliedert. Das heißt, es gibt keine allgemeingültigen Typologiekriterien, sondern jeder Küstentyp wird durch die örtlich bestimmenden Faktoren beschrieben. Je nach Region sind dies Salinität, Wasseraustausch, Substratverteilung, Schichtungsverhältnisse, Wellenexposition und Eisbedeckung.
(Quelle: Schernewski & Wielgat, 2004)

In Abbildung 2.4 ist die Verteilung der Typen in den estnischen Küstengewässern sowie die Zusammenführung in der CHARM- „umbrella typology“ dargestellt.
 
In Estland wurden zwei oligohaline Buchten, die Parnu-Bucht und die Narva Bucht, ausgewiesen. Alle übrigen Küstengewässer sind als mesohalin einzustufen. Die mesohalinen Gewässer wurden dann in Gewässer > 30 m Tiefe und Gewässer < 30 m Tiefe eingeteilt und nach ihrer Wellenexposition klassifiziert.
Beschreibend werden die Mischungsverhältnisse, die Aufenthaltszeit des Wassers und die Substratzusammensetzung herangezogen.
(Quelle: Schernewski & Wielgat, 2004)
In Abbildung 2.5 ist die Verteilung der Typen in den litauischen Küstengewässern sowie die Zusammenführung in der CHARM- „umbrella typology“ dargestellt.
 
Da die Küstengewässer Litauens einheitlich als mesohalin zu klassifizieren sind ist für die Typisierung die Substratzusammensetzung der entscheidende Faktor. Optionale Faktoren sind auch hier die Wassertiefe (damit zusammenhängend die Schichtungsverhältnisse) und die Wellenexposition.
Das kurische Haff wurde, analog zu den Flussmündungen in Lettland, als Übergangsgewässer klassifiziert.
(Quelle: Schernewski & Wielgat, 2004)
In Abbildung 2.6 ist die Verteilung der Typen in den lettischen Küstengewässern sowie die Zusammenführung in der CHARM- „umbrella typology“ dargestellt.
 
Die lettischen Küstengewässer werden zunächst in die offenen Küstengewässer mit > 6 PSU und geschützte Küstengewässer, im Wesentlichen den Golf von Riga mit < 6 PSU eingeteilt. Entscheidender Faktor für die Typisierung ist dann das dominierende Sediment. Als beschreibende Faktoren für die einzelnen Typen kommen Wellenexposition, Wassertiefe (damit zusammenhängend die Schichtungsverhältnisse), Aufenthaltszeit des Wassers und die Eisbedeckung hinzu.
Der Mündungsbereich der Daugava wurde als Übergangsgewässer klassifiziert.
(Quelle: Schernewski & Wielgat, 2004)
In Abbildung 2.7 ist die Verteilung der Typen in den finnischen Küstengewässern sowie die Zusammenführung in der CHARM- „umbrella typology“ dargestellt.
 
Finnland nutzt von vorneherein das System B der EU-WRRL. Typbildende Faktoren sind (neben der Salinität) der Breiten- und Längengrad, die Eisbedeckung, das vorherrschende Substrat, die Durchmischungsverhältnisse und die Wellenexposition.
Für die kleinräumigen Archipelbereiche der finnischen Küstenlandschaft wurden zusätzliche topographische Faktoren zur Typisierung herangezogen. In Finnland wurden so 16 Küstengewässertypen ausgewiesen.
(Quelle: Schernewski & Wielgat, 2004)
Die abiotischen Faktoren zur Festlegung der Gewässertypen ähneln sich in allen Ostsee-Anrainerstaaten. In der Regel sind die Salinität, die Wassertiefe/Schichtung sowie die Wasseraustauschzeiten für die Typisierung relevant.
  Zum Lesen

Typologie der deutschen Ostseeküste

Die "top down" Typologie für die deutschen Ostseeküstengewässer basiert im Wesentlichen auf folgenden abiotischen Parametern

Salinität: Die Salinität an der deutschen Ostseeküste reicht von annähernd 30 PSU in der Flensburger Außenförde bis zu im Mittel 1 bis 2 PSU im Stettiner Haff. Demnach wurden 3 Salinitätsstufen unterschieden: oligohaline Küstengewässer, mesohaline Küstengewässer und polyhaline Küstengewässer. Hinzu kommt die Schichtung, die in den tiefen Förden und Buchten Schleswig-Holsteins auftreten kann.

Exposition: Es werden nach ihrer Lage innere und äußere Küstengewässer unterschieden. Als innere Küstengewässer werden z. B. die geschützten Bodden Mecklenburg-Vorpommerns, das Stettiner Haff und die geschützte Schlei in Schleswig-Holstein zusammengefasst. Die äußeren Küstengewässer sind vor allem die offenen Förden und Buchten - überwiegend in Schleswig-Holstein.

Beschreibend hinzu kommen die Faktoren Sedimentzusammensetzung und Wassertiefe.

Die Kombination der Faktoren Salinität, Exposition und Schichtung ergibt vier Küstengewässertypen an der deutschen Ostseeküste:

Typ B1: oligohaline innere Küstengewässer ( z. B. Stettiner Haff) 

Typ B2: mesohaline innere Küstengewässer (z. B. Wismarbucht)

Typ B3: mesohaline äußere Küstengewässer (ohne Sprungschicht) (z. B. Fehmarn Belt)

Typ B4: meso- bis polyhaline äußere Küstengewässer (mit Sprungschicht) (z. B. Flensburger Außenförde)

Um dem starken Salinitätsgradienten entlang der Ostseeküste und seiner Auswirkung auf die Lebensgemeinschaft in den Küstengewässern gerecht zu werden, wurden außerdem Untertypen ausgewiesen. So wird beipielsweise der Typ B1: oligohaline innere Küstengewässer noch in B1a: 0,5 bis 3 PSU und B1b: 3 bis 6 PSU aufgeteilt (vgl. das pdf Dokument rechts). Diese Differenzierung kommt insbesondere im Bereich der vorpommerschen Bodden zum tragen.

Parallel zur Typisierung fand für die Küstengewässer die Identifikation von Wasserkörpern statt (Abbildung 2.2 und 2.3).

Abbildung 2.8: Zuweisung der Küstengewässertypen in Mecklenburg-Vorpommern
(Quelle: Landesamt für Umwelt, Naturschutz und Geologie Mecklenburg-Vorpommern, 2005)
Abbildung 2.9: Zuweisung der Küstengewässertypen in Schleswig-Holstein
(Quelle: Landesamt für Natur und Umwelt Schleswig-Holstein, 2005)

Typologie des Stettiner Haffs

Das Stettiner Haff wird durch die deutsch-polnische Grenze administrativ geteilt.

Auf deutscher Seite gehört das Haff zum Küstengewässertyp B1: oligohaline innere Küstengewässer. Nach seinem mittleren Salzghalt lässt es sich in den Untertyp B1a ß-oligohalin mit mittleren Salzgehalt von 0,5 bis 3 PSU einordnen. Auf polnischer Seite wird das Haff als Übergangsgewässer eingestuft und in zwei Wasserkörper geteilt. Der Wasserkörper "Stettiner Haff" gehört zum oligohalinen Typ, die Swinemündung zum mesohalinen Typ.

 

2.2. 

Referenzbedigungen der Ostseeküstengewässer

Für die Vorgehensweise bei der Referenzbildung nach WRRL gilt folgende Reihenfolge:

Schritt 1 – Wenn vorhanden sollten weitgehend unbeeinflusste Stellen im Einzugsgebiet (in typgleichen Gewässern) genutzt werden.

Schritt 2 – Wenn unbeeinflusste Stellen im betroffenen Einzugsgebiet nicht vorhanden sind so sind vergleichbare Einzugsgebiete zu heranzuziehen.

Schritt 3 – Wenn in vergleichbaren Einzugsgebieten keine Referenzstellen zu identifizieren sind so sind historische Daten zur Rekonstruktion der Referenzbedingungen heranzuziehen.

Schritt 4 – Wenn die historischen Daten nicht belastbar oder nicht vorhanden sind, so ist anhand von Expertenwissen die Referenzsituation zu modellieren.

In den Küstengewässern der Ostsee stellt sich die Situation folgendermaßen dar.

Zu Schritt 1 – Da die Ostsee schon lange intensiv genutzt wird und insbesondere die Nährstoffsituation stark durch anthropogene Eingriffe beeinflusst und verändert wurde, lassen sich unbeeinflusste Bereich, die als Referenzstellen dienen könnte im gesamten Ostseegebiet nicht ausmachen. Eine Ausnahme bilden hier eventuell einzelne Stellen im bottnischen Meerbusen. Diese Stellen könnten jedoch lediglich für typgleiche Gewässer an der schwedischen Küste als Referenz dienen und sind daher für ein ostseeweites Vorgehen nicht nutzbar.

Zu Schritt 2 – Die Ostsee ist aufgrund ihrer hydromorphologischen und physikochemischen Eigenschaften, wie niedriger Salzgehalt, niedriger Tidenhub oder zeitweise Eisbedeckung im Norden nicht mit anderen Meeresgebieten zu vergleichen. Auch ist es aufgrund der starken Gradienten innerhalb der Ostsee nicht praktikabel, unbeeinflusste Stellen aus dem Nordosten für die Referenzbildung im Westen und Süden zu nutzen.

Zu Schritt 3 – Historische Daten aus dem Ostseeraum reichen z. T. bis ins 18 Jhdt. zurück – jedoch konzentrierte sich die Datenerhebung sehr lange auf physikochemische Parameter. Biologische Datenreihen liegen frühestens aus den 60er bis 80er Jahren des 20 Jhdts. vor. Auch macht eine Fülle unterschiedlicher Erhebungsmethoden den Vergleich historischer Daten schwierig.

Zu Schritt 4 – Für Modelle werden Eingangsdaten benötigt. Hier kann es sich bei der Datenlage im Ostseeraum nur um eine Kombination aus historischen, zumeist physikochemischen Daten und eine „Ergänzung“ des heutigen Arteninventars anhand von Expertenwissen handeln. Auch wenn es sich hier um die unsicherste der in der WRRL vorgeschlagene Ansätze zur Referenzbildung handelt, ist dies wohl die einzige Möglichkeit, Referenzbedingungen für den Ostseeraum zu konstruieren.

Beispiel: Referenzbildung für das BQE Phytoplankton

 
In den Referenzbedingungen für das Phytoplankton sollten sich folgende Parameter wiederfinden:
 
 
Im CHARM-Projekt wurden dazu einige Ansätzen entwickelt, die vorhandene historische Daten aus verschiednen Küstengebieten mit statistischen Methoden und Expertenwissen kombinieren.
 
Zusammensetzung und Abundanz
 
Es wurde die Zusammensetzung des Phytoplanktons während der Frühjahrsblüte in verschiedenen Meeresgebieten untersucht und zum Nährstoffgehalt in Beziehung gesetzt. Die Hypothese war, dass hohe Nährstoffgehalte bestimmte Arten überproportional fördern. Es ist also zu erwarten, dass bei hohen Nährstoffgehalten andere Artenzusammensetzungen existieren als bei niedrigen. Ein Vergleich mit historischen Daten kann so frühere Nährstoffgehalte oder Artenzusammensetzungen zu Tage fördern.
 
Mittlere Phytoplankton-Biomasse
 
Hier lassen sich sowohl über den Nährstoffgehalt, als auch mittelbar über die Trübung (Secchi-Tiefe) und den damit im Zusammenhang stehenden Chlorophyll a-Gehalt des Wassers historische Zustände konstruieren. Welche(n) Parameter man nutzt hängt von der Datenlage in dem betreffenden Gebiet ab.
 
Frequenz und Intensität von Algenblüten
Auch dieser Parameter ließ sich über die Nährstoffgehalte konstruieren. Vor dem Hintergrund der anderen CHARM-Ergebnisse, die als Referenz deutlich geringere Nährstoffkonzentrationen in der Ostsee annehmen, so folgt daraus auch eine deutlich schwächere und seltenere Algenblüte im Referenzzustand.
 
Die Ansätze sind hier nur sehr stark verkürzt wiedergegeben. Genaueres findet sich in den angehängten pdf-Dokumenten.

Referenzbedingungen an der deutschen Ostseeküste

Die ökologischen Referenzen der Ostseeküstengewässer wurden im Zuge der Entwicklung der Typologie bearbeitet. Die Referenzfindung ist jedoch noch nicht auf dem Stand der Fließgewässer, für die bereits fertige Steckbriefe inklusive der chemischen und biologischen Referenzen vorliegen (siehe Kapitel "Die Oder - Referenzbedingungen").

Im Bereich der deutschen Küstengewässer sind von inneren zu äußeren Küstengewässern abnehmende, aber durchgängig erhöhte Nährstoffgehalte festzustellen. Daher können keine Referenzgebiete für den sehr guten Zustand ausgewiesen werden. Für die Festlegung der typspezifischen Referenzbedingungen muss auf historische Daten, Modellierung und Expertenwissen zurückgegriffen werden. Die historischen chemischen Hintergrundwerte werden untersucht und geprüft. Die bislang erarbeiteten Referenzartenlisten sollen im Rahmen der Praxistests der Bewertungsverfahren validiert werden.

Der Stand der Bearbeitung liegt bisher nicht öffentlich vor. Auf den verlinkten WRRL-Seiten Schleswig-Holsteins und Mecklenburg-Vorpommerns werden die Ergebnisse nach und nach für die öffentliche Verwendung eingestellt. Bei den Berichten handelt es sich um die status-quo Berichte der Flussgebietseinheiten Schlei/Trave (Schleswig-Holstein) und Warnow-Peene (Mecklenburg-Vorpommern) an die EU. Dort ist der Stand der Arbeiten in den Flussgebietseinheiten bis zum Jahr 2005 zusammengetragen.

 

Geeignete Referenzgebiete in den Ostsee-Küstengewässern sind aufgrund der langen Nutzungsgeschichte nicht mehr vorhanden. Die Referenzbildung muss sich daher auf historische Befunde, Modelle und Expertenwissen stützen.
 

2.3. 

Bewertung der Ostseeküstengewässer

Bereits vor der eigentlichen Bewertungsphase wird eine Einschätzung abgegeben, ob die Wasserkörper den guten ökologischen und chemischen Zustand ohne Einbeziehung künftiger Maßnahmen bereits heute erreichen (Abbildung 2.10 und 2.11). Grundlage für die Einschätzung der Zielerreichung sind biologische, stoffliche und morphologische Kriterien, insbesondere die Angaben und Bewertungen der vorhandenen Gewässergüteklassifizierungen und Strukturerhebungen. Die Riskoabschätzung führt zur vorläufigen Einstufung der Wasserkörper als

 

Die Ergebnisse der Beurteilung müssen dann mit WRRL-kompatiblen Bewertungsverfahren im Rahmen der anschließenden Überwachungsprogramme verifiziert werden.

In den Küstengewässern der FGE Schlei/Trave wirken sich die hohen Nähr- und Schadstoffkonzentrationen in negativer Weise auf die Zusammensetzung und Abundanz der benthischen Lebensgemeinschaften sowie des Phytoplanktons aus. Unterstützt wird dieser Effekt bei den Makrophyten durch das Fehlen von geeigneten Siedlungssubstraten, da diese im Zuge der Steinfischerei entfernt wurden. Aufgrund der hohen Nährstoffeinträge aus dem Binnenland, den angrenzenden Wasserkörpern der Ostsee sowie aus der Atmosphäre ist davon auszugehen, dass alle 24 Wasserkörper der Küstengewässer in der FGE Schlei/Trave die Umweltqualitätsziele ohne besondere Maßnahmen wahrscheinlich nicht erreichen werden (Tabelle 2.1).

In der FGE Warnow/Peene sind die Verhältnisse ähnlich. Auch hier tragen die hohen Nähstoffkonzentrationen zur Einschränkung der Artenvielfalt - insbesondere bei den Makrophyten - bei und führen zu einer negativen Einstufung fast aller betrachteten Wasserkörper. Bei 16 Wasserkörpern ist somit die Zielerreichung "guter ökologischer Zustand " gefärdet. Lediglich drei Wasserkörper werden diesen Zustand voraussichtlich erreichen (Tabelle 2.1).

Tabelle 2.1: Gefährdungsabschätzung der Küstengewässer in den Flussgebietseinheiten Schlei/Trave und Warnow/Peene

Bearbeitungsgebiet

Anzahl Wasserkörper

ungefährdet

unklar

gefährdet

FGE Schlei/Trave

24

0

0

24

FGE Warnow/Peene

19

3

0

16

Gesamt

43

3

0

40

 

 

 

 

 

 

Abbildung 2.10: Gefährdungsabschätzung der Oberflächengewässer Mecklenburg-Vorpommerns
(Quelle: Landesamt für Umwelt, Naturschutz und Geologie Mecklenburg-Vorpommern, 2005)
Abbildung 2.11: Gefährdungsabschätzung der Oberflächengewässer in Schleswig-Holstein
(Quelle: Landesamt für Natur und Umwelt Schleswig-Holstein, 2005)
Im weitaus größten Teil der Wasserkörper in deutschen Küstengewässer ist die WRRL Zielerreichung "guter ökologischer Zustand" gefährdet.

Für einige Typen und Qualitätskomponenten liegen bereits den Anforderungen der WRRL entsprechende Verfahrensvorschläge vor. Soweit möglich, wurden diese Verfahren bereits zur vorläufigen Bewertung der Wasserkörper mit herangezogen.
Die für den ökologischen Zustand maßgeblichen Qualitätskomponenten werden mit folgenden Verfahren beschrieben:

Biologische Qualitätselemente

Phytoplankton

Typ B1: modifizierte Klassifizierung der Chlorophyll-a-Konzentrationen gemäß Richtlinie zur Klassifizierung der Wasserbeschaffenheit der Küstengewässer Mecklenburg-Vorpommerns

Das Bewertungssystem für den Merkmalskomplex „Trophie und organische Belastung“ aus der Richtlinie zur Klassifizierung der Wasserbeschaffenheit der Küstengewässer Mecklenburg-Vorpommerns von 1993 umfasst die für den Stoffhaushalt von Küstengewässern wichtigen Nährstoffverhältnisse (Orthophosphat-Phosphor, Gesamt-Phosphor, anorganischer gebundener Stickstoff), Produktionsverhältnisse (Phytoplankton-Biovolumen, Chlorophyll-Konzentration, Sichttiefe) sowie die Sauerstoffverhältnisse und die organische Belastung (Sauerstoffsättigung,Sauerstoffgehalt in Grundnähe, BSB5).


Typ B2, B3: Verfahrensvorschlag aus einem Projekt zur Entwicklung leitbildorientierter Bewertungsgrundlagen für innere Küstengewässer der deutschen Ostsee

Die leitbildorientierten Verfahrensvorschläge für die Klassifikation der Qualitätselemente Phytoplankton und sonstige Gewässerflora (Großalgen und Angiospermen) wurden in einem Verbundprojekt erarbeitet. Die Wasserkörper, für die die Phytoplanktonbewertung anwendbar ist, werden nach dieser Methode bewertet. Für die Küstengewässer mit Salzgehalten von weniger als 5 PSU ist der Bewertungsvorschlag nicht anwendbar, so dass stattdessen auf die Bewertung der Teilkomponente Chlorophyll a gemäß MV-Richtlinie zurückgegriffen wird.

Makroalgen und Angiospermen

Eine Bewertung der Qualitätskomponente „sonstige Gewässerflora“ kann im Rahmen der Bestandsaufnahme nicht vorgenommen werden.

Benthische Wirbellosenfauna

Typ B1, B2, B3: Verfahrensvorschlag aus einem Projekt zur Entwicklung leitbildorientierter Bewertungsgrundlagen und Bewirtschaftungsinstrumente für ausgewählte innere und äußere Küstengewässer der Ostsee

Das als Ergebnis des Forschungsprojekts zur Entwicklung leitbildorientierter Bewertungsgrundlagen und Bewirtschaftungsinstrumente für ausgewählte innere und äußere Küstengewässer der Ostsee vorgeschlagene Bewertungsverfahren für das Makrozoobenthos basiert auf der Analyse zahlreicher Datensätze. Es bewertet das Arteninventar, die relative Häufigkeit und die Präsenz der Arten sowie die besiedelbare Fläche der verschiedenen Biotoptypen (Schlick, Sand, Phytal, Hartsubstrat) innerhalb eines Gewässerbereichs im Vergleich mit Referenzartenlisten.

Chemische und physikalisch-chemische Qualitätselemente

Nährstoffe

Typ B1, B2, B3: Klassifikationsvorschlag aus einem Projekt zur Herleitung der Hintergrundwerte und der natürlichen Variabilität von chemischen und biologischen Messgrößen in der Meeresüberwachung

Der Verfahrensvorschlag für die Nährstoffklassifikation geht auf ein Forschungs- und Entwicklungsvorhaben zur Herleitung von Hintergrundwerten und natürlicher Variabilität von chemischen und biologischen Messgrößen in der Meeresüberwachung zurück, in dem ebenfalls umfangreiche Datensätze ausgewertet sowie Modellrechnungen zur Ableitung der Referenzzustände und Degradationsstufen vorgenommen wurden. Bewertet werden Nitrat, Orthophosphat und Silikat sowie Gesamt-Stickstoff und Gesamt-Phosphor.

Sichttiefe und Sauerstoffhaushalt

Typ B1, B2, B3: modifizierte Klassifizierung der Wasserbeschaffenheit nach Trophie und organischer Belastung gemäß Richtlinie zur Klassifizierung der Wasserbeschaffenheit der Küstengewässer Mecklenburg-Vorpommerns

synthetische und nichtsynthetische Schadstoffe

Untersuchungen nach Gewässerqualitätszielverordnung

Für die Teilkomponenten Temperaturverhältnisse und Salzgehalt fehlt ein Bewertungsverfahren. Nach bisherigen Erkenntnissen existieren keine anthropogenen Belastungen, die den Temperaturhaushalt der Küstengewässer der Flussgebietseinheit negativ beeinflussen könnten. Gleiches gilt mit wenigen Ausnahmen auch für den natürlichen Salzgehalt.

Salzgehaltsveränderungen können durch starke hydromorphologische Veränderungen entstehen, insbesondere durch Fahrwasservertiefungen, die Veränderungen der Salinität der inneren Küstengewässer zur Folge haben. Die hydromorphologischen Qualitätskomponenten werden nicht berücksichtigt. Derzeit fehlt ein Bewertungsverfahren, und ohnehin dürften die festgestellten hydromorphologischen Veränderungen für die Einschätzung des ökologischen Zustandes nach gegenwärtiger Kenntnis außer bei zwei Wasserkörpern weitgehend unbeachtlich sein.

Weder für die biologischen noch für die physikalisch-chemischen Qualitätselemente liegen bisher vollständige Bewertungssysteme für die deutschen Küstengewässer vor.
 

3. 

Die Oder: Einzugsgebiet und Küstenzone

Die am 21.12.2000 in Kraft getretenene Wasserrahmenrichtlinie hat für große Flüsse wie die Oder eine besondere Bedeutung. Diese vielfach genutzten und daher stark anthropogen überformten Gewässer bedürfen einer eingehenden Begutachtung und Bewertung, um Ihre Funktion im Ökosystem zu erhalten.

Im Unterschied zu früheren Gesetzen und Richtlinien wird sich die Bewertung von Gewässern nach der EG-Wasserrahmenrichtlinie im Wesentlichen am Zustand der Gewässerfauna und -flora orientieren. Konkret soll für alle Oberflächengewässer bis 2015 ein guter ökologischer Zustand erreicht sein.
Die zuständigen Behörden werden aufgefordert, die Bewirtschaftung von Gewässern in Zukunft einzugsgebietsorientiert zu planen und Maßnahmen unabhängig von administrativen Grenzen gemeinsam durchzuführen.

Die Oder gehört zu den internationalen Flussgebietseinheiten und muss daher von den Anrainerstaaten gemeinsam bewertet und bewirtschaftet werden. Um diese Aufgabe zu meistern, wurde die Internationale Komission zum Schutz der Oder vor Verunreinigungen (IKSO) mit der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie beauftragt. Die IKSO ist für folgende Belange im Odereinzugsgebeit verantwortlich:

Das Gesamteinzugsgebiet der Oder umfasst eine Fläche von 118.861 km². Davon entfallen 106.821 km² auf die Republik Polen, 6.453 km² befinden sich in den Grenzen der tschechischen Republik und 5.587 km² in den Grenzen der Bundesrepublik Deutschland. Die Oder entspringt bei 634 m ü. NN. im Odergebirge in der Tschechischen Republik und mündet nach 854 km ins Stettiner Haff. Zum Odereinzugsgebiet gehören neben dem Hauptstrom der Oder diverse größere Nebenflüsse, die mit einem Einzugsgebiet größer 10 km² unter die Bestimmungen der Wasserrahmenrichtlinie fallen.

Abbildung 3.1: Überblick über das Odereinzugsgebiet und die Arbeitsräume der IKSO (Quelle: Internationale Flussgebietseinheit Oder - Bericht an die Europäische Kommission 2005.)

Um die Arbeiten zur EG-WRRL im Odereinzugsgebiet besser koordinieren zu können haben die Anrainerstaaten die Flussgebietseinheit Oder in kleinere Abschnitte aufgeteilt.

  • Obere Oder: Quellgebiet bis zur Mündung der Glatzer Neiße samt Ihrem Flussgebiet,
  • Mittlere Oder: Mündung Glatzer Neiße bis Mündung Warthe,
  • Lausitzer Neiße: Teileinzugsgebiet Lausitzer Neiße,
  • Warthe:Teileinzugsgbiet Warthe,
  • Untere Oder: Mündung Warthe bis Trzebież (Mündung Oderhaff) und 
  • Stettiner Haff: Küstengewässer einschließlich Stettiner Haff (Kleines und Großes Haff) sowie ins Haff und in den Swine-Strom entwässernde Einzugsgebiete sowie der östliche Teil der Insel Usedom und der westliche Teil der Insel Wolin.
 

3.1. 

Typologie der Oder

Trotz des WRRL-Ziels der einzugsgebietsorientierten Betrachtung auch grenzüberschreitender Flusssysteme gibt es keine einheitliche Typologie für die Oder. Stattdessen wurde versucht, die nationalen Typologien Polens, Tschechiens und Deutschlands miteinander abzugleichen und ggfs. inhaltsgleiche Typen zusammenzufassen.

Als Ergebnis konnten die insgesamt 59 nationalen, von den Staaten im gesamten Oder-Einzugsgebiet definierten Fließgewässertypen zu 46 zusammengefasst werden.

Wie in Kapitel 1.2 beschrieben wurden zunächst große übergreifende Einheiten gebildet, die nach und nach auf immer kleinere Gruppen von Gewässern mit ähnlichen abiotischen Eigenschaften heruntergebrochen werden. Diese Eigenschaften haben zunächst grundsätzlichen Charakter, wie z. B. die Ökoregion in der das Gewässer liegt. Diese Ökoregionen leiten sich von den zoogeographischen Regionen nach Illies ab (Abbildung 3.1).

Abbildung 3.2: Zoogeographische Regionen nach Illies
(Quelle: Illies, 1978)

Die Oder durchfließt

die Ökoregion 9 - Zentrales Mittelgebirge: Die Region umfasst das deutsche Mittelgebirge inkl. Teutoburger Wald, Wesergebirge, Harz, Erzgebirge, die Sudeten, Böhmer- und Bayerischer Wald, Mähren, Schwarzwald, Alb und schwäbisches Alpenvorland sowie den Rhein vom Bodensee (exkl.) bis nach Duisburg und die Donau von der Quelle bis nach Wien. Westgrenze: Rhein (inkl. Oberrheinische Tiefebene). Nordgrenze: 500-m-Linie des deutschen und tschechischen Mittelgebirges. Ostgrenze: Oder (bis zur 500-m-Linie inkl.),Mährische Pforte (Mährisch Ostrau), 500-m-Linie westlich der March, Donau bei Wien.

die Ökoregion 10 - Karpaten: Die Region umfasst die Beskiden, Weiße Karpaten, Tatra, slowakische Erzgebirge, Waldkarpaten, Ostkarpaten, Südkarpaten, Banater Bergland, Siebenbürgen, Bihar-Gebirge. Grenze ist die 500-m-Linie, im Westen siehe Gebiet 9.  

die Ökoregion 14 - Zentrales Flachland: Die Region umfasst die holländische und norddeutsche Tiefebene, Dänemark, Südschweden, die Inseln der Nordsee und der westlichen Ostsee, das schlesische Becken und die oberschlesisch-polnische Platte. Westgrenze: Rhein (inkl.) nördlich der Ruhr bis zur Mündung. Nordgrenze ist der "Limes norlandicus", eine Linie vom Oslofjord (Stadt Oslo inkl.) nach Osten bis zum Dal Älv und diesem folgend zur Ostsee. Ostgrenze ist die Weichsel (exkl.), Südgrenze die 500-m-Linie des zentralen Mittelgebirges (Gebiet 9).

die Ökoregion 16 - Östliches Flachland: Die Region umfasst die Weichsel (außerhalb der Karpaten) und große Abschnitte von Dnjestr, Dnjepr, Don, Wolga, die Rokitno-Sümpfe sowie die russischen und ukrainischen Hügelgebiete. Im Norden begrenzt vom Baltikum und der Taiga, im Osten vom Ural, im Süden von Don und Wolga (exkl.).

Innerhalb der Ökoregionen wurden dann durch die Anrainerstaaten anhand abiotischer Merkmale wie z. B. Substrat oder Höhenlage unterschiedliche Typen für das Odereinzugsgebiet ausgewiesen. In den folgenden Abschnitten wird die Verteilung der Typen in den Arbeitsgebieten der IKSR - obere Oder, mittlere Oder, untere Oder, Stettiner Haff, Lausitzer Neiße und Warthe - dargestellt. Das jeweils besprochene Einzugsgebiet ist in der Karte zu sehen, die Typenliste befindet sich im angehängten pdf-Dokument.

Abschnitt "obere Oder"

Der Abschnitt "obere Oder" reicht vom Quellgebiet bis zur Mündung der Glatzer Neiße samt ihrem Flussgebiet - er durchfließt die Ökoregionen 9, 10, 14 und 16. In diesem Oderabschnitt wurden auf über 8.000 km Fließstrecke insgesamt 364 Fließgewässerkörper und 18 Standgewässerkörper ausgewiesen.

Die Fließgewässerkörper lassen sich 41 Gewässertypen (+ Typ künstliche Gewässer) zuordnen. Häufigster Typ ist der "Sandige Tieflandbach ( EZG 10-100 km²)" mit etwa 1.500 km Fließstrecke, es folgt der "Grobkörnige, silikatische Mittelgebirgsbach - Westen (EZG 10-100 km²)". Insgesamt herrschen Mittelgebirgstypen vor.

Zu den Standgewässerkörpern im Abschnitt "obere Oder" liegt keine Typzuordnung vor.

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Abbildung 3.3: Einzugsgebiet der oberen Oder
(Quelle: Internationale Flussgebietseinheit Oder - Bericht an die Europäische Kommission, 2005 - verändert)

Abschnitt "mittlere Oder"

Der Abschnitt "mittlere Oder" reicht von der Mündung der Glatzer Neiße bis zur Mündung der Warthe in die Oder. Er durchfließt auf über 12.000 km die Ökoregionen 9 und 14. In diesem Abschnitt wurden 528 Fließgewässerkörper und 39 Standgewässerkörper ausgewiesen.

Den Fließgewässerkörpern im Abschnitt "mittlere Oder" wurden insgesamt 18 Gewässertypen (+ Typ "künstliche Gewässer") zugewiesen. Der mit Abstand häufigste Fließgewässertyp ist der "Sandgeprägte Tieflandbach ( EZG 10-100 km²)"/"Sandige Tieflandbach (EZG 10-100 km²)" mit knapp 6.000 km Fließstrecke. Abgesehen von diesem dominierenden Typ sind Mittelgebirgs- und Tieflandtypen etwa gleichstark vertreten.

Häufigster Typ bei den Standgewässern ist der "Kalkreiche ungeschichtete See mit kleinem Einzugsgebiet", der etwa 50 % der Seenwasserkörper zugewiesen wurde.

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Abbildung 3.4: Einzugsgebiet der mittleren Oder
(Quelle: Internationale Flussgebietseinheit Oder - Bericht an die Europäische Kommission, 2005 - verändert)

Abschnitt "untere Oder"

Der Abschnitt "untere Oder" reicht von der Mündung der Warthe bis Trzebiez (Mündung Stettiner Haff), er durchfließt auf knapp 3.500 km die Ökoregion 14. Im Abschnitt wurden 271 Fließgewässerköper und 76 Standgewässerköper ausgewiesen.

Die Fließgewässerköper ließen sich insgesamt zehn Gewässertypen (+ Typ "künstliche Gewässer") zuweisen. Häufigster Typ ist der "Löss-lehmige Tieflandbach (EZG 10-100 km²)" mit etwa 730 Fließkilometern. Es sind ausschließlich Tieflandtypen vertreten. Den größten Anteil an den Fließgewässerköpern halten jedoch die künstlichen Wasserkörper mit knapp 800 Fließkilometern (z. B. Oder-Havel-Kanal).

Häufigster Standgewässertyp ist abermals der "kalkreiche ungeschichtete See mit kleinem Einzugsgebiet", dem etwa 37 % der Seenwasserkörper zugewiesen wurden.

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Abbildung 3.5: Einzugsgebiet der unteren Oder
(Quelle: Internationale Flussgebietseinheit Oder - Bericht an die Europäische Kommission, 2005 - verändert)

Abschnitt "Lausitzer Neiße"

Der Abschnitt "Lausitzer Neiße" umfasst das Teileinzugsgebiet der Lausitzer Neiße von der Quelle bis zur Mündung in die Oder - er liegt in den Ökoregionen 9 und 14. Auf den etwa 1.600 Fließkilometern wurden 105 Fließgewässerkörper und fünf Standgewässerkörper ausgewiesen.

Den Fließgewässerkörpern ließen sich insgesamt  zehn Typen (+ Typ "künstliche Gewässer") zuordnen. Der häufigste Fließgewässertyp im Abschnitt "Lausitzer Neiße" ist der "Sandgeprägte Tieflandbach (EZG 10-100 km²) /Sandige Tieflandbach (EZG 10-100 km²)" mit etwa 530 km Fließstrecke , zweithäufigster Typ mit knapp 300 km Fließstrecke ist der "Kleine, silikatische Mittelgebirgsbach (Str.4) (EZG < 100 km², 200-500 m)". Mittelgebirgs- und Tieflandtypen halten sich die Waage.

Die meisten Standgewässerkörper lassen sich dem Sondertyp 99 zuordnen in dem vor allem künstliche Standgewässer wie Baggerseen, Tagebauseen oder Talsperren zusammengefasst werden. Etwa 70 % der Standgewässer gehören dazu.
Häufigster natürlicher Typ ist abermals der "kalkreiche ungeschichtete See mit kleinem Einzugsgebiet", etwa 14 % der Seenwasserkörper vereinen diese Eigenschaften.

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Abbildung 3.6: Einzugsgebiet der Lausitzer Neiße
(Quelle: Internationale Flussgebietseinheit Oder - Bericht an die Europäische Kommission, 2005 - verändert)

Abschnitt "Warthe"

Der Abschnitt "Warthe" umfasst das Teileinzugsgebeit der Warthe von der Quelle bis zur Mündung in die Oder. Die Warthe durchfließt die Ökoregionen 9 und 14, wobei der weitaus größte Teil des Einzugsgebietes im Tiefland liegt. Auf den etwa 16.800 km Fließstrecke wurden 598 Fließgewässerkörper und 298 Standgewässerkörper ausgewiesen.

Die Fließgewässerkörper ließen sich zehn Typen (+ Typ künstliche Gewässer) zuordnen. Dominierender Typ mit knapp 5.400 km Fließstrecke ist der "Sandgeprägte Tieflandbach (EZG 10-100 km²)/Sandige Tieflandbach (EZG 10-100 km²)", es folgt der "Löss-lehmige Tieflandbach (EZG 10-100 km²)"  mit etwa 2.500 km. Insgesamt dominieren deutlich die Tieflandtypen.

Die Standgewässerkörper gehören überwiegend dem Typ "kalkreiche, geschichtete Seen mit kleinem Einzugsgebiet" an. Etwa 43 % lassen sich diesem Typ zuordnen.

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Abbildung 3.7: Einzugsgebiet der Warthe
(Quelle: Internationale Flussgebietseinheit Oder - Bericht an die Europäische Kommission, 2005 - verändert)

Abschnitt "Stettiner Haff"

Der Abschnitt "Stettiner Haff" umfasst das Haff selbst, die ins Haff und in den Swine-Strom entwässernden Einzugsgebiete sowie den östlichen Teil der Insel Usedom und den westlichen Teil der Insel Wolin. Es handelt sich um eine Fließstrecke von knapp 1.500 km, die ausschließlich in der Ökoregion 14 liegt. Es wurden hier 199 Fließgewässerkörper, 26 Standgewässerkörper, zwei Übergangs- (Polen)  und ein Küstengewässerkörper (Deutschland) ausgewiesen.

Die Fließgewässerkörper sind insgesamt sieben Typen (+ Typ "künstliche Gewässer") zuzuordnen. Der häufigste Typ ist hier der "Organische Bach (EZG 10-100 km²) /Organisch geprägte Bach (EZG 10-100 km²)" mit fast 450 km Fließstrecke. Es kommen ausschließlich Tieflandtypen vor.

Häufigster Standgewässertyp ist der "karbonatreiche, geschichtete See mit großen Einzugsgebiet , dem etwa 34 % der Seewasserkörper zuzuordnen sind.

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Abbildung 3.8: Einzugsgebiet des Stettiner Haffs
(Quelle: Internationale Flussgebietseinheit Oder - Bericht an die Europäische Kommission, 2005 - verändert)

Das Gewässer "Stettiner Haff" wird von den Anrainerstaaten unterschiedlich beurteilt; Polen ordnet das Haff als Übergangsgewässer ein, in Deutschland zählt es zu den Küstengewässern. Die Abstimmung dieser Einstufung wird erst nach der Durchführung entsprechender biologischer Untersuchungen möglich sein.

Polen verwendet zur Typisierung das System A

Im Bearbeitungsgebiet "Stettiner Haff" liegen alle Wasserkörper innerhalb der Ökoregion "Ostsee". Hinsichtlich der Tidenamplitude werden alle als mikrotidal eingeordnet. Die Typen werden anhand des jahresbezogenen mittleren Salzgehaltes differenziert: der Wasserkörper "Stettiner Haff" gehört zum oligohalinen Typ, die Swinemündung zum mesohalinen Typ.

Deutschland verwendet zur Typisierung das System B

Zur Typisierung wurden die obligatorischen Parameter geographische Lage, Salzgehalt und Tidenhub herangezogen, außerdem die optionalen Faktoren Exposition, Durchmischungseigenschaften, Rückhaltedauer und durchschnittliche Zusammensetzung des Substrates. Die Validierung erfolgte bereits auf der Grundlage des Makrozoobenthos. Danach ergibt sich ein einheitlicher Wasserkörper "Kleines Haff", der dem Typ B1 - oligohaline innere Küstengewässer zugeordnet wird.

  Die einzelnen Oderabschnitte sind in den jeweiligen nationalen Typologien abgebildet. Eine einheitliche Odertypologie existiert jedoch nicht.
 

3.2. 

Referenzbedingungen zur Bewertung des Odereinzugsgebietes

Unter den Referenzbedingungen oder dem Referenzzustand versteht man die, für jeden Gewässertyp spezifischen, hydromorphologischen, physikalisch-chemischen und biologischen Bedingungen, die bei ‚Abwesenheit störender Einflüsse’ im Gewässer vorherrschen. Der Referenzzustand ist der Maßstab für die spätere Bewertung des Wasserkörpers. Je stärker sein Ist-Zustand vom Referenzzustand abweicht desto schlechter wird er eingestuft.

Zur Ermittlung der Referenzbedingungen gehen die Anrainerstaaten der Oder unterschiedlich vor

Tschechien

Für die im tschechischen Teil der Internationalen Flussgebietseinheit Oder ausgewiesenen 127 Fließwasserkörper und acht Seenwasserkörper sind vorraussichtlich Referenzgewässer vorhanden. Die Referenzbedingungen größerer Flüsse werden mangels Referenzwasserkörper durch Sachverständige festgelegt. In einigen Fällen werden die Referenzbedingungen mit Hilfe von Referenzgewässern ermittelt, die in den Nachbarstaaten liegen.

Für alle Wasserkörper der Standgewässer (Seen) wird in der Tschechischen Republik das ökologische Potenzial festgelegt, da es sich ausschließlich um künstliche Gewässer handelt. Für die Festlegung des höchsten ökologischen Potenzials werden die Abweichungen von den Deskriptoren der Oberflächengewässerkategorie bewertet, die dem betreffenden erheblich veränderten oder künstlichen Wasserkörper am ähnlichsten sind.
Für die Fälle, wo keine Daten und Referenzstellen zur Verfügung stehen, wird die Methode des Expertengutachtens in Anspruch genommen – zu diesem Zweck wird eine Expertengruppe eingerichtet.

Polen

Für die Fließgewässer im polnischen Teil der Internationalen Flussgebietseinheit Oder werden die Referenzbedingungen für die Gewässertypen in Form von „Informationskarten“ („metryczki“) dargestellt, die sich an die deutschen „Steckbriefe“ anlehnen. Sie sind in der Studie „Ustalenie warunków referencyjnych odpowiednich dla typów wód powierzchniowych, zgodnie z wymaganiami zał. II do Ramowej Dyrektywy Wodnej 2000/60/EG“ („Ermittlung der für die Oberflächengewässertypen entsprechenden Referenzbedingungen, gem. den Vorgaben des Anhangs II der Wasserrahmenrichtlinie 2000/60/EG“) enthalten. Diese Studie wurde im Auftrag des Umweltministers durch das Institut für Meteorologie und Wasserwirtschaft, das Institut für Umweltschutz und das Institut für Meereskunde erstellt und liegt noch nicht öffentlich vor. Nur für einige Gewässertypen, die im Odereinzugsgebiet ausgewiesen wurden, enthalten die Informationskarten einen Vorschlag eines Referenzflusses (-flüsse). 

In Polen wurden die potenziellen Referenzseen vorläufig aufgrund des Kriteriums Bewirtschaftung des Einzugsgebiets (überwiegend natürliche Waldkomplexe und Moorgebiete mit evtl. Anteil an extensiven landwirtschaftlichen Nutzflächen – Grünland) ausgewiesen. Eine Verifizierung der Liste der ausgewiesenen Seen erfolgte in Anlehnung an die Daten über die Wassergüte gemäß dem System zur Bewertung der Seengüte Für fast alle ausgewiesenen Seentypen wurden vorläufige Referenzbedingungen in Form von Informationskarten (metryczki) festgelegt Zur Zeit sind die Arbeiten an der Präzisierung der Referenzbedingungen in Bezug auf die biologischen Komponenten im Gange.

Die polnischen Übergangsgewässer zeichnen sich durch einen schlechten physikalisch-chemischen Zustand aus. Für diese Wasserkörper können keine Referenzgewässer ausgewiesen werden. Die vorläufigen Referenzbedingungen für die abiotischen Parameter für die Dziwna-Mündung und Swine-Mündung wurden anhand der Methode der Extrapolierung von Zeittrends für die gemessenen Parameter aus den Jahren 1969-2003 und der Expertenmethode festgelegt. Für die Ermittlung der vorläufigen Referenzbedingungen für das Stettiner Haff wurden historische Daten verwendet.
Das maximale ökologische Potenzial für die künstlichen und erheblich veränderten Wasserkörper wird zur Zeit für ganz Polen ermittelt. Bezugspunkte für die Festlegung des höchsten ökologischen Potenzials für die Kanäle und erheblich veränderten Fließgewässerkörper sind adäquate Flusstypen, für die Staubecken und Abbauräume dagegen sind es Seen.

Deutschland

Entsprechend der CIS-Leitlinie REFCOND werden in Deutschland die Referenzbedingungen aus den hydromorphologischen, physikalisch-chemischen und biologischen Bedingungen weitgehend unbelasteter Wasserkörper abgeleitet. Kriterien für die Auswahl unbelasteter Bereiche sind z. B. Schadstoffkonzentrationen im Bereich der geogenen Hintergrundbelastung und das Fehlen größerer morphologischer Eingriffe (Klasse 1 und 2 der deutschen Gewässerstrukturklassifizierung). Zusätzlich werden verfügbare Daten über Eutrophierung, organische Verschmutzung, Versauerung und Versalzung herangezogen.
Die an diesen unbelasteten Wasserkörpern definierten biologischen Referenzbedingungen werden dann auf alle Wasserkörper des gleichen Gewässertyps übertragen.

Lassen sich unbelastete Wasserkörper für einen Gewässertyp nicht ermitteln, wird die Verwendung von historischen Daten oder von Modellen geprüft. Insbesondere bei großen Gewässern ist es erforderlich, Referenzbedingungen durch modellhafte Rekonstruktion und Analogieschlüsse festzulegen. Diese Modelle können sich auch an der zukünftigen Entwicklung bei Wegfall der Belastungen orientieren (Vorhersage). Für die Fließgewässer wurden die abiotischen Referenzbedingungen für die im deutschen Teil des Bearbeitungsgebietes vorkommenden Typen in Form von Steckbriefen erstellt, die im Internet verfügbar sind (vgl. Weblink rechts, Beispiel Fließgewässertyp 14 "sandgeprägter Bach des Tieflandes").

Für Seen liegen bisher keine biologisch definierten typspezifischen Referenzbedingungen vor, da die biologischen Bewertungsverfahren derzeit noch in der Entwicklung sind. Hilfsweise wird derzeit das von der LAWA (1998) entwickelte Bewertungssystem anhand der Trophie verwendet. Dieses berechnet aus hydromorphologischen und topographischen Kenngrößen eine potenziell natürliche Phosphorkonzentration bzw. Sichttiefe für den jeweiligen See. Mit Hilfe dieser Parameter kann jedem See eine Trophiestufe zugeordnet werden, die er im Referenzzustand erreichen würde.

Im Bereich der Küstengewässer existieren in Deutschland aufgrund der hohen Nährstoffbelastungen keine Referenzgebiete, so dass für die Festlegung der typspezifischen Referenzbedingungen auf historische Daten und Expertenwissen zurückgegriffen werden muss. Die Definition der Referenzbedingungen befindet sich derzeit noch in der Bearbeitung.
Die typspezifischen Referenzbedingungen gelten für Wasserkörper, die nicht erheblich verändert oder künstlich sind. Für erheblich veränderte und künstliche Wasserkörper definiert das höchste ökologische Potenzial die Referenzbedingungen.

Referenzbedingungen zur Bewertung von Fließgewässern liegen bisher nur in Deutschland vor. Die Informationskarten der polnischen Wasserbehörden sind noch nicht veröffentlicht. Alle Anrainerstaaten nutzen eine Kombination aus Referenzstellen, historischen Daten und Expertenwissen zur Referenzbildung.
 

3.3. 

Bewertung der Oder

Bereits vor der eigentlichen Bewertungsphase wird eine Einschätzung abgegeben, ob die Wasserkörper den guten ökologischen und chemischen Zustand ohne Einbeziehung künftiger Maßnahmen bereits heute erreichen. Grundlage für die Einschätzung der Zielerreichung sind biologische, stoffliche und morphologische Kriterien, insbesondere die Angaben und Bewertungen der vorhandenen Gewässergüteklassifizierungen und Strukturerhebungen. Die Riskoabschätzung führt zur vorläufigen Einstufung der Wasserkörper als

 

Die Ergebnisse der Beurteilung müssen dann mit WRRL-kompatiblen Bewertungsverfahren im Rahmen der anschließenden Überwachungsprogramme verifiziert werden.

 

Die Ergebnisse der Gefährdungsabschätzung sind in der nachfolgenden Tabelle aufgeführt. Hierbei ist bei annähernd 2000 von 2527 Wasserkörpern die Zielerreichung des guten ökologischen Zustandes gefährdet bzw. unklar. Insbesondere im Bereich der unteren Oder und des Stettiner Haffs wird der weit überwiegende Teil der Wasserkörper den "guten Zustand" voraussichtlich nicht erreichen.

Tabelle 3.1: Gefährdungsabschätzung der Wasserkörper im Odereinzugsgebiet

Bearbeitungsgebiet

Anzahl Wasserkörper

ungefährdet

unklar

gefährdet

Obere Oder

382

43

158

181

Mittlere Oder

567

161

196

210

Untere Oder

347

69

65

213

Stettiner Haff

225

55

14

156

Lausitzer Neiße

110

26

28

56

Warthe

896

270

244

382

Gesamt

2527

624

705

1198

 

 

 

 

 

 

 

 

 

Untersuchungsmethoden, Referenzzustände der Gewässertypen und Bewertungsverfahren, die den Anforderungen der WRRL entsprechen, werden zurzeit erarbeitet bzw. im Praxistest erprobt. Eine Bewertung des Odereinzugsgebietes nach WRRL gibt es daher noch nicht. Die bisher erarbeiteten Ansätze und biologischen Bewertungsverfahren in Deutschland sind alle ähnlich aufgebaut. Sie kombinieren die

 

Der funktionale Aspekt kommt z. B. bei den Fischen durch die Einordnung der Tiere in Gilden zum Ausdruck. So wird der Anteil der Kieslaicher (Hinweis auf Sohl- oder Uferstruktur des Gewässers) oder der Anteil wandernder Arten (Hinweis auf Durchgängigkeit / Nichtdurchgängigkeit des Gewässers) zum Bewertungsinstrument. Bei den Makrophyten kann dies die Wuchsform sein (Hinweis auf Strömungsregime oder Wasserstand), bei den Makrozooen der Anteil filtrierender Organismen (Hinweis auf das Abflussgeschehen) u. s. w. Diese funktionale Bewertung ist unabhängig von spezifischen Arten. Es spielt daher keine Rolle, ob der hinter dem Anteil kieslaichender Fische die heimische Bachforelle oder die fremdbesetzte Regenbogenforelle steckt. Wichtig sind allein die Ansprüche der Gilde „Kieslaicher".

Bei der Bewertung der Artenzusammensetzung hingegen wird das Vorhandensein typspezifischer Leitarten geprüft und bewertet. Diese Leitarten tauchen auch in den Beschreibungen des Referenzzustandes wieder auf. So ist z. B. die Eintagsfliege Ephemera danica, die im Sand eingegraben lebt, eine wichtige Leitart für die sandgeprägten Bäche. Fehlt sie, so wird sich das negativ auf die Bewertung eines Wasserkörpers dieses Typs auswirken. Aber auch weniger offensichtliche Leitarten geben wichtige Hinweise zum Gewässerzustand. So sind z. B. Totholzbewohner ebenfalls Leitarten für Sandbäche. Fehlen diese Arten so ist dies ein Hinweis darauf, dass das Gewässer regelmäßig von Holz  geräumt wird. Auch wenn er auf den ersten Blick naturnah erscheinen mag – ein Sandbach ohne Totholzanteil ist eben nicht im Referenzzustand.

Diese beiden Aspekte werden in den Bewertungssystemen unterschiedlich kombiniert. Meist ist die Artenzusammensetzung höher gewichtet. Die Einstufung der Arten in die funktionalen Gruppen aber auch die Auswahl der Leitarten basieren zu einem großen Teil auf Expertenwissen und sind daher in vielen Systemen der Knackpunkt der Bewertung.

Neben dem Bewertungsverfahren selbst wurde von den Entwicklern eine Reihe von „Nebenprodukten“ entwickelt. Dazu gehören Vorschriften zur Probenahme und -aufbereitung, Mindestbestimmbarkeitslisten und Vorschriften zur Auswahl der Bestimmungsliteratur. Diese Produkte sollen den Bewertungsprozess standardisieren und das Ergebnis vom jeweiligen Bearbeiter unabhängig machen. Die unterschiedlichen Bewertungssysteme im Detail darzustellen ist in diesem Rahmen nicht möglich, zumal die meisten Verfahren sich nach wie vor in der Entwicklungsphase befinden. Einzelheiten sind in den beigefügten Berichten und Verfahrensvorschriften oder auf den verlinkten Webseiten nachzulesen

Die Gefährdungsabschätzung ergab, dass bei einem großen Teil der Wasserkörper im Odereinzugsgebiet die WRRL-Zielerreichung "guter Zustand" gefährdet ist. Dies trifft besonders auf die mittleren und unteren Oderabschnitte zu. Ein WRRL-konformes Bewertungssystem existiert bisher lediglich für das Makrozoobenthos. Ergebnisse für die Oder liegen noch nicht vor.
 

4. 

Weiterführende Links und verwendete Literatur

Links zu den WRRL Seiten der Ostsee-Anrainerstaaten

Literatur zum Kapitel Hintergrund

CIS Arbeitsgruppe 2A ECOSTAT (2003): Generelle Vorgehensweise für die Einstufung des ökologischen Zustands und des ökologischen Potenzials. Deutsche Übersetzung. http://www.umweltbundesamt.de/wasser/themen/wrrl_chronologie2.htm

CIS Arbeitsgruppe 2.3 REFCOND (2003): Leitfaden zur Ableitung von Referenzbedingungen und zur Festlegung von Grenzen zwischen ökologischen Zustandsklassen für oberirdische Binnengewässer. Deutsche Übersetzung. http://www.umweltbundesamt.de/wasser/themen/wrrl_chronologie2.htm

CIS Arbeitsgruppe 2.5 INTERKALIBRATION (2002): Towards a guidance on establishment of an Intercalibration network an on the process of the Intercalibration exercise. http://www.umweltbundesamt.de/wasser/themen/wrrl_chronologie2.htm

Europäische Union (2000): Richtlinie 2000/6/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 23. Oktober 2000 zur Schaffung eines Ordnungsrahmens für Maßnahmen der Gemeinschaft im Bereich der Wasserpolitik. Amtblatt der Europäischen Gemeinschaften L 327 vom 22. Dezember 2000. - EG WRRL

Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (2003): Arbeitshilfe zur Umsetzung der EG-Wasserrahmenrichtlinie. Arbeitsexemplar. Bearbeitungsstand 30.04.2003.

Landesamt für Umwelt, Naturschutz und Geologie Mecklenburg-Vorpommern (Hrsg.)(2005): Bestandsaufnahme 2004 nach Wasserrahmenrichtlinie in der Flussgebietseinheit Warnow/Peene - Bericht über die Umsetzung der Artikel 5 und 6 der Richtlinie 2000/60/EG. 81 Seiten + Kartenmaterial.

Landesamt für Natur und Umwelt Schleswig-Holstein (Hrsg.)(2005): Flussgebietseinheit Schlei/Trave - Bericht über die Analysen nach Artikel 5 der Richtlinie 2000/60/EG. 82 Seiten + Kartenmaterial.

Mathes, J.; Plambeck, G. & J. Schaumburg (2005): Die Typisierung der Seen in Deutschland zur Umsetzung der EG-Waserrahmenrichtlinie. In: Feld, C.; Rödiger, S.; Sommerhäuser, M. & G. Friedrich: Typologie, Bewertung, Management von Oberflächengewässern - Stand der Forschung zur Umsetzung der EG-Wasserrahmenrichtlnie.  243 Seiten. Verlag E. Schweizerbart, Stuttgart.

Pottgiesser, T. & M. Sommerhäuser (2004): Fließgewässertypologie Deutschlands: Die Gewässertypen und ihre Steckbriefe als Beitrag zur umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie. In: Steinberg, C.; Calmano, W.; Wilken, R.-D. & H. Klapper: Handbuch der Limnologie. 19. Erg. Lfg. 7/04. VIII-2.1: 1-16 + Anhang

Literatur zum Kapitel Ostseeküste

Carstensen, J.; Heiskanen, A-S.; Kauppila, P.; Neumann, T.; Schernewski, G. & S. Gromisz (2005): Development reference conditions for phytoplankton in the baltic coastal waters. Part II: Examples of reference conditions developed for the Baltic Sea. Forschungsbericht zum EU Projekt "Characterization of the Baltic Sea Ecosystem: Dynamics and Function of Coastal Types (CHARM)". European Commission - Joint Research Centre. 35 Seiten.

Gosselck, F., Bönsch, R., Brosda, K., Hübner, J., Meißner, K., Sordyl, H. (2003): Gemeinsame Charakterisierung der deutschen Nord- und Ostsee-Küstengewässer vor dem Hintergrund internationaler Vereinbarungen - Teil B Ostsee. Unveröff. Forschungsbericht zum BMBF-Projekt (Förderkennzeichen: 0330041), 1-50.

Heiskanen, A-S.; Gromisz, S.;Jaanus, A.; Kauppila, P.; Purina, I.; Sagert, S. & N. Wasmund (2005): Development reference conditions for phytoplankton in the baltic coastal waters. Part I: Applicability of historical and long-term datasets for reconstruction of past phytoplankton conditions. Forschungsbericht zum EU Projekt "Characterization of the Baltic Sea Ecosystem: Dynamics and Function of Coastal Types (CHARM)". European Commission - Joint Research Centre. 47 Seiten + Anhang.

Landesamt für Umwelt, Naturschutz und Geologie Mecklenburg-Vorpommern (Hrsg.)(2005): Bestandsaufnahme 2004 nach Wasserrahmenrichtlinie in der Flussgebietseinheit Warnow/Peene - Bericht über die Umsetzung der Artikel 5 und 6 der Richtlinie 2000/60/EG. 81 Seiten + Kartenmaterial.

Landesamt für Natur und Umwelt Schleswig-Holstein (Hrsg.)(2005): Flussgebietseinheit Schlei/Trave - Bericht über die Analysen nach Artikel 5 der Richtlinie 2000/60/EG. 82 Seiten + Kartenmaterial.

Schernewski, G & M. Wielgat (2004): A Baltic Sea typology according to the EC-Water Framework Directive: integration of national typologies an the water body concept. In: Schernewski, G. & M. Wielgat: Baltic Sea Typology. Coastline Reports 4/2004: 1-26.

Schubert, H., Blümel, C., Eggert, A., Rieling, T., Schubert, M., Selig, U., Bahnwart, M., Bauer, S., Domin, A., Krause, J. C. (2003): Entwicklung von leitbildorientierten Bewertungsgrundlagen für innere Küstengewässer der deutschen Ostseeküste nach der EU-WRRL. Analyse von Langzeitreihen des Phytoplanktons aus Küstengewässern Mecklenburg-Vorpommerns im Hinblick auf die Erfordernisse der EU-WRRL. Unveröff. Forschungsbericht zum BMBF-Projekt ELBO (Förderkennzeichen: 0330014) sowie zum LUNG-Projekt Phytoplanktonanalyse, 1-166.

Literatur zum Kapitel Oder

Internationale Kommission zum Schutz der Oder (Hrsg.)(2005): Internationale Flussgebietseinheit Oder. Merkmale der Flussgebietseinheit, Überprüfung der Umweltauswirkungen menschlicher Tätigkeiten und wirtschaftliche Analyse der Wassernutzung. Bericht an die Europäische Kommission gemäß Artikel 15, Abs. 2, 1. Anstrich der Richtlinie 2000/60/EG des Europäischen Parlamentes und des Rates vom 23. Oktober 2000 zur Schaffung eines Ordnungsrahmens für Maßnahmen der Gemeinschaft im Bereich der Wasserpolitik. Bericht 2005. 167 Seiten + Anhang. 

Pottgiesser, T. & M. Sommerhäuser (2004): Fließgewässertypologie Deutschlands: Die Gewässertypen und ihre Steckbriefe als Beitrag zur umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie. In: Steinberg, C.; Calmano, W.; Wilken, R.-D. & H. Klapper: Handbuch der Limnologie. 19. Erg. Lfg. 7/04. VIII-2.1: 1-16 + Anhang

Mathes, J.; Plambeck, G. & J. Schaumburg (2005): Die Typisierung der Seen in Deutschland zur Umsetzung der EG-Waserrahmenrichtlinie. In: Feld, C.; Rödiger, S.; Sommerhäuser, M. & G. Friedrich: Typologie, Bewertung, Management von Oberflächengewässern - Stand der forschung zur Umsetzung der EG-Wasserrahmenrichtlnie.  243 Seiten. Verlag E. Schweizerbart, Stuttgart.

 

5. 

Impressum und Kontakt

Web-Seite: http://www.eucc-d.de
Herausgeber: EUCC - Die Küsten Union Deutschland e. V.
Auftraggeber: Bundesministerium für Bildung und Forschung, EUCC - Die Küsten Union Deutschland e. V.
Webmaster: Dr. Steffen Bock
Zusammengestellt von: Dipl.-Umweltwiss. Silke Rödiger
Inhalt: Überblick über die Ziele und Umsetzung der EU-WRRL im Odereinzugsgebiet und im Ostseeraum
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