„Bewirtschaftungsmöglichkeiten
im Einzugsgebiet der Havel“
– Teilprojekt 3.b –
Bericht zum Arbeitspaket
„Nährstofftransport im Gewässersystem“
Bearbeitung:
David Kneis
Universität Potsdam, Institut für Geoökologie
[email protected]
Stand:
15.12.2005
1
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Inhaltsübersicht
Kapitel 1 Das Modell TraM als Werkzeug zur Simulation des Stofftransports
in Gewässernetzen
5
Kapitel 2 Modellierung von Nährstoffkonzentrationen in der Stauhaltung
Brandenburg für unterschiedliche Bewirtschaftungsszenarios
17
Kapitel 3 Für eine Nachauswertung bereitgestellte Simulationsergebnisse des
Modells TraM
67
Kapitel 4 Literatur
73
2
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Inhaltsverzeichnis
Kapitel 1 Das Modell TraM als Werkzeug zur Simulation des Stofftransports
in Gewässernetzen
1.1
1.2
1.2.1
1.2.2
1.2.3
1.2.4
1.2.5
1.2.6
1.3
1.3.1
1.3.2
1.3.3
1.3.4
1.4
1.4.1
1.4.2
1.5
Modellzweck und Hintergrund der Entwicklung
5
Das Modellkonzept
6
Grundelemente des Modells TraM ................................................................................. 6
Berechnungsansätze für die Grundelemente................................................................. 7
Diskretisierung des Gewässernetzes............................................................................... 9
Kopplung der Grundelemente zum berechenbaren Gewässernetz........................... 9
Steuerung zeitlicher und räumlicher Bezüge ...............................................................10
Ansätze zur Beschreibung gewässerinterner Stoffumsätze .......................................11
Eingangsgrößen des Modells
11
Ganglinien von Wasserstand und Durchfluss .............................................................11
Funktionstabellen hydraulischer Parameter .................................................................12
Ganglinien von Stoffeinträgen in das Gewässersystem .............................................14
Anfangswerte der Konzentration..................................................................................14
Ausgabegrößen des Modells
15
Standardausgaben ............................................................................................................15
Postprocessing von Zeitreihen ......................................................................................15
Benutzerschnittstelle des Modells TraM
16
Kapitel 2 Modellierung von Nährstoffkonzentrationen in der Stauhaltung
Brandenburg für unterschiedliche Bewirtschaftungsszenarios
2.1
2.2
2.2.1
2.2.1.1
2.2.1.2
2.2.2
2.2.2.1
2.2.2.2
2.2.2.3
2.2.2.4
2.2.3
2.2.4
2.2.4.1
2.2.4.2
2.3
2.3.1
2.3.2
2.3.3
2.4
2.4.1
2.4.2
2.5
2.6
5
17
Charakteristik des untersuchten Abschnitts der Havel
17
Randbedingungen bei der Modellierung von
Nährstoffkonzentrationen in der Stauhaltung Brandenburg
18
Zufließende Wassermengen über Spree und Teltowkanal ........................................18
Problematik............................................................................................................18
Generierung von Durchfluss-Zeitreihen für Spree und Teltowkanal ...........18
Nährstoffeintrag in die Untere Havel über Spree und Teltowkanal.........................21
Problematik............................................................................................................21
Trendanalyse der Frachten ..................................................................................21
Generierung von Fracht-Ganglinien aus Fracht-Abfluss-Beziehungen .......22
Phosphat-Frachtganglinie unter Annahme verringerter Emissionen im
Einzugsgebiet der Spree.......................................................................................25
Wasser- und Stoffeinträge weiterer Einzugsgebiete ...................................................26
Vereinfachte Abbildung wasserwirtschaftlicher Handlungsoptionen ......................27
Speicherbewirtschaftung von Seen.....................................................................27
Bewirtschaftung des Grundwasserspeichers durch Wehrstau........................29
Generierung von Wasserstands- und Durchflussganglinien für die mit
TraM modellierten Gewässerabschnitte
33
Gründe für die Verwendung des hydrodynamischen Modells HEC-RAS..............33
Datengrundlage des hydrodynamischen Modells .......................................................33
Randbedingungen und Eichung des hydrodynamischen Modells............................34
Berücksichtigung des gewässerinternen Nährstoffumsatzes
36
Phosphorretention und –Remobilisierung ..................................................................36
Stickstoffretention ...........................................................................................................39
Ergebnisse der Eichung des Modells TraM
42
Auswirkungen unterschiedlicher Bewirtschaftungsszenarios auf die
Nährstoffkonzentrationen der Unteren Havel
45
3
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
2.6.1
2.6.2
2.6.2.1
2.6.2.2
2.6.2.3
2.6.3
2.6.3.1
2.6.3.2
2.6.4
2.6.4.1
2.6.4.2
Übersicht über die betrachteten Bewirtschaftungsszenarios.....................................45
Darstellung der Simulationsergebnisse anhand von
Nährstoffkonzentrationen der Unteren Havel............................................................47
Ergebnisse für Gesamtphosphat ........................................................................47
Ergebnisse für Gesamtstickstoff ........................................................................53
Weitergehende Einschätzung der Ergebnisse der Modellrechnungen
für ein Management der Wassergüte der Havel................................................57
In den Modellrechnungen enthaltene Unsicherheiten ...............................................59
Unsicherheiten bezüglich Modellstruktur und Parametrisierung ..................59
Unsicherheiten bezüglich der Randbedingungen.............................................61
Auswirkungen wasserwirtschaftlicher Handlungsoptionen auf der Ebene
der Teileinzugsgebiete.....................................................................................................61
Bewirtschaftung des Grundwasserspeichers durch Wehrstau........................62
Speicherbewirtschaftung von Seen.....................................................................64
Kapitel 3 Für eine Nachauswertung bereitgestellte Simulationsergebnisse des
Modells TraM
3.1
3.1.1
3.1.2
3.2
3.2.1
3.2.2
3.2.3
3.2.4
3.2.5
67
In Tabellenform aggregierte Statistiken aller Simulationen
67
Möglichkeiten der Auswertung......................................................................................67
Anwendung von Autofiltern zur Auswertung unter MS-EXCEL ...........................69
ArcView-Projekt zur Darstellung von Simulationsergebnissen im GIS
70
Möglichkeiten der Darstellung.......................................................................................70
Datenstruktur des ArcView-Projekts ...........................................................................70
Bezeichnung und Inhalt der Themen (ArcView Shape-Dateien).............................70
Hinweise zur Anwendung der Legenden.....................................................................71
Laden der Hintergrundgrafik.........................................................................................72
Kapitel 4 Literatur
73
4
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Kapitel 1 Das Modell TraM als Werkzeug zur Simulation des
Stofftransports in Gewässernetzen
1.1
Modellzweck und Hintergrund der Entwicklung
Im Rahmen des Verbundprojektes „Bewirtschaftungsmöglichkeiten im Einzugsgebiet der
Havel“ 1 bestand die Notwendigkeit, die Auswirkungen unterschiedlicher Szenarios der
Bewirtschaftung des Einzugsgebietes auf die Nährstoffkonzentrationen der Havel darzustellen. Da einzelne Wasserkörper hinsichtlich ihrer hydraulischen Eigenschaften und ihrer
Bewirtschaftung sowie hinsichtlich des gewässerinternen Stoffumsatzes in flächenhaften
Einzugsgebietsmodellen bisher nicht zufrieden stellend abgebildet werden, war ein eigenständiges, vergleichsweise detailliertes Gewässermodell zu erstellen. Dieses Gewässermodell sollte in der Lage sein, die Konzentrationen von Gesamtphosphor (TP) und Gesamtstickstoff (TN) für einen repräsentativen Abschnitt der Unteren Havel in
Abhängigkeit von externen Stoffeinträgen aus dem Einzugsgebiet und unter Berücksichtigung gewässerinterner Retentions- und Remobilisierungsprozesse zu simulieren.
Aus den besonderen hydrologischen und hydraulischen Bedingungen des Untersuchungsgebiets einerseits und der Methodik des Verbundprojektes andererseits, ergeben sich eine
Reihe von Anforderungen an das einzusetzende Simulationswerkzeug:
– Das Modell muss die Fähigkeit besitzen, Fließstrecken und durchströmte, miteinander
vernetzte Seen als ein zusammenhängendes System abzubilden. Insbesondere müssen
vermaschte Gewässernetze, d.h. Systeme mit einer Aufspaltung des Durchflusses auf
mehrere parallele Gewässerstränge, darstellbar sein. Weiterhin muss der von Wehren
ausgehende Rückstaueinfluss in seinen Wirkungen auf die Abflussbedingungen und
den Stoffumsatz erfasst werden können.
– Das Modell muss eine kontinuierliche Simulation über Zeiträume vieler Jahre ermöglichen, um langfristige Veränderungen großer, gewässerinterner Nährstoffpools – insbesondere des Phosphatpools im Sediment – abbilden zu können (siehe aber 2.4.1). Andererseits sollte die Konzentrationsdynamik mit einer zeitlichen Auflösung dargestellt
werden können, die den Fähigkeiten der vorgeschalteten Einzugsgebietsmodelle gerecht wird. Im konkreten Fall war eine Simulation auf Tageswert-Basis angebracht, um
eine unnötige Aggregation der von den Modellen SWIM (Teilprojekt 5) und ArcEgmoUrban (Teilprojekt 2) simulierten Ganglinien des Nährstoffaustrags aus Teileinzugsgebieten zu vermeiden.
– Die Ansätze zur Beschreibung gewässerinterner Nährstoffumsätze müssen hinsichtlich
der Detailliertheit und Parameteranzahl so variabel sein, dass sie der Datenlage und
dem möglichen Aufwand für die Parameterbestimmung einerseits und den Anforderungen der Fragestellung andererseits gerecht werden. Im Fall des Verbundprojektes
Havelmanagement war lediglich die Simulation von Gesamtkonzentrationen der Nähr1
Im Folgenden als „Verbundvorhaben Havelmanagement“ bezeichnet
5
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
stoffe Phosphor und Stickstoff gefordert, die Abbildung eines größeren Spektrums
von Wassergüteparametern aber nicht erforderlich. Als Grundlage für die Modellparametrisierung standen 14-tägige, räumlich verteilte Konzentrationsmessungen des Landesumweltamtes Brandenburg und des Berliner Senats zur Verfügung.
– Die Anbindung des Modells an ein geografisches Informationssystem (GIS) erschien
aus mehreren Gründen unumgänglich: Durch die exakte räumliche Verortung der simulierten Wasserkörper werden die Schnittstellen zu den anderen im Verbundprojekt
Havelmanagement angewandten Modellen SWIM und ArcEgmo-Urban klar definiert.
Des Weiteren ist die GIS-Anbindung für eine effektive Modellparametrisierung unverzichtbar und Grundlage für die Visualisierung räumlich variabler Ergebnisse. Nicht zuletzt werden kartographische Darstellungen der Wasserbeschaffenheit durch die Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) gefordert.
Neben den o.g. Ansprüchen war es im Rahmen eines Forschungsvorhabens geboten, ein –
einschließlich des Quellcodes – frei verfügbares Modell zu verwenden, um die Integration
neuer Prozessbeschreibungen, eine flexible Anpassung an veränderte Datengrundlagen
oder Fragestellung sowie den wissenschaftlichen Austausch zu ermöglichen.
Die Begutachtung einer Vielzahl existierender Wassergüte- und Stofftransportmodelle führte zu der Erkenntnis, dass keines die o.g. Anforderungen zufriedenstellend erfüllt bzw. Programm und/oder Quellcode nicht frei zugänglich sind. Die Konzipierung und programmtechnische Umsetzung eines neuen, an die Bedingungen des Havelgebiets angepassten
Werkzeugs zur Simulation von Nährstofftransport und -umsatz im Gewässernetz erschien
daher notwendig. Konzept und Anwendung des entwickelten Transport-Modells „TraM“
werden nachfolgend näher erläutert.
1.2
Das Modellkonzept
1.2.1 Grundelemente des Modells TraM
Die Basis des Modells TraM bilden zwei in der konzeptionellen Wassergütemodellierung
häufig verwendete Grundelemente zur Darstellung von Wasserkörpern. Es wird unterschieden zwischen (CHAPRA 1997, JAMES 1992, JOKIEL 1995):
– reinen Transportelementen („plug-flow reactors“)
– vollständig durchmischten Reaktoren („stirred tanks“).
Die Charakteristik von plug-flow Elementen besteht darin, dass der Transport gelöster
Stoffe nur aufgrund advektiver Prozesse, d.h. aufgrund eines gerichteten Fließens des Wassers, vermittelt wird. Dispersion tritt in der Modellvorstellung, weder durch Diffusionsprozesse auf molekularer Ebene noch durch Turbulenz verursacht, auf. Im Modell TraM werden solche natürlichen und künstlichen Fließgewässerabschnitte durch plug-flow Elemente
abgebildet, die sich durch ein gerichtetes Fließen auszeichnen (Abschnitt 1.2.3). Die Vernachlässigung von Vermischungsprozessen kann hier toleriert werden, da das Modell im
6
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Rahmen seiner Bestimmung mit zeitlich verhältnismäßig grob aufgelösten Randbedingungen (Tageswerte der Frachten) betrieben wird. Für eine exakte Simulation des Stofftransports bei zeitlich hoch variablen Randbedingungen (z.B. stoßartige Einleitungen bei Havarien) ist das Konzept nicht geeignet. Hierfür müssen stattdessen auf der AdvektionsDispersionsgleichung aufbauende Modelle verwendet werden.
In vollständig durchmischten Reaktoren ist – im Gegensatz zu plug-flow Elementen – der
Stofftransport durch ein gerichtetes Strömen des Wassers vernachlässigbar und es wird eine
vollständige und sofortige Einmischung eingetragener Fracht-Impulse unterstellt. Ein
Transport gelöster Stoffe findet nach der Modellvorstellung allein aufgrund der Vermischung statt. Im Modell TraM wird das Konzept des vollständig durchmischten Reaktors
genutzt, um den Stofftransport in großen, ungeschichteten Fluss-Seen zu beschreiben.
1.2.2 Berechnungsansätze für die Grundelemente
Die Berechnung des Stofftransportes durch die im Modell abgebildeten Gewässer erfordert
die Kenntnis von geometrischen Eigenschaften einerseits und Randbedingungen andererseits. Letztere umfassen die hydraulischen Größen Wasserstand und Durchfluss sowie die
in das Gewässer aus Oberliegern oder externen Quellen eingetragenen Stofffrachten. Eine
Simulation des Transports nicht-konservativer Stoffe erfordert darüber hinaus Kenntnisse
über Typ und Parameter der ablaufenden Reaktionen. Abb. 1-1 gibt eine Übersicht über
Ein- und Ausgabegrößen bei der Berechnung des Stofftransports in durchmischten Reaktoren und plug-flow Elementen.
7
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Abb. 1-1 Übersicht über Ein- und Ausgabegrößen bei der Berechnung des Stofftransports in durchmischten Reaktoren (links) und plug-flow Elementen (rechts).
Die Kürzel der Randbedingungen (zeitvariable Eingangsgrößen) bedeuten: Qup(t): Zuflussganglinie am
oberen Gewässerrand, Qdn(t): Abflussganglinie am unteren Gewässerrand, h(t): mittlere Wasserstandsganglinie des Gewässerabschnitts, Lup(t): Ganglinie der importierten Stofffracht aufgrund von Emissionen der
Oberlieger, Lex(t): Ganglinie der Stofffracht aus direkten Einleitungen in das Gewässer. Die Kürzel der
Geometrie-Funktionen bedeuten: A(h) bzw. V(h): Seeoberfläche bzw. Seevolumen als Funktion des Wasserstands, X(h), P(h) und W(h): Fließquerschnitt, benetzter Umfang und Wasserspiegelbreite als Funktion
des Wasserstands (jeweils gewichtete Mittelwerte einer Fließstrecke). Das Kürzel „k“ steht stellvertretend
für den oder die Parameter zur Beschreibung des gewässerinternen Stoffumsatzes. Mit den Kürzeln Ldn(t)
und Cdn(t) werden die Fracht- bzw. Konzentrationsganglinie am unteren Gewässerrand bezeichnet (zeitvariable Ausgabegrößen).
Die praktische Berechnung von Fracht- und Konzentrationsganglinien am unteren Ende
eines Gewässerabschnittes aus den in Abb. 1-1 aufgeführten Eingangsgrößen soll hier nicht
im Detail beschrieben werden. Ihr liegt im Fall des vollständig durchmischten Reaktors eine
numerische Lösung der Massenbilanzgleichung (Gleichung 1-1) zugrunde. Im Fall von
plug-flow Elementen werden die gesuchten Ausgabeganglinien erhalten, indem die Ordinaten der Eingangs-Zeitreihen – basierend auf den berechneten Fließgeschwindigkeiten –
entlang der Zeitachse verschoben und ggf. skaliert werden.
dM
= Lup + Lex − Ldn ± R
dt
1-1
Es bedeuten analog zu Abb. 1-1:
M
Masse der Substanz im durchmischten Reaktor
Lup, Lex Durch Oberlieger und externe Quellen eingetragene Stofffrachten
Ldn
Aus dem Reaktor mit dem Abfluss exportierte Stofffracht
R
Term zur Berücksichtigung gewässerinterner Stoffumsätze
8
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
1.2.3 Diskretisierung des Gewässernetzes
Die Diskretisierung des Gewässernetzes in Abschnitte (sections) erfolgt nach mehreren
Kriterien. Abschnittsgrenzen sind in jedem Fall dort einzuführen, wo advektionsdominierte
Transportstrecken durch Vermischungszonen (Seen, Erweiterungen) unterbrochen werden.
Eine interne Unterteilung von Fließstrecken ist dort sinnvoll, wo deutliche Änderungen der
Querprofile (insbesondere der Fließquerschnitte) auftreten. Die Querprofilvariabilität innerhalb eines ausgewiesenen Fließstrecken-Abschnittes wird durch die Berechnung gewichtet-gemittelter hydraulischer Funktionstabellen (Abschnitt 1.3.2) berücksichtigt. Weiterhin
ist zu beachten, dass jeder Fließabschnitt jeweils durch eine einzige Wasserstandsganglinie
charakterisiert wird (1.3.1). Daraus ergibt sich die Notwendigkeit einer feineren Diskretisierung mit zunehmendem Wasserspiegelgefälle. Bei stark rückstaubeeinflussten Systemen des
Flachlands mit Gefällen von wenigen cm/km können die Abschnitte ohne größere Fehler
einige hundert Meter bis wenige Kilometer betragen.
Zwischen einzelnen, als durchmischte Reaktoren abgebildeten Seen muss aus DVtechnischen Gründen stets mindestens ein Fließabschnitt eingeschaltet sein, was bei sinnvoller Diskretisierung eines realen Gewässernetzes jedoch ohnehin stets nötig sein wird.
1.2.4 Kopplung der Grundelemente zum berechenbaren Gewässernetz
Ein wesentlicher Schritt beim Aufbau eines TraM-Modells ist die Verknüpfung der Gewässerabschnitte zu einem hierarchischen System mit definierten Oberlieger-UnterliegerBeziehungen. Für Systeme mit mehreren parallelen Fließwegen (vermaschte Systeme) ist
die Verknüpfung und Hierarchisierung ab einer gewissen Anzahl von Gewässerabschnitten
„per Hand“ nicht mehr sinnvoll zu bewältigen. Der Schritt der „Netzgenerierung“ wird
daher in einem Preprocessing-Schritt ausgeführt. Hierfür wird im GIS das Gewässernetz
auf Grundlage topografischer Karten digitalisiert, wobei Fließstrecken-Abschnitte als in
Fließrichtung orientierte Linien und Seen als Polygone erfasst werden. Nach einer Konvertierung der Geometriedaten in das ESRI Generate-Format (ASCII) führt ein hierfür entwickeltes FORTRAN-Programm eine Fehleranalyse durch (fehlende Verknüpfungen, Zirkelschlüsse, mehrere Abflüsse etc.), weist solche Abschnitte aus, denen zwingend
Randbedingungen zugewiesen werden müssen und ermittelt die Hierarchie des gesamten
Netzes. Im Ergebnis des Preprocessings sind für jeden Gewässerabschnitt Anzahl und
Namen der/des direkten Oberlieger(s), die Namen paralleler Abschnitte (bei Stromspaltungen) sowie die hierarchische Stellung innerhalb des Gesamtsystems (Abb. 1-2) bekannt.
Damit liegen alle notwendigen Informationen für ein automatisch gesteuertes Routing von
Wasser und Stoffen durch das Gewässersystem vor.
9
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Abb. 1-2 Beispiel für die hierarchische Ordnung der Gewässerabschnitte in einem fiktiven System mit
mehreren parallelen Fließwegen. Den Zuflüssen des Systems ist die Ordnung 1 zugewiesen. Der Abfluss
des Systems ist durch die höchste Ordnungszahl (hier 13) gekennzeichnet.
1.2.5 Steuerung zeitlicher und räumlicher Bezüge
Ein Ziel bei der Entwicklung des Modells TraM war es, auch für Langfristsimulationen
möglichst geringe Rechenzeiten zu erreichen. Hierfür erschien es sinnvoll, die zeitliche
Diskretisierung des Modells (Zeitschrittweite) von der räumlichen Auflösung zu entkoppeln. Üblicherweise gelten für explizite numerische Lösungen die Bedingungen, dass:
1. die Zeitschrittweite bei der Berechnung des Stofftransports durch einen voll durchmischten Reaktor nicht größer sein darf, als der Quotient von Gewässervolumen „V
und Durchfluss „Q“ (V/Q = theoretische Verweilzeit)
2. die Zeitschrittweite der Rechnung kleiner gewählt werden muss, als der Quotient von
Längenausdehnung eines Fließgewässerabschnittes und Fließgeschwindigkeit (CourantBedingung)
Die Bedingung 1 wird im Modell TraM durch eine automatische, durchflussabhängige Zeitschrittweitensteuerung erfüllt. Eine besonders starke Einschränkung stellt jedoch die Bedingung 2 dar. Aus ihr geht hervor, dass bereits Fließgeschwindigkeiten von 0.3 m/s bei
der Berechnung eines Gewässerabschnitts von 200 m Länge Rechenschrittweiten von etwa
10 Minuten erfordern. Aus diesem Grund werden im Modell TraM Ausflussfracht und
-konzentration jedes Gewässerabschnitts sofort für die gesamte Simulationszeit als Zeitreihe ermittelt und die Berechnung anschließend mit dem oder den Unterlieger(n) fortgesetzt. Im Quellcode des Modells TraM schließt die Orts-Schleife (Schleife über die Gewässerabschnitte) daher die Zeitschleife ein. Dies steht im Gegensatz zu der üblichen
Vorgehensweise vieler Modelle, bei der für jeden Zeitschritt der neue Zustand im gesamten
System ermittelt wird, bevor die Berechnung des nächsten Zeitschrittes beginnt.
Als Nachteil ergibt sich aus dem beschriebenen Algorithmus, dass eine Umkehrung der
Strömungsrichtung innerhalb eines geschlossenen Simulationslaufes mit dem Modell TraM
10
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
nicht abgebildet werden kann. Die Ursache liegt in der plötzlichen Änderung der Oberlieger-Unterlieger-Beziehungen, die eine veränderte Reihenfolge bei der Berechnung der Abschnitte des Systems erforderlich macht.
Im Falle von Stromspaltungen wird im Modell TraM eine durchfluss-gewichtete Aufteilung
der Fracht des Oberliegers auf die parallelen Fließwege vorgenommen.
1.2.6 Ansätze zur Beschreibung gewässerinterner Stoffumsätze
In der aktuellen Version des Modells TraM sind lediglich zwei einfache Ansätze zur Beschreibung von Stoffumsätzen im Gewässer implementiert. Nähere Erläuterungen können
Tab. 1-1 entnommen werden.
Tab. 1-1
In der aktuellen Version des Modells TraM berücksichtigte Typen des Stoffumsatzes
Reaktionstyp 0
Charakteristik – Vorgabe definierter, Sedimentflächen-bezogener Retentionsbzw. Freisetzungsraten
– Verwendung monatsabhängiger
Parameter
ParameterDimension
Beispiel für
Anwendung
1.3
Masse/Fläche/Zeit
– Saisonal variierende Phosphatretention/-Freisetzung in Seen
Reaktionstyp 1
– Abbildung von Retentionsprozessen als
Reaktion 1. Ordnung (lineare Abhängigkeit zwischen Reaktionsgeschwindigkeit
und Konzentration)
– Verwendung monatsabhängiger Parameter
1/Zeit oder 1/Fläche/Zeit
– Denitrifikation mit temperaturabhängiger Reaktionskonstante
– Mineralisierung organischer Substanz
Eingangsgrößen des Modells
Die zur Berechnung einzelner Gewässerabschnitte benötigten Größen wurden im Abschnitt 1.2.2 bereits aufgeführt. Im Folgenden sind diese Größen und insbesondere die
Möglichkeiten zu ihrer Bereitstellung näher erläutert.
1.3.1 Ganglinien von Wasserstand und Durchfluss
Ganglinien des Wasserstands und Ganglinien des Durchflusses am Zufluss (plug-flow Elemente) bzw. Zu- und Abfluss (durchmischte Reaktoren) müssen für alle Gewässerabschnitte zur Verfügung gestellt werden. Wasserstandsinformationen werden benötigt, um
während der Simulation zeitvariable hydraulische Parameter wie Fließquerschnitte und Seevolumina zu ermitteln (siehe 1.3.2). Aus Fließquerschnitt und Durchfluss wird modellintern
die mittlere Fließgeschwindigkeit für plug-flow Elemente berechnet. Das Gewässervolumen findet als Eingangsgröße bei der Berechnung von Verweilzeiten und Stoffkonzentrationen in durchmischten Reaktoren Verwendung.
Die benötigten Wasserstands- und Durchflussganglinien werden zweckmäßiger Weise mit
Hilfe eines hydrodynamischen Modells berechnet (vgl. 2.3). Eine direkte Ableitung der
Wasserstände aus Durchflussganglinien ist nur im stationären Fall und für gleichförmigen
11
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Abfluss (regelmäßiges Profil und Gefälle, keine Beeinflussung durch Stauanlagen) möglich,
wenn Bettrauhigkeiten oder Wasserstands-Durchfluss-Beziehungen bereits bekannt sind.
Die Zeitreihen finden im Modell TraM als Text-Dateien im ASCII-Format Eingang
(Abb. 1-3). Die zeitliche Äquidistanz der enthaltenen Werte ist keine Bedingung.
#Created by 'SplitTimeSeriesTable' on 19.11.2004 13:25:08
#Extracted from table: E:\tram\sim\Brandbg\HYDTIME\rasout\DSS_Szen_a1.txt
#Column number in source table:
#DD.MM.YYYY hh:mm:ss
Q [m3/s]
01.01.2003 12:00:00
115.400
02.01.2003 12:00:00
113.440
03.01.2003 12:00:00
107.070
04.01.2003 12:00:00
107.850
05.01.2003 12:00:00
107.740
06.01.2003 12:00:00
107.600
07.01.2003 12:00:00
107.410
166
. . .
Abb. 1-3
Beispiel für eine Eingangszeitreihe des Modells TraM im erwarteten ASCII-Format
1.3.2 Funktionstabellen hydraulischer Parameter
Wie unter 1.2.2 erwähnt, finden bei der Berechnung des Stofftransports in voll durchmischten Reaktoren die Wasserstands-Volumen-Funktion (Speicherinhaltslinie) sowie die Wasserstands-Flächen-Funktion Anwendung. Diese werden auf Grundlage von TiefenlinienKarten der Gewässer (Abb. 1-4) oder alternativ aus Querprofilen abgeleitet.
1.6E+07
1.4E+07
Seevolumen [m³]
1.2E+07
1.0E+07
8.0E+06
6.0E+06
4.0E+06
2.0E+06
0.0E+00
28.5
29.5
30.5
Wasserstand [mNN]
Abb. 1-4 Beispiel für ein aus Tiefenlinien erstelltes Seeboden-Modell (Potsdamer Havel) und eine daraus abgeleitete Speicherinhaltslinie (Nordbecken des Templiner Sees)
12
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Die benötigten Funktionstabellen lassen sich effektiv erstellen, wenn die Isobathen zunächst im GIS digitalisiert und anschließend in ein Raster-Höhenmodell gewandelt werden.
Die Auswertung eines solchen Seeboden-Modells ist mittels einfacher Hilfsprogramme
(z.B. in FORTRAN) möglich (Abb. 1-4, rechts).
Zur Parametrisierung einer Fließstrecke wird im Modell TraM im Wesentlichen die Abhängigkeit zwischen Wasserstand und Fließquerschnitt benötigt. Weitere Funktionen, wie die
Beziehungen zwischen Wasserstand und benetztem Umfang oder der Wasserspiegelbreite
finden – wenn überhaupt– nur bei der Berechnung von Stoffumsätzen Anwendung. Da für
eine Fließstrecke, je nach Länge und Datenlage, häufig mehrere vermessene Querprofile
zur Verfügung stehen, müssen mittlere, für den Fließabschnitt gültige Funktionstabellen
berechnet werden. Hierfür ist ein Preprocessing-Programm in FORTRAN entwickelt worden. Letzteres berechnet zunächst für jedes einzelne Querprofil die individuellen Abhängigkeiten zwischen Wasserstand und den Variablen Fließquerschnitt, benetzter Umfang und
Wasserspiegelbreite. Anschließend werden mittlere Funktionen für den gesamten Fließabschnitt erstellt, indem die an den einzelnen Querprofilen ermittelten Funktionswerte gewichtet gemittelt werden (Abb. 1-5). Das Gewicht jedes Querprofils ergibt sich aus der
anteiligen Länge des Fließabschnitts, die dem jeweiligen Profil zuweisbar ist. Es kann gezeigt werden, dass mit diesem Ansatz bei gegebenen Wasserstand und Durchfluss korrekte
mittlere Fließzeiten durch den gesamten Abschnitt erhalten werden. Die Zuordnung von
Querprofilen zu den mit TraM modellierten Fließabschnitten erfolgt im GIS. Die im ESRI
Generate-Format (ASCII) exportierten Lageinformationen werden dem o. g. Preprocessing-Programm als Arbeitsgrundlage übergeben.
Fliessquerschnitt [m²]
1300
1200
1100
1000
900
800
700
600
500
28.4
28.6
28.8
29.0
29.2
29.4
29.6
Wasserstand [mNN]
Abb. 1-5 Beispiel für eine gewichtet gemittelte Beziehung zwischen Wasserstand und Fließquerschnitt
für einen Fließabschnitt (unterbrochene Linie). Diese wurde aus den für individuelle Querprofile ermittelten Abhängigkeiten (durchgezogene Linien) abgeleitet.
Alle im Modell TraM verwendeten Funktionstabellen müssen hinsichtlich des Arguments
die Eigenschaft der Äquidistanz erfüllen, d.h. abgeleitete hydraulische Größen müssen für
13
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
feste Wasserstandsintervalle (von z.B. 5 cm) tabelliert worden sein. Der Vorteil solcher
Funktionstabellen besteht in einem sehr schnellen Zugriff auf die enthaltenen Funktionswerte zur Laufzeit des Modells. Funktionswerte für nicht tabellierte Argumente werden
durch lineare Interpolation ermittelt.
1.3.3 Ganglinien von Stoffeinträgen in das Gewässersystem
Jedem Gewässerabschnitt können im Modell TraM beliebig viele zeitabhängige externe
Stoffeinträge (Einleitungen aus Punktquellen, einmündende Fließgewässer, atmosphärische
Depositionen etc.) zugeordnet werden. Sie müssen in Form von Fracht-Zeitreihen in der
Einheit [g/s] zur Verfügung gestellt werden. Es findet das in Abb. 1-3 dargestellte Format
Anwendung.
1.3.4 Anfangswerte der Konzentration
Anfangswerte der Stoffkonzentration müssen für alle Gewässerabschnitte vorgegeben werden. Bei der Auswertung der Modellergebnisse ist zu beachten, dass die ermittelten Konzentrationen zu Beginn der Simulation durch die gesetzten Anfangswerte geprägt sind. Das
trifft für Gewässersysteme mit hohen Verweilzeiten (z.B. aufgrund großer Seen) in besonderer Weise zu. Ein genügend großes Zeitintervall zu Beginn der Simulation sollte daher
bei der Ergebnisauswertung ausgeblendet werden. Stehen geeignete Messwerte der Ausgangskonzentration nicht zur Verfügung, können diese mit Schätzwerten initialisiert und in
einer (ausreichen langen) „Einlaufphase“ unter Ansetzung geeigneter Randbedingungen
vom Modell generiert werden.
14
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
1.4
Ausgabegrößen des Modells
1.4.1 Standardausgaben
Standardmäßig erzeugt das Modell TraM während der Simulation für jeden Gewässerabschnitt eine Ausgabedatei (Tab-getrennter ASCII-Text). Diese enthält Momentanwerte der
in Tab. 1-2 aufgeführten Größen in einer vom Anwender festgelegten zeitlichen Auflösung.
Tab. 1-2
In der Standardausgabe des Modells TraM aufgeführte Variablen
Variable
Einheit
Zufluss in den Abschnitt
Abfluss aus dem Abschnitt
aus externen Quellen eingetragene Stofffracht
insgesamt in den Abschnitt eingetragene
Stofffracht aus Oberlieger(n) und externen
Quellen
durch Stoffumsätze innerhalb des Abschnitts
eingetragene bzw. zurückgehaltene Stoffmenge
aus dem Abschnitt exportierte Stofffracht
Stoffkonzentration am Ablauf des Abschnitts
mittlere Fließgeschwindigkeit am oberen
Ende des Abschnitts
mittlerer benetzter Umfang des Abschnitts
gespeichertes Wasservolumen
Größe der Wasseroberfläche
m³/s
m³/s
g/s
Ausgabe für Fließstrecken (plugflow Elemente)
x
Ausgabe für Seen
(durchmischte
Reaktoren)
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
g/s
g/s
g/s
mg/l
m/s
m
m³
m²
x
x
x
x
Wird einem simulierten Gewässerabschnitt durch den Anwender eine Zeitreihe mit Beobachtungswerten der Konzentration zugeordnet, dann erzeugt das Programm für den
betreffenden Abschnitt automatisch eine Validierungs-Datei. Diese enthält neben den
Messwerten die vom Modell simulierten Konzentrationen für identische Zeitpunkte, eine
Statistik beider Wertereihen sowie eine Statistik des Modellfehlers. Diese zusätzliche Ausgabe ermöglicht eine schnelle Fehleranalyse und erleichtert die manuelle Kalibrierung von
Stoffumsatzparametern (siehe 2.4.2).
1.4.2 Postprocessing von Zeitreihen
Wird das Modell TraM für längere Simulationszeiten auf Gewässernetze mit zahlreichen
Abschnitten angewandt, ergeben sich schnell Ergebnisse in einem Umfang, der manuell
nicht mehr ausgewertet werden kann. Es ist deshalb sinnvoll, die Simulationsergebnisse
einem Postprocessing zuzuführen. Mittels eines hierfür entworfenen, universell anwendbaren FORTRAN-Programms können die Zeitreihen der in Tab. 1-2 aufgeführten Parameter
15
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
für ausgewählte oder sämtliche modellierten Gewässerabschnitte statistisch ausgewertet
werden. Die Verwendung des genannten Postprocessing-Tools innerhalb von Batchdateien
ermöglicht eine schnelle und einfache Auswertung einer großen Anzahl von Zeitreihen und
Simulationsläufen. Die im Rahmen des Postprocessing ermittelten statistischen Kenngrößen sind Mittelwert, Median, Minimum, Maximum, 0.1-, 0.25-, 0.75- und 0.9-Quantil sowie
die Varianz. Die Kenngrößen werden (a) für die gesamte Dauer der Simulation, (b) jedes
einzelne Jahr der Simulation und (c) jeden Monatstyp berechnet.
Soll eine größere Zahl unterschiedlicher Simulationsläufe für den gleichen Zeit- und
Raumausschnitt miteinander verglichen werden – z.B. im Rahmen einer Szenario- oder
Sensitivitäts-Analyse –, lassen sich die Ausgaben des Postprocessing in einer einzigen Datei
zusammenfassen, die sich für eine weitergehende Auswertung und Visualisierung mit einem Tabellenkalkulationsprogramm eignet (siehe 3.1).
Ein Vorzug des entwickelten Postprocessing-Programms besteht darin, dass alle berechneten statistischen Kenngrößen in einem Format ausgegeben werden können, welches die
unmittelbare Einbindung in ein GIS ermöglicht. Innerhalb des GIS lassen sich die Simulationsergebnisse mit einer digitalen Karte der modellierten Gewässerabschnitte verbinden
und so auf einfache Weise (z.B. in Form von Wassergüteklassen) räumlich visualisieren
(siehe Abschnitt 3.2).
1.5
Benutzerschnittstelle des Modells TraM
Das Modell TraM besitzt keine grafische Bedienoberfläche (GUI). Eine Eingabe von Informationen erfolgt entweder über eine Steuerdatei unter Verwendung definierter Schlüsselworte oder/und mittels Kommandozeilenparametern und/oder interaktiv. Gerade umfangreiche Analysen, die eine große Zahl von Simulationen mit variierenden Eingangsdaten
erfordern, können mittels dieser „altmodischen“ Benutzerschnittstelle sehr effektiv gestaltet werden. Die Verwendung von Steuerdateien hat den positiven Nebeneffekt, dass für
jeden Simulationslauf automatisch eine übersichtliche Dokumentation vorliegt.
Bei Bedarf ließe sich das Programm aufgrund der Unterstützung von Kommandozeilenparametern leicht in eine grafische Benutzeroberfläche einbinden.
16
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Kapitel 2 Modellierung von Nährstoffkonzentrationen in der
Stauhaltung Brandenburg für unterschiedliche
Bewirtschaftungsszenarios
2.1
Charakteristik des untersuchten Abschnitts der Havel
Charakteristisch für den Havelabschnitt zwischen Berlin-Spandau und der Stadt Brandenburg sind insbesondere die zahlreichen großen und oft flachen Flussseen (Kladower Seestrecke, Wannsee, Potsdamer Havelseen, Trebelsee). Sie nehmen zusammen eine Wasserfläche von etwa 45 km² ein. Weite Abschnitte der Havel sind durch seeartige Erweiterungen
und Altarme gekennzeichnet. Durch die Anlage von Kanälen wurden mehrfach Stromspaltungen mit der Folge längerer paralleler Fließwege geschaffen (Sacrow-Paretzer-Kanal,
Griebnitzkanal). Ein prägendes Element ist die Stauhaltung am Wehr Brandenburg. Aufgrund des sehr geringen natürlichen Gefälles beeinflusst der Rückstau (in Abhängigkeit von
Durchfluss) einen großen Teil der Fließstrecke von etwa 55 km (Spandau UP – Brandenburg OP). Der Staueinfluss zieht sowohl eine geringe Dynamik der Wasserstände als auch
generell verminderte Fließgeschwindigkeiten nach sich.
Für den Stoffumsatz in der Unteren Havel besitzen die durchströmten Seen aus mehreren
Gründen eine besondere Bedeutung:
– Die Aufenthaltszeit des Wassers ist gegenüber den Fließstrecken deutlich verlängert.
Die Entwicklung planktischer Organismen wird begünstigt, wodurch gelöste Nährstoffe durch die Inkorporation in Biomasse partikulär gebunden werden (z.B. KÖHLER
1994).
– Aufgrund der sehr geringen Fließgeschwindigkeiten in den Flussseen und lokal größerer Tiefen ist – verglichen mit Fließstrecken – von erhöhten Sedimentationsraten auszugehen.
– In Zeiten geringer Durchflüsse und stabiler Witterungsbedingungen kann – trotz geringer Tiefen – auch in flachen Seen mit temporären Schichtungsereignissen gerechnet
werden (KALBE 1973, BfG 2003). In der Folge können vertikale Gradienten von Sauerstoffkonzentration und Redoxpotential auftreten, die eine Rücklösung redoxsensitiv
gebundenen Phosphats aus dem Sediment nach sich ziehen (z.B. PETZOLD & SIEMENS
2002). Untersuchungen zur Bedeutung der Phosphatrücklösung in den untersuchten
Gewässern liegen vor (HOFFMANN 1999, LUA 1995).
Die bedeutendsten Zuflüsse des betrachteten Havelabschnittes sind Obere Havel, Spree,
Teltowkanal und Nuthe. Eine Übersicht über das Gewässernetz, Zuflüsse und wesentliche
Orientierungspunkte gibt Abb. 2-1. Mögliche morphologische Veränderungen durch einen
Ausbau des betreffenden Havelabschnitts im Rahmen des Verkehrsprojektes 17 wurden im
Verbundprojekt Havelmanagement nicht berücksichtigt. Entsprechende Untersuchungen
sind durch die Bundesanstalt für Gewässerkunde (BfG 2002) durchgeführt worden.
17
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Abb. 2-1 Die Stauhaltung Brandenburg vom Zusammenfluss von Spree und Havel in Berlin Spandau
bis zur Stadt Brandenburg (UHW km 0–55) mit Bezeichnung wesentlicher Gewässer, Zuflüsse und Orientierungspunkte
2.2
Randbedingungen bei der Modellierung von
Nährstoffkonzentrationen in der Stauhaltung Brandenburg
2.2.1 Zufließende Wassermengen über Spree und Teltowkanal
2.2.1.1 Problematik
Die aus dem Einzugsgebiet der Spree zufließenden Wassermengen stellen einen bedeutenden Anteil des Abflusses der Unteren Havel. Aufgrund von Veränderungen im Einzugsgebiet der Spree (Wegfall von Sümpfungswasser, Flutung ehemaliger Tagebaue, Inbetriebnahme von Speichern) sind innerhalb des Betrachtungszeitraumes 2003–2015
Veränderungen von Durchflussmenge und -dynamik der Spree zu erwarten. Diese Veränderungen müssen, soweit möglich, bei der Modellierung der Nährstoffdynamik in der Unteren Havel berücksichtigt werden.
2.2.1.2 Generierung von Durchfluss-Zeitreihen für Spree und Teltowkanal
Im Rahmen des GLOWA-Projektes (BFG 2003) wurden mit Hilfe des Bewirtschaftungsmodells ArcGRM Monatsmittelwerte des Abflusses an den Bilanzprofilen Sophienwerder
(Spree) und Kleinmachnow (Teltowkanal) für den Zeitraum 2003–2052 ermittelt. Monatliche MQ-Werte stehen jeweils für Pentaden (2003–2007, 2008–2012, 2013–2017...) zur Verfügung. Diese Modellrechnungen berücksichtigen zukünftige Nutzungen und Bewirtschaf18
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
tungsmaßnahmen im Einzugsgebiet der Spree nach dem Kenntnisstand bis 2003. Weiterhin
liegen den Berechnungen Annahmen über veränderte klimatische Randbedingungen im
Zeitraum 2003–2052 in Form von 100 Realisationen zugrunde. Obwohl im Verbundprojekt
Havelmanagement mögliche Klimaveränderungen bei Szenariorechnungen unberücksichtigt bleiben sollen, bietet sich die Verwendung dieser Daten an, um zukünftige Nutzungsund Bewirtschaftungseinflüsse im Spreegebiet zu erfassen. Dabei kann davon ausgegangen
werden, dass die mittels ArcGRM prognostizierten Durchfluss-Mittelwerte im Betrachtungszeitraumes 2002–2015 noch wenig durch die unterstellten, allmählichen Klimaveränderungen beeinflusst werden (RACHIMOW pers. Mitt.).
Da die Modelle SWIM und ArcEGMO-Urban Frachten und Durchflüsse in täglicher Auflösung an das Modell TraM übergeben und Gütebewertungen häufig auf Perzentil-Werte
zurückgreifen (z.B. LAWA 1998), war es sinnvoll, auch die Wasser- und Stoffflüsse aus
Spree und Teltowkanal mit täglicher Dynamik zu berücksichtigen. Es war somit notwendig,
Durchflussganglinien für die Pegel Sophienwerder (Spree) und Kleinmachnow (Teltowkanal) zu erzeugen, die einerseits eine plausible Dynamik aufweisen und andererseits den
prognostizierten Trend der mittleren Durchflüsse beinhalten. Solche Ganglinien wurden
pragmatisch in drei Schritten generiert:
1. Die mittels ArcGRM prognostizierten Durchfluss-Monatsmittel (BfG 2003) für die
ersten drei Pentaden (2003–2007, 2008–2012 und 2013–2017) wurden über alle 100
Klima-Realisationen gemittelt und jeweils auf die Mitte der Pentaden (Jahre 2005, 2010,
2015) bezogen. Monatliche MQ-Werte für die übrigen Jahre wurden durch lineare Interpolation ergänzt. Anschließen wurden für jeden Monat der Reihe 2006–2015 die
Differenzen der MQ gegenüber dem Jahr 2005 (erste Pentade) bestimmt. Die erhaltenen Differenzen sind überwiegend negativ – weisen also auf einen zu erwartenden
Rückgang des Durchflusses hin. Für die Jahre vor 2005 wurden die Differenzen als
Null angenommen.
2. Die gemessenen Durchflussganglinien an den Pegeln Sophienwerder und Kleinmachnow für den Zeitraum 1988–2000 wurden auf der Zeitachse um 15 Jahre in die Zukunft in das Zeitfenster 2003–2015 verschoben.
3. Der zeitverschobenen Messreihe (Schritt 2) wurde der im Schritt 1 erhaltene Trend
durch einfache Subtraktion überlagert. Die Tageswerte der Jahre 2003–2005 entsprechen den gemessenen Werten im Zeitraum 1988–1990. Für die Jahre 2006–2015 ergeben sich selbige aus den gemessenen Tageswerten im Zeitraum 1991–2000 und der
prognostizierten Verminderung des mittleren Durchflusses für den jeweiligen Monat
und das jeweilige Jahr gegenüber dem Ausgangsjahr 2005. Abb. 2-2 stellt die generierten Durchflusswerte für das Zeitfenster 2003–2015 im Vergleich mit den Messwerten
des Zeitraums 1988–2000 dar.
19
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
120
Messwerte 1988-2000
Szenario 2003-2015
100
MQ Monat [m³/s]
80
60
40
20
07/2015
01/2015
07/2014
01/2014
07/2013
01/2013
07/2012
01/2012
07/2011
01/2011
07/2010
01/2010
07/2009
01/2009
07/2008
01/2008
07/2007
01/2007
07/2006
01/2006
07/2005
01/2005
07/2004
01/2004
07/2003
01/2003
0
Monat/Jahr
Abb. 2-2 Vergleich der beobachteten monatlichen MQ 1988–2000 am Pegel Sophienwerder mit den
berechneten monatlichen MQ für die Jahre 2003–2015. Letztere wurden aus der nach oben beschriebenem
Verfahren erzeugten Ganglinie ermittelt. Die Zeitachse der Messwerte wurde um 15 Jahre in die Zukunft
verschoben.
Kritisch könnte zu dem beschriebenen Verfahren angemerkt werden, dass die Durchflusswerte der Jahre 1988–2000 unverändert auf die Jahre 2003–2005 übertragen werden, da in
den dazwischen liegenden 15 Jahren bereits Veränderungen der bergbaubedingten Wassereinleitungen und Entnahmen im Spreeeinzugsgebiet stattgefunden haben.
50
MQ [m³/s]
45
40
35
30
25
20
15
10
2003
2002
2001
2000
1999
1998
1997
1996
1995
1994
1993
1992
1991
1990
1989
1988
5
0
Abb. 2-3 Jährliche MQ (für Kalenderjahre) der Reihe 1988–2003 am Pegel Sophienwerder. Schließt
man das Jahr 1988 aus, dann ergibt sich bis 2003 ein leicht positiver Trend der MQ.
20
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Betrachtet man jedoch die Reihe der jährlichen MQ-Werte am Pegel Sophienwerder bis
2003 (Abb. 2-3), dann lässt sich für die Jahre nach 1988 (1989–2003) kein Trend zu einer
Abnahme der jährlichen MQ nachweisen.
2.2.2 Nährstoffeintrag in die Untere Havel über Spree und Teltowkanal
2.2.2.1 Problematik
Die über die Zuflüsse Spree und Teltowkanal eingetragenen Mengen von Phosphor und
Stickstoff stellen einen ganz wesentlichen Anteil der Gesamtfrachten in der Unteren Havel
dar (z.B. LUA 2002). Die genannten Zuflüsse sind somit entscheidende Randbedingungen
für die Modellierung der Nährstoffkonzentrationen in der Stauhaltung Brandenburg mit
dem Modell TraM. Für den Betrachtungszeitraum 2003–2015 müssen die benötigten Ganglinien der TP- und TN-Frachten an den Pegeln Sophienwerder (Spree) sowie Kleinmachnow (Teltowkanal) in geeigneter Weise generiert werden.
Dabei ist zunächst von den aktuellen Beobachtungswerten und deren Durchflussabhängigkeit auszugehen, jedoch müssen auch mögliche zukünftige Maßnahmen zur Reduzierung
der Stoffeinträge im Spreegebiet und in Berlin (ABP 2001) einbezogen werden.
Um die Interpretation der Projektergebnisse zu erleichtern, wurden Frachtganglinien für
zwei Szenarios bezüglich des Nährstoffeintrags über Spree und Teltowkanal erstellt. Das
erste Szenario (Berlin-Annahme 1) geht davon aus, dass die Einträge von Gesamtphosphor
und Gesamtstickstoff auf dem derzeitigen Niveau verbleiben (2.2.2.1 bis 2.2.2.3). Das
zweite Szenario (Berlin-Annahme 2, Abschnitt 2.2.2.4) legt für Gesamtphosphor einen
Rückgang der Konzentrationen um ca. 50% auf ein Mittel von dann etwa 80 µg/l zugrunde. Mittlere TP-Konzentrationen von 60–80 µg/l können laut ABP (2001) als ein gewässertypspezifisches Güteziel gemäß WRRL angesehen werden, welches sich durch eine weitergehende Reduzierung von diffusen und punktförmigen Phosphateinträgen erreichen ließe.
2.2.2.2 Trendanalyse der Frachten
Für den Zeitraum 06.1994–12.2002 wurden die von der Senatsverwaltung für Stadtentwicklung Berlin zur Verfügung gestellten Messungen von TP- und TN-Konzentrationen in der
Spree (Sophienwerder) und im Teltowkanal in einer Datenbasis zusammengefasst und unter Nutzung täglicher Abflussmittel die Stofffrachten berechnet. Für eine Trendanalyse der
Frachten im Zeitraum 1995–2002 wurden Jahresmittel berechnet. Am Pegel Sophienwerder
war für die jährliche TN- und TP-Fracht kein eindeutiger Trend erkennbar (Abb. 2-4). Für
den Teltowkanal traf dies für die jährlichen TP-Frachten ebenfalls zu, im Fall des Gesamtstickstoffs war jedoch nach 1998 ein deutlicher Rückgang der TN-Fracht und Konzentration zu verzeichnen (Abb. 2-5), wobei die Schließung des Klärwerkes Marienfelde im
September 1998 eine mögliche Ursache ist (ABP 2001, KOLL pers. Mitt.). Aus Basis der
Trendanalyse wurde entschieden, den gesamten Zeitraum 1995 – 2002 für die Analyse von
21
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Fracht-Abfluss-Beziehungen zu nutzen und im Falle des Teltowkanals für TN nur Frachtwerte ab 1999 einzubeziehen.
Konz
TP [mg/l]
2002
0.00
1995
2002
2001
2000
1999
1998
1997
1996
0
0.05
2001
20
2000
40
0.10
1999
60
0.15
1998
80
Konz
0.20
1997
100
Fracht
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
1996
120
TP-Fracht [g/s], Q [m³/s]
Q
TN [mg/l]
Fracht
4.0
3.5
3.0
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
1995
TN-Fracht [g/s], Q [m³/s]
Q
140
Abb. 2-4 Entwicklung von TN-Fracht und -Konzentration (links) und TP-Fracht und
-Konzentration (rechts) sowie Durchfluss an der Messstelle Sophienwerder (Spreemündung) im Zeitraum
1995–2002
0.15
6
0.10
4
TP [mg/l]
8
0.05
2
2002
2001
0.00
2000
0
1995
2002
2001
2000
1999
1998
1997
0
0.20
10
1999
20
12
1998
40
Konz
0.25
1997
60
Fracht
14
1996
80
TP-Fracht [g/s], Q [m³/s]
8
7
6
5
4
3
2
1
0
1996
Q
Konz
TN [mg/l]
Fracht
100
1995
TN-Fracht [g/s], Q [m³/s]
Q
Abb. 2-5 Entwicklung von TN-Fracht und -Konzentration (links) und TP-Fracht und
-Konzentration (rechts) sowie Durchfluss am Ausgang des Teltowkanals (Nathanbrücke) im Zeitraum
1995–2002
2.2.2.3 Generierung von Fracht-Ganglinien aus Fracht-Abfluss-Beziehungen
In der Regel setzt sich die Nährstofffracht an einem Pegel aus zwei Anteilen zusammen:
Der Fracht aus Punktquellen und der Fracht aus diffusen Quellen (z.B. UBA 1999). Der
diffuse Anteil der Fracht weist häufig eine deutliche Abhängigkeit vom Durchfluss auf, da
Grundwasser, Oberflächen- und Zwischenabfluss sowie Dränwasser die wichtigen Eintragspfade darstellen. Dagegen sind die Einträge aus Punktquellen in geringerem Maße
vom natürlichen Abflussgeschehen abhängig (Trockenwetteranfall). Jedoch können auch
hier abflussabhängige Frachtwerte auftreten, etwa durch Regenwassereinleitungen oder
Entlastungen bzw. eine verringerte Reinigungseffektivität von Kläranlagen bei plötzlich
erhöhtem Wasseranfall. Abhängigkeiten zwischen Fracht und Durchfluss werden darüber
hinaus durch gewässerinterne Retentionseffekte hervorgerufen, da der Stoffrückhalt (De22
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
nitrifikation, Sedimentation) mit zunehmender Verweilzeit des Wassers an Bedeutung gewinnt und bei höheren Durchflüssen abnimmt.
Hieraus folgt:
– Ganglinien der Nährstofffrachten für den Betrachtungszeitraum 2003–2015 sollten auf
Basis der Fracht-Abfluss-Beziehungen generiert werden.
– Dabei ist es sinnvoll, eine Trennung in einen konstanten Frachtanteil (Basisfracht) und
den durchflussabhängigen Frachtanteil vorzunehmen.
Die als konstant angenommene Basisfracht von TP bzw. TN wurde für die Spreemündung
und den Teltowkanal als die Fracht abgeschätzt, die im Bereich der geringsten gemessenen
Durchflüsse beobachtet werden konnte (Abb. 2-6 und Abb. 2-7).
)
10
TP-Fracht [g/s]
TN-Fracht [g/s]
(
140
120
100
80
60
40
20
0
8
6
4
2
0
0
10
20
30
40
0
10
20
Q [m³/s]
30
40
Q [m³/s]
Abb. 2-6 Fracht-Abflussbeziehung für TN (links) und TP (rechts) an der Spreemündung im Bereich
niedriger Durchflüsse für den Zeitraum 06.1994–12.2002. Die geschätzte konstante Fracht aus Punktquellen ist als unterbrochene Linie angegeben.
100
TP-Fracht [g/s]
TN-Fracht [g/s]
120
80
60
40
20
0
0
3
6
9
12
7
6
5
4
3
2
1
0
0
15
3
6
9
12
15
Q [m³/s]
Q [m³/s]
Abb. 2-7 Fracht-Abflussbeziehung für TN (links) und TP (rechts) an der Mündung des Teltowkanals im Bereich niedriger Durchflüsse für die Zeiträume 06.1994–12.2002 (TP) und 01.1999–
12.2002 (TN). Die geschätzte konstante Fracht aus Punktquellen ist als unterbrochene Linie angegeben.
Da sich aus den Fracht-Durchfluss-Diagrammen keine Anhaltspunkte für andere Abhängigkeiten ergeben (vgl. Abb. 2-8), wurde ein lineares Modell zur Schätzung der Frachten
oberhalb des Basisfracht verwendet. Es ergibt sich als Berechnungsvorschrift:
23
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
F (t ) = FBasis + c * (Q(t ) − QBasis )
für Q(t ) ≥ QBasis
2-1
mit den Größen:
geschätzter Tageswert der Fracht
F(t)
FBasis
durchfluss-unabhängige Basisfracht
Q(t)
Tageswert des Durchflusses
QBasis
Durchfluss, unterhalb dessen nur noch die Basisfracht beobachtet wird
c
Anstieg der linearen Fracht-Durchfluss-Beziehung; entspricht der mittleren
Konzentration
Die Beziehungen zwischen Fracht und Abfluss weisen an den Mündungen von Spree und
Teltowkanal deutliche saisonale Abhängigkeiten auf (Abb. 2-8), was – im Falle von Phosphat – u.a. auf Rücklösungen aus dem Sediment zurückgeführt werden könnte. Der Berechnung täglicher Frachten nach Gleichung 2-1 wurden daher Monatswerte der mittleren
Konzentration (Parameter c) zugrunde gelegt.
1. Quartal
2. Quartal
3. Quartal
4. Quartal
30
TP-Fracht [g/s]
25
20
15
10
5
0
-5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Q [m³/s]
Abb. 2-8 Quartalsweise Fracht-Abfluss-Beziehungen für die diffuse TP-Fracht an der Messstelle
Sophienwerder für den Zeitraum 06.1994–12.2002
In Abbildung Abb. 2-9 sind die auf Basis der Fracht-Abfluss-Beziehungen geschätzten
Frachten den beobachteten Werten gegenüber gestellt. Eine unverzerrte Schätzung zeichnet sich durch die Gruppierung der Werte um die 1:1-Linie aus.
24
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
350
30
300
250
20
TN-Fracht Modell [g/s]
TP-Fracht Modell [g/s]
25
15
10
5
0
200
150
100
50
0
0
5
10
15
20
25
0
30
50
100
150
200
250
300
350
TN-Fracht gemessen [g/s]
TP-Fracht gemessen [g/s]
150
8
7
125
TN-Fracht Modell [g/s]
TP-Fracht Modell [g/s]
6
5
4
3
2
1
0
100
75
50
25
0
0
1
2
3
4
5
6
7
0
8
25
50
75
100
125
150
TN-Fracht gemessen [g/s]
TP-Fracht gemessen [g/s]
Abb. 2-9 Vergleich von beobachteten und aus Fracht-Durchfluss-Beziehungen geschätzten Frachten
für TP (links) und TN (rechts) an der Messstelle Sophienwerder (obere Reihe) und an der Mündung des
Teltowkanals (untere Reihe). Die 1:1-Linie ist jeweils als unterbrochene Diagonale dargestellt.
Die Verwendung der im Zeitraum 1995–2002 beobachteten Beziehungen zwischen Fracht
und Abfluss am Pegel Sophienwerder und im Unteren Teltowkanal impliziert die Annahme, dass die Verteilung des Abwassers innerhalb Berlins (z.B. Überleitung des Ablaufes der
KA Ruhleben in den Teltowkanal während des Sommers) auch zukünftig Bestand hat.
2.2.2.4 Phosphat-Frachtganglinie unter Annahme verringerter Emissionen im
Einzugsgebiet der Spree
Auch im Einzugsgebiet der Spree inklusive der Stadt Berlin ist im Zuge der Umsetzung der
Wasserrahmenrichtlinie mit verstärkten Bemühungen zur Verminderung der Nährstoffkonzentrationen in Oberflächengewässern zu rechnen. Betrachtet man die Beiträge unterschiedlicher Einzugsgebiete zur Nährstoffbelastung der Havel unterhalb Berlins, dann wird
deutlich, dass von einer Verminderung der über Spree und Teltowkanal zugeführten Nund P-Frachten eine deutliche Senkung der Nährstoffkonzentrationen in der Unteren Havel erwartet werden kann (Tab. 2-1).
25
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Tab. 2-1
Beiträge ausgewählter Einzugsgebiete zur Nährstoffbelastung der Unteren Havel
Einzugsgebiet, ausgewertete Gütemessstelle und Bezugszeitraum
Spree, Sophienwerder
(Mst. 160 & 161 des Berliner Senats)
Zeitraum: 07.1994–12.2002
Teltowkanal, unterhalb Kleinmachnow
(Mst. 421 & 430 des Berliner Senats)
Zeitraum: 07.1994–12.2002
Obere Havel, Henningsdorf
(Mst. HV_0080 des LUA Brbg.)
Zeitraum: 07.1994–12.2001
Nuthe, Babelsberg
(Mst. NU_0120 des LUA Brbg.)
Zeitraum: 07.1994–11.2002
Mittlere emittierte Nährstofffrachten
(Mittelwert der Fracht für alle Tage mit Gütemessung)
TP: 3.7 g/s
TN: 70 g/s
TP: 1.9 g/s
TN: 68 g/s
TP: 1.4 g/s
TN: 18 g/s
TP: 1.1 g/s
TN: 10 g/s
Als anzustrebender Zielzustand im Sinne der Wasserrahmenrichtlinie wird im Abwasserbeseitigungsplan der Stadt Berlin (ABP 2001) für Gesamtphosphat ein Konzentrationsbereich
von 60–80 µg/l angegeben. Für die Erreichung dieses Zieles wäre eine Verminderung der
Konzentrationen um etwa 50% gegenüber den im Zeitraum 1995–2000 beobachteten Werten (Mediane) erforderlich. Handlungsoptionen mit Hilfe derer die genannten Güteziele
erreicht werden könnten, werden im ABP (2001), basierend auf Simulationsergebnissen
des Modells MONERIS (z.B. UBA 1999), angeführt.
Um den Effekt deutlich verringerter Phosphateinträge aus dem Einzugsgebiet der Spree
auf die Nährstoffkonzentrationen der Unteren Havel darzustellen, wurden mit dem Modell
TraM auch solche Szenarios berechnet, die von mittleren TP-Konzentrationen an den Pegeln Sophienwerder und Kleinmachnow von 75 bzw. 85 µg/l (Mediane) ausgehen. Die
Tageswerte der für den Zeitraum 2003–2015 generierten Frachtganglinien (siehe 2.2.2.3)
wurden hierfür an beiden Pegeln – unabhängig von Durchfluss – um jeweils 50% vermindert. Diese bewusst einfach gehaltene Annahme birgt den Vorteil, dass zwischen Auswirkungen von Bewirtschaftungsmaßnahmen in den Einzugsgebieten Obere Havel und
Nuthe – die hier den Untersuchungsschwerpunkt bilden – und den Auswirkungen veränderter Randbedingungen (Zuflüsse aus dem Spreegebiet) noch leicht differenziert werden
kann.
Eine realistische Prognose der in Zukunft zu erwartenden Phosphatfrachten bzw.
-konzentrationen der Spree wird durch die veränderte Einleitung von Sümpfungswässern
im Mittel- und Oberlauf sehr erschwert. Nach BEHRENDT (2002) kann damit gerechnet
werden, dass im Zuge stark verminderter Einleitungen eisenhaltigen Grubenwassers die
Phosphatretention (-fällung) in der Spree so deutlich abnimmt, dass die Frachten trotz
gleich bleibender Emissionen auf das Doppelte ansteigen könnten!
2.2.3 Wasser- und Stoffeinträge weiterer Einzugsgebiete
Die Wasser- und Stoffeinträge in die Stauhaltung Brandenburg aus weiteren Einzugsgebieten (außer Spree und Teltowkanal) wurden den Modellrechnungen anderer Teilprojekte
entnommen. Abflüsse und diffuse Emissionen von Stickstoff und Phosphor sind mit dem
26
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Einzugsgebietsmodell SWIM (KRYSANOVA ET AL 2000) für die in Tab. 2-2 aufgeführten
Einzugsgebiete und das Zeitfenster 2003–2015 simuliert worden (Teilprojekt 5). Nährstoffeinträge aus der Siedlungswasserwirtschaft wurden durch Teilprojekt 2 mit Hilfe des Modells ArcEgmo-Urban (http://urban.arcegmo.de) ermittelt.
Tab. 2-2
Einzugsgebiete der Stauhaltung Brandenburg für welche Wasser- und Stoffeinträge in die
Havel mit den Modellen SWIM und ArcEgmo-Urban berechnet wurden
Einzugsgebiet
Obere Havel
Nuthe
Havelkanal
Emster Gewässer
Direkteinzugsgebiet der Havel im Abschnitt Spandau–Brandenburg (Summe)
Größe [km²]
3520
1805
256
225
579
Die Ergebnisse der o.g. Modelle wurden in Form von Zeitreihen mit täglicher Auflösung
zur Verfügung gestellt und als Eingangsdaten für die Modelle TraM (Stoffrachten) und
HEC-RAS (Abflüsse; siehe Abschnitt 2.3) verwendet.
2.2.4 Vereinfachte Abbildung wasserwirtschaftlicher Handlungsoptionen
2.2.4.1 Speicherbewirtschaftung von Seen
Eine Staubewirtschaftung größerer Seen im Haveleinzugsgebiet wird teilweise bereits heute
praktiziert. Im Rahmen des Verbundprojektes Havelmanagement war zu untersuchen, inwieweit eine verstärkte Nutzung dieser Speichermöglichkeiten geeignet sein könnte, den
Durchfluss der Havel in Niedrigwasserperioden zu stützen und hohe sommerliche Nährstoffkonzentrationen zu verdünnen (Bewirtschaftungsszenario c3.2, siehe Tab. 2-8). Eine
statische Abschätzung des potentiell verfügbaren Speichervolumens wurde durch Teilprojekt 4 vorgenommen. Um jedoch die Auswirkungen einer weitergehenden Speicherbewirtschaftung auf die Nährstoffkonzentrationen der Havel im Modell TraM abbilden zu können, war es notwendig, die Abflussganglinien der bewirtschafteten Teileinzugsgebiete um
die Effekte von Wasserrückhalt und Niedrigwasseraufhöhung zu korrigieren. Beispielhaft
wurde die Untersuchung anhand des Einzugsgebiets der Oberen Havel durchgeführt.
Hierbei wurden die folgenden, stark vereinfachenden und idealisierten Annahmen getroffen:
– Es werden alle an das WRRL-relevante Fließgewässernetz angeschlossenen Seen im
brandenburgischen Teil des Einzugsgebiets der Oberen Havel bewirtschaftet. Deren
Gewässerfläche beträgt insgesamt 68.4 km².
– In jedem See wird, ungeachtet örtlicher Hindernisse, eine zur Niedrigwasseraufhöhung
bewirtschaftbare Staulamelle von 20 cm eingerichtet. Das potentiell bewirtschaftbare
Volumen beläuft sich somit auf ca. 13.7 Mio. m³.
27
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
– Die Speicherung im angrenzenden Aquifer, eine Zunahme der Seefläche bei steigendem Wasserstand sowie eine ggf. erhöhte Verdunstung aufgrund der größeren Gewässerfläche bzw. verringerter GW-Flurabstände werden nicht berücksichtigt.
– Die räumliche Lage der Seen innerhalb des Einzugsgebiets wird vernachlässigt. Stattdessen werden alle bewirtschafteten Seen zu einem einzigen, am Auslass des Einzugsgebiets gelegenen Speicher mit entsprechend großem Volumen zusammengefasst.
Fließzeiten vom konkreten See bis zur Mündung in die Havel werden damit vernachlässigt. Auch wird eine gleichmäßig optimale Wasserversorgung aller Seen während des
Aufbaus der Speicherlamelle unterstellt.
– Folgende einfache Bewirtschaftungsregeln wurden (basierend auf der unbeeinflussten
Abflussganglinie am Auslass des Einzugsgebiets) formuliert: (1) Ein teilweiser Rückhalt
des Abflusses ist möglich, wenn der MQ-Wert (17.85 m³/s laut Berechnung von SWIM
für die Reihe 2003-2015 und das Szenario a2 (Tab. 2-8)) überschritten wird und noch
ungenutzter Speicherraum verfügbar ist. Die Rate des Rückhalts (in m³/s) soll dabei
1/10 des natürlichen Abflusses nicht überschreiten. (2) Eine Abgabe des zurückgehaltenen Wassers erfolgt, wenn der Abfluss das 90-Perzentil der o.g. Reihe von 8.5 m³/s
unterschreitet (MNQ wurde von SWIM mit 9.48 m³/s ermittelt). Die Abgabemenge
wird dabei so gesteuert, dass der genannte Mindestabfluss von 8.5 m³/s gerade erreicht
wird. Die Abgabe von Zuschusswasser endet bei vollständigem Aufbrauch der Speicherlamelle oder mit einem natürlichen Wiederanstieg des Abflusses (Abb. 2-10).
Um die Auswirkungen des innerjährlichen Abfluss-Ausgleichs auf die Nährstoffkonzentrationen in der Havel darstellen zu können, müssen auch Stofffrachten in die Betrachtung
einbezogen werden. So bedeutet der Aufbau einer Staulamelle nicht nur den Rückhalt von
Wasser sondern auch einen Rückhalt der im Abfluss enthaltenen Stoffe.
Im Fall der Nährstoffe P und N muss damit gerechnet werden, dass die aufgrund des Einstaus verlängerte Aufenthaltszeit des Wassers eine erhöhte Retention bewirkt. Eine Quantifizierung des Effekts ist im Rahmen dieser sehr vereinfachten Betrachtung nicht möglich.
Solange der Wasserrückhalt überwiegend im Winter erfolgt, kann aber, aufgrund der jahreszeitlich verringerten Denitrifikationsleistung und des geringen Umsatzes von Phosphat
in sedimentationsfähige Planktonbiomasse bei gleichzeitiger Durchmischung der Wasserkörper, angenommen werden, dass die zusätzlichen Retentionsverluste gering ausfallen.
Bei der Berechnung wird davon ausgegangen, dass während des Aufbaus der Speicherlamelle Nährstoffe entsprechend der aktuellen, vom Modell SWIM berechneten Konzentration des Abflusses am Auslass des Einzugsgebiets zurückgehalten werden. Die Speicherlamelle wird nicht allein über das zurückgehaltene Wasser sondern zusätzlich über die
gespeicherte Nährstoffmenge beschrieben. Wird aus dem Speicher Wasser abgegeben, so
ist dieses entsprechend der aktuellen Konzentration der Speicherlamelle belastet. Vermischungseffekte zwischen Speicherlamelle und dem übrigen Wasserkörper werden nicht
berücksichtigt. Die Effekte der Handlungsoption werden in 2.6.2 und 2.6.4.2 dargestellt.
28
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
80
70
1.4E+07
60
[m³/s]
1.2E+07
AbflussRückhalt
50
1.0E+07
40
30
1.6E+07
8.0E+06
AbflussAufhöhung
6.0E+06
20
4.0E+06
10
2.0E+06
0
Jan 2013
0.0E+00
Jul 2013
Jan 2014
gespeichertes Volumen [m³]
Abfluss Bewirtschaftet
Abfluss Unbewirtschaftet
Entnahmerate
Abgabe als Zuschusswasser
gespeichertes Volumen
Jul 2014
Abb. 2-10 Effekt der Bewirtschaftung von Seen zur Niedrigwasseraufhöhung am Beispiel der Abflussganglinie der Oberen Havel für die Jahre 2013–2014. Zugrunde liegen die im Text erläuterten Annahmen.
2.2.4.2 Bewirtschaftung des Grundwasserspeichers durch Wehrstau
Als eine weitere potentielle, auf die Vergleichmäßigung des innerjährlichen Abflussgeschehens abzielende Handlungsoption (vgl. 2.2.4.1) wurde im Verbundprojekt Havelmanagement die Bewirtschaftung des Grundwasserspeichers (Szenario 3.1, siehe Tab. 2-8) angesehen. Dahinter steht die Idee, durch eine gezielte Anhebung der Stauziele für Fließgewässer
im Winterhalbjahr größere Wassermengen im Einzugsgebiet zu speichern. Ein Teil des
zurückgehaltenen Wasser würde dann, in abflussarmen Perioden des Sommerhalbjahres,
zur Niedrigwasseraufhöhung und Verdünnung hoher Nährstoffkonzentrationen in nachgelagerten Gewässern verfügbar sein.
Exemplarisch wurde die Effektivität dieser Handlungsoption an den Nebenflüssen der
Nuthe „Hammerfließ“ und „Nieplitz“ durch Teilprojekt 4 bzw. KNEIS (2002) mit Hilfe von
Grundwassermodellen untersucht. In letztgenannter Arbeit werden auch unerwünschte
Nebenwirkungen der Handlungsoption diskutiert.
Um die Auswirkungen der Handlungsoption auf die Nährstoffkonzentrationen der Havel
im Modell TraM abbilden zu können, war es – wie im Falle der Seenbewirtschaftung
(2.2.4.1) – notwendig, die Abflussganglinien der betroffenen Teileinzugsgebiete um die
Effekte von Wasserrückhalt und Niedrigwasseraufhöhung zu korrigieren. Hierfür wurde
ein sehr stark vereinfachter Ansatz gewählt, dessen Mittelpunkt ein instationäres eindimen29
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
sionales Grundwassermodell in FORTRAN bildet. Dieses Finite-Differenzen-Modell wurde auf einen horizontalen Schnitt durch ein Fließgewässer und die angrenzenden Vorländer
(Abb. 2-11) angewendet, um die Grundwasseroberfläche bei zeitlich veränderlichen Stauzielen zu berechnen.
Abb. 2-11 Prinzipskizze: Im Aquifer ausgebildete Staulamelle nach einer Anhebung des Stauzieles
im angrenzenden Oberflächengewässer (Situation bei positiver Grundwasserneubildung)
Zur dynamischen Berechnung des Wasserrückhalts im Aquifer und der möglichen
Niedrigwasseraufhöhung auf Ebene des gesamten Einzugsgebiets wurde exemplarisch ein
einziges Wehr betrachtet. Die ermittelten Flussraten wurden anschließend, entsprechend
der Anzahl der verfügbaren Wehre, extrapoliert. Folgende Annahmen liegen der Rechnung
zugrunde:
– Eine Bewirtschaftung wurde für 145 Wehre im Einzugsgebiet der Nuthe und 61 Wehre
im Einzugsgebiet der Oberen Havel unterstellt (Angaben von Teilprojekt 4).
– Für jedes Wehr wurde ein gefällefreier Rückstaubereich von 500 m (Nuthe) bzw.
1000 m (Obere Havel) angesetzt, innerhalb dessen sich eine Anhebung des Stauziels
aufgrund geringer Gefälle gleichmäßig auswirkt. Auswirkungen in der Aue (senkrecht
zum Fließgewässer) wurden beiderseits bis zu einer Entfernung von 1000 m vom Vorfluter berücksichtigt. Wechselwirkungen zwischen Oberflächen- und Grundwasser in
noch größerer Entfernung wurden in Übereinstimmung mit anderen Untersuchungen
des Teilprojekts 3 vernachlässigt (KRAUSE pers. Mitt.).
– Der Wasserstand im Fließgewässer wurde – abgesehen von den durch die Wehrsteuerung induzierten Schwankungen – als zeitlich konstant angenommen. Er ist somit vom
Durchfluss unabhängig, was einer bereits vorhandenen, starken Staubeeinflussung entspricht. Die zwischen Aquifer und Fließgewässer auftretenden Flussraten führen im
Modell ebenfalls zu keiner Änderung des Wasserstands im Oberflächengewässer.
– Für die an das Gewässer angrenzenden Flächen wurde aufgrund der meist geringen
Grundwasserflurabstände eine Grundwasserneubildung von Null (ausgeglichene Wasserbilanz) angesetzt. Seitliche Zuströme in den betrachteten Aquifer-Ausschnitt werden
ebenfalls mit Null angenommen. Der modellierte Wasserrückhalt bei Anhebung des
Stauzieles im Oberflächengewässer beruht daher allein auf der Infiltration von Oberflächenwasser in das Aquifer und nicht auf einem verzögerten Abfluss aus dem Einzugsgebiet infolge der angehobenen Drainagebasis.
30
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
–
Mögliche Veränderungen der Verdunstung aufgrund veränderter Grundwasserflurabstände bleiben unberücksichtigt.
– Die Aquifere beiderseits des Vorfluters wurden mit hohen hydraulischen Leitfähigkeiten von ks=10-4 m/s, einem Speicherkoeffizienten von ne=0.25 und einer mittleren
Mächtigkeit von 10 m parametrisiert. Der Leakage-Faktor wurde so groß gewählt, dass
die Leitfähigkeit der Gewässersohle nicht begrenzt auf den Wasseraustausch zwischen
Fließgewässer und Aquifer wirkt.
– Als Bewirtschaftungsregeln wurden (basierend auf der unbeeinflussten Abflussganglinie am Auslass des jeweiligen Einzugsgebiets) formuliert: (1) Eine Anhebung des Stauzieles um maximal 10 cm/d ist möglich, wenn der Abfluss den für die Reihe 2003–2015
berechneten MQ-Wert (Simulationsergebnis von SWIM für das Szenario a2 (Tab. 2-8))
überschreitet. Maximal ist eine Anhebung des Stauzieles um 50 cm gegenüber dem
Ausgangsniveau möglich. (2) Eine Abgabe des zurückgehaltenen Wassers erfolgt, wenn
der Abfluss das 90-Perzentil des Durchflusses (ebenfalls basierend auf der Reihe 2003–
2015) unterschreitet. Die Stauzielabsenkung ist, wie die Anhebung, auf einen Betrag
von maximal 10 cm/d begrenzt.
Mit diesen Annahmen lässt sich das zwischen zwei Zeitpunkten t1 und t2 aufgebaute bzw.
verbrauchte Volumen der Speicherlamelle beiderseits des Gewässers nach Gleichung 2-2
berechnen.

dV = 2* L * n e * 

x max
∫
0
x max
W ( x , t 2 ) dx −
∫ W ( x ,t
0
1

) dx 

2-2
Darin bedeuten:
angesammeltes bzw. verbrauchtes Speichervolumen im Zeitraum t1 bis t2
dV
L
Länge des gleichmäßig durch Rückstau beeinflussten Gewässerabschnitts
ne
Speicherkoeffizient
W(x,t)
Grundwasserstand an der Ortskoordinate x zum Zeitpunkt t
x
Ortskoordinate senkrecht zum Oberflächengewässer (Gewässer bei x=0)
Bei der Anwendung des oben beschriebenen Grundwassermodells erwies es sich als sinnvoll, eine mehrjährige „Warmlaufphase“ vorzuschalten. Während dieser Phase stellt sich
allmählich ein dynamisches Gleichgewicht zwischen dem variablen Wasserstand im Oberflächengewässer und der Grundwasseroberfläche des angrenzenden Aquifers ein. Diese
Gleichgewichts-Grundwasseroberfläche stellt eine geeignete Anfangsbedingung für die
Simulation der Auswirkungen der Wehrsteuerung dar. Ohne Berücksichtigung einer solchen Warmlaufphase würden die ersten Jahre des Simulationszeitraums durch eine Auffüllung des Grundwasserspeichers, d.h. eine überdurchschnittlich starke Infiltration von Oberflächenwasser in das Aquifer, geprägt sein.
31
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Abb. 2-12 zeigt beispielhaft die Reaktion der simulierten Grundwasserstände in unterschiedlichen Entfernungen zum Oberflächengewässer auf Erhöhungen bzw. Absenkungen
des Stauziels.
Wasserstand im Oberflächengewässer
GW-Stand in 25 m Gewässerabstand
GW-Stand in 100 m Gewässerabstand
GW-Stand in 500 m Gewässerabstand
10.6
10.5
10.4
10.3
10.2
10.1
10.0
10/2011
07/2011
04/2011
01/2011
10/2010
07/2010
04/2010
01/2010
10/2009
07/2009
04/2009
01/2009
9.9
Abb. 2-12 Mit den im Text erläuterten Annahmen simulierte Dynamik von Oberflächen- und
Grundwasserstand für ein Zeitfenster von zwei Jahren. Deutlich wird, dass die Änderungen des Grundwasserstandes stark gradientenabhängig sind, was auf die berechneten Austauschraten zwischen Oberflächengewässer und Aquifer ebenso zutrifft.
Wie im Fall der Staubewirtschaftung von Seen, ist ein Rückhalt von Wasser im Aquifer
gleichzeitig mit dem temporären Rückhalt von Nährstoffen verbunden. Es wird davon ausgegangen, dass während des Aufbaus der Speicherlamelle Nährstoffe entsprechend der
aktuellen (hier vom Modell SWIM berechneten) Konzentration des Abflusses zurückgehalten und im Aquifer gespeichert werden. Während im Falle von Phosphat keine Retention
im Aquifer Berücksichtigung findet, wird im Falle von Stickstoff die Denitrifikation als
Reaktion erster Ordnung berücksichtigt. Dem liegt die Annahme zugrunde, dass der überwiegende Teil des Stickstoffs in Form von Nitrat vorliegt und das Aquifer ein Denitrifikationspotential aufweist. Die Halbwertszeit von 2.5 a wurde aus den ebenfalls im Teilprojekt 3
durchgeführten Untersuchungen zum Nitrattransport (KRAUSE pers. Mitt.) übernommen.
Die Effekte der Handlungsoption werden im Abschnitt 2.6.4.1 auf Teileinzugsgebietsebene
dargestellt. Die zu erwartenden Auswirkungen auf die Wassergüte der Unteren Havel werden im Abschnitt 2.6.2 aufgezeigt.
32
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
2.3
Generierung von Wasserstands- und Durchflussganglinien für die
mit TraM modellierten Gewässerabschnitte
2.3.1 Gründe für die Verwendung des hydrodynamischen Modells HEC-RAS
Die Berechnung des Stofftransports mit dem Modell TraM erfordert die Kenntnis von
Wasserstands- und Durchflussganglinien für jeden simulierten Gewässerabschnitt (1.3.1).
Um die benötigten Daten sowohl für vergangene Zeiträume (Eichung des Modells TraM)
als auch das zu betrachtende Zeitfenster 2003–2015 (Szenariorechnungen) zur Verfügung
zu stellen, wurde ein instationäres hydrodynamisches Modell für die gesamte Stauhaltung
Brandenburg aufgebaut. Die nachfolgenden Gründe ließen das Programm HEC-RAS
(HEC 2002) als besonders geeignet erscheinen:
– Das Programm ist inkl. umfangreicher Dokumentationen frei verfügbar
(www.hec.usace.army.mil/software/hec-ras/hecras-hecras.html).
– Der Abfluss durch komplexe Gewässernetzte mit parallelen Fließwegen („looped networks“) kann für stationäre und instationäre Bedingungen berechnet werden.
– Das Modell lässt sich mit GIS-Unterstützung parametrisieren, da sämtliche geometrischen Daten (Querprofile, Gewässerstränge, Deiche etc.) über eine ASCII-Schnittstelle
eingelesen werden können. Alle geometrischen Grunddaten konnten deshalb im GIS
ArcView erstellt bzw. verknüpft werden. Die Konvertierung der Daten aus dem GIS in
den HEC-RAS-spezifischen ASCII-Importfile wurde mittels mehrerer Hilfsprogramme
in FORTRAN realisiert. Letztere ermöglichen die variable Einbindung von geometrischen Informationen aus unterschiedlichsten Quellen.
– HEC-RAS erleichtert eine Zuordnung der Querprofile bzw. Fließabschnitte des hydrodynamischen Modells zu den diskreten Gewässerabschnitten des Stofftransportmodells
TraM ganz wesentlich, da die geometrischen Grundlagen beider Modelle direkt im GIS
überlagert werden können.
– Die berechneten Wasserstands- und Durchfluss-Ganglinien können für wählbare
Querprofile mittels verschiedener frei verfügbarer Tools aus dem von HEC-RAS verwendeten DSS-Format (Data Storage System) automatisiert in MS-EXCEL Worksheets
oder ASCII-Textdateien ausgegeben und anschließend automatisiert weiterverarbeitet
werden.
2.3.2 Datengrundlage des hydrodynamischen Modells
Beim Aufbau der Modellgeometrie wurde auf folgende Datenquellen zurückgegriffen:
– Mittels Echolot vermessene Querprofile der Havel zwischen der Mündung des Havelkanals und der Vorstadtschleuse Brandenburg wurden als Originaldaten durch das Wasser- und Schifffahrtsamt Brandenburg zur Verfügung gestellt.
– Querprofilgeometrien im Bereich der Berliner Havel (UHW km 0 bis Krughorn), des
Teltowkanals und des Griebnitzkanals sowie für Teile der Potsdamer Havel wurden der
Datengrundlage des hydrodynamischen Modells HYDRAX entnommen. Diese Daten
wurden durch die Bundesanstalt für Gewässerkunde zur Verfügung gestellt.
33
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
–
Querprofile im Bereich der Potsdamer Havelseen wurden aus digitalisierten Tiefenlinien topografischer Karten im Maßstab 1:10000 extrahiert. Diese Daten liegen dem
Modell HYDRAX (s.o.) ebenfalls zugrunde.
– Im Bereich der Mittleren Havel wurden die vermessenen Querprofile des Gewässerbetts um Landanschlüsse beiderseits der Havel ergänzt. Dies war notwendig, um kontinuierliche instationäre Simulationen unter Einschluss von Hochwässern durchführen zu
können. Wo im Auftrag des WSA Brandenburg vermessene Vorlandprofile nicht zur
Verfügung standen, wurde auf die Höheninformationen des digitalen Geländemodells
für Brandenburg (LGB) bzw. die topografische Karte 1:10000 zurückgegriffen.
Das erstellte geometrische Modell der Stauhaltung Brandenburg (Abb. 2-13) setzt sich aus
über 1100 Querprofilen zusammen. Die durchströmten Seen im Bereich der Kladower
Seestrecke (Berliner Flusshavel) und der Potsdamer Havel wurden – wie im Modell
HYDRAX der Bundesanstalt für Gewässerkunde – als gewöhnliche Fließstrecken in das
Modell integriert. Eine Abbildung der Seen als gefällefreie Speicher ist nicht möglich, da
aufgrund des Rückstaueinflusses keine Beziehungen zwischen Wasserstand und Abfluss
existieren.
Abb. 2-13 Schema des mit HEC-RAS simulierten Gewässernetzes der Havel-Stauhaltung Brandenburg (blau: Gewässerstränge, grün: Querprofile, rot: Verzweigungen)
2.3.3 Randbedingungen und Eichung des hydrodynamischen Modells
Als obere Randbedingungen treten im hydrodynamischen Modell der Stauhaltung Brandenburg die Zuflüsse von Oberer Havel, Spree, Teltowkanal, Nuthe, Havelkanal und
Emster Kanal auf. Weiterhin sind kleinere Zuflüsse, über das Grundwasser vermittelte Zuströme und Verluste durch Abflussbildungs- und Zehrungsprozesse im Direkteinzugsge34
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
biet der Havel sowie (aufgrund der großen Gewässerfläche) Verdunstungsverluste zu berücksichtigen. Die letztgenannten Größen sind im Vergleich zu den Zuflüssen aus Oberer
Havel, Spree, Teltowkanal und Nuthe quantitativ weniger bedeutend. Tab. 2-3 gibt eine
Übersicht über die berücksichtigten Randbedingungen während der Eichung des Modells
für den Zeitraum 1988–2000 und bei Berechnungen für den Betrachtungszeitraum 2003–
2015.
Tab. 2-3
Randbedingungen bei der Simulation von Wasserständen und Durchflüssen in der Stauhaltung Brandenburg mit HEC-RAS und zugehörige Datenquellen
Randbedingung
Berücksichtigung während der
Modelleichung (1988–2000)
Obere Havel (Zufluss)
Messwerte der Pegel Freybrücke und Stößenseebrücke des
Berliner Senats (Summe von
Oberer Havel und Spree)
Messwerte der Pegel Freybrücke und Stößenseebrücke des
Berliner Senats (Summe von
Oberer Havel und Spree)
Messwerte des Pegels Kleinmachnow (WSA)
Spree (Zufluss)
Teltowkanal (Zufluss)
Nuthe (Zufluss)
Havelkanal (Zufluss)
Emster Kanal (Zufluss)
Direkteinzugsgebiet (Zu- oder
Abfluss)
Verdunstung (Verlust)
Wasserstand am Oberpegel des
Wehres Brandenburg
(untere Randbedingung)
Berücksichtigung bei der Simulation von Szenarios für das
Zeitfenster 2003–2015
Durch das Modell SWIM simulierte Abflusszeitreihen (*1)
Trendkorrigierte Messwerte der
Periode 1988–2000 (siehe Abschnitt 2.2.1.2)
Trendkorrigierte Messwerte der
Periode 1988–2000 (siehe Abschnitt 2.2.1.2)
Messwerte des LUA Branden- Durch das Modell SWIM simuburg
lierte Abflusszeitreihen (*1)
Jahreszeitabhängige Schätzwer- Durch das Modell SWIM simute (LÖPER (WSA) pers. Mitt.)
lierte Abflusszeitreihen (*1)
nicht berücksichtigt
Durch das Modell SWIM simulierte Abflusszeitreihen (*1)
Ableitung einer mittleren JahDurch das Modell SWIM simuresganglinie durch Auswertung lierte Abflusszeitreihen (*1),
der Differenz zwischen gemes- räumlich verteilte Zugabe
sen und simulierten Durchflüssen am Ultraschall-Pegel Ketzin
Berechnete Werte nach
Berechnete Werte nach
PENMAN (DVWK 1996)
PENMAN (DVWK 1996)
Messwerte
Stauziele gemäß Bericht des
Staubeirates 2003 (WSA 2003);
Berücksichtigung von Stauzielüberschreitungen bei Hochwasser (Ableitung aus Messdaten)
*1) durch Teilprojekt 5 zur Verfügung gestellt
Die Eichung des hydrodynamischen Modells erfolgte ausgehend von den StricklerRauhigkeiten, die von der BfG im Zuge der Kalibrierung des Models HYDRAX ermittelt
wurden. Ein Vergleich der simulierten Wasserstände mit Messwerten erfolgte an den Pegeln
Ketzin, Potsdam und Spandau UP. Im Bereich des Flussbetts waren nur geringfügige Korrekturen der Rauhigkeiten gegenüber den Ausgangswerten erforderlich (Kst= 37 m1/3/s).
Für das effektiv überströmte Vorland wurde ein Strickler-Beiwert von Kst= 15 m1/3/s ermittelt.
35
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
2.4
Berücksichtigung des gewässerinternen Nährstoffumsatzes
2.4.1 Phosphorretention und –Remobilisierung
Es ist bekannt, dass der Stoffhaushalt von Fließgewässern durch eingelagerte Flussseen oft
in entscheidender Weise geprägt wird (2.1). Letztere können als Nährstoffsenken aber auch
als Nährstoffquellen in Erscheinung treten (HILLBRICHT-ILKOWSKA 1999). Im Falle hochgradig mit Phosphat belasteter Flussseen ist häufig ein innerjährlicher Wechsel zwischen
Phosphatretention in Winter und Frühjahr und einem ausgeprägten Phosphatexport im
Sommer und Herbst zu beobachten (z.B. KNEIS 2002 und Abb. 2-14). Während die Retentionswirkung in erster Linie auf der Sedimentation partikulären Phosphats (Plankton,
Detritus, mineralische Schwebstoffe) beruht, kann die gewässerinterne P-Freisetzung auf
Rücklösungen aus dem Sediment zurückgeführt werden (z.B. KLEEBERG & KOZERSKI
1997, SØNDERGAARD ET AL 1999, VAN DER MOLEN & BOERS 1994). Ein besonders starker
Nettoexport von Phosphat aus durchströmten Seen ist häufig nach einer Reduzierung der
externen Phosphatbelastung im Zuge von Sanierungsmaßnahmen im Einzugsgebiet zu
beobachten (JEPPESEN ET AL 1991).
Aufbauend auf Wassergütemessungen des Landesumweltamtes Brandenburg und des Berliner Senats konnten für vier Seen der Potsdamer Havel sowie für die Berliner Havel zwischen den Messstellen „Pichelsdorfer Gemünd“ und „Krughorn“ zeitlich hoch aufgelöste
Massenbilanzen für Phosphat berechnet werden.
Hierfür wurden mit dem Modell TraM unter Verwendung gemessener Frachten als obere
Randbedingung und unter Annahme eines konservativen Transports Erwartungswerte der
Fracht für das unterstromige Ende des jeweiligen Gewässerabschnitts ermittelt. Atmosphärische P-Depositionen wurden mit einem Wert von 37 kg/km²/a berücksichtigt (LUA
2002). Retentions- und Nettoexportraten wurden als Differenz zwischen modellierten Erwartungswerten und tatsächlich gemessenen Frachten bestimmt. Unter Verwendung der
mittleren Wasserflächen als Schätzwert für die Sedimentflächen lassen sich die Retentionsund Nettoexportraten in der Dimension [Masse/Fläche/Zeit] angeben. Bei der Anzahl
verfügbarer Wassergütemessungen war eine Abbildung der innerjährlichen Dynamik durch
mittlere monatliche Raten angemessen. Abb. 2-14 zeigt die ermittelten PhosphorNettoexportraten für die Seen der Potsdamer Havel und die Kladower Seenstrecke zwischen Pichelsdorfer Gemünd und Krughorn (UHW km 4–16).
36
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
50
Templiner See Nordbecken
Templiner See Suedbecken
Schwielowsee
Werdersche Havel
Kladower Seenstrecke
P-Nettoexport [mg/m²/d]
40
30
20
10
0
-10
-20
-30
1
2
3
4
5
6
7
Monate
8
9
10
11
12
Abb. 2-14 Aus Frachtbilanzen berechnete mittlere monatliche Raten des Phosphor-Nettexports (positiv) bzw. der Phosphor-Retention (negativ) in den Havelseen unterhalb Berlin-Spandau. Bezugszeitraum
1996–2002 für Seen der Potsdamer Havel und 1995–2000 für Kladower Seenstrecke.
Die Verwendung der in Abb. 2-14 gezeigten Phosphorretentions- und -Nettoexportraten
als Modellparameter für die Prognose der Wassergüte im Zeitraum 2003–2015 impliziert
die Annahme, dass diese Raten mittelfristig Gültigkeit besitzen. Tatsächlich bestehen zwischen dem im Sediment reversibel gebundenen und dem im Wasserkörper gelösten Phosphor Gleichgewichte. Diese beruhen auf Adsorptions- und Desorptionsprozessen zwischen Sediment und Porenwasser einerseits und Diffusionsvorgängen an der SedimentWasser-Grenze andererseits. Wenn verminderte Phosphorimporte über die Zuflüsse zu
einer Verringerung der Konzentration im Wasserkörper führen, zieht dies – aufgrund des
höheren Konzentrationsgradienten – eine verstärkte Phosphatdiffusion aus dem Porenwasser des Sediments in den Wasserkörper nach sich. Die Folge ist die oft beobachtete, verzögerte Reaktion der gewässerinternen P-Konzentration auf eine Sanierung der Zuflüsse
(JEPPESEN ET AL 1991). Ein neues Gleichgewicht zwischen der Phosphatkonzentration im
Wasserkörper und der potentiell remobilisierbaren P-Reserve des Sediments stellt sich erst
langfristig nach einer Phase überwiegenden Phosphorexports ein (KNEIS & KNÖSCHE
2004).
In der gegenwärtigen Version des Modells TraM ist das Gewässersediment nicht als eigenständiger Phosphatpool berücksichtigt, weshalb die beschriebenen Gleichgewichtsprozesse
nicht abgebildet werden können. Daher kommen für die mittelfristige Entwicklung der
Phosphatretention/-freisetzung aus den Sedimenten im Betrachtungszeitraum 2003–2015
zwei einfache, gegensätzliche Annahmen in Frage:
1. Die Raten bleiben mittelfristig konstant, unabhängig von einer möglichen Verminderung externer Phosphateinträge.
37
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
2. Die gewässerinternen Freisetzungsraten erhöhen sich – aufgrund größerer Gradienten
zwischen Porenwasser- und Freiwasser-Konzentration sowie zwischen gelöster und
sorbierter Phase im Sediment – proportional zur Verminderung der externen Einträge.
Die Annahme der Proportionalität stützt sich dabei auf den linearen Charakter des ersten Diffusionsgesetzes.
Aus folgenden Gründen wurde in den Szenarioberechnungen mit dem Modell TraM von
der erstgenannten Annahme (konstante Raten) ausgegangen:
– Der Havellauf im Bereich der Stauhaltung Brandenburg ist durch eine größere Zahl „in
Reihe geschalteter“ Flussseen gekennzeichnet. Eine verminderte externe Phosphatzufuhr würde demnach nur in den am weitesten stromauf gelegenen Gewässern eine verstärkte Phosphatfreisetzung bewirken. Die weiter stromab gelegenen Gewässer würden
dagegen nur wenig beeinflusst, da die erhöhten Phosphatexporte der Oberlieger die
verminderten externen Einträge in das System hier teilweise kompensieren.
– Die prognostizierte relative Änderung der Phosphatfracht in der Havel gegenüber dem
Ist-Zustand fällt in der Mehrzahl der betrachteten Szenarios gering aus (Ausnahme:
Szenario d2, siehe Abschnitt 2.6.2.1).
Eine drastische Verminderung der P-Freisetzungsraten, die – wie oben erläutert – auf eine
Phase verstärkter P-Exporte aus dem Sediment folgt, ist innerhalb des Betrachtungszeitraumes wenig wahrscheinlich, weil:
– die gegenwärtig in den Sedimenten der Havelseen remobilisierbar gespeicherten Phosphatmengen sehr groß sind (Untersuchungen des Teilprojektes 7).
– grundsätzliche veränderte Bedingungen für die P-Freisetzung (veränderte Redoxbedingungen aufgrund geringerer Biomasseproduktion und -sedimentation) mittelfristig
nicht zu erwarten sind. Mit einer deutlich verminderten Bioproduktion ist erst zu rechnen, wenn die gegenwärtige Lichtlimitation (KNÖSCHE pers. Mitt.) durch eine Nährstofflimitation abgelöst wird und die verminderte Nährstoffverfügbarkeit nicht mehr
durch Anpassungen der Phytoplanktonstruktur kompensiert werden kann.
Eine verlässliche Simulation der Phosphatkonzentrationen für lange Zeiträume wird erst
durch die Implementation eines eigenständigen Sedimentmoduls in das Modell TraM möglich. Ein solches Modul, welches die Abhängigkeit der P-Freisetzung von der remobilisierbaren P-Reserve des Sediments beschreibt, konnte im Rahmen des Teilprojekts 3.b nicht
entwickelt werden. Es handelt sich hierbei um ein weitgehend ungelöstes Problem der limnologischen Forschung (SØNDERGAARD et al. 2003).
Aus der Verwendung monatlicher Mittelwerte des P-Nettoexports als Modellparameter
resultiert zwangsläufig eine Unterschätzung der Varianz der Phosphorkonzentrationen innerhalb der Monate durch das Modell. Dies wirkt sich ebenfalls auf die simulierten monatlichen Quantile der Phosphorkonzentration aus (Überschätzung der unteren Quantile, Unterschätzung der oberen Quantile), was bei Auswertungen zu beachten ist.
38
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
2.4.2 Stickstoffretention
Durch die Sedimentation organischer Substanz, vor allem aber durch den Prozess der Denitrifikation geht ein häufig ein größerer Anteil des eingetragenen Stickstoffes während des
Transportes im Gewässer „verloren“ (JENSEN ET AL 1992, SEITZINGER 1988, WINDOLF ET
AL 1996). BEHREND & OPITZ (1996) geben den Anteil des im Gewässersystem der Havel
zurückgehaltenen Stickstoffs mit etwa 75% der gesamten Einträge an.
Da im Modell TraM die unterschiedlichen Stickstoffspezies nicht separat modelliert werden, sondern ausschließlich der Parameter TN betrachtet wird, musste ein einfacher, empirischer Ansatz zur Beschreibung des gewässerinternen Stickstoffrückhalts formuliert werden. Hierbei wurde davon ausgegangen, dass der N-Verlust nach dem Schema einer
Reaktion erster Ordnung beschrieben werden kann (Gleichung 2-3):
−
dcTN
= k ⋅ cTN
dt
2-3
Es bedeuten:
cTN
Gesamtstickstoff-Konzentration
k
Reaktionskonstante der Dimension [1/Zeit]
Die Beschreibung der Gesamtstickstoffretention als Prozess erster Ordnung ist naheliegend, da der Nitratabbau durch Denitrifikation analog zu Gleichung 2-1 formuliert werden
kann (CHAPRA 1997). Auch der Prozess der Sedimentation lässt sich als Reaktion erster
Ordnung beschreiben, wobei die Verlustrate dem Quotienten aus der effektiven Sinkgeschwindigkeit der N-haltigen Partikel und der Wassertiefe entspricht (SCHEFFER 1998).
Die Implementation von Gleichung 2-3 in TraM und anschließende Testrechnungen mit
einem Vergleich der simulierten und gemessenen TN-Konzentrationen an unterschiedlichen Messstellen zeigten eine saisonale Abhängigkeit der Verlustratze k auf. Dabei fiel auf,
dass die Saisonalität des Parameters k nicht allein durch eine Temperaturabhängigkeit (z.B.
nach BOWIE ET AL (1985)) zu beschreiben ist und dass zwischen den einzelnen Gewässerabschnitten der Stauhaltung Brandenburg signifikante Unterschiede bestehen. Die Verlustrate k mit ihrer saisonalen Dynamik wurde für unterschiedliche Gewässerabschnitte wie
folgt bestimmt:
Für den Bereich der Mittleren Havel zwischen Ketzin und Brandenburg wurden mit dem
Modell TraM zunächst mittlere Transportzeiten für die 12 Kalendermonate bestimmt, indem am Pegel Ketzin stoßförmige Frachtimpulsen zugegeben und deren simulierte Durchgangskurven am Pegel Brandenburg analysiert wurden (virtuelle Tracer-Versuche). Für jeden Kalendermonat wurde hierbei der monatliche MQ-Wert der Reihe 1990–2004 als
stationärer Durchfluss und das entsprechende Stauziel am Wehr Brandenburg zugrunde
gelegt. Monatswerte des Parameters k wurde anschließend aus den Differenzen der TNKonzentrationen zwischen den Messstellen Brandenburg und Ketzin und der mittleren
39
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Transportzeit des jeweiligen Monats aus der integrierten Form von Gleichung 2-3 bestimmt (Gleichung 2-4).
km =

 cTN ,Ketzin  
1

⋅ ln  MEDm 
 cTN


Tm
,Brbg  


2-4
Mit den Symbolen:
km
Mittlere Verlustrate für Gesamtstickstoff im Monat m [d-1]
MEDm( )
Medianwert für den Monat m
CTN,Ketzin
TN-Konzentration an der Messstelle Ketzin [mg/l]
TN-Konzentration an der Messstelle oberhalb Brandenburg [mg/l]
CTN,Brbg
Mittlere Transportzeit zwischen den Messstellen Ketzin und Brandenburg
Tm
bei stationärem Durchfluss in Höhe des MQ für den Monat m [d]
Die Quotienten der Konzentration an beiden Messstellen wurden aus 14-täglichen Messungen an identischen Tagen (d.h. unter Vernachlässigung der Transportzeit) für den Zeitraum 1995–2000 ermittelt. Eine Übersicht über die berechneten mittleren Transportzeiten,
mittleren Konzentrationsquotienten und TN-Verlustraten enthält Tab. 2-4.
Tab. 2-4
Mittlere Transportzeiten (Tm) und Mediane des Quotienten der TN-Konzentration zwischen
den Messstellen Ketzin und oberhalb Brandenburg (MKQ) sowie Schätzwerte der TN-Verlustrate (k) im
betreffenden Havelabschnitt in Abhängigkeit vom Kalendermonat.
Tm [d]
MKQ
k [d-1]
Jan
2.31
1.04
0.017
Feb
2.15
1.03
0.012
Mrz
2.19
1.02
0.010
Apr
2.48
1.05
0.018
Mai
3.56
1.06
0.017
Jun
4.19
1.14
0.031
Jul
5.15
1.17
0.030
Aug
5.73
1.25
0.039
Sep
4.31
1.08
0.017
Okt
3.81
1.14
0.035
Nov
3.06
0.99
≈0
Dec
2.65
1.00
≈0
Für die Seen der Berliner und Potsdamer Havel wurden mit dem Modell TraM monatliche
Retentionsraten analog Abschnitt 2.4.1 für den Zeitraum 1995–2000 berechnet. Eine Normierung der Retentionsraten mit der Dimension einer Fracht [Masse/Zeit] auf die jeweilige
im System enthaltene Gesamtstickstoffmasse lieferte direkte Schätzwerte für den Parameter
k in Gleichung 2-3 (Abb. 2-15).
40
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
0.030
Templiner See Nord
Templiner See Sued
Schwielowsee
Werdersche Havel
0.025
k [1/d]
0.020
0.015
0.010
0.005
0.000
Jan
Feb
Mar
Apr
May
Jun
Jul
Aug
Sep
Oct
Nov
Dec
Abb. 2-15 Aus Massenbilanzen bestimmte, monatliche Schätzwerte für die Gesamtstickstoff-Verlustrate k [d-1] in den Seen der Potsdamer Havel.
-0.0500
Dec
Nov
Oct
Sep
Aug
Jul
Jun
May
Apr
Mar
Feb
Jan
Im Zuge der Eichung des Gesamtmodells im Zeitraum 1995–2000 wurden Monatswerte
der Stickstoff-Verlustrate k (Gleichung 2-3) für die übrigen Gewässerabschnitte durch manuelle Kalibrierung bestimmt. Die für den Flussabschnitt Ketzin–Brandenburg und die
Potsdamer Havelseen geschätzten Parameterwerte bildeten dabei hierbei die Ausgangsbasis.
Als Gütekriterium während der Modelleichung wurden monatliche Medianwerte des Modellfehlers (simulierte Konzentration – gemessene Konzentration) an 15 Gütemessstellen
verwendet. Es erwies sich als notwendig auch die nach den oben beschriebenen Verfahren
direkt ermittelten Schätzwerte für den Parameter k für einzelne Monate zu korrigieren.
Abb. 2-16 zeigt die im Zuge der Eichung ermittelten Parameter für das gesamte simulierte
Gewässersystem.
Berliner Havelseen
Jungfernsee
Templiner See Nord
-0.0400
-k [1/d]
Templiner See Sued
-0.0300
Schwielowsee
Werdersche Havel,
Zernsee und Griebnitzsee
Havel unterhalb Ketzin &
Wublitz
Sacrow-Paretzer Kanal &
Potsdamer Stadthavel
Teltow- & Griebnitzkanal
-0.0200
-0.0100
0.0000
Abb. 2-16 Durch Kalibrierung des TraM-Modells anhand von 15 Gütemessstellen ermittelte monatliche
Werte für die Gesamtstickstoff-Verlustrate k [d-1] für Gewässerabschnitte der Stauhaltung Brandenburg.
Kalibrierzeitraum: 1995–2000, Kalibrierkriterium: monatliche Medianwerte des Modellfehlers
41
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Die in Abb. 2-16 angegebenen Werte für den Parameter k bedeuten, dass – bezogen auf
ein betrachtetes Wasserpaket – täglich bis zu über 4 % des enthaltenen Stickstoffs eliminiert werden können, wobei in der Mehrzahl der Fälle die täglichen Verluste zwischen etwa
0.5 und 3 % angesiedelt sind. Erklärungen für die unterschiedliche Höhe und innerjährliche
Variation der Stickstoff-Verlustrate können bisher nur ansatzweise gegeben werden und
bedürfen weitergehender Untersuchungen. Auffällig ist, dass in zahlreichen Seen (Jungfernsee, Templiner See Nordteil, Schwielowsee, Werdersche Havel & Zernsee) das relative Maximum der Stickstoffretention bereits im Frühjahr, in den Monaten Mai und Juni auftritt.
Als eine Ursache kommt die Dominanz von Kieselalgen im Frühjahrs-Phytoplankton in
Betracht. Aufgrund ihres des höheren spezifischen Gewichts dürften diese Algengruppen
von erhöhten Sedimentationsverlusten betroffen sein, mit der Folge einer erhöhten Stickstoffzufuhr zum Sediment und einer erhöhten Retention (durch temporäre Speicherung
und Denitrifikation). Dagegen zeigt sich in den genannten Gewässern eine Depression der
Stickstoff-Verlustrate im Spätsommer (August, September). Die Analyse der Phosphordynamik (Abschnitt 2.4.1) hat gezeigt, dass im selben Zeitraum die höchsten PhosphorFreisetzungsraten beobachtet werden. Es kann daher vermutet werden, dass die Denitrifikation unter weitgehend anaeroben Bedingungen am Sediment aufgrund von Nitratmangel
gehemmt wird. Andererseits könnte der hohe Anteil von Cyanobakterien an der Biomasse
des Phytoplanktons in den Monaten August und September für die verringerten N-Verluste
verantwortlich sein. Als Ursachen hierfür kommen die Fixierung atmosphärischen Stickstoffs sowie eine Verminderung der Stickstoffzufuhr zum Sediment aufgrund geringer
Aussinkverluste in Frage. In den Fließabschnitten konnte die spätsommerliche Depression
der Stickstoffretention nicht festgestellt werden. Zur Erklärung der geringeren StickstoffVerlustraten und des abweichenden saisonalen Musters in den Berliner Havelseen sind weitere Untersuchungen nötig. Sowohl abweichende Retentionsbedingungen (z.B. Anteil des
partikulären Stickstoffs am Gesamt-N) als auch fehlerhafte Randbedingungen des Modells
(fehlende Emissionsquellen, ungenaue Abbildung der Überleitung von Teltowkanalwasser
über den Griebnitzkanal) sind denkbar. Der relativ ausgeglichene Jahresgang der StickstoffVerlustrate im Teltowkanal lässt sich durch die konstante N-Belastung, geringe Schwankungen des Verhältnisses von partikulärem N zum Gesamt-N sowie die erhöhten Wassertemperaturen im Winter plausibel erklären.
2.5
Ergebnisse der Eichung des Modells TraM
Als Randbedingungen während der Modellkalibrierung und -Validierung dienten gemessene und auf Tageswerte interpolierte Nährstofffrachten der wesentlichen Zuflüsse zur Stauhaltung Brandenburg. Tab. 2-5 gibt einen Überblick über die hierbei verwendeten Messwerte für Stoffkonzentrationen und Durchflüsse.
42
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Tab. 2-5
Verwendete Daten zur Berechnung der Fracht-Randbedingungen während der Kalibrierung
und Validierung des TraM-Modells der Stauhaltung Brandenburg
Randbedingung
Herkunft der Nährstoffkonzentrationsmessungen
Gütemessstellen Nr. 160 und 161
des Berliner Senats (Sophienwerder)
Gütemessstelle Nr. 320 des Berliner Senats oberhalb der Schleuse
Spandau
Spree am Zusammenfluss mit
der Havel
Obere Havel am
Zusammenfluss
mit der Spree
Teltowkanal
Gütemessstellen Nr. 430 des Berliner Senats und TK_0025 des LUA
Brandenburg
Gütemessstelle NU_0120 des LUA
Brandenburg
Nuthe
Herkunft der Durchflussmessungen
Durchfluss am Pegel Sophienwerder
(Messstelle 58277.0 der WSV)
Berechnet aus der Durchflussdifferenz
zwischen der Havel bei Eintritt in die
Berliner Havelseen (Messstellen
58033.0 + 58034.0) und dem Durchfluss der Spree am Pegel Sophienwerder (Messstelle 58277.0)
Durchfluss am Pegel Kleinmachnow
(Messstelle 58703.0)
Durchfluss-Messstelle 58715.0
Einen Vergleich von mit dem Modell TraM simulierten und gemessenen GesamtphosphorKonzentrationen an der Gütemessstelle Ketzin zeigt Abb. 2-17. Die gewässerinterne PRetention bzw. -Freisetzung wurde für alle Jahre durch mittlere monatliche Raten (Abschnitt 2.4.1) berücksichtigt.
Messwerte
1.2
Simulation
Kalibrierphase
Validierphase
TP [mg/l]
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
Jan 04
Jan 03
Jan 02
Jan 01
Jan 00
Jan 99
Jan 98
Jan 97
Jan 96
Jan 95
0.0
Abb. 2-17 Vergleich von gemessenen und simulierten Gesamtphosphor-Konzentrationen an der Gütemessstelle Ketzin des LUA Brandenburg für die Jahre 1995–2004
Aus Abb. 2-17 ist ersichtlich, dass die innerjährliche Dynamik und die Amplitude der Gesamtphosphor-Konzentration im Kalibrierzeitraum 1995–2000 und darüber hinaus bis zu
Jahr 2002 in einer für die Fragestellung ausreichenden Genauigkeit nachvollzogen werden
können. Jedoch ist stets zu bedenken, dass die gewässerinterne Phosphatfreisetzung, wel43
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
che die beobachteten Konzentrationen wesentlich bestimmt, im Modell über empirische
Parameter berücksichtigt wird, die Anhand des untersuchten Systems selbst bestimmt wurden. Eine deutliche Überschätzung der maximalen sommerlichen Phosphorkonzentrationen durch das Modell ergibt sich für die Jahre 2003 und 2004. Ob dies bereits auf eine
nachlassende Phosphor-Remobilisierung im Zuge der Aushagerung der Havelsedimente
zurückzuführen ist, oder ob andere Gründe für die vergleichsweise schwache NettoPhosphorfreisetzung in den Jahren 2003 und 2004 verantwortlich sind, kann derzeit noch
nicht beantwortet werden. Als alternative Erklärung für die starken Abweichungen zwischen simulierten und gemessenen P-Konzentrationen in den Sommern 2000, 2003 und
2004 kommt die Variabilität des Anteils der Algengruppen an der Biomasse des Phytoplanktons in Frage. So wurde etwa im Jahr 2000 ein besonders hoher Cyanobakterienanteil beobachtet (Gütemessstelle Phöben), was sich in einer verringerten P-Sedimentation
und folglich erhöhten Nettofreisetzungsraten widerspiegeln müsste (vgl. die außergewöhnlich hohen sommerlichen P-Konzentrationen in Abb. 2-17). Inwieweit die geringen PNettofreisetzungsraten in 2003 und 2004 mit geringen Blaualgenabundanzen in Zusammenhang stehen, kann mangels entsprechender Messdaten bisher nicht eingeschätzt werden.
Statistische Maße des Modellfehlers für Einzeljahre sind in Tab. 2-6 aufgelistet.
Tab. 2-6
Gütemaße zur Bewertung der Abweichungen zwischen gemessenen und simulierten Gesamtphosphor-Konzentrationen an der Messstelle Ketzin für einzelne Jahre (ME: mittlerer Fehler [mg/l],
MAPE: mittlerer absoluter prozentualer Fehler [%], RMSE: Wurzel des mittleren quadratischer Fehlers
[mg/l], NS: Nash-Sutcliffe Koeffizient [–]). Kalibrierzeitraum 1995–2000
ME
MAPE
RMSE
NS
1995
1996
1997
1998
1999
2000
2001
2002
2003
2004
-0.024 0.015 -0.023 -0.012 -0.020 -0.128 -0.012 0.024 0.099 0.054
30.2
21.6
18.4
28.0
14.8
29.9
18.6
27.1
41.7
24.3
0.156 0.127 0.080 0.080 0.052 0.181 0.075 0.074 0.162 0.107
0.697 0.422 0.821 0.714 0.958 0.688 0.814 0.808 0.022 0.429
Simulierte und gemessene Gesamtstickstoff-Konzentrationen für die Messstelle Gütemessstelle Ketzin sind in Abb. 2-18 dargestellt. Als Randbedingungen wurden die gleichen
Messstellen wie bei Gesamtphosphor (Tab. 2-5) verwendet.
44
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Messwerte
5.0
Simulation
Kalibrierphase
Validierphase
TN [mg/l]
4.0
3.0
2.0
1.0
Jan 04
Jan 03
Jan 02
Jan 01
Jan 00
Jan 99
Jan 98
Jan 97
Jan 96
Jan 95
0.0
Abb. 2-18 Vergleich von gemessenen und simulierten TN-Konzentrationen an der Gütemessstelle Ketzin des LUA Brandenburg für die Jahre 1995–2004
Abb. 2-18 zeigt, dass die saisonale Dynamik der TN-Konzentration mit einem Minimum
im Sommer durch die Anwendung monatlicher Retentionsparameter (Abb. 2-16) trotz des
langfristigen Trends nachgebildet werden kann. Gerade die Simulation für die Jahre 1995–
1997 zeigt, dass die volle Varianz der Messwerte durch deterministische Modellrechnungen
oft nur unzureichend wiedergegeben werden kann.
Tab. 2-7
Gütemaße zur Bewertung der Abweichungen zwischen gemessenen und simulierten Gesamtstickstoff-Konzentrationen an der Messstelle Ketzin für einzelne Jahre (ME: mittlerer Fehler [mg/l],
MAPE: mittlerer absoluter prozentualer Fehler [%], RMSE: Wurzel des mittleren quadratischer Fehlers
[mg/l], NS: Nash-Sutcliffe Koeffizient [–]). Kalibrierzeitraum 1995–2000
1995
ME
MAPE
RMSE
NS
2.6
0.366
24.5
0.555
-0.197
1996
0.074
23.7
0.568
0.693
1997
1998
-0.350
19.8
0.680
0.134
-0.093
15.1
0.413
0.541
1999
0.026
24.2
0.602
0.239
2000
2001
2002
2003
2004
-0.159
24.2
0.595
0.106
-0.042
18.5
0.350
0.421
-0.033
11.7
0.238
0.682
-0.123
22.4
0.444
0.481
-0.059
10.6
0.204
0.814
Auswirkungen unterschiedlicher Bewirtschaftungsszenarios auf die
Nährstoffkonzentrationen der Unteren Havel
2.6.1 Übersicht über die betrachteten Bewirtschaftungsszenarios
Eine vollständige Übersicht über die im Verbundprojekt Havelmanagement untersuchten
Bewirtschaftungsszenarios gibt Tab. 2-8. Die hier in Spalte 1 aufgeführten Bezeichnungen
a1…e2 werden in den nachfolgenden Abschnitten und Abbildungen als Abkürzungen für
die Szenarios genutzt.
45
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Tab. 2-8
Übersicht über die Bewirtschaftungsszenarios für den bearbeiteten Ausschnitt des Flussgebietes der Havel (Quelle: Teilprojekt 2, Stand: 30.11.2004)
Bezeichnung von
Szenario und Untervariante
Entwicklungsrahmen
Handlungsfeld
Wasserwirtschaft
Handlungsfeld
Siedlungswasserwirtschaft
Handlungsfeld
Landnutzung (*1)
Szenario A – „Gängige Praxis“
A 1 Gängige Praxis
A 2 Gängige Praxis
bei veränderten Rahmenbedingungen
Veränderte Rahmenbedingungen
Beibehaltung
der aktuellen Bewirtschaftung
Beibehaltung
der aktuellen Bewirtschaftung
Beibehaltung
der aktuellen Bewirtschaftung
Beibehaltung
der aktuellen Bewirtschaftung
Beibehaltung
der aktuellen Bewirtschaftung
Beibehaltung
der aktuellen Bewirtschaftung
Szenario B – „Erweiterte Bewirtschaftungsstandards“
B 1 Erweiterte Bewirtschaftungsstandards
Veränderte Rahmenbedingungen
Beibehaltung
der aktuellen Bewirtschaftung
Erweiterte Umsetzung rechtlicher
Regelungen
Erweiterte Umsetzung rechtlicher
Regelungen
B 2 Erweiterte Bewirtschaftungsstandards
mit weitergehendem
Hochwasserschutz
(*2)
Veränderte Rahmenbedingungen
Beibehaltung
der aktuellen Bewirtschaftung
Erweiterte Umsetzung rechtlicher
Regelungen
Erweiterte Umsetzung rechtlicher
Regelungen ergänzt durch weitergehenden
Hochwasserschutz
Szenario C – „Maximaler Beitrag einzelner Handlungsfelder“
C 1 Maximaler Beitrag
der Siedlungswasserwirtschaft
Veränderte Rahmenbedingungen
Beibehaltung
der aktuellen Bewirtschaftung
Maximaler Beitrag
der Siedlungswasserwirtschaft
Beibehaltung der
aktuellen Bewirtschaftung
C 2.2 Maximaler Beitrag
der Landnutzung bei
mäßiger Extensivierung (*3)
Veränderte Rahmenbedingungen
Beibehaltung
der aktuellen Bewirtschaftung
Beibehaltung der
aktuellen Bewirtschaftung
Maximaler Beitrag
der Landnutzung
bei mäßiger Extensivierung
C 2.3 Maximaler Beitrag
der Landnutzung bei
weitergehender Extensivierung
Veränderte Rahmenbedingungen
Beibehaltung
der aktuellen Bewirtschaftung
Beibehaltung
der aktuellen Bewirtschaftung
Maximaler Beitrag
der Landnutzung
bei weitergehender
Extensivierung
C 3.1 Maximaler Beitrag
der Wasserwirtschaft
bei verändertem
Wehrstau
Veränderte Rahmenbedingungen
Maximaler Beitrag
der Wasserwirtschaft bei veränderter Stauregulierung der Wehre
Beibehaltung
der aktuellen Bewirtschaftung
Beibehaltung
der aktuellen Bewirtschaftung
C 3.2 Maximaler Beitrag
der Wasserwirtschaft
bei verändertem Seestau
Veränderte Rahmenbedingungen
Maximaler Beitrag
der Wasserwirtschaft bei veränderter Stauregulierung der Seen
Beibehaltung
der aktuellen Bewirtschaftung
Beibehaltung
der aktuellen Bewirtschaftung
Szenario D – „Maximaler Gewässerschutz“
D 1 Maximaler Gewässerschutz
Veränderte Rahmenbedingungen
Maximaler Beitrag
der Wasserwirtschaft
Maximaler Beitrag
der Siedlungswasserwirtschaft
Maximaler Beitrag
der Landnutzung
bei weitergehender
Extensivierung
D 2 Maximaler Gewässerschutz bei „gutem
Zustand“ der Spree
Veränderte Rahmenbedingungen und
„guter Zustand“ der
Spree (*4)
Maximaler Beitrag
der Wasserwirtschaft
Maximaler Beitrag
der Siedlungswasserwirtschaft
Maximaler Beitrag
der Landnutzung
bei weitergehender
Extensivierung
Möglichst effektive,
kostengünstige und
akzeptable Handlungsoptionen der
Wasserwirtschaft
Möglichst effektive,
kostengünstige und
akzeptable Handlungsoptionen der
Siedlungswasserwirtschaft
Möglichst effektive,
kostengünstige und
akzeptable Handlungsoptionen der
Landnutzung
Szenario E – „Optimale Bewirtschaftung“
E 1 Optimale Bewirtschaftung
Veränderte Rahmenbedingungen
46
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
E 2 Optimale Bewirtschaftung bei „gutem
Zustand“ der Spree
Veränderte Rahmenbedingungen und
„guter Zustand“ der
Spree (*4)
Möglichst effektive,
kostengünstige und
akzeptable Handlungsoptionen der
Wasserwirtschaft
Möglichst effektive,
kostengünstige und
akzeptable Handlungsoptionen der
Siedlungswasserwirtschaft
Möglichst effektive,
kostengünstige und
akzeptable Handlungsoptionen der
Landnutzung
*1) Unter dem Handlungsfeld „Landnutzung“ werden die Flächennutzungen für Land- und Forstwirtschaft, Naturschutz sowie sonstige Nutzungen (außer Siedlungen) zusammengefasst.
*2) Die Untervariante berücksichtigt die Vorgaben zur Landnutzung entsprechend dem Entwurf des
Gesetzes zur Verbesserung des vorbeugenden Hochwasserschutzes in der Fassung vom 30. März 2004.
*3) Bei der Untervariante C 2.1 stand die Entwicklung der Landnutzung entsprechend den Zielen und
Grundsätzen von Naturschutz und Landschaftspflege im Vordergrund. Durch die geringen Effekte für die
Gewässergüte wurde sie letztendlich nicht als Bewirtschaftungsszenario gemäß den Vorgaben der WRRL
bzw. des WHG eingestuft.
*4) Siehe hierzu Abschnitt 2.2.2.4
2.6.2 Darstellung der Simulationsergebnisse anhand von Nährstoffkonzentrationen der Unteren Havel
Die Auswirkungen der in Tab. 2-8 aufgeführten Bewirtschaftungsszenarios auf die Nährstoffkonzentrationen in der Stauhaltung Brandenburg können auf unterschiedliche Art und
Weise verglichen werden. Aufgrund des mit 13 Jahren (2003–2015) langen Simulationszeitraums und der größeren Zahl modellierter Gewässerabschnitte können hier lediglich Ergebnisse für einige Messstellen (räumliche Auswahl) in Form statistischer Kennwerte (zeitliche Aggregation) präsentiert werden. Dabei wird zwischen den Auswirkungen auf die
Gesamtphosphor- und die Gesamtstickstoff-Konzentrationen unterschieden. Möglichkeiten zu einer umfangreicheren Auswertung der Simulationsergebnisse bieten in Tabellenform aggregierte Statistiken (3.1) sowie das im Abschnitt 3.2 beschriebene GIS-Projekt.
2.6.2.1 Ergebnisse für Gesamtphosphat
Bei der Interpretation der in diesem Abschnitt präsentierten Simulationsergebnisse sollte
stets die zugrunde liegende Annahme konstanter Phosphor-Nettofreisetzungsraten in den
Havelseen berücksichtigt werden (siehe 2.4.1). Diese Annahme impliziert eine potentielle
Überschätzung der Phosphatkonzentrationen, da die langfristige Phosphataushagerung des
Sediments unberücksichtigt bleibt.
In Abb. 2-19 sind Perzentile und Medianwerte der simulierten TP-Konzentration für den
Gewässerabschnitt „Trebelsee“ (Mittlere Havel, siehe Abb. 3-1) für die Bewirtschaftungsszenarien a1–e2 (Tab. 2-8) zusammengestellt. Darin ist zu erkennen, dass – mit Ausnahme
der Szenarios d2 und e2 – lediglich geringe Unterschiede auftreten. Eine leichte Verminderung der mittleren Gesamtphosphor-Konzentrationen gegenüber der Basisvariante (Szenario a2) konnte für die Szenarien c1, c2.2 und c2.3 festgestellt werden, denen Handlungsoptionen im Bereich der Siedlungswasserwirtschaft bzw. der Landnutzung zugrunde liegen.
47
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
10-Perzentil
Median
90-Perzentil
0.50
0.45
0.40
0.123
c2.2
0.167
c1
0.15
0.117
b2
0.160
b1
0.176
0.169
a2
0.176
0.168
a1
0.167
0.175
0.20
0.175
0.25
0.176
0.30
0.176
TP [mg/l]
0.35
0.10
0.05
0.00
c2.3 c3.2 c3.1
d1
d2
e1
e2
Bewirtschaftungsszenario
Abb. 2-19 Mit dem Modell TraM simulierte Quantilwerte der TP-Konzentration [mg/l] für den Trebelsee (Mittlere Havel, unterhalb Ketzin) im Zeitraum 2003–2015. Die Kürzel der Bewirtschaftungsszenarios sind in Tab. 2-8 erläutert.
Besonders im Szenario d1 werden die kombinierten Effekte von Landnutzungsänderungen
und siedlungswasserwirtschaftlichen Maßnahmen sichtbar. Eine Einstufung nach LAWA
(1998) – die auf den betrachteten Gewässerabschnitt nur zu Vergleichszwecken angewendet werden sollte – ergäbe für alle Szenarien die Güteklasse 3 (90-Perzentil von 300–600
µg/l TP).
In den Bewirtschaftungsszenarios d2 und e2 wurde eine Verringerung der Phosphateinträge in das mit TraM modellierte Gewässersystem über die Zuflüsse Spree und Teltowkanal
um ca. 50% angenommen (siehe 2.2.2.4). Die mittleren Konzentrationen der genannten
Zuflüsse (Median) betragen dann etwa 75–85 µg/l TP. Die simulierten Medianwerte der
TP-Konzentration nehmen gegenüber dem Szenario a2 um 59 µg/l (Szenario d2) bzw.
53 µg/l (Szenario e2) ab, was einer Verminderung um ca. 33% entspricht.
Aus Abb. 2-19 wird auch deutlich, dass die simulierten Tageswerte der Phosphatkonzentrationen keiner Normalverteilung gehorchen. Anhand von gemessenen TP-Konzentrationen
in der Spree und dem Teltowkanal konnte gezeigt werden, dass stattdessen die Logarithmen der Konzentration in guter Näherung normal verteilt sind. Bei allen nachfolgenden
Darstellungen die auf Median-Werten aufbauen ist daher zu bedenken, dass die arithmetischen Mittelwerte aufgrund der linksgipfligen Verteilung (positive Schiefe) z.T. deutlich
größer als die Mediane sind. Im Tab. 2-8 sind die simulierten Medianwerte der TPKonzentration für eine größere Anzahl von Gewässerabschnitten enthalten.
48
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Bewirtschaftungsszenario
Berliner Havel Pichelsdorfer Havel
Berliner Havel Krughorn
Jungfernsee
Teltowkanal Muendung
Potsdamer Havel Humboldtbruecke
Potsdamer Havel Bahnbruecke Templin
Potsdamer Havel Baumgartenbruecke
Potsdamer Havel Bahnbruecke Werder
Potsdamer Havel Kleiner Zernsee
Mittlere Havel - Ketzin
Mittlere Havel Trebelsee
Mittlere Havel - Vor
Spaltung Brandenburg
Tab. 2-8
Mit dem Modell TraM berechnete Medianwerte der TP-Konzentration [mg/l] für den Zeitraum 2003–2015 und ausgewählte Gewässerabschnitte der Stauhaltung Brandenburg. Die Anordnung
der Abschnitte entspricht der Fließrichtung der Havel (von links nach rechts) mit dem Teltowkanal als
seitlicher Einmündung (siehe hierzu Abb. 3-1). Die farbliche Unterlegung dient lediglich dem visuellen
Wertevergleich und entspricht keiner Wassergüteklassifikation.
a1
a2
b1
b2
c1
c2.2
c2.3
c3.2
c3.1
d1
d2
e1
e2
0.137
0.137
0.136
0.136
0.133
0.132
0.132
0.137
0.137
0.129
0.087
0.133
0.090
0.159
0.160
0.159
0.159
0.157
0.156
0.155
0.160
0.160
0.153
0.107
0.157
0.110
0.161
0.161
0.161
0.161
0.159
0.157
0.156
0.162
0.161
0.154
0.108
0.159
0.111
0.188
0.188
0.188
0.188
0.188
0.188
0.188
0.188
0.188
0.188
0.095
0.188
0.095
0.171
0.172
0.171
0.172
0.170
0.169
0.168
0.172
0.172
0.167
0.103
0.170
0.106
0.166
0.164
0.162
0.162
0.157
0.156
0.153
0.164
0.164
0.146
0.104
0.156
0.110
0.180
0.178
0.176
0.177
0.171
0.170
0.167
0.178
0.178
0.160
0.116
0.170
0.123
0.185
0.184
0.182
0.183
0.177
0.176
0.173
0.184
0.184
0.166
0.121
0.176
0.128
0.187
0.186
0.185
0.185
0.177
0.179
0.176
0.186
0.186
0.167
0.126
0.176
0.132
0.176
0.176
0.175
0.175
0.169
0.169
0.168
0.176
0.176
0.160
0.118
0.168
0.123
0.176
0.176
0.175
0.175
0.168
0.169
0.167
0.176
0.176
0.160
0.117
0.167
0.123
0.173
0.173
0.172
0.172
0.164
0.167
0.164
0.173
0.173
0.156
0.115
0.164
0.121
[mg/l]
0.20
0.18
0.16
0.14
0.12
0.10
0.08
Durch die Anordnung der Gewässerabschnitte in Fließrichtung und die farbliche Unterscheidung niedriger und hoher Phosphatkonzentrationen lassen sich aus Tab. 2-8 relativ
leicht vergleichende Aussagen ableiten. So wird deutlich, dass an der Mündung des Teltowkanals die höchsten P-Konzentrationen simuliert wurden. Da Durchflüsse und Nährstofffrachten des Teltowkanals in allen Szenarien, mit Ausnahme von d2 und e2, als identische
Randbedingung eingehen, unterscheiden sich die Werte für die Szenarien a1–d1 sowie e1
nicht. Eine deutliche Verringerung der mittleren TP-Konzentration kann für die Szenarios
d2 und e2 (verringerte Frachten in Spree und Teltowkanal; Abschnitt 2.2.2.4) an allen
Messstellen beobachtet werden. Deutlich ist in Tab. 2-8 ebenfalls die Zunahme der mittleren Konzentrationen in Fließrichtung (von links nach rechts) zu erkennen. Ganz wesentlich
ist hierfür die Freisetzung großer Mengen Phosphat aus den Sedimenten der Havelseen
verantwortlich (vgl. hierzu die Lage der Gewässerabschnitte aus Tab. 2-8 in Abb. 3-1).
Die simulierte Jahresdynamik der TP-Konzentration ist in Abb. 2-20 und Abb. 2-21 anhand
ausgewählter Gewässerabschnitte dargestellt. Auch darin ist der Effekt der gewässerinternen Phosphatfreisetzung im Spätsommer und Herbst deutlich zu erkennen.
49
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Potsdam Humboldtbruecke
0.8
Kleiner Zernsee
0.7
TP [mg/l]
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
Jan 15
Jan 14
Jan 13
Jan 12
Jan 11
Jan 10
Jan 09
Jan 08
Jan 07
Jan 06
Jan 05
Jan 04
Jan 03
0
Abb. 2-20 Dynamik der TP-Konzentration für den Gewässerabschnitt Potsdam-Humboldtbrücke
(oberhalb) und den Kleinen Zernsee unterhalb der Potsdamer Havelseen (Szenario a2)
TP - Mittelwerte 2000-2004
Oberh. Brandenburg
Trebelsee
Ketzin
Kleiner Zernsee
Werder
Baumgartenbrücke
Templiner See Nord
P. Humboldtbrücke
Teltowk. Mündung
Jungfernsee
Krughorn
Pichelsdorf
mg/l
0.80
0.70
0.60
0.50
0.40
0.30
0.20
0.10
0.00
Jan Feb Mar Apr May Jun Jul
Aug Sep Oct Nov Dec
Abb. 2-21 Mit TraM simulierter mittlerer Jahresgang der TP-Konzentration für mehrere, in Fließrichtung angeordnete Gewässerabschnitte der Strecke Spandau – Potsdam – Caputh – Ketzin – Brandenburg
(von unten nach oben; Teltowkanal als seitl. Einmündung). Zeitraum der Auswertung: 2000–2004
Eine Einordnung der simulierten Konzentrationen in die von Teilprojekt 1 entwickelte
Bewertungsskala (Tab. 2-9, SCHÖNFELDER (2004)) erfolgt in Abb. 2-22. Diese Skala basiert
auf der paläolimnologischen Auswertung von Kieselalgenskeletten in Sedimentkernen des
Jungfernsees (siehe Karte in Abb. 3-1). Sie stützt sich dabei auf Korrelationsbeziehungen
zwischen dem Vorkommen bestimmter Indikator-Diatomeen und mittleren Nährstoffkonzentrationen. Den o. g. Korrelationsbeziehungen liegen arithmetische Mittelwerte der
Nährstoffkonzentration nach Anwendung einer log-Transformation der Messwerte
zugrunde. Da die Nährstoffkonzentrationen i. a. logarithmisch normalverteilt sind, ist es
zulässig und sinnvoll, die Bewertungsskala (Tab. 2-9) auf simulierte Medianwerte der Konzentration anzuwenden.
50
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Tab. 2-9
Durch Teilprojekt 1 entwickelte Skala zur Bewertung der Gesamtphosphor-Konzentration
der Havel im Bereich der Stauhaltung Brandenburg nach WRRL.
Zustandsklasse
TP [mg/l]
sehr gut
< 0.097
gut
0.097 – 0.172
mäßig
0.172 – 0.305
unbefried.
0.305 – 0.538
schlecht
> 0.538
Szen. a2
Szen. d2
Abb. 2-22 Güteklassifizierung der Gewässerabschnitte der Stauhaltung Brandenburg anhand simulierter Medianwerte der TP-Konzentration (2003–2015) entsprechend Tab. 2-9 (grün: guter Zustand, gelb:
mäßiger Zustand). Dargestellt sind die Bewirtschaftungsszenarios a2 (oben) und d2 (untere Abb.).
Weitere Karten im Stil von Abb. 2-22 sind in dem im Abschnitt 3.2 beschriebenen GISProjekt enthalten. Eine Klassifizierung der modellierten TP-Konzentrationen für alle in
Tab. 2-8 und Abb. 2-21 aufgeführten Gewässerabschnitte und alle Bewirtschaftungsszenarien zeigt Tab. 2-10. Zugrunde liegen die simulierten Medianwerte der Konzentration für
das Zeitfenster 2003–2015 und die Bewertungsskala nach Tab. 2-9.
51
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Bewirtschaftungsszenario
Berliner Havel Pichelsdorfer Havel
Berliner Havel Krughorn
Jungfernsee
Teltowkanal Muendung
Potsdamer Havel Humboldtbruecke
Potsdamer Havel Bahnbruecke Templin
Potsdamer Havel Baumgartenbruecke
Potsdamer Havel Bahnbruecke Werder
Potsdamer Havel Kleiner Zernsee
Mittlere Havel - Ketzin
Mittlere Havel Trebelsee
Mittlere Havel - Vor
Spaltung Brandenburg
Tab. 2-10 Mit dem Modell TraM berechnete Medianwerte der TP-Konzentration [mg/l] für den Zeitraum 2003–2015 und ausgewählte Gewässerabschnitte (Werte aus Tab. 2-8). Die farbliche Unterlegung
ergibt sich aus Tab. 2-9.
a1
a2
b1
b2
c1
c2.2
c2.3
c3.2
c3.1
d1
d2
e1
e2
0.137
0.137
0.136
0.136
0.133
0.132
0.132
0.137
0.137
0.129
0.087
0.133
0.090
0.159
0.160
0.159
0.159
0.157
0.156
0.155
0.160
0.160
0.153
0.107
0.157
0.110
0.161
0.161
0.161
0.161
0.159
0.157
0.156
0.162
0.161
0.154
0.108
0.159
0.111
0.188
0.188
0.188
0.188
0.188
0.188
0.188
0.188
0.188
0.188
0.095
0.188
0.095
0.171
0.172
0.171
0.172
0.170
0.169
0.168
0.172
0.172
0.167
0.103
0.170
0.106
0.166
0.164
0.162
0.162
0.157
0.156
0.153
0.164
0.164
0.146
0.104
0.156
0.110
0.180
0.178
0.176
0.177
0.171
0.170
0.167
0.178
0.178
0.160
0.116
0.170
0.123
0.185
0.184
0.182
0.183
0.177
0.176
0.173
0.184
0.184
0.166
0.121
0.176
0.128
0.187
0.186
0.185
0.185
0.177
0.179
0.176
0.186
0.186
0.167
0.126
0.176
0.132
0.176
0.176
0.175
0.175
0.169
0.169
0.168
0.176
0.176
0.160
0.118
0.168
0.123
0.176
0.176
0.175
0.175
0.168
0.169
0.167
0.176
0.176
0.160
0.117
0.167
0.123
0.173
0.173
0.172
0.172
0.164
0.167
0.164
0.173
0.173
0.156
0.115
0.164
0.121
52
Skala
sehr gut
gut
mäßig
unbefried.
schlecht
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
2.6.2.2 Ergebnisse für Gesamtstickstoff
Abb. 2-23 zeigt analog zur Darstellung für Phosphat (Abb. 2-19) statistische Kennwerte der
simulierten TN-Konzentrationen für den Gewässerabschnitt „Trebelsee“ (Mittlere Havel,
siehe Abb. 3-1) bei unterschiedlicher Bewirtschaftung des Einzugsgebiets. Lediglich die
Szenarios c3.2 und d1 zeichnen sich durch um mehr als 100 µg/l TN verringerte Medianwerte gegenüber dem Bewirtschaftungsszenario a2 (Basisvariante) aus. Ein Vergleich der
Szenarios a2 und c1 macht deutlich, dass von den Optionen im Handlungsfeld Siedlungswasserwirtschaft keine spürbare Verringerung der TN-Konzentration erwartet werden
kann. Legt man (zu Vergleichszwecken) die Bewertungsskala nach LAWA (1998) zugrunde,
wäre für den betrachteten Gewässerabschnitt in jedem Fall die chemische Gewässergüteklasse 2 (90-Perzentil im Bereich 1.5–3 mg/l TN) erreicht.
10-Perzentil
Median
90-Perzentil
3.0
c1
c2.2
c3.2
c3.1
1.63
1.58
b2
1.50
1.64
b1
1.64
1.63
a2
1.64
1.64
a1
1.5
1.50
1.64
TN [mg/l]
2.0
1.65
2.5
1.0
0.5
0.0
c2.3
d1
e1
Bewirtschaftungsszenario
Abb. 2-23 Mit dem Modell TraM simulierte Quantilwerte der TN-Konzentration [mg/l] für den
Trebelsee (Mittlere Havel, unterhalb Ketzin) im Zeitraum 2003–2015. Die Kürzel der Bewirtschaftungsszenarios sind in Tab. 2-8 erläutert.
So wie Tab. 2-8 für Gesamtphosphor enthält Tab. 2-11 simulierte Medianwerte der TNKonzentration für zwölf in Fließrichtung angeordnete Gewässerabschnitte zwischen Berlin-Spandau und der Stadt Brandenburg. Deutlich hebt sich darin die hohe Stickstoffbelastung des Teltowkanals ab. Im Verlauf der Fließstrecke durch Potsdamer und Mittlere Havel
gehen die simulierten Konzentrationen aufgrund von Verdünnung und gewässerinterner
Stickstoffretention deutlich zurück.
53
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Bewirtschaftungsszenario
Berliner Havel Pichelsdorfer Havel
Berliner Havel Krughorn
Jungfernsee
Teltowkanal Muendung
Potsdamer Havel Humboldtbruecke
Potsdamer Havel Bahnbruecke Templin
Potsdamer Havel Baumgartenbruecke
Potsdamer Havel Bahnbruecke Werder
Potsdamer Havel KleinerZernsee
Mittlere Havel - Ketzin
Mittlere Havel Trebelsee
Mittlere Havel - Vor
Spaltung Brandenburg
Tab. 2-11 Mit dem Modell TraM berechnete Medianwerte der TN-Konzentration [mg/l] für den
Zeitraum 2003–2015 und ausgewählte Gewässerabschnitte der Stauhaltung Brandenburg. Die Anordnung der Abschnitte entspricht der Fließrichtung der Havel (von links nach rechts) mit dem Teltowkanal
als seitlicher Einmündung (siehe hierzu Abb. 3-1). Die farbliche Unterlegung dient lediglich dem visuellen
Wertevergleich und entspricht keiner Wassergüteklassifikation.
a1
a2
b1
b2
c1
c2.2
c2.3
c3.2
c3.1
d1
e1
2.01
2.00
1.99
1.98
2.00
1.90
1.84
2.00
2.00
1.84
1.98
1.87
1.87
1.86
1.86
1.87
1.80
1.73
1.87
1.87
1.73
1.86
1.80
1.80
1.79
1.78
1.80
1.73
1.67
1.80
1.80
1.67
1.78
4.91
4.92
4.92
4.92
4.92
4.92
4.91
4.91
4.92
4.91
4.92
2.84
2.84
2.84
2.83
2.84
2.79
2.75
2.84
2.84
2.75
2.83
2.35
2.32
2.30
2.29
2.32
2.21
2.08
2.32
2.32
2.08
2.29
2.05
2.03
2.02
2.01
2.03
1.95
1.84
2.03
2.03
1.84
2.01
1.96
1.94
1.93
1.92
1.94
1.87
1.76
1.94
1.94
1.75
1.92
1.80
1.78
1.77
1.77
1.78
1.72
1.62
1.78
1.78
1.62
1.77
1.68
1.66
1.66
1.65
1.66
1.60
1.52
1.66
1.66
1.52
1.65
1.65
1.64
1.64
1.63
1.64
1.58
1.50
1.64
1.64
1.50
1.63
1.58
1.57
1.56
1.56
1.57
1.51
1.42
1.57
1.57
1.42
1.55
[mg/l]
5.00
4.60
4.20
3.80
3.40
3.00
2.60
2.20
1.80
1.40
Die zeitliche Variabilität der simulierten Stickstoffkonzentrationen kommt in den bisherigen Darstellungen (Abb. 2-23, Tab. 2-11) nicht zum Ausdruck, da lediglich Mittelwerte
betrachtet wurden. Beispielhaft sind deshalb räumliche und zeitliche Dynamik der simulierten TN-Konzentrationen in Abb. 2-24 wiedergegeben.
TN - Mittelwerte 2000-2004
Oberh. Brandenburg
Trebelsee
Ketzin
Kleiner Zernsee
Werder
Baumgartenbrücke
Templiner See Nord
P. Humboldtbrücke
Teltowk. Mündung
Jungfernsee
Krughorn
Pichelsdorf
mg/l
7.0
6.0
5.0
4.0
3.0
2.0
1.0
0.0
Jan Feb Mar Apr May Jun Jul
Aug Sep Oct Nov Dec
Abb. 2-24 Mit TraM simulierter mittlerer Jahresgang der TN-Konzentration für mehrere, in Fließrichtung angeordnete Gewässerabschnitte der Strecke Spandau – Potsdam – Caputh – Ketzin – Brandenburg
(von unten nach oben; Teltowkanal als seitl. Einmündung). Zeitraum der Auswertung: 2000–2004
Die quantitative Bedeutung der Stickstoffretention in der Unteren Havel lässt sich erfassen,
wenn man die an den Gütemessstellen beobachteten TN-Konzentrationen mit Erwartungswerten vergleicht, die sich einstellen würden, wenn der aus externen Quellen eingetra54
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
gene Stickstoff keinem gewässerinternen Rückhalt unterliegen würde. Ein solcher Vergleich
lässt sich einfach durchführen, indem die TN-Konzentrationen einmal unter Verwendung
der kalibrierten Parameter (Abschnitt 2.4.2) und einmal unter Annahme fehlender Umsätze
(konservativer Fall) simuliert werden.
Simuliert, konservativ
Simulation, kalibriertes Modell
5.E+10
Beobachtet (100% diffuse Quellen)
4.E+10
Beobachtet (100% Punktquellen)
3.E+10
2.E+10
1.E+10
Jan 04
Jan 03
Jan 02
Jan 01
Jan 00
Jan 99
Jan 98
Jan 97
Jan 96
0.E+00
Jan 95
Gesamtstickstoff-Frachtsumme [g]
6.E+10
Abb. 2-25 Simulierte Frachtsummen für Gesamtstickstoff (Gütemessstelle HV_0200, oberhalb Stadt
Brandenburg) mit und ohne Berücksichtigung der gewässerinternen N-Retention. Zum Vergleich sind aus
Messwerten berechneten Frachtsummen angegeben, wobei diese einmal so berechnet wurden, als stamme der
Stickstoff ausschließlich aus diffusen Quellen und einmal so, als stamme er nur aus Punktquellen.
Aus den mit dem kalibrierten bzw. konservativen Modell simulierten Frachtsummen
(Abb. 2-25) kann geschlossen werden, dass im Mittel etwas mehr als 30 % des Gesamtstickstoffs, der über Obere Havel, Spree, Teltowkanal und Nuthe in die Untere Havel
eingetragen wird, während des Transportes im Gewässer bis zur Gütemessstelle Brandenburg zurückgehalten bzw. eliminiert wird. Berücksichtigt man, dass in der Berechnung kleinere Emissionsquellen sowie eine mögliche N-Fixierung durch Cyanobakterien nicht enthalten sind, dann ist von einer noch höheren Retentionsleistung bezogen auf die externen
Stickstoffeinträge auszugehen.
Eine vorläufige Bewertungsskala für die Gesamtstickstoff-Konzentration wurde durch
Teilprojekt 1 aus der Skala für Gesamtphosphat (Tab. 2-9) unter Ansetzung eines N:PVerhältnisses von 14.5:1 (Massenverhältnis) abgeleitet (Tab. 2-12).
Tab. 2-12 Durch Teilprojekt 1 abgeleitete Skala zur Bewertung der Gesamtstickstoff-Konzentration
der Havel im Bereich der Stauhaltung Brandenburg (J. SCHÖNFELDER pers. Mitt).
Zustandsklasse
TN [mg/l]
sehr gut
< 1.40
gut
1.40 – 2.49
55
mäßig
2.49 – 4.42
unbefried.
4.42 – 7.79
schlecht
> 7.79
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Dieses Massenverhältnis ist etwa doppelt so hoch, wie das typischerweise im Phytoplankton zu beobachtende stöchiometrische N:P-Verhältnis von 16:1, wenn weder eine P- noch
N-Limitation herrscht (Redfield-Verhältnis; LAMPERT & SOMMER 1993). Die Klassifikation
für den Parameter TN stellt somit scheinbar einen weniger strengeren Maßstab dar, als der
für TP verwendete (Tab. 2-9). Nach J. SCHÖNFELDER (pers. Mitt.) relativiert sich der vermeintliche Überschuss von Stickstoff gegenüber Phosphat jedoch, wenn man berücksichtigt, dass häufig etwa 50% des TN als NO3- vorliegen und Nitratstickstoff nur in geringem
Maße durch das Phytoplanktons verwertet wird (Ammonium-Präferenz).
Eine Anwendung der Bewertungsskala aus Tab. 2-12 zeigt Abb. 2-26.
Szen. a2
Szen. d1
Abb. 2-26 Güteklassifizierung der Gewässerabschnitte der Stauhaltung Brandenburg anhand simulierter TN-Konzentrationen (Mediane 2003–2015) für die Szenarios a2 und d1 entsprechend Tab. 2-12
(grün: guter Zustand, gelb: mäßiger Zustand, orange: unbefriedigend).
In Abb. 2-26 wird, wie in Tab. 2-11 und Abb. 2-24, die besondere Bedeutung des Teltowkanals für die Stickstoffzufuhr in die Gewässer der Unteren Havel deutlich. Von der erhöh56
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
ten Stickstoffbelastung sind insbesondere die Seen der Potsdamer Havel betroffen. Eine
Einordnung aller simulierten Bewirtschaftungsszenarios entsprechend der Bewertungsskala
nach Tab. 2-12 enthält Tab. 2-13.
Bewirtschaftungsszenario
Berliner Havel Pichelsdorfer Havel
Berliner Havel Krughorn
Jungfernsee
Teltowkanal Muendung
Potsdamer Havel Humboldtbruecke
Potsdamer Havel Bahnbruecke Templin
Potsdamer Havel Baumgartenbruecke
Potsdamer Havel Bahnbruecke Werder
Potsdamer Havel KleinerZernsee
Mittlere Havel - Ketzin
Mittlere Havel Trebelsee
Mittlere Havel - Vor
Spaltung Brandenburg
Tab. 2-13 Mit dem Modell TraM berechnete Medianwerte der TN-Konzentration [mg/l] für den
Zeitraum 2003–2015 und ausgewählte Gewässerabschnitte (Werte aus Tab. 2-11). Die farbliche Unterlegung ergibt sich aus Tab. 2-12.
a1
a2
b1
b2
c1
c2.2
c2.3
c3.2
c3.1
d1
e1
2.01
2.00
1.99
1.98
2.00
1.90
1.84
2.00
2.00
1.84
1.98
1.87
1.87
1.86
1.86
1.87
1.80
1.73
1.87
1.87
1.73
1.86
1.80
1.80
1.79
1.78
1.80
1.73
1.67
1.80
1.80
1.67
1.78
4.91
4.92
4.92
4.92
4.92
4.92
4.91
4.91
4.92
4.91
4.92
2.84
2.84
2.84
2.83
2.84
2.79
2.75
2.84
2.84
2.75
2.83
2.35
2.32
2.30
2.29
2.32
2.21
2.08
2.32
2.32
2.08
2.29
2.05
2.03
2.02
2.01
2.03
1.95
1.84
2.03
2.03
1.84
2.01
1.96
1.94
1.93
1.92
1.94
1.87
1.76
1.94
1.94
1.75
1.92
1.80
1.78
1.77
1.77
1.78
1.72
1.62
1.78
1.78
1.62
1.77
1.68
1.66
1.66
1.65
1.66
1.60
1.52
1.66
1.66
1.52
1.65
1.65
1.64
1.64
1.63
1.64
1.58
1.50
1.64
1.64
1.50
1.63
1.58
1.57
1.56
1.56
1.57
1.51
1.42
1.57
1.57
1.42
1.55
Skala
sehr gut
gut
mäßig
unbefried.
schlecht
2.6.2.3 Weitergehende Einschätzung der Ergebnisse der Modellrechnungen
für ein Management der Wassergüte der Havel
Die Ausrichtung des Verbundprojektes an den Vorgaben der Wasserrahmenrichtlinie erfordert die primäre Bewertung der Simulationsergebnisse an den durch Teilprojekt 1 entwickelten Bewertungsskalen für die Gesamtphosphor- und Gesamtstickstoff-Konzentrationen. Diese Bewertungsskalen bieten zwar den großen Vorteil einer plausiblen und mit der
Methodik der WRRL konformen Herleitung, sie besitzen jedoch den Nachteil, dass sie
praktisch nur auf Jahresmittelwerte der Nährstoffkonzentrationen angewendet werden
können. Die zeitliche Variabilität der Konzentrationen, die für den ökologischen Zustand
von Gewässern große Bedeutung haben kann, wird durch die Bewertungsmaßstäbe nicht
berücksichtigt.
Im Hinblick auf ein Wassergütemanagement für die Untere Havel sollen deshalb aus den
an den Gütemessstellen beobachteten Konzentrationen und den Ergebnissen der Modellierung einige weitergehende Schlüsse gezogen werden:
– Messwerte sowie die Ergebnisse der Modellkalibrierung (2.4.1) machen deutlich, dass
die Phosphorkonzentration im untersuchten Abschnitt der Unteren Havel in der zweiten Jahreshälfte in entscheidender Weise durch die Phosphatremobilisierung aus den
Sedimenten beeinflusst wird. Das hierdurch verursachte Konzentrationsniveau schließt
eine Phosphorlimitation der Primärproduktion in dieser Phase des Jahres praktisch aus.
57
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
–
–
–
–
Die Höhe der in den Sedimenten gespeicherten Phosphatreserve (vgl. Ergebnisse des
Teilprojekts 7) legt nahe, dass noch über viele Jahre mit bedeutenden Rücklösungsraten
gerechnet werden muss. Anstrengungen zur Verminderung der P-Immissionen werden
hierdurch überlagert. Eine ganzjährige Limitation der Planktonentwicklung durch
Phosphor erscheint daher nur langfristig erreichbar.
Dagegen ist die Phosphorkonzentration in der ersten Jahreshälfte weitgehend durch die
externen Einträge kontrolliert. Daraus ergäbe sich grundsätzlich die Option einer Steuerung der Phosphatkonzentrationen vor dem Einsetzen der sommerlichen Rücklösung
durch eine Senkung der Immissionen. Nach Untersuchungen von KÖHLER & HOEG
(2000) am Müggelsee können gerade die Startkonzentrationen im Frühjahr ausschlaggebend für die weitere saisonale Entwicklung des Phytoplanktons sein.
Aus der Tatsache, dass mittelfristig eine Steuerung der P-Konzentrationen in der zweiten Jahreshälfte nicht möglich ist, ergibt sich die Frage, ob stattdessen eine stabile Stickstofflimitation der Primärproduktion erreicht werden kann. Die Konzentrationen gelösten anorganischen Stickstoffs (DIN) gehen im Sommer stark zurück. So wurden
etwa an der Gütemessstelle Ketzin in den Sommern 1994–2002 sechzehn Beobachtungswerte unterhalb von 100 µg/l und 13 Werte kleiner 80 µg/l DIN registriert. Das
mittlere TN:TP-Verhältnis (Massenquotient) lag im Zeitraum 1994–2002 an den Messstellen der Potsdamer Havel von Mai – Dezember unter 20 und in den Monaten August
– Oktober wurden an den Messstellen unterhalb des Schwielowsees Quotienten < 5 registriert. Diese Werte sind zwar massiv durch die starke Phosphatrücklösung beeinflusst, belegen aber dennoch die Tendenz einer relativen Stickstoffknappheit gegenüber
Phosphat. Die mittels paläolimnologischen Untersuchungen durch Teilprojekt 1
(SCHÖNFELDER, 2004) rekonstruierten TN-Verhältnisse geben ebenfalls Hinweise auf
sommerliche, stickstofflimitierte Phasen während zurückliegender Jahrhunderte.
Vor diesem Hintergrund erscheint es sinnvoll, weitergehende Anstrengungen zur Verminderung der Stickstoffeinträge in die Untere Havel zu verfolgen. Insbesondere die
hohen Stickstoffkonzentrationen im Teltowkanal bedürfen einer weiteren Reduzierung,
um die Seenkette der Potsdamer Havelseen zu entlasten. Wie bereits erwähnt, könnte
eine deutliche Verminderung der Konzentrationen im Frühjahr die Planktonentwicklung u.U. nachhaltiger beeinflussen, als eine ganzjährige, vergleichsweise schwächere
Konzentrationsminderung. Eine alleinige Fokussierung auf eine Verminderung der
Stickstoffkonzentrationen ohne eine parallele Senkung der Phosphatemissionen erscheint aber nicht sinnvoll, da stickstoff-fixierende Cyanobakterien hiervon profitieren
könnten.
Die Ergebnisse der Szenariorechnungen zeigen, dass die zukünftige Entwicklung der
Nährstoffkonzentrationen im Bereich des untersuchten Havelabschnitts in bedeutendem Maße von einer Senkung der Einträge aus dem Spreegebiet abhängt. Wie eine
Studien im Auftrag des Landesumweltamtes Brandenburg (LUA 2002) zeigt, sind hierbei die Länder Berlin und Brandenburg gleichermaßen gefordert. Emissonsminderungen in den Einzugsgebieten von Oberer Havel, Nuthe und den kleineren Zuflüssen al58
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
lein sind nicht ausreichend um die Ziele der Wasserrahmenrichtlinie oder eines gezielten Trophie-Managements zu erreichen.
2.6.3 In den Modellrechnungen enthaltene Unsicherheiten
Wie bei jeder Anwendung eines Modells, so sind auch die im Abschnitt 2.6.2 präsentierten
Simulationsergebnisse mit Unsicherheiten behaftet. Die Unsicherheiten resultieren dabei
zum einen aus der stark vereinfachten Abbildung des natürlichen Systems im Modell TraM.
Zum anderen sind die Randbedingungen, mit denen das Modell betrieben wird, selbst mit
Unsicherheiten behaftet, da es sich gleichfalls um Simulationsergebnisse anderer Modelle
handelt. Die mit den einzelnen Bewirtschaftungsszenarios (Tab. 2-8) verbundenen Annahmen – etwa hinsichtlich zukünftiger Flächennutzungen oder Abwasser-Behandlungstechniken – stellen in diesem Sinne keine Unsicherheiten dar. Hierbei handelt es sich ganz bewusst um Annahmen und nicht um Prognosen.
2.6.3.1 Unsicherheiten bezüglich Modellstruktur und Parametrisierung
Wie im Abschnitt 1.2.1 beschrieben, wird das reale Gewässernetz im Modell TraM als ein
gekoppeltes System aus plug-flow Elementen und voll durchmischten Reaktoren beschrieben. Die Charakteristik der Havelgewässer bringt es mit sich, dass eine objektive Zuordnung eines Wasserkörpers zu einem der beiden Grundelemente nicht immer zweifelsfrei
möglich ist. So ist im Falle gestreckter Flussseen weder mit einer vollständigen Dominanz
advektiven Transports noch mit einer vollständigen Durchmischung zu rechnen. Die Berücksichtigung von Dispersionseffekten bei der Berechnung des Stofftransports in plugflow Elementen wäre eine naheliegende Abhilfe. Jedoch ist zu bedenken, dass dem Modell
hierdurch weitere Parameter hinzugefügt würden, die ebenfalls nur mit großen Unsicherheiten bestimmt werden könnten. Es ist davon auszugehen, dass im realen System die turbulente Durchmischung nicht allein eine Funktion von Durchfluss, Wasserstand und Gewässergeometrie ist, sondern Wind und Schiffsverkehr ebenfalls großen Einfluss haben.
Da es sich bei der Mehrzahl der Havelseen im Bereich der Stauhaltung Brandenburg um
Flachseen mit großer Wasseroberfläche handelt, ist die Annahme einer vollständigen
Durchmischung des Wasserkörpers nahe liegend und vielfach zutreffend. Dennoch ist zu
vermuten, dass einige der Seen (vgl. etwa Geometrie und Anbindung des Schwielowsees in
Abb. 3-1) in horizontaler Richtung keinen permanent homogen durchmischten Wasserkörper aufweisen. Eine Differenzierung in eine vollständig durchmischte Zone im Bereich des
Zu- und Abflusses sowie eine oder mehrere „Totzonen“ wäre mit dem Modell TraM leicht
zu realisieren. Die notwendigen Parameter (Flussraten zwischen den Zonen) sind jedoch
kaum bestimmbar und zeitlich hoch variabel (z.B. durch Windeinwirkung), so dass sich die
Sicherheit der Modellergebnisse praktisch nicht erhöhen ließe.
Wie in den Abschnitten 1.3.1 bzw. 2.3 beschrieben, dienen die mit dem hydrodynamischen
Modell simulierten Ganglinien von Wasserstand und Durchfluss als Grundlage bei der Berechnung des Stofftransports im betrachteten Gewässernetz. Alle Ungenauigkeiten, die in
den Ergebnissen der hydrodynamischen Modellierung enthalten sind, pflanzen sich in den
59
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Berechnungen des Stofftransports fort. Von besonderer Bedeutung sind im Fall des untersuchten, vermaschten Gewässersystems Ungenauigkeiten in der berechneten Abflussaufteilung auf parallele Fließwege. Solche Aufteilungen treten an der Mündung des Teltowkanals
(Abfluss über den Griebnitzsee bzw. den Griebnitzkanal), im Jungfernsee (Abfluss zur
Potsdamer Havel und in den Sacrow-Paretzer-Kanal) und im Bereich der Wublitz (Querverbindung zwischen Zernsee und Schlänitzsee) auf. Eine zuverlässige Kontrolle der mit
HEC-RAS berechneten Aufteilung war nur im erstgenannten Fall möglich, da sich im
Griebnitzkanal eine Ultraschall-Messstelle des Berliner Senats befindet. Die besonders bedeutende Aufteilung des Abflusses auf Potsdamer Havel und Sacrow-Paretzer-Kanal konnte nur mit einer auf wenigen ADCP-Messungen beruhenden Aufteilungsformel des WSA
Brandenburg verglichen werden. Es ergaben sich im Mittel nur geringe Abweichungen zwischen Modell und empirischer Aufteilungsformel. Die Unsicherheiten der mit HEC-RAS
simulierten Wasserstands- und Durchfluss-Ganglinien nehmen im Hoch- und Niedrigwasserbereich zu. Im Fall des Hochwassers ist dies auf die lückenhaften Informationen über
Querprofile und Rauhigkeitsverhalten im Ausuferungsbereich zurückzuführen. Im Niedrigwasserfall ist aufgrund des sehr geringen Wasserspiegelgefälles die Verwendung von
Wasserstandsganglinien mit Zentimeter-Auflösung als untere Randbedingung bereits kritisch.
Ein besonderes Problem ergibt sich bei Umkehr der Fließrichtung in einem Gewässerabschnitt. Wie in 1.2.5 beschrieben, kann eine solche Situation mit dem Modell TraM – von
Ausnahmen abgesehen – nicht abgebildet werden. Pragmatisch wird in der aktuellen Version des Modells ein sehr geringer Durchfluss mit positivem Vorzeichen angenommen, wenn
der vom hydrodynamischen Modell ermittelte Durchfluss negativ ist. Die Auswirkungen
auf die räumliche Verteilung der Stofffrachten sind gering, da, wenn negative Durchflüsse
auftreten, diese im Allgemeinen von geringem Betrag sind. Größere Fehler können sich
jedoch bei den simulierten Konzentrationen ergeben, da diese vom Modell als Quotient
von Stofffracht und (dem vorgegebenen sehr geringen) Durchfluss berechnet werden.
Die vermutlich bedeutendsten Unsicherheiten ergeben sich aus der Tatsache, dass die gewässerinternen Stoffumsätze in der beschriebenen Anwendung des Modells TraM nicht
prozessbasiert, sondern über empirische Ansätze abgebildet wurden (vgl. 2.4). So wurde die
Wirkung unterschiedlicher, im natürlichen System ablaufender Prozesse (z.B. Sedimentation
und Denitrifikation / Rücklösung) durch effektive Summenparameter beschrieben, die im
Zuge der Modellkalibrierung ermittelt wurden. Zudem wurde die zeitliche Invarianz dieser
Parameter unterstellt. Die großen Unsicherheiten die sich hieraus gerade für LangfristSimulationen mit veränderten Randbedingungen ergeben, sind offensichtlich.
Eine stärker prozessbasierte Beschreibung der Nährstoffretention wäre grundsätzlich möglich und die relevanten Prozessgleichungen sind in komplexen Wassergütemodellen wie
etwa WASP (US-EPA) selbstverständlich implementiert. Allerdings erfordert die Anwendung dieser Modelle die Kenntnis einer hohen Anzahl von Parametern, die – allein schon
aufgrund der Größe und Heterogenität des untersuchten Gewässersystems – kaum zuverlässig bestimmt werden könnten. Eine Verminderung der Unsicherheiten durch eine detail60
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
lierter Beschreibung der Prozesse wäre folglich nur bedingt möglich, da viele Parameter
durch räumliche und zeitliche Mittelwerte oder Stichproben abgeschätzt werden müssten.
2.6.3.2 Unsicherheiten bezüglich der Randbedingungen
Unsicherheiten sind grundsätzlich sowohl in den Durchfluss- als auch in den StofffrachtRandbedingungen enthalten, mit denen das Modell TraM betrieben wird. Die Wasser- und
Stoffeinträge aus den Einzugsgebieten von Oberer Havel, Nuthe, Havelkanal, Emster und
dem Eigeneinzugsgebiet wurden durch andere Teilprojekte mit den Einzugsgebietsmodellen SWIM und ArcEgmo-Urban berechnet (siehe 2.2.3). Die in den Ausgaben der genannten Modelle enthaltenen Fehler pflanzen sich in den Ergebnissen des Modells TraM unmittelbar fort. Von noch größerer Bedeutung sind jedoch die Unsicherheiten, mit denen die
angesetzten Wasser- und Stoffeinträge über die Zuflüsse Spree und Teltowkanal behaftet
sind. Es sei in diesem Zusammenhang auf die sehr vereinfachten Annahmen zur Durchflussentwicklung der Spree (2.2.1) sowie die Schätzung zukünftiger Stofffrachten aus beobachteten Fracht-Durchfluss-Relationen des Zeitraums 1995/1998–2002 (2.2.2) verwiesen.
Als weitere Unsicherheitsfaktoren können die Höhe atmosphärischer Nährstoffdepositionen sowie kleinere, unbekannte, im Modell gar nicht berücksichtigte Direkteinleitungen
angeführt werden.
2.6.4 Auswirkungen wasserwirtschaftlicher Handlungsoptionen auf der Ebene
der Teileinzugsgebiete
Die vergleichende Darstellung der Simulationsergebnisse im Abschnitt 2.6.2 zeigt, dass die
wasserwirtschaftlichen Handlungsoptionen, wie sie für die Teileinzugsgebiete Nuthe und
Obere Havel untersucht wurden (2.2.4.1, 2.2.4.2) nur einen sehr geringen Einfluss auf die
Nährstoffkonzentrationen der Unteren Havel ausüben (siehe Szenario c3.1 und c3.2 in
Abb. 2-19 und Abb. 2-23). Der Effekt einer innerjährlichen Vergleichmäßigung des Abflussgeschehens fällt jedoch auch deshalb so gering aus, weil die Nährstoffkonzentrationen
der Unteren Havel neben den Wasser- und Stoffeinträgen aus Oberer Havel und Nuthe in
entscheidender Weise durch weitere Zuflüsse – insbesondere Spree und Teltowkanal – geprägt werden. Aus diesem Grund erschien es sinnvoll, die Auswirkungen der in 2.2.4.1 und
2.2.4.2 beschriebenen Handlungsoptionen auch auf die Abflüsse und Nährstoffemissionen
der Einzugsgebiete selbst, und damit frei von Vermischungseffekten, zu betrachten.
Gemeinsam ist den beiden Handlungsoptionen, dass sich die von ihnen ausgehende Wirkung auf wenige Phasen innerhalb des betrachteten Zeitfensters 2003–2015 beschränkt.
Dies sind Phasen niedriger Durchflüsse während der Sommermonate, die jedoch nicht in
jedem Jahr so ausgeprägt sind, dass sie eine Niedrigwasseraufhöhung erfordern.
Um die Wirkung der Handlungsoptionen korrekt einschätzen zu können, ist es daher notwendig, gezielt solche Zeitpunkte auszuwerten, zu denen die Maßnahmen ihre Wirkung
entfalten (vgl. Abb. 2-10 und Abb. 2-12). Eine Betrachtung mittlerer Effekte für den Gesamtzeitraum ist dennoch aufschlussreich, wenn die generelle Wirkung der Handlungsoptionen erfasst werden soll.
61
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
2.6.4.1 Bewirtschaftung des Grundwasserspeichers durch Wehrstau
Abb. 2-27 stellt die Auswirkungen einer intensivierten Bewirtschaftung von Wehren im
Einzugsgebiet der Nuthe auf die Monatsmittelwerte der Phosphorkonzentration über einen Zeitraum von zwei Jahren dar. Es ist zu entnehmen, dass eine geringe Verminderung
der mittleren Phosphorkonzentration im Abfluss der Nuthe erreichbar wäre, wenn in den
Aquiferen gespeichertes Wasser zur Aufhöhung niedriger Durchflüsse im Sommer und
Herbst eingesetzt würde. Es wird aber ebenfalls deutlich, dass der Effekt auf einige wenige
Monate beschränkt bleibt. Dem steht die Notwendigkeit einer permanenten Bewirtschaftung des Grundwasserspeichers gegenüber, um die Verfügbarkeit von Zuschusswasser zum
Zeitpunkt des Bedarfs zu sichern.
ohne Stau
mit Stau
0.40
Monatsmittel TP [mg/l]
0.35
0.30
0.25
0.20
0.15
0.10
0.05
10/2015
07/2015
04/2015
01/2015
10/2014
07/2014
04/2014
01/2014
10/2013
07/2013
04/2013
01/2013
0.00
Monat/Jahr
Abb. 2-27 Monatsmittelwerte der Gesamtphosphor-Konzentration im Abfluss des Einzugsgebiets der
Nuthe ohne (Szenario a2) und mit (Szenario c3.1) innerjährliche Vergleichmäßigung des Abflusses durch
eine intensivierte Bewirtschaftung des Grundwasserspeichers mittels Wehren gemäß Abschnitt 2.2.4.2
Die über den gesamten Betrachtungszeitraum gemittelten Effekte der Handlungsoption
können Tabelle Tab. 2-14 und Abb. 2-28 entnommen werden. Sie fallen aufgrund der zeitlich beschränkten Wirkung der Maßnahmen (2.2.4.2) erwartungsgemäß gering aus.
Tab. 2-14 Mittlere monatliche MQ der Nuthe [m³/s] ohne zusätzliche Bewirtschaftung des Grundwasserspeichers (Simulationsergebnisse des Modells SWIM für das Szenario a2) und das Szenario c3.2
(zusätzliche Wehrbewirtschaftung mit dem Ziel einer Niedrigwasseraufhöhung gemäß Abschnitt 2.2.4.2)
a2
c3.1
Jan
9.00
8.88
Feb
9.37
9.30
Mrz
9.97
9.89
Apr
9.23
9.20
Mai
8.35
8.33
Jun
9.31
9.32
62
Jul
7.96
7.99
Aug
6.61
6.77
Sep
6.72
6.80
Okt
5.28
5.40
Nov
7.08
7.07
Dez
8.50
8.43
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Die Diagramme in Abb. 2-28 zeigen die unterschiedliche Wirkung der Handlungsoption
auf die Konzentrationen der Nährstoffe Phosphor und Stickstoff auf. Während im Falle
des Phosphats mit der Aufhöhung niedriger Durchflüsse in den Sommermonaten eine
Verringerung der Konzentrationen verbunden ist, wurde für Stickstoff ein Anstieg der
mittleren Konzentration von maximal bis ca. 70 µg/l berechnet. Die Ursache hierfür ist in
der unterschiedlichen jahreszeitlichen Dynamik der P- und N-Konzentrationen im Gewässer zu suchen, die aus Abb. 2-28 ebenfalls deutlich wird. Während der Phase des Abflussrückhalts in den Winter- und Frühjahrsmonaten sind die Phosphatkonzentrationen relativ
gering, weshalb vergleichsweise schwach belastetes Wasser im Einzugsgebiet gespeichert
wird. Setzt man das zurückgehaltene Wasser in sommerlichen Trockenphasen zur Durchflussaufhöhung ein, kommt es zu einem Verdünnungseffekt.
ohne Stau
mit Stau
ohne Stau
2.0
1.4
1.2
TP [mg/l]
TN [mg/l]
1.8
1.6
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0.0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
1
10 11 12
mit Stau
0.20
0.18
0.16
0.14
0.12
0.10
0.08
0.06
0.04
0.02
0.00
2
3
4
5
6
7
8
9
10 11 12
Monat
Monat
Abb. 2-28 Berechnete Monatsmittel der Konzentrationen von Gesamtstickstoff (links) und Gesamtphosphor (rechts) für die Mündung des Einzugsgebiets Nuthe ohne (Szenario a2) und mit (Szenario c3.1) innerjährliche Vergleichmäßigung des Abflusses durch eine zusätzliche Staubewirtschaftung von Wehren (Abschnitt 2.2.4.2).
Im Falle des Stickstoffs gilt das Gegenteil. Durch einen verstärkten Einstau während der
Wintermonate wird vergleichsweise hoch konzentriertes Wasser zurückgehalten. Die Abgabe dieses Wassers in Zeiten geringer sommerlicher Durchflüsse steigert der Berechnung
nach die N-Konzentrationen der Nuthe in geringem Maße. Unter realen Bedingungen ist
jedoch davon auszugehen, dass während der Sommermonate leicht erhöhte Stickstoffkonzentrationen durch gewässerinterne Retentionseffekte (vgl. 2.4.2) ausgeglichen werden
können.
Als Grundlage für eine quantitative Bewertung der Handlungsoption wurden in Tab. 2-15
die berechneten Abweichungen der Tageswerte von TP- und TN-Konzentration und
Durchfluss zwischen dem Szenario c3.1 (intensivierte Bewirtschaftung des Grundwasserspeichers durch Wehre) und Szenario a2 (ohne diese Handlungsoption) in Form von Quantilen dargestellt. Aus Tab. 2-15 kann beispielsweise entnommen werden, dass eine Verdünnung der Phosphatkonzentration in der Nuthe um mehr als 15 µg/l durch die Anwendung
der Handlungsoption nur an 1% der Tage eintreten würde (Zelle B1). An 75% der Tage
bleibt die Konzentration unverändert oder steigt leicht an (Zelle B4). Weiterhin ist
63
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Tab. 2-15 zu entnehmen, dass an 5% der Tage mit einer um mehr als 180 µg/l erhöhten
N-Konzentration zu rechnen wäre, wenn diese nicht durch eine erhöhte Retention im Gewässer ausgeglichen würde (Zelle C8).
Tab. 2-15 Differenzen der Tagswerte von TP-Konzentration, TN-Konzentration und Abfluss zwischen dem Szenario c3.1 (intensivierte Bewirtschaftung des Grundwasserspeichers) und dem Szenario a2
(ohne diese Handlungsoption) in Form von Quantilen. Zugrunde liegt die gesamte Reihe 2003–2015.
Negative Quantile zeigen eine Verminderung von Konzentration bzw. Abfluss aufgrund der Anwendung
der Handlungsoption an.
A
α-Wert
des
Quantils
B
Differenz der Tageswerte
der TP-Konzentration
[mg/l] mit und ohne
intensivierte GWBewirtschaftung
C
Differenz der Tageswerte
der TN-Konzentration
[mg/l] mit und ohne
intensivierte GWBewirtschaftung
D
Differenz der Tageswerte des Abflusses
[m³/s] mit und ohne
intensivierte GWBewirtschaftung
1
0.01
-0.0152
-0.0098
-0.85
2
0.05
-0.0076
-0.0001
-0.29
3
0.10
-0.0024
-0.0001
-0.16
4
0.25
0.0000
0.0000
-0.07
5
0.50
0.0000
0.0000
-0.03
6
0.75
0.0000
0.0001
-0.01
7
0.90
0.0001
0.0782
0.27
8
0.95
0.0009
0.1798
0.44
9
0.99
0.0079
0.4429
1.09
2.6.4.2 Speicherbewirtschaftung von Seen
Ein ähnliches Bild wie im Abschnitt 2.6.4.1 ergibt sich, wenn die Auswirkungen einer verstärkten Bewirtschaftung von Seen im Einzugsgebiet der Oberen Havel zum Zwecke der
Niedrigwasseraufhöhung (2.2.4.1) betrachtet werden. Abb. 2-29 zeigt den Effekt der Handlungsoption für einen Ausschnitt des Betrachtungszeitraums 2003–2015. Darin wird deutlich, dass durch die Abgabe gespeicherten Wassers (vgl. hierzu Abb. 2-10) spürbare Minderungen der Phosphatkonzentration zunächst durchaus möglich erscheinen.
64
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
ohne Stau
mit Stau
0.20
0.18
Monatsmittel TP [mg/l]
0.16
0.14
0.12
0.10
0.08
0.06
0.04
0.02
10/2015
07/2015
04/2015
01/2015
10/2014
07/2014
04/2014
01/2014
10/2013
07/2013
04/2013
01/2013
0.00
Monat/Jahr
Abb. 2-29 Monatsmittelwerte der Gesamtphosphor-Konzentration im Abfluss des Einzugsgebiets der
Oberen Havel ohne (Szenario a2) und mit (Szenario c3.1) innerjährliche Vergleichmäßigung des Abflusses durch eine Staubewirtschaftung von Seen gemäß Abschnitt 2.2.4.1 für das Zeitfenster 2013–2015
Die Auswirkungen auf Monatsmittelwerte von Durchfluss, TP- und TN-Konzentration
können Tab. 2-16 und Abb. 2-30 entnommen werden.
Tab. 2-16 Mittlere monatliche Abflüsse aus dem Einzugsgebiet der Oberen Havel [m³/s] ohne zusätzliche Seenbewirtschaftung (Simulationsergebnisse des Modells SWIM für Szenario a2) und das Szenario
c3.2 (Staubewirtschaftung von Seen gemäß Abschnitt 2.2.4.1)
a2
c3.1
Jan
Feb
Mrz
20.95 22.51 24.33
20.67 22.41 23.98
Apr
Mai
Jun
Jul
Aug Sep
Okt
Nov Dez
20.72 17.83 19.87 15.61 13.30 14.18 11.80 14.97 18.55
20.57 17.85 19.75 15.77 13.40 14.27 12.15 14.99 18.53
Nach den Modellrechnungen führt auch die Option einer Staubewirtschaftung von Seen zu
einem leichten Anstieg der Stickstoffkonzentrationen während der Sommermonate, da das
im Winter und Frühjahr zurückgehaltene Wasser vergleichsweise hohe Stickstoffkonzentrationen aufweist (Abb. 2-30). Auch hier ist davon auszugehen, dass die leicht erhöhte NBelastung im Sommer durch gewässerinterne Retentionseffekte teilweise kompensiert würde.
65
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
ohne Stau
mit Stau
ohne Stau
1.6
mit Stau
0.12
1.4
0.10
0.08
1.0
TP [mg/l]
TN [mg/l]
1.2
0.8
0.6
0.06
0.04
0.4
0.02
0.2
0.0
0.00
1
2
3
4
5
6 7
Monat
8
9
10 11 12
1
2
3
4
5
6 7
Monat
8
9
10 11 12
Abb. 2-30 Berechnete Konzentrationen von Gesamtstickstoff (links) und Gesamtphosphor (rechts) im
Abfluss des Einzugsgebiets der Oberen Havel ohne (Szenario a2) und mit (Szenario c3.1) innerjährliche
Vergleichmäßigung des Abflusses durch zusätzliche Staubewirtschaftung von Seen (Abschnitt 2.2.4.1)
Dagegen muss im Falle des Phosphats damit gerechnet werden, dass die in Abb. 2-29 und
Abb. 2-30 sichtbaren, leichten Verdünnungseffekte im Sommer und Herbst in der Realität
nicht zu beobachten wären. Ursache hierfür ist die in zahlreichen Seen auftretende Phosphatrücklösung aus dem Sediment. Diese führt gerade in den Sommermonaten zu erhöhten P-Konzentrationen des Seewassers (vgl. 2.4.1). Eine verstärkte Wasserabgabe aus den
Seen während dieser Jahreszeit würde deshalb eine höhere Phosphatbelastung der nachfolgenden Gewässer bewirken (KNEIS 2002). Da der hier verwendete Ansatz (2.2.4.1) nur die
bewirtschaftete Speicherlamelle, nicht jedoch den gesamten Wasserkörper der bewirtschafteten Seen einbezieht, können solche Effekte nicht wiedergegeben werden.
Zusammenfassend lässt sich feststellen, dass sich die in den Seen (2.6.4.2) bzw. im Aquifer
(2.6.4.1) speicherbaren Wassermengen zwar für einen Ausgleich von Minima des Abflusses
sinnvoll einsetzen lassen, länger andauernde Niedrigwasserphasen jedoch nur mit relativ
geringen Zuschusswassermengen gestützt bzw. gar nicht überbrückt werden können (siehe
z.B. Abb. 2-10).
Während eine leichte Verdünnung erhöhter Phosphatkonzentrationen durch die Abgabe
von Zuschusswasser aus dem Aquiferspeicher möglich erscheint, ist im Falle des Stickstoffs
eher mit einer leicht gesteigerten Belastung zu rechnen. Die Effektivität einer erhöhten
Wasserabgabe aus Seen während der Sommermonate mit dem Ziel, die Phosphatkonzentrationen unterhalb gelegener Gewässer zu verdünnen, erscheint zweifelhaft, sofern die
Seen selbst erhöhte Trophiegrade aufweisen. Weiterhin ist zu bedenken, dass ein Großteil
des Einzugsgebiets keine für eine Staubewirtschaftung nutzbaren Seen aufweist.
In jedem Falle steht einer auf relativ kurze Zeitfenster beschränkten Verbesserung der
Wassergüte (Abb. 2-27, Abb. 2-29) die Notwendigkeit einer permanenten Bewirtschaftung
der genutzten Seen bzw. Aquifere gegenüber.
66
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Kapitel 3 Für eine Nachauswertung bereitgestellte
Simulationsergebnisse des Modells TraM
3.1
In Tabellenform aggregierte Statistiken aller Simulationen
3.1.1 Möglichkeiten der Auswertung
Um Analysen und Vergleiche aller simulierten Szenarios zu erleichtern, wurden die Modellierungsergebnisse in einem Postprocessing-Schritt ausgewertet (1.4.2). Dabei wurden für
repräsentativ ausgewählte Gewässerabschnitte statistische Kenngrößen der TP- und TNKonzentration für folgende Zeitperioden ermittelt:
– die gesamte Simulationszeit (01.01.2003–31.12.2015)
– jedes einzelne Jahr der Simulationszeit (2003, 2004, …, 2015)
– gleiche Monate innerhalb der Simulationszeit (z.B. mittlere August-Konzentration im
Zeitraum 2003-2015)
Die berechneten Kenngrößen umfassen Mittelwert, Varianz, Minimum, Maximum und die
gebräuchlichen Quantile (0.1-, 0.25-, 0.5- (Median), 0.75- und 0.9-Quantil).
Die statistischen Kennwerte für alle simulierten Szenarios (Tab. 2-8 im Abschnitt 2.6.1)
wurden in zwei Statistik-Tabellen zusammengefasst. Eine Tabelle bezieht sich auf den Parameter TP, die andere auf den Parameter TN. Beide Tabellen sind für die weitere Bearbeitung mit MS-EXCEL vorgesehen. Die verwendeten Spaltenüberschriften sind selbsterklärend (siehe aber auch Beispiele im Abschnitt 3.1.2). Die zur Benennung der einzelnen
Bewirtschaftungsszenarios verwendeten Abkürzungen sind in Tab. 2-8 aufgeführt. Die
räumliche Lage derjenigen Gewässerabschnitte der Stauhaltung Brandenburg, für die eine
statistische Auswertung vorgenommen wurde, ist Abb. 3-1 zu entnehmen.
Für die überwiegende Zahl der mit dem Modell TraM simulierten Bewirtschaftungsszenarios sind die berechneten statistischen Kennwerte der TP- und TN-Konzentrationen zusätzlich in einem GIS-Projekt verfügbar (Abschnitt 3.2).
67
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Abb. 3-1 Lage der Gewässerabschnitte der Stauhaltung Brandenburg, für die eine statistische Auswertung von simulierten Zeitreihen der TP- und TN-Konzentration für alle Bewirtschaftungsszenarios
vorgenommen wurde (Rote Beschriftung). Die Namensgebung folgt dem Muster „Gewässername % Abschnittsname“.
68
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
3.1.2 Anwendung von Autofiltern zur Auswertung unter MS-EXCEL
Die Datensätze sind in den Statistik-Tabellen so angeordnet und beschriftet, dass unter
MS-EXCEL mittels „Auto-Filtern“ solche Werte zusammengestellt werden können, die für
eine gemeinsame Betrachtung und für Vergleiche geeignet sind. Es folgen eine Kurzanleitung zur Anwendung von Auto-Filtern unter MS-EXCEL (Tab. 3-1) sowie einige Beispiele.
Tab. 3-1
Kurzanleitung zur Anwendung von Auto-Filtern unter MS-EXCEL
– Den Cursor auf die Überschrift der ersten Spalte setzen.
– Die Tasten Ctrl+Shift drücken und bei gehaltenen Tasten zuerst „→“ und dann „↓“
drücken. Nun sollte die gesamte in der Tabelle enthaltene Wertematrix markiert sein.
– Im Menü „Daten“ den Eintrag „Filter“ und dort „Autofilter“ wählen. In Zeile 1 erscheinen nun kleine Auswahlschalter neben jeder Spaltenbezeichnung. Klicken auf diese Schalter liefert eine Liste mit den verfügbaren Werten in der Spalte. Die Auswahl eines der Werte aus der Liste filtert aus der gesamten Tabelle solche Zeilen heraus, die
dem ausgewählten Wert entsprechen. Benutzerdefinierte Filteroperationen sind ebenfalls möglich.
– Durch Anwendung der Filter auf mehrere Spalten der Tabelle lassen sich sinnvolle
Abfragen gestalten. Dabei ist zu beachten, dass sich auf unterschiedliche Spalten angewendete Filteroperationen gegenseitig einschränken können. In solchen Fällen muss –
in einer oder mehreren zuvor gefilterten Spalte(n) – der Auswahlschalter auf den Wert
„alle“ zurückgestellt werden.
Sollen z.B. die mittleren Konzentrationen im Gesamtzeitraum 2003–2015 für alle Szenarios
an einem Gewässerabschnitt verglichen werden, sind folgende Filteroperationen auszuführen:
1. Mit dem Schalter in der Spalte „Gewaesserabschnittsname“ einen Abschnitt auswählen.
2. Den Schalter in der Spalte „Bezugszeiteinheit“ auf den Wert „Gesamtzeitraum“ stellen.
3. Werte in der Spalte „Mittelwert“ bzw. „Median“ ablesen.
Soll das 90-Perzentil der Konzentration für den Monat August an einem bestimmten Gewässerabschnitt analysiert werden, verfährt man wie folgt:
1. In der Spalte „Gewaesserabschnittsname“ den Gewässerabschnitt auswählen.
2. Den Schalter in der Spalte „Bezugszeiteinheit“ auf den Wert „Monat“ stellen.
3. Den Schalter in der Spalte „Bezugszeit“ auf den Wert „8“ (Monat August) stellen.
4. Werte für alle Bewirtschaftungsszenarien in der Spalte „90-Perzentil“ ablesen.
Eine statistische Kenngröße kann für einen bestimmten Zeitraum und ein bestimmtes Szenario an allen ausgewerteten Gewässerabschnitten auf einmal betrachtet werden (z.B. als
Gewässer-Längsprofil). Hierbei geht man so vor:
1. Mit dem Schalter in der Spalte „Bewirtschaftungsszenario“ das Szenario auswählen.
2. Mit den Schaltern in den Spalten „Bezugszeiteinheit“ und „Bezugszeit“ den gewünschten Betrachtungszeitraum einstellen.
69
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
3. Die Schalter zur Auswahl eines Gewässerabschnitts in den Spalten „Gewaesserabschnittsname_lang/kurz“ bleiben auf dem Wert „alle“ stehen.
Bei der Auswertung monatlicher Quantile der Phosphorkonzentration sollten die Erläuterungen am Ende des Abschnitts 2.4.1 beachtet werden, um Fehleinschätzungen zu vermeiden.
3.2
ArcView-Projekt zur Darstellung von Simulationsergebnissen im GIS
3.2.1 Möglichkeiten der Darstellung
Das bereitgestellte ArcView-Projekt ermöglicht die räumliche Darstellung der Simulationsergebnisse des Stofftransportmodells TraM. TraM wurde von Teilprojekt 3 entwickelt und
eingesetzt, um die Konzentrationen von Gesamtphosphat (TP) und Gesamtstickstoff (TN)
in der Havel-Stauhaltung Brandenburg für verschiedene Szenarios der Einzugsgebietsbewirtschaftung unter Berücksichtigung gewässerinterner Umsätze abzuschätzen.
Das ArcView-Projekt bietet die Möglichkeit, die aus dynamischen Simulationsergebnissen
berechneten statistischen Kenngrößen der TP- und TN-Konzentrationen für alle modellierten Gewässerabschnitte darzustellen (z.B. Abb. 2-22, Abb. 2-26). Die Kenngrößen umfassen Mittelwerte, Quantile und Extremwerte für Monate, einzelne Jahre sowie den gesamte Simulationszeitraum 2003–2015. Für jedes ausgewertete Bewirtschaftungsszenario
wird ein eigener Datensatz zur Verfügung gestellt. Vorgefertigte Legenden ermöglichen
eine Darstellung unter Anwendung unterschiedlicher Wassergüteklassifikationen.
3.2.2 Datenstruktur des ArcView-Projekts
Das ArcView-Projekt wurde mit der Version „ArcView 3.2“ erstellt und greift auf die in
Tab. 3-2 aufgeführten Verzeichnisse zurück.
Tab. 3-2
Namen und Inhalte der zum ArcView-Projekt gehörigen Dateiordner
Verzeichnisname
Dss_Apr
Dss_Background
Dss_Shapes
Dss_Legenden
Inhalt
ArcView-Projektdatei (.apr)
georeferenzierte Hintergrundgrafik zur Darstellung der Lage der Gewässer, wenn keine Hintergrundkarte zur Verfügung steht
Geometrie- und Attributdaten (ArcView-Themen)
Legenden (siehe 3.2.4)
3.2.3 Bezeichnung und Inhalt der Themen (ArcView Shape-Dateien)
Der Name jedes Themas setzt sich aus dem Kürzel des Güteparameters (TP= GesamtPhosphor, TN= Gesamt-Stickstoff) und dem Namen des Szenarios zusammen. So dient
z.B. das Thema „TP_Szenario_a2.shp“ der Darstellung der modellierten GesamtphosphatKonzentrationen für das Bewirtschaftungsszenario „a2“. Eine Liste mit den Kurzbezeichnungen aller Bewirtschaftungsszenarios kann Tab. 2-8 im Abschnitt 2.6.1 entnommen wer70
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
den. Aus technischen Gründen mussten die Kürzel „c2.2“, „c2.3“, „c3.1“ und „c3.2“ bei
der Bennennung der ArcView-Themen in „c2-2“, „c2-3“, „c3-1“ bzw. „c3-2“ abgewandelt
werden.
In der Attributtabelle jedes Themas ist eine große Anzahl von berechneten statistischen
Kenngrößen der Konzentration (in mg/l) für jeden modellierten Gewässerabschnitt angegeben. Die Bezeichnungen der Gewässerabschnitte sind in der Attributtabellenspalte „Name“ enthalten. Die Bezeichnung der Spalten mit den berechneten statistischen Kenngrößen folgt der in Tab. 3-3 erläuterten Konvention.
Tab. 3-3
Konvention zur Bezeichnung der Spalten in den Attributtabellen der ArcView-Themen
Muster des Spaltennamens
Y ####_***
M ##_***
Total_***
Bedeutung
Statistische Kenngröße für ein bestimmtes Jahr. Der Platzhalter
#### steht für die 4-stellige Jahreszahl und der Platzhalter *** für
die Abkürzung der statistischen Kenngröße.
Statistische Kenngröße für einen bestimmten Monat. Der Platzhalter ## steht für die 2-stellige Monatsnummer und der Platzhalter
*** für die Abkürzung der statistischen Kenngröße.
Statistische Kenngröße für die gesamte Simulationsdauer 2003–
2015. Der Platzhalter *** steht für die Abkürzung der statistischen
Kenngröße.
Die verwendeten Kurzbezeichnungen für die einzelnen statistischen Kenngrößen sind in
Tab. 3-4 aufgeführt. Bei der Auswertung monatlicher Quantile der Phosphorkonzentration
sollten die Erläuterungen am Ende des Abschnitts 2.4.1 beachtet werden, um Fehleinschätzungen zu vermeiden.
Tab. 3-4
Kurzbezeichnung der statistischen Kenngrößen in den Attributtabellen der ArcView-Themen
Kenngröße
avg, var
min, max
10p, 25p, 50p, 75p, 90p
Abkürzung
arithmetischer Mittelwert und Varianz
Minimum und Maximum
10-Perzentil, unteres Quartil, Median, oberes Quartil, 90-Perzentil
3.2.4 Hinweise zur Anwendung der Legenden
Die Darstellung der in Tab. 3-3 bzw. Tab. 3-4 aufgeführten Kenngrößen für alle Gewässerabschnitte erfolgt zweckmäßiger Weise mit dem Legendentyp „abgestufte Farbe“. Bei Verwendung der mitgelieferten Legenden ist dringend zu beachten, dass diese an die Auswahl
bestimmter statistischer Kenngrößen gebunden sind (siehe Tab. 3-5).
Tab. 3-5
Vorgefertigte Legenden zur Darstellung der TP- bzw. TN-Konzentrationen
Name der Legenden-Datei (.avl)
TP_WRRL_Fegm-Havel.avl
TN_WRRL_Fegm-Havel.avl
Bedeutung und Anwendung
Innerhalb des Verbundvorhabens Havelmanagement (Teilprojekt 1) entwickelte, gewässertypspezifische Bewertungsskala
nach WRRL für Gesamtphosphor im Bereich der Stauhaltung
Brandenburg. Die Skala ist auf mehrjährige Medianwerte (Spalte „Total_50%“ in den Attributtabellen) anzuwenden. (*1)
Innerhalb des Verbundvorhabens Havelmanagement (Teilpro-
71
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
TP_IGB_1996_typspezifisch.avl
TP_LaWa-1998_ChemGuete.avl
TN_LaWa-1998_ChemGuete.avl
jekt 1) entwickelte Skala zur Bewertung der GesamtstickstoffKonzentration im Bereich der Stauhaltung Brandenburg. Die
Skala ist auf mehrjährige Medianwerte (Spalte „Total_50%“ in
den Attributtabellen) anzuwenden. (*1)
Vorschlag für eine Klassifikation von Fluss-Seen bzw.
eutrophierten Fließgewässern auf Basis trophischer Kriterien
(hier Parameter TP) nach BEHREND & OPITZ (1996). Die
Skala ist auf mehrjährige Mittelwerte anzuwenden.
Chemische Gewässergüteklassen für Fließgewässer nach LAWA
(1998) für den Parameter Gesamtphosphor (TP). Diese nicht
gewässertypspezifische Skala ist ausschließlich auf mehrjährige
90-Perzentile der Konzentration (Spalte „Total_90%“ in den
Attributtabellen) anzuwenden.
Chemische Gewässergüteklassen für Fließgewässer nach LAWA
(1998) für den Parameter Gesamtstickstoff (TN). Diese nicht
gewässertypspezifische Skala ist ausschließlich auf mehrjährige
90-Perzentile der Konzentration (Spalte „Total_90%“ in den
Attributtabellen) anzuwenden.
*1) zur Ableitung der Bewertungsmaßstäbe siehe 2.6.2.1 und 2.6.2.2
Eine Bewertung der Wassergüte für die untersuchten Gewässer sollte nicht auf Basis der
chemischen Gewässergüteklassifikation für Fließgewässer nach LAWA (1998) erfolgen. Sie
dient hier lediglich als Vergleichsrahmen. Die besondere Charakteristik der Gewässer im
Bereich der Stauhaltung Brandenburg (stark verlängerte Aufenthaltszeiten durch FlussSeen, starker Rückstaueinfluss) wird in dieser Klassifikation nicht ausreichend berücksichtigt. Vielmehr sind gesonderte, an der Trophie orientierte Bewertungsmaßstäbe für planktondominierte Fließgewässer und Fluss-Seen zu verwenden, wie sie innerhalb des Verbundprojektes Havelmanagement (Tab. 2-9, Tab. 2-12) oder von BEHREND & OPITZ (1996)
entwickelt wurden.
3.2.5 Laden der Hintergrundgrafik
Für den Fall, dass eine geeignete digitale topografische Karte nicht zur Verfügung steht,
wurde eine einfache Hintergrundgrafik erstellt. Diese enthält wesentliche Orientierungspunkte und Gewässerbezeichnungen innerhalb des Modellgebiets und kann den Darstellungen des Gewässernetzes unterlegt werden. Die Grafik liegt als georeferenzierte jpgDatei vor. Der zugehörige world-file trägt die Dateierweiterung „.jpgw“. Zum Laden der
Hintergrundgrafik unter ArcView wird die Erweiterung „JPEG Image Support“ benötigt.
72
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Kapitel 4 Literatur
ABP (2001): Abwasserbeseitigungsplan Berlin – Unter besonderer Berücksichtigung der
Immissionszielplanung; Senatsverwaltung für Stadtentwicklung; Berlin Oktober 2001
Behrendt, H. (2002): Nährstoffgehalte im Einzugsgebiet der Spree und ihre Veränderung;
In: Die Spree – Zustand, Probleme, Entwicklungsmöglichkeiten; Limnologie aktuell,
Band 10; Schweizerbart Stuttgart 2002
Behrendt, H., Opitz, D. (1996): Ableitung einer Klassifikation für die Gewässergüte von
planktondominierten Fließgewässern und Flußseen im Raum Berlin; Berichte des
IGB, Heft 1 (1996)
BfG (2002): Wasserwirtschaftliche Verhältnisse des Projekts 17; Gutachten der Bundesanstalt für Gewässerkunde im Auftrag der Wasserstraßen-Neubauämter Berlin und
Magdeburg, 4. Fassung; BfG-1355
BfG (2003): GLOWA Elbe I, Schlussbericht zur Teilaufgabe 2.3 „Ballungsraum Berlin/Untere Havel“; BfG-Bericht Nr. 1398; Koblenz November 2003
Bowie, G.L., Mills, W.B., Porcella, D.B., Campbell, C.L., Pagenkopf, J.R., Rupp, G.L., Johnson, K.M., Chan, P.W.H., Gherini, S.A., Chamberlin, C.E. (1985): Rates, Constants
and Kinetics Formulations in Surface Water Quality Modeling (Second Edition);
EPA/600/3-85/040.
Chapra, S.C. (1997): Surface water quality modeling; McGraw-Hill
DVWK (1996): Ermittlung der Verdunstung von Land- und Wasserflächen; Deutscher
Verband für Wasserwirtschaft und Kulturbau, DVWK-Merkblätter 238/1996
HEC (2002): US Army Corps of Engineers Hydraulic Engineering Center (HEC): HECRAS River Analysis System – Version 3.1; User’s manual, Hydraulic reference and
Applications guide; November 2002
Hillbricht-Ilkowska, A. (1999): Shallow lakes in lowland river systems: Role in transport and
transformations of nutrients and in biological diversity; Hydrobiologia 408/409:
349–358
Hoffmann, A. (1999): Mathematical modeling of phosphorus dynamics in rivers with special regard to phosphate remobilization from sediment; Dipl-Arbeit, Lehrstuhl für
Ökosysteme und Umweltinformatik der BTU Cottbus
James, A. (1992): An introduction to water quality modeling; Wiley
Jensen, J.P., Jeppesen, E., Kristensen, P., Christensen, P.B., Sondergaard, M. (1992): Nitrogen loss and denitrification as studied in relation to reductions in nitrogen loading in
a shallow danish hypertrophic lake; Int. Rev. ges. Hydrobiol. 77: 29–42
Jeppesen, E., Kristensen, P., Jensen, J.P., Soendergaard, M., Mortensen, E., Lauridsen, T.
(1991): Recovery resilience following a reduction in external phosphorus loading of
shallow, eutrophic danish lakes – duration, regulating factors and methods for overcoming resilience; Mem. Ist. ital. Idrobiol. 48: 127-148
Jokiel, C. (1995): Gewässergütesimulation natürlicher Fließgewässer; Mitteilungen des Instituts für Wasserbau und Wasserwirtschaft der RWTH Aachen, Nr. 103 (Dissertation);
Academia Verlag
Kalbe, L. (1973): Über Sauerstoff und Primärproduktion in hocheutrophen Seen des Havelgebietes; Habil. TU-Dresden, 113 S.
73
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Kleeberg, A., Kozerski, H-P. (1997): Phosphorus release in Lake Großer Müggelsee and its
implications for lake restoration; Hydrobiologia 342/343: 9-26
Kneis, D. (2002): Verkürzung der Verweilzeit des Wassers – Eine Option zur Verbesserung
der Wassergüte eines See-Fluss-Systems? Modelluntersuchung zur Möglichkeit einer
Durchflussaufhöhung und Analyse von Wassergüte-Abfluss-Beziehungen am Beispiel der Nieplitz (Brandenburg); Dipl.-Arbeit, Uni Potsdam, Inst. f. Geoökologie
Kneis, D., Knösche, R., Bronstert, A. (2004): Ist ein Netto-Nährstoffexport aus Flussgewässersedimenten eine realistische Option zur Trophiesenkung?; Beitrag zum Tag der
Hydrologie 2004 in Potsdam; Forum für Hydrologie und Wasserbewirtschaftung
Heft 05.04
Köhler, J., Hoeg, S. (2000): Phytoplankton selection in a river–lake system during two decades of changing nutrient supply; Hydrobiologia 424: 13–24
Köhler, J. (1994): Origin and succesion of phytoplankton in a river lake system; Hydrobiologia 289: 73–83
Krysanova, F. Wechsung, J. Arnold, R. Srinivasan, J. Williams (2000): Soil and Water integrated Model (SWIM), User manual; PIK Report Nr. 69
Lampert, W., Sommer, U. (1993): Limnoökologie; Thieme-Verlag
LAWA (1998): Beurteilung der Wasserbeschaffenheit von Fließgewässern in der Bundesrepublik Deutschland – Chemische Gewässergüteklassifikation, Länderarbeitsgemeinschaft Wasser, Berlin 1998
LUA (1995): Die Havel; Berichte des Landesumweltamt Brandenburg, Band 8; Potsdam
LUA (2002): Stoffeinträge in die Gewässer des Landes Brandenburg; Fachbeiträge des
Landesumweltamtes Brandenburg, Heft-Nr. 68; Potsdam 2002
Petzold, T., Siemens, K. (2002): Nutzung eines ökologischen Simulationsmodells im Entscheidungsfindungsprozess: Anwendung des Modells SALMO auf die Talsperre
Bautzen; Wasser und Boden 54/9: 42–48
Scheffer, M. (1998): Ecology of shallow lakes; 1st ed., Chapman & Hall
Schönfelder, I. (2004): Paläolimnologische Leitbildkonstruktion und biozönotisch basierte
Bewertungsansätze für Flussseen am Beispiel der Diatomeen; Kurzfassung des Abschlussberichts des Teilprojekts 1 für das Verbundprojekt “Bewirtschaftungsmöglichkeiten im Einzugsgebiet der Havel”, Potsdam, November 2004
Seitzinger, S. P. (1988): Denitrification in freshwater and coastal marine ecosystems: Ecological and geochemical significance; Limnology & Oceanography 33(4, part 2), 702–
724
Søndergaard, M., Jensen, J.P., Jeppesen, E. (2003): Role of sediment and internal loading of
phosphorus in shallow lakes; Hydrobiologia 506/509: 135–145
Søndergaard, M., Jensen, J.P., Jeppesen, E. (1999): Internal phosphorus loading in shallow
Danish lakes; Hydrobiologia 408/409: 145–152
UBA (1999): Nährstoffbilanzierung der Flussgebiete Deutschlands; Umweltbundesamt,
Texte 75/1999
Van der Molen, D.T., Boers, P.C.M. (1994): Influence of internal loading on phosphorus
concentration in shallow lakes before and after reduction of the external loading;
Hydrobiologia 275/276: 379–389
74
Teilprojekt 3 – Modellierung von Wasserhaushalt, Nährstoffeintrag und -transport
Windolf, J., Jeppesen, E., Jensen, J.P., Kristensen, P. (1996): Modeling of seasonal variation
in nitrogen retention and in-lake concentration: A four-year mass balance study in 16
shallow danish lakes; Biogeochemistry 33, 25–44
WSA (2003): Material zur Staubeiratssitzung 2002/2003 für die Untere Havel; Wasser- und
Schiffahrtsamt Brandenburg; Mai 2003
75

Geschichten der Deutschen Einheit

6. Juni 2015 - Heveller MC Werder(Havel)

Anmeldung: Skipper: Wolfgang Kösling, Tel.: 0151/226 980 07, Mail

Patent übernommen – Know How erweitert Brandenburg an der

Linda: Shetland 4 plus 2 - Unruh

Herbstseminar in Brandenburg vom 02.

Blütenfest & Tag der offenen Tür

Wie funktioniert der Marktplatz? Was ist der Marktplatz? Angebote

Gesund Lernen. Gesund Arbeiten. Gesund Altern

Bestellformular - Gartenbauverband Berlin