Ergebnisse der biologischen und chemischen Überwachung oberirdischer Gewässer

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1 Monitoringbericht 2014 Ergebnisse der biologischen und chemischen Überwachung oberirdischer Gewässer Tätigkeitsbericht 2012/ 2013 Entwicklung der Gewässergüte im Zeitraum Das Monitoring wurde anteilig aus Mitteln der Europäischen Union finanziert.

2 Titelbild: Monitoringstelle an der Wipper in Hachelbich Impressum: Ergebnisse der biologischen und chemischen Überwachung oberirdischer Gewässer - Tätigkeitsbericht 2012 / Entwicklung der Gewässergüte im Zeitraum Erstellt: Stand Juli 2014 Bearbeitung: Thüringer Landesanstalt für Umwelt und Geologie (TLUG) Abteilung 5 Wasserwirtschaft Referat 53 Flussgebietsmanagement Thüringer Landesanstalt für Umwelt und Geologie, Göschwitzer Straße 41, Jena Telefon ( ) 68 40, Telefax ( ) poststelle@tlug.thueringen.de

3 Inhaltsverzeichnis 1 Grundlagen Grundsätze der Gewässerüberwachung in Thüringen Flussgebietseinheiten und Teileinzugsgebiete in Thüringen Meteorologische und hydrologische Verhältnisse im Berichtszeitraum Monitoringprogramm für die Jahre 2012 und Überblicksüberwachung Operative Überwachung Ermittlungsmonitoring Gesamtübersicht Methodik der Bewertung Chemische Daten Biologische Daten Bewertungsalgorithmus zur OWK-Bewertung Untersuchungsergebnisse 2012 und Allgemeine physikalisch-chemische Beschaffenheit und Nährstoffbelastung Ergebnisse für den chemischen Zustand Prioritäre Stoffe Nitrat Ergebnisse für den ökologischen Zustand Flussgebietsspezifische chemische Stoffe (synthetische und nichtsynthetische Schadstoffe) Biologische Untersuchungen und Bewertung der Fließgewässer Bewertung der Talsperren Bewertung der Gewässer Übersicht der erhobenen Daten Allgemeine physikalisch-chemische Beschaffenheit und Nährstoffbelastung Organische Belastungen und Ammonium Phosphor Salzbelastungen Chemischer Zustand Schadstoffe Nitrat Ökologischer Zustand / ökologisches Potenzial /111

4 5.4.1 Fließgewässer Standgewässer Gesamtbewertung der Wasserkörper Themenbezogene Schwerpunkte Schwebstoffuntersuchungen/Trend Schwebstoffuntersuchungen zur UQN-Überwachung Schwebstoffuntersuchungen zur Trendermittlung Untersuchung von Schadstoffen in Fischen (Biota) Untersuchungsprogramm Gewinnung des Untersuchungsmaterials Laboranalytik Untersuchungsergebnisse Bewertung der Biota-Ergebnisse Pflanzenschutzmittel (PSM) Geogene Hintergrundwerte Wismut Salzbelastung der Gewässer im Wipper-Gebiet Zusammenfassung und Schlußfolgerungen Weiterführende Schriften und Quellen /111

5 Abbildungsverzeichnis: Abbildung 1: Die Flussgebietseinheiten in Deutschland Abbildung 2: Thüringens Anteil an den Flussgebietseinheiten (FGE) Abbildung 3: Abflussverhältnisse an der Werra im Bewertungszeitraum Abbildung 4: Abflussverhältnisse an der Weißen Elster im Bewertungszeitraum Abbildung 5: Abflussverhältnisse an der Saale im Bewertungszeitraum Abbildung 6: Abflussverhältnisse an der Unstrut im Bewertungszeitraum Abbildung 7: Karte der Fließgewässer-Messstellen mit Anorganik-Messprogrammen 2012 und Abbildung 8: Karte der Fließgewässer-Messstellen mit Organik-Messprogrammen 2012 und Abbildung 9: Lage der Talsperren > 50 ha in Thüringen Abbildung 10: Auszuwertende Biokomponenten für die Fließgewässer Abbildung 11: Auszuwertende Biokomponenten Standgewässer Abbildung 12: Bewertung der Oberflächengewässer Abbildung 13: Schema zur Ableitung des ökologischen Zustands Abbildung 14: Darstellung der Messwerte für Tributylzinn im Jahr Abbildung 15: Abfolge der Messstellen in den Saaletalsperren Abbildung 16: BSB 5 -Jahresmittelwerte der im Jahr 2011 überwachten Fließgewässer-Messstellen.. 42 Abbildung 17: Karte mit Bewertung der P gesamt -Konzentration an Fließgewässer-Messstellen Abbildung 18: Anteil der untersuchten Messstellen und der klassifizierten Jahresmittel für P- gesamt Abbildung 19: Teileinzugsgebiete mit Maßnahmebedarf zur P-Reduzierung Abbildung 20: Chloridbelastung der Oberflächengewässer in Teileinzugsgebieten Abbildung 21: Sulfatbelastung der Oberflächengewässer in Teileinzugsgebieten Abbildung 22: Karte mit Nitratbewertung an Fließgewässermessstellen Abbildung 23: Schwankungsbreite und jährl. Mittelwerte der Nitratmesswerte im Erlbach 52 Abbildung 24: Nitrat in der Unstrut im Jahr 2013 (Jahresmittelwerte) Abbildung 25: Nitrat in der Werra im Jahr 2013 (Jahresmittelwerte) Abbildung 26: Gewässergüteentwicklung (Saprobie) Abbildung 27: Vergleich der Zustandsklassen für die Saprobie bezogen auf OWK Abbildung 28: Saprobiebewertung - 2. Bewirtschaftungszeitraum Abbildung 29: Vergleich der Zustandsklassen für die Allgemeine Degradation bezogen auf OWK Abbildung 30: Bewertung der Allgemeinen Degradation - 2. Bewirtschaftungszeitraum Abbildung 31: Vergleich der Zustandsklassen für die Fischfauna bezogen auf OWK Abbildung 32: Bewertung der Fischfauna - 2. Bewirtschaftungszeitraum Abbildung 33: Vergleich der Zustandsklassen für Makrophyten / Phytobenthos bezogen auf OWK.. 60 Abbildung 34: Bewertung der Wasserpflanzen 2. Bewirtschaftungszeitraum Abbildung 35: Vergleich Ökolog. Zustand bzw. Potenzial bezogen auf OWK Abbildung 36: Karte Ökologischer Zustand/ Potenzial 1. Bewirtschaftungszeitraum Abbildung 37: Karte Ökologischer Zustand/ Potenzial 2. Bewirtschaftungszeitraum Abbildung 38: Lage der Probenahmestellen mit Schwebstoff-Untersuchungen Abbildung 39: Sedimentationskasten aus Edelstahl Abbildung 40: Probenahme der Schwebstoffe Abbildung 41: Arsen, Uran, Cadmium und Quecksilber im Schwebstoff Abbildung 42: Zink, Nickel, Kupfer und Blei im Schwebstoff Abbildung 43: Döbel (Biota Fische) Abbildung 44: Bachforelle (Biota Fische) Abbildung 45: Probenahmestellen für Biota Abbildung 46: Quecksilberkonzentrationen in den Mischproben (Biota Fische) Abbildung 47: PBDE in Mischproben (Biota Fische) Abbildung 48: Dioxine und dl-pcb (Biota Fische) Abbildung 49: ndl-pcb in Biota (Fische) Abbildung 50: Bentazon-Befunde (Jahresmittelwerte) Abbildung 51: Metazachlor und Metabolite an der Messstelle Saale Camburg-Stöben Abbildung 52: Gewässersystem der Loquitz und Messstellen Abbildung 53: Ermittlungsmessstellen für Kupfer an der oberen Ilm Abbildung 54: Wismut-beeinflusste OWK und Messstellen Abbildung 55: Sulfat im Gessenbach und der Weißen Elster-Gera uh, Abbildung 56: Uran an der Messstelle Weiße Elster-Gera uh, Abbildung 57: Ursachen für die Versalzung der Wipper Abbildung 58: Salzbelastung der Wipper im Fluss-Längsschnitt /111

6 Abbildung 59: Chloridgehalt 2013 an der Messstelle Wipper Hachelbich Abbildung 60: Wipper Hachelbich relative Anteile der Kationen 1992 und Abbildung 61: Chloridkonzentration von 1992 bis Abbildung 62: Artenanzahl Makrozoobenthos ab Abbildung 63: Verbreitung sensitiver Arten in der Wipper Abbildung 64: Mst. Wipper Sachsenburg Kamm-Laichkraut (Potamogeton pectinatus) /111

7 Tabellenverzeichnis: Tabelle 1: Die Teileinzugsgebiete in Thüringen und ihr Flächenanteil Tabelle 2: Jahresabflussmengen im Vergleich zur langjährigen Messreihe Tabelle 3: Untersuchte Fließgewässermessstellen 2012 und Tabelle 4: Erläuterung der Ergebnisdarstellung für chemische Daten in Klassen Tabelle 5: Bewertung von Nitrat mit Klassengrenzen Tabelle 6: Orientierungswerte der LAWA für Nährstoffe und Salze Tabelle 7: Darstellung für die Klassen des ökologischen Zustands/ Potenzials und Umschreibung Tabelle 8: Anzahl untersuchter Messstellen 2012/2013 und Ergebnisse für Nährstoffe und BSB Tabelle 9: Anzahl untersuchter Messstellen 2012/2013 und Ergebnisse der Salzparameter Tabelle 10: Anzahl untersuchter Messstellen und Ergebnisse für prioritäre Schwermetalle Tabelle 11: Anzahl untersuchter Messstellen und Teilergebnisse für Pflanzenschutzmittel Tabelle 12: Anzahl untersuchter Messstellen und Teilergebnisse für Industriechemikalien Tabelle 13: Anzahl untersuchter Messstellen und Teilergebnisse für Sonstige Schadstoffe Tabelle 14: Anzahl untersuchter Messstellen 2012/2013 und Ergebnisse für Nitrat Tabelle 15: Phytoplankton- Anzahl untersuchter Messstellen und Ergebnisse 2012/ Tabelle 16: Makrophyten und Phytobenthos - Gesamtbewertung - Ergebnisse 2012/ Tabelle 17: Makrophyten und Phytobenthos - Modul Diatomeen - Ergebnisse 2012/ Tabelle 18: Makrophyten und Phytobenthos - Modul Makrophyten - Ergebnisse 2012/ Tabelle 19: Makrophyten und Phytobenthos - Modul PoD - Ergebnisse 2012/ Tabelle 20: Makrozoobenthos - Modul Saprobie - Ergebnisse 2012/ Tabelle 21: Makrozoobenthos- Modul Allgemeine Degradation - Ergebnisse 2012/ Tabelle 22: Makrozoobenthos- Gesamtzustand - Ergebnisse 2012/ Tabelle 23: Fische - Anzahl untersuchter Messstellen und Ergebnisse 2012/ Tabelle 24: Talsperren (PhytoSee) Bewertung Tabelle 25: trophische Bewertung der Talsperren 2012 und in Abhängigkeit vom See typ Tabelle 26: Probenanzahl mit chemischen Untersuchungen 2009 bis Tabelle 27: NH4-N-Konzentrationen in Thüringer Fließgewässern Tabelle 28: Phosphorkonzentrationen in Thüringer Fließgewässern (Jahresmittelwerte) 45 Tabelle 29: Auflistung der OWK mit nicht gutem Chemischen Zustand und dessen Ursache Tabelle 30: Nitratkonzentrationen in Thüringer Fließgewässern Tabelle 31: Wasserkörper mit UQN-Überschreitung Nitrat Tabelle 32: Bewertung der Talsperren in Thüringen ( ) Tabelle 33: UQN im Schwebstoff für flussgebietsspezifische Schadstoffe Tabelle 34: Parameter für das Trendmonitoring Tabelle 35: Mittelwerte für Dioxine/Furane aus 7 Schwebstoffproben an 7 Messstellen Tabelle 36: Mittelwerte für ndl-pcb aus 11 Schwebstoffproben Tabelle 37: Zusammenfassung Probenahmedaten für Biota Tabelle 38: Untersuchte Parameter in Biota und Bestimmungsgrenzen Tabelle 39: weitere prioritäre Stoffe in den Filets Tabelle 40: Ergebnisse Glyphosat und AMPA für 2011/ 2012 an ausgewählten Messstellen Tabelle 41: Metalle und ph-wert in Wasserproben - Obere Loquitz, Tabelle 42: Metalle in Wasserproben - Obere Loquitz, Einzelwerte aus JENA-GEOS [2007] Tabelle 43: Metalle in Wasser und Schwebstoff - obere Loquitz und Kleine Sormitz, Tabelle 44: Metalle im Schwebstoff im Längsschnitt der Loquitz, Tabelle 45: Cadmium in Wasser in der Loquitz und Sormitz, Tabelle 46: Zink und Kupfer im Schwebstoff in der Loquitz und Sormitz, Tabelle 47: Kupfer im Schwebstoff in OWK mit UQN-Überschreitung, Jahresmittelwerte Tabelle 48: Cadmium im Wasser an der Werra-Messstelle Saarmündung oh, Tabelle 49: Zusammenstellung angepasste UQN / weniger strenge Bewirtschaftungsziele Tabelle 50: Untersuchungsergebnisse für die OWK Wipse und Gessenbach Tabelle 51: Untersuchungsergebnisse für die OWK Fuchsbach und Pöltzschbach Tabelle 52: Untersuchungsergebnisse für den OWK Mittlere Weiße Elster Tabelle 53: Weniger strenge Bewirtschaftungsziele für Wismut-beeinflusste OWK Tabelle 54: Ionenkonzentrationen in der Wipper am Pegel Hachelbich Tabelle 55: Gütezustand der Wipper /111

8 1 Grundlagen Die Europäische Union hat mit der Richtlinie 2000/60/EG zur Schaffung eines Ordnungsrahmens für Maßnahmen der Gemeinschaft im Bereich der Wasserpolitik (EG- Wasserrahmenrichtlinie - WRRL) für alle Mitgliedsstaaten der EU einheitlich geltende Umweltziele für den Schutz der Oberflächengewässer aufgestellt. Als Hauptziel wird angestrebt, dass Flüsse, Seen, Küstengewässer und Grundwasser nach Möglichkeit bis spätestens bis einen guten chemischen und ökologischen Zustand erreichen. Ein bereits erreichter (sehr) guter Zustand ist zu erhalten. Als Referenz gilt die natürliche Vielfalt an Pflanzen und Tieren in den Gewässern, ihre unverfälschte Gestalt und Wasserführung und die natürliche Qualität des Oberflächen- und Grundwassers. Die wichtigsten Elemente der zielgerichteten und koordinierten Planung für den Schutz der Gewässer sind die Bewirtschaftungspläne und Maßnahmenprogramme für Flussgebiete bzw. Teilbereiche der Flussgebiete. Der Bewirtschaftungsplan ist Grundlage für die einzugsgebietsbezogene Gewässerbewirtschaftung. Er ist Leitlinie für die Entwicklung von Gewässern und maßgebend für die Bedingungen und Auflagen, die bei Maßnahmen und Vorhaben in und an Gewässern erforderlich sind. Der erste Bewirtschaftungsplan beinhaltet Regelungen für den Zeitraum Die im Bewirtschaftungszeitraum stattfindenden Veränderungen sollen mit einem Gewässermonitoring erfasst und sichtbar gemacht werden. Nach Artikel 8 der EG- Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) sind deshalb für die Überwachung der Oberflächengewässer Programme aufzustellen, die einen zusammenhängenden und umfassenden Überblick über den Zustand der Gewässer ermöglichen. 1.1 Grundsätze der Gewässerüberwachung in Thüringen Die kontinuierliche Überwachung des chemischen und ökologischen Zustands der Gewässer ist das von der WRRL vorgesehene Kontrollinstrument für die Erfüllung der von der Europäischen Kommission vorgegebenen Umweltziele. Das Gewässermonitoring soll die stofflichen und hydromorphologischen Belastungen der Oberflächenwasserkörper (OWK) und den Zustand der Gewässerbiozönosen ermitteln und dokumentieren. Im Einzelnen sind die folgenden Aufgaben zu realisieren: Ermittlung des chemischen und ökologischen Zustands der Fließ- und Standgewässer, Überprüfung bisher vorliegender Untersuchungsergebnisse (Verifizierung), Beobachtung langfristiger Entwicklungen (Trenduntersuchungen), Kontrolle der Einhaltung des Verschlechterungsverbotes, 8/111

9 Feststellung des Ausmaßes und der Auswirkungen von Gewässerverunreinigungen, Grundlagenermittlung für Maßnahmenplanungen im Zuge der Umsetzung der WRRL, Erfolgskontrolle nach der Maßnahmendurchführung. Die Verordnung zum Schutz der Oberflächengewässer [OGewV] 1, welche am 20. Juli 2011 in Kraft getreten ist, stellt den fachlichen und verwaltungsrechtlichen Handlungsrahmen für die Überwachung und Bewertung der Beschaffenheit der Oberflächengewässer dar. Das Kalenderjahr bildet einen Monitoringzeitraum. Im Gewässermonitoring werden die Überblicksüberwachung, die operative Überwachung und die Überwachung für Ermittlungszwecke unterschieden. Im Rahmenkonzept der LAWA [2012] sind nähere Erläuterungen zum Messumfang und Bewertungsmethoden beschrieben. Ein Monitoringrahmenkonzept [TLUG, 2008] regelt die Grundsätze der Überwachung der Oberflächengewässer in Thüringen. Dieses wird kontinuierlich fortgeschrieben. Die erste vollständige Bewertung des ökologischen und chemischen Zustands aller Thüringer Oberflächenwasserkörper fand im Zeitraum statt (1. Bewertungsperiode). Das derzeit anzuwendende Rahmenkonzept gilt für die 2. Bewertungsperiode ( ). Innerhalb dieses Zeitraums wird im Rahmen der Jahresmonitoringprogramme der ökologische und chemische Zustand aller Thüringer OWK sukzessiv erneut bewertet (Zweitbewertung). Die Durchführung des jährlichen Gewässermonitorings erfolgt nach einem für Thüringen erarbeiteten Handbuch [TLUG, 2010]. Dieses Handbuch regelt sowohl die Planung und Ausführung des Monitorings als auch die Auswertung der bei den verschiedenen Überwachungsmaßnahmen anfallenden Daten und stellt somit das Handlungsinstrument für die Kontrolle und Beschreibung der biologischen und chemischen Qualität der Thüringer Gewässer dar. Der vorliegende Monitoringbericht stellt im Sinne eines Tätigkeitsberichtes die Thüringer Aktivitäten zur Ermittlung und Bewertung des chemischen und ökologischen Zustands der Oberflächengewässer für die Jahre 2012 und 2013 zusammen und beschreibt anhand der 1 Diese Verordnung dient der Umsetzung der - Richtlinie 2000/60/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 23. Oktober 2000 zur Schaffung eines Ordnungsrahmens für Maßnahmen der Gemeinschaft im Bereich der Wasserpolitik (ABl. L 327 vom , S. 1), die zuletzt durch die Richtlinie 2009/31/EG (ABl. L 140 vom , S.114) geändert worden ist - Richtlinie 2008/105/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 16. Dezember 2008 über Umweltqualitätsnormen im Bereich der Wasserpolitik und zur Änderung und anschließenden Aufhebung der Richtlinien des Rates 82/176/EWG, 83/513/EWG, 84/156/EWG, 84/491/EWG und 86/280/EWG sowie zur Änderung der Richtlinie 2000/60/EG (ABl. L 348 vom , S.84). - Richtlinie 2009/90/EG der Kommission vom 31. Juli 2009 zur Festlegung technischer Spezifikationen für die chemische Analyse und die Überwachung des Gewässerzustands gemäß der Richtlinie 2006/60/EG des Europäischen Parlaments und des Rates (ABl. L 201 vom , S. 36) 9/111

10 Untersuchungsergebnisse den aktuellen Zustand der Gewässer. Zugleich enthält der Bericht bei Überschreitungen von Umweltqualitätsnormen (UQN) Vorschläge für die Ursachenermittlung und -beseitigung sowie Schlussfolgerungen für die Weiterführung des jährlichen Monitorings. Im zweiten Teil fasst der Bericht über die Ergebnisse der Monitoringzyklen 2012 und 2013 hinausgehend wesentliche Aktivitäten und Überwachungsergebnisse für den Gesamtzeitraum 2009 bis 2013 zusammen und stellt für ausgewählte Parameter die Entwicklung der Gewässergüte in den Thüringer Oberflächengewässern anhand eines Vergleichs von Daten aus dem Zeitraum bis 2008 mit den aktuellen Bewertungsdaten dar. 10/111

11 1.2 Flussgebietseinheiten und Teileinzugsgebiete in Thüringen Die EG-WRRL unterteilt Europa in Flussgebietseinheiten (FGE). Deutschland ist an 10 FGE beteiligt. Davon sind 6 international. Abbildung 1 zeigt die Flussgebietseinheiten in Deutschland. Abbildung 1: Die Flussgebietseinheiten in Deutschland Das Territorium des Freistaates Thüringen ist Teil von drei Flussgebietseinheiten (Elbe, Weser, Rhein), allerdings mit sehr unterschiedlichen Flächenanteilen, wie die Abbildung 2 und Tabelle 1 erkennen lassen. 11/111

12 Abbildung 2: Thüringens Anteil an den Flussgebietseinheiten (FGE) Tabelle 1: Die Teileinzugsgebiete in Thüringen und ihr Flächenanteil FGE Fläche Anteilige Fläche in Thüringen km 2 Teileinzugsgebiete km 2 Saale/Ilm Elbe Weiße Elster/Pleiße Unstrut Weser Werra/Leine Rhein Mainzuflüsse Meteorologische und hydrologische Verhältnisse im Berichtszeitraum Die meteorologische und hydrologische Situation wird in gesonderten Jahresberichten Oberirdische Gewässer, quantitativ durch die TLUG ausgewertet. Bei der Bewertung von chemischen und biologischen Qualitätskomponenten sind die Einflüsse von Hochwasser- und Niedrigwasserperioden zu berücksichtigen. Für vier Pegel der wichtigsten Flüsse in Thüringen sind beispielhaft die Jahreskenndaten im Vergleich zum langjährigen Mittel in der Tabelle 2 aufgeführt. 12/111

13 Tabelle 2: Jahresabflussmengen im Vergleich zur langjährigen Messreihe Pegel langj. MQ Reihe Jahresmittel in m³/s m³/s Werra Gerstungen 30, Unstrut Oldisleben 18, Saale Camburg- Stöben Weiße Elster Gera- Langenberg 32, , ,5 30,7 27,6 28,9 37,5 17,1 25,3 22,4 13,1 29,6 27,3 45,7 34,8 24,7 44,3 14,8 26,0 17,1 13,5 24,9 Die Jahre 2010 und 2013 fallen durch überdurchschnittlich hohe Abflussmengen auf. In den nachfolgenden Grafiken ist die zeitliche Verteilung der Abflussereignisse und der Vergleich zu den langjährigen Monatsmitteln dargestellt. Abbildung 3: Abflussverhältnisse an der Werra im Bewertungszeitraum /111

14 Abbildung 4: Abflussverhältnisse an der Weißen Elster im Bewertungszeitraum Abbildung 5: Abflussverhältnisse an der Saale im Bewertungszeitraum /111

15 Abbildung 6: Abflussverhältnisse an der Unstrut im Bewertungszeitraum Das Hochwasser vom Mai und Juni 2013 war durch außerordentliche Abflüsse geprägt. In den betroffenen Regionen wurde an mehreren Pegeln in Bezug auf die jeweilige langjährige Messreihe ein HQ100 erreicht. Auslöser waren ungewöhnlich hohe Niederschlagsmengen Ende Mai und Anfang Juni Auffällig sind in allen Jahren die länger anhaltenden Niedrigwasserperioden im Sommer und Herbst. 2 Monitoringprogramm für die Jahre 2012 und 2013 Die kontinuierliche Überwachung des chemischen und ökologischen Zustands der Gewässer wurde 2012 und 2013 hinsichtlich der Anzahl der zu untersuchenden Messstellen und des Parameterfeldes im langjährig praktizierten Umfang sowohl bei der Überblicksüberwachung als auch der operativen Überwachung und den Ermittlungsmonitorings realisiert. Die mit Inkrafttreten der Bundesverordnung zum Schutz der Oberflächengewässer [OGewV, 2011] verbundenen neuen inhaltlichen und methodischen Anforderungen an das Monitoring wurden berücksichtigt. In den Monitoringjahren 2012 und insbesondere 2013 waren Extremereignisse (Hoch- /Niedrigwasser) zu beobachten (vgl. Kapitel 1.3 Meteorologische und hydrologische Verhältnisse im Berichtszeitraum ). 15/111

16 2.1 Überblicksüberwachung An den Überblicksmessstellen wurden die chemischen Untersuchungen der allgemeinen physikalisch-chemischen Parameter (Anorganik) wie in den Vorjahren fortgesetzt. Zur Überprüfung des chemischen und des ökologischen Zustandes wurden an den Überblicksmessstellen neben den Schwermetallen in der Wasserphase die folgenden organischen Schadstoffgruppen analysiert: 12x im Jahr (prioritäre Stoffe und andere Schadstoffe) 2012: PAK, Zinnorganika, PSM (Metabolite,Phosphorsäureester), Alkylphenole, Chlorphenole, Chloralkane 2013: PAK, Zinnorganika, Komplexbildner, LHKW, SHKW, Chlorbenzene, Alkylphenole, Chlorphenole, Phthalate, PSM (Triazine/Urone, Phenoxyalkan-carbonsäuren, Phosphorsäureester), Chloralkane, PBDE 4-6x im Jahr (nicht prioritäre Stoffe) 2012: Chlornitrobenzene, Chlornitrotoluole, Alkylamine, Komplexbildner, Arzneimittel (6x/Jahr) 2013: Arzneimittel (4x/Jahr) 4x im Jahr 2012 und 2013 Probenahme und Untersuchung von Schwebstoffen zur Überprüfung von UQN der Stoffe Cu, Zn, As und PCB sowie Analytik weiterer Schadstoffe als Trendmonitoring 2.2 Operative Überwachung In den Jahren 2012 und 2013 wurden 21 bzw. 6 OWK mit deren Monitoringstellen komplett biologisch und chemisch untersucht, so dass eine Neubewertung oder Verifizierung der vorliegenden Bewertungen möglich wurde. 2.3 Ermittlungsmonitoring Auf Grund festgestellter Qualitätsnormüberschreitungen oder im Zusammenhang mit aktuellen Fragestellungen wurde in 2012 und 2013 das nachstehend genannte Ermittlungsmonitoring fortgesetzt. Weiße Elster, Pleiße - Behördliche Überwachung des Einflusses aus dem Wismut Gebiet Werra-Gebiet - Einfluss der Kaliindustrie (biologische und chemische Untersuchungen) Wipper und Bode - Einfluss der Kalihalden im Südharz (biologische und chemische Untersuchungen) PSM-Untersuchungen in landwirtschaftlich geprägten OWK PAK im Gerstenbach (Rositz) und in der Pleiße 16/111

17 2.4 Gesamtübersicht Im Rahmen des Gewässermonitorings wurden im Jahre 2012 und 2013 insgesamt 199 bzw. 183 Messstellen an Fließgewässern überprüft. Die einzelnen Messstellen wurden in Abhängigkeit vom jeweiligen Überwachungsziel in unterschiedlichem Umfang beprobt und dabei entweder nur chemisch oder chemisch und biologisch untersucht. Tabelle 3: Untersuchte Fließgewässermessstellen 2012 und 2013 gesamt 2012 untersucht 2013 untersucht Messstellen in Fließgewässern davon Überblicksmessstellen davon operative Messstellen und Messstellen zu Ermittlungszwecken Abbildung 7 und Abbildung 8 zeigen die Fließgewässermessstellen, welche in den Jahren 2012 und 2013 Bestandteil des Untersuchungsprogramms waren. Die Untersuchung der Schwermetalle erfolgte bis zum Jahr 2013 an den Überblicksmesstellen und den operativen Monitoringstellen, die im Rahmen der EU-Fischgewässerrichtlinie zu überwachen waren sowie in einigen Schwerpunktgebieten mit Relevanz für Metalle (siehe Abbildung 7). Die Überwachung von organischen Schadstoffen in den Fließgewässern beschränkte sich 2012 und 2013 auf die Überblicksmessstellen und wenige ausgewählte Gebiete (siehe Abbildung 8). 17/111

18 Abbildung 7: Karte der Fließgewässer-Messstellen mit Anorganik-Messprogrammen 2012 und 2013 Abbildung 8: Karte der Fließgewässer-Messstellen mit Organik-Messprogrammen 2012 und /111

19 Neben den Fließgewässern werden die Standgewässer ab einer Wasserfläche von 50 ha untersucht und bewertet. Seen in dieser Größe existieren in Thüringen von Natur aus nicht. Es existieren jedoch 13 Talsperren dieser Größenordnung mit Seecharakter (siehe Abbildung 9). Abbildung 9: Lage der Talsperren > 50 ha in Thüringen Zu bewerten ist somit das ökologische Potenzial nach den deutschlandweit gültigen Bewertungsverfahren für Seen (siehe Kapitel 4.4 Bewertung der Talsperren). 19/111

20 3 Methodik der Bewertung 3.1 Chemische Daten Die chemischen Daten für Parameter mit Umweltqualitätsnormen (Stoffe aus Anlage 5 und 7 der OGewV) werden grundsätzlich nach den Vorgaben der WRRL als Jahresdurchschnittskonzentrationen und/oder als zulässige Höchstkonzentrationen mit den entsprechenden Qualitätsnormvorgaben gemäß Handbuch zur Durchführung und Auswertung des chemischen und biologischen Monitorings in den Thüringer Oberflächengewässern [TLUG 2010] verglichen (Compliance Check). Die Klassifizierung der chemischen Messdaten geht über die in der WRRL übliche Bewertung der Ergebnisse als gut/nicht gut hinaus und erfolgt in Thüringen zusätzlich gemäß der Empfehlung der Flussgebietsgemeinschaft Elbe (FGG Elbe) 4-stufig. Diese Bewertungskriterien und Fallgruppen sind in der folgenden Tabelle 4 zusammengefasst. Tabelle 4: Erläuterung der Ergebnisdarstellung für chemische Daten in Klassen Vergleich der Kennwerte mit der Umweltqualitätsnorm (UQN) Fallgruppen-Beschreibung Chem. Zustand WRRL QualityStatusCode WFD-Code (Datenschablone) Statistischer Kennwert (Jahres-Mittelwert oder Jahres-Maximum) < halbe UQN sehr gut Statistischer Kennwert (Jahres-Mittelwert oder Jahres-Maximum) > halbe UQN, Monitoring geht weiter (Vorsorge, Trendbeobachtung) Statistischer Kennwert (Jahres-Mittelwert oder Jahres-Maximum) > UQN (>einfache UQN = QualityStatusCode=3) einfache Überschreitung Statistischer Kennwert (Jahres-Mittelwert oder Jahres-Maximum) > 2*UQN (>doppelte QN = QualityStatusCode=4) gut 1 gut 2 nicht gut 3 nicht gut 4 Sofern der geogene Hintergrund von Metallen/Metalloiden in bestimmten OWK größer als die Umweltqualitätsnorm ist, erfolgt eine dem geogenen Hintergrund entsprechende Neufestlegung der UQN. Die Neufestlegung gilt nur in den betroffenen OWK und führt in der schadstoffbezogenen Bewertung in einigen Fällen zu einer besseren Bewertung (siehe auch Kapitel 5.3 Chemischer Zustand und 6.4 Geogene Hintergrundwerte). Die Umweltqualitätsnorm für Nitrat beträgt 50 mg/l (Jahresdurchschnittswert). Dieser Wert ist entgegen der übrigen Werte für chemische Schadstoffe nicht unmittelbar ökotoxikologisch begründet. Vielmehr leitet er sich aus der entsprechenden Anforderung an Trinkwasser ab. Nitrat lässt sich mit den üblichen Aufbereitungsverfahren nicht aus dem Rohwasser entfer- 20/111

21 nen, daher ist der Trinkwassergrenzwert auf das Rohwasser (Grundwasser) übertragen worden. Wegen der Verbindung des Grundwassers mit oberirdischen Gewässern gilt die Umweltqualitätsnorm gleichermaßen für beide Arten von Gewässern. Ab 2010 ist als zusätzliche Fallgruppe ein Übergangsbereich zwischen 37,5 und 50 mg/l eingeführt worden. Für den Bereich von der halben UQN (25) bis zur UQN (50) wird eine Klassengrenze von 37,5 mg/l NO3 als Warnwert (75%-Wert der UQN) verwendet. Damit heben sich erhöhte Konzentrationsverhältnisse besser von den eindeutig nitratarmen Messstellen ab. Die Überschreitung der doppelten UQN in Bezug auf den Jahresmittelwert (Bewertungsstufe 4) kommt bei Nitrat in Thüringen nicht vor. Tabelle 5: Bewertung von Nitrat mit Klassengrenzen Nitrat UQN (Jahresmittelwert) Zustand WFD-Code <=25 mg/l NO3 gut 1 >25 <=37,5 mg/l NO3 gut 2 >37,5 <=50 mg/l NO3 gut 2 >50 <=100 mg/l NO3 nicht gut 3 >100 mg/l NO3 nicht gut 4 Die Bewertungsergebnisse bezogen auf die Wasserkörper sind im Anhang 4 dieses Berichtes dargestellt. Den allgemeinen physikalisch-chemischen Qualitätskomponenten kommt eine unterstützende Bedeutung bei der Beurteilung des ökologischen Zustandes/Potenzials zu. Die Qualitätskomponenten dienen: - der Ergänzung und Unterstützung der Interpretation der Ergebnisse für die biologischen Qualitätskomponenten (BQK) im Rahmen der Analyse aller Belastungsfaktoren - als Beitrag zur Ursachenklärung im Falle mäßigen oder schlechteren ökologischen Zustands/Potenzials, - der Maßnahmenplanung in Zusammenhang mit den biologischen und den ebenfalls unterstützenden hydromorphologischen Qualitätskomponenten und - der Erfolgskontrolle bei der Umsetzung von Maßnahmen. Für die relevanten und geeigneten Messgrößen (Parameter) wurden bundesweit [LAWA 2007] Orientierungswerte unter Berücksichtigung der Gewässertypen festgelegt. Orientierungswerte sind keine rechtsverbindlichen Grenzwerte. Die Einhaltung der Orientierungswerte gilt als Voraussetzung, um einen guten ökologischen Zustand der biologischen Qualitätskomponenten erlangen zu können. 21/111

22 Die Nichteinhaltung eines Orientierungswertes ist ein Hinweis auf ein spezifisches, ökologisch wirksames Defizit, welches die Etablierung des guten ökologischen Zustands/ Potenzials verhindert. In Thüringen wurden für die Fließgewässer die folgenden Parameter zur Bewertung der Nährstoffverhältnisse, des Sauerstoffhaushaltes und des Salzgehaltes verwendet: Tabelle 6: Orientierungswerte der LAWA für Nährstoffe und Salze Orientierungswerte gemäß LAWA-RAKON-Arbeitspapier Teil B, AP II, Stand 03/2007 Orientierungswert Phosphor 0,1 mg/l bei Gewässertypen 9.2; 17 (P- gesamt) 0,15 mg/l bei Gewässertypen 5; 5.1; 6; 6_K, 7; 9; 9.1; 9.1_K, 18 Orientierungswert Ammonium (als NH 4 -N): 0,3 mg/l Orientierungswert BSB 5 : 6 mg/l bei Gewässertypen 9.2; 17 (Biologischer Sauerstoffbedarf) 4 mg/l bei Gewässertypen 5; 5.1; 6; 6_K, 7; 9; 9.1; 9.1_K, 18 Orientierungswert Chlorid: 200 mg/l Orientierungswert Sulfat: 400 mg/l nur für Gewässertypen 9; 9.1; 9.2; 17 Zur Charakterisierung der allgemeinen physikalisch-chemischen Beschaffenheit der Oberflächengewässer wird der Jahresmittelwert mit den entsprechenden Orientierungswerten verglichen. In den vergangenen Jahren wurde die Übereinstimmung der Orientierungswerte mit den biologischen Befunden umfangreich überprüft. Dies führte bei einigen Parametern zur Anpassung, so beispielsweise bei Ammonium, zudem wurde die Palette um einige Parameter erweitert [LAWA 2014]. Die Auswertung der hier vorliegenden Daten erfolgte nach den Orientierungswerten aus Für die Bewertung des Nährstoffs Phosphor wurde zusätzlich zur Einschätzung gut (Orientierungswert eingehalten) oder nicht gut (Orientierungswert nicht eingehalten) eine 5- stufige Klassifikation gewählt, um die Belastungsschwerpunkte besser darzustellen und die Priorisierung für den Maßnahmenbedarf damit zu dokumentieren. Konzentrationsbereiche zur Klassifizierung für Phosphor- gesamt bis 0,05 mg/l 0,05-0,1 mg/l 0,1-0,15 mg/l 0,15-0,3 mg/l über 0,3 mg/l 22/111

23 3.2 Biologische Daten Zur Bewertung werden folgende biologische Qualitätskomponenten herangezogen: - Phytoplankton (Algen) - Makrozoobenthos (Wirbellosenfauna der Gewässersohle) - Makrophyten/Phytobenthos (Wasserpflanzen) - Fische Die Bewertung erfolgt anhand eines SOLL IST - Vergleiches mit bundesweit einheitlichen und europaweit interkalibrierten Bewertungssystemen (siehe Abbildung 10). Dabei werden die vor Ort nachgewiesenen Organismen mit denen verglichen, die an diesem Ort natürlicher Weise vorkommen sollten. Diese sogenannten Referenzzönosen sind gewässertypabhängig. Für die Fließ- und Standgewässer sind diese in den bundesweit geltenden Steckbriefen grob umrissen: - Fließgewässersteckbriefe ( - Seensteckbriefe ( An den Fließgewässermessstellen werden in der Regel das Makrozoobenthos, die Makrophyten/Phytobenthos und die Fische untersucht. Das Phytoplankton wird verfahrenskonform nur an großen Fließgewässern wie z. B. der Saale, Unstrut oder Werra untersucht. Abbildung 10: Auszuwertende Biokomponenten für die Fließgewässer 23/111

24 Auch die Talsperren werden anhand der Lebensgemeinschaften bewertet. Abweichend von den natürlichen Gewässern werden hier diejenigen biologischen Qualitätskomponenten überwacht, die für die Zielverfehlung (also die Belastung) kennzeichnend sind. Hier sind aufgrund der spezifischen Nutzungen weder das Makrozoobenthos, welches Defizite in der Uferstruktur anzeigt, noch die Fische bewertungsrelevant [LAWA 2013/1]. Da zu hohe Nährstoffbelastungen die Hauptbelastung bei Standgewässern darstellen, stehen die trophieanzeigenden Qualitätskomponenten im Vordergrund. Hier sind die Makrophyten und das Phytobenthos aufgrund der Wasserstandsschwankungen in der Regel nicht bewertbar. In Thüringen wird daher bei den Talsperren nur das Phytoplankton bewertet. Dieses bildet die trophische Belastung im Freiwasser (Pelagial) ab und ist für die Thüringer Talsperren die empfindlichste Qualitätskomponente. Bewertet wird dieses mit dem bundesweit gültigen Bewertungsverfahren PhytoSee (siehe Abbildung 11). Abbildung 11: Auszuwertende Biokomponenten Standgewässer Die biologischen Qualitätskomponenten werden mit den Bewertungssystemen an jeder Messstelle einzeln bewertet. Die Bewertungsskala ist fünfstufig und reicht von sehr gut bis schlecht. Wasserbauliche Eingriffe in die Gewässermorphologie verursachen häufig einen unzureichenden ökologischen Zustand. Sofern die Gründe für die Eingriffe und die damit verbundenen Nutzungen des Gewässers unumkehrbar sind oder aufrecht zu halten sind, werden die Gewässer als erheblich verändert eingestuft. Bei der Bewertung werden die unverän- 24/111

25 derbaren Umstände berücksichtigt und die SOLL-Schwelle entsprechend niedriger angesetzt. Grundsätzlich besteht aber immer ein gewisses Maß an möglichen Verbesserungen, weshalb diese Gewässerkategorie anhand ihres ökologischen Potenzials bewertet wird. Das Gleiche gilt für künstlich angelegte Gewässer. Talsperren sind definitionsgemäß durch den Aufstau erheblich veränderte Gewässer und werden wie Seen bewertet. Bei der Bewertung des ökologischen Potenzials werden im Gegensatz zu natürlichen Gewässern die beiden Klassen sehr gut und gut zu gut und besser zusammengefasst. Die schlechteste Bewertung bestimmt die Einstufung des ökologischen Potenzials (Worst-Case- Prinzip). Tabelle 7: Darstellung für die Klassen des ökologischen Zustands/ Potenzials und Umschreibung Klasse (numerisch) Symbolik für den ökologischen Zustand (Text und Farbe) Symbolik für das ökologische Potenzial (Text und Farbe) Kurzcharakteristik (Anlehnung an die DIN EN ISO : ) 1 sehr gut physikalisch-chemisch und hydromorphologisch keine oder nur sehr geringfügige anthropogene Änderungen. Biologisch ohne störende Einflüsse und entsprechend dem jeweiligen Gewässertyp. 2 gut gut und besser biologisch geringe anthropogene Abweichungen 3 mäßig mäßig 4 unbefriedigend unbefriedigend 5 schlecht schlecht mäßige anthropogene Abweichungen und signifikante, stärkere Störungen biologisch stärkere Veränderungen, Biozönosen weichen erheblich vom Referenzzustand ab biologisch erhebliche Veränderungen, große Teile der natürlicherweise auftretenden Biozönosen fehlen 3.3 Bewertungsalgorithmus zur OWK-Bewertung Die Messwerte der biologischen und chemischen Überwachung werden für jede Messstelle einzeln nach dem Schema in Abbildung 12 klassifiziert. Sofern mehrere Messstellen in einem Wasserkörper existieren, gehen die Ergebnisse der biologischen Qualitätskomponenten prozentual gewichtet in die Gesamtbewertung für den Wasserkörper ein. Die Ergebnisse der Messstellen werden zu einem Ergebnis pro Wasserkörper zusammengeführt. Die schlechteste Bewertung innerhalb der vier Organismengruppen bestimmt gemäß WRRL die Gesamtbewertung der biologischen Komponenten für den Gewässerabschnitt. Jede Gruppe muss daher mindestens mit gut bewertet sein, um den guten Gewässerzustand anzuzeigen(siehe Abbildung 13). [TLUG 2014] Die Bewertung des chemischen Zustands erfolgt auf der Basis der UQN-Bewertung der Stoffe gemäß Anlage 7 OGewV (siehe Anhang 1). 25/111

26 Der ökologische Zustand wird auf Grundlage der Ergebnisse der biologischen Untersuchungen bestimmt. Zusätzlich werden die in Anlage 5 OGewV aufgeführten chemischen Parameter (flussgebietsspezifische Schadstoffe) in die Bewertung einbezogen (siehe Anhang 2). Bewertung Oberflächengewässer chemischer Zustand + ökologischer Zustand Schadstoffe gut Biologische sehr gut lt. Anlage 7 nicht gut Qualitäts- gut OGewV (2011) komponenten + mäßig flussgebietsspez. unbefriedigend Schadstoffe schlecht lt. Anlage 5 OGewV (2011) Abbildung 12: Bewertung der Oberflächengewässer Bei Qualitätsnormüberschreitungen können diese die Ergebnisse der biologischen Untersuchungen nach folgendem Schema (Abbildung 13) abwerten. Abbildung 13: Schema zur Ableitung des ökologischen Zustands 4 Untersuchungsergebnisse 2012 und Allgemeine physikalisch-chemische Beschaffenheit und Nährstoffbelastung Zur Charakterisierung der allgemeinen physikalisch-chemischen Beschaffenheit der Oberflächengewässer werden in Thüringen die Parameter BSB 5 (Biologischer Sauerstoffbedarf), Chlorid und Sulfat herangezogen. Die Nährstoffbelastung wird anhand der Phosphor (als P gesamt ) und Ammoniumgehalte (als NH 4 -N) beurteilt. 26/111

27 Die Bewertung erfolgt durch Vergleich des Mittelwertes der gemessenen Konzentrationen mit den entsprechenden Orientierungswerten der LAWA bzw. für Thüringen abweichend definierte Qualitätsziele (weniger streng bei P- gesamt ). Die Einhaltung der Orientierungswerte (siehe Tabelle 6) ist Voraussetzung dafür, dass die biologischen Qualitätskomponenten eine gute ökologische Zustandsklasse erreichen können. Thüringenweit wurden im Jahre 2012 an 130 Messstellen und 2013 an 143 Messstellen die Phosphor-, Ammonium- und BSB 5 -Konzentrationen im Gewässer ermittelt. Tabelle 8: Anzahl untersuchter Messstellen 2012/2013 und Ergebnisse für Nährstoffe und BSB Unverändert sind in einigen Thüringer Gewässern - entweder geogen bedingt oder als Folge des aktiven und des ehemaligen (Salz-)Bergbaus - erhöhte Salzkonzentrationen festzustellen. Anzahl ja nein Anzahl ja nein Anzahl ja nein Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet Thüringen gesamt Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet Thüringen gesamt Tabelle 9: Anzahl untersuchter Messstellen 2012/2013 und Ergebnisse der Salzparameter Von den 2012 und 2013 untersuchten Messstellen überschreiten jeweils höchstens 13%, überwiegend im Einzugsgebiet von Unstrut und Werra gelegene Messstellen, den Orientierungswert für Chlorid. Sulfat wurde 2012 an 131 Messstellen und 2013 an 143 Messstellen gemessen, ist aber nur für ausgewählte Gewässertypen relevant. Hier überschreiten Messstellen und Messstellen den Orientierungswert. 4.2 Ergebnisse für den chemischen Zustand Phosphor Ammonium BSB 5 Orientierungsw ert eingehalten Chlorid Orientierungsw ert eingehalten Orientierungsw ert eingehalten Anzahl Orientierungsw ert eingehalten Gew ässertyp Anzahl ja nein Anzahl 9; 9.1; 9.2; 17 ja nein Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet - - Thüringen gesamt Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet Thüringen gesamt Orientierungsw ert eingehalten Die Bewertung des chemischen Zustandes erfolgt durch einen Vergleich der Stoffkonzentrationen im Gewässer mit ökotoxikologisch abgeleiteten Umweltqualitätsnormen. Überprüft werden prioritäre bzw. prioritär gefährliche Schadstoffe gemäß Anlage 7 der OGewV. Die prioritären Stoffe werden in vier Gruppen (Schwermetalle, Pestizide, Industriechemikalien, Sulfat 27/111

28 sonstige Schadstoffe) unterteilt. Des Weiteren ist Nitrat (Anforderung aus der Nitrat- Richtlinie) zur Feststellung des chemischen Zustands zu bewerten. In Anhang 1 sind die Stoffe aus Anlage 7 der OGewV tabellarisch mit UQN und dem Untersuchungsjahr aufgelistet. Die Liste der Schadstoffe mit Umweltqualitätsnormen zur Einstufung des chemischen Zustandes gemäß Anlage 7 der OGewV wird in Thüringen vollständig an den Überblicksmessstellen untersucht. Die Stoffe werden innerhalb eines Zeitraums von 3 Jahren mindestens in einem Jahr monatlich untersucht. Nach Ablauf von drei Jahren liegen somit Messergebnisse für alle Parameter vor. Bei Überschreitungen von UQN wird die Messfrequenz erhöht (jährliche Messung). Ausgewählte Schadstoffe werden außerdem an operativen Monitoringstellen analysiert, wenn aufgrund der Nutzungen im Einzugsgebiet ein Verdacht auf Stoffeinträge besteht. Zur Feststellung der Herkunft der Stoffe werden bei UQN-Überschreitungen an den Überblicksmessstellen fallweise weitere Gewässer im jeweiligen Einzugsgebiet in das Monitoring einbezogen. Nitrat ist Bestandteil des Grundprogramms Anorganik und wird an allen Messstellen untersucht Prioritäre Stoffe Teilergebnisse nach Stoffgruppen Die prioritären Schwermetalle Cadmium, Blei, Nickel und Quecksilber wurden 2012 und 2013 an allen Überblicksmessstellen und in Gebieten mit früheren UQN-Überschreitungen bzw. mit Verdacht auf Normüberschreitungen untersucht. Die Schwermetallgehalte sind in der filtrierten Wasserprobe zu bestimmen. Die 2012 und 2013 bei den prioritären Schwermetallen nachgewiesenen UQN- Überschreitungen betreffen ausschließlich die Elemente Cadmium und Nickel. Die erhöhten Konzentrationen wurden an den bekannten Problemgewässern ermittelt und sind geogen bedingt oder resultieren aus dem Bergbau und aus Altlasten. 28/111

29 Tabelle 10: Anzahl untersuchter Messstellen und Ergebnisse für prioritäre Schwermetalle Schwermetalle (Cd, Ni, Pb, Hg) davon gut davon nicht gut < halbe UQN > halbe <UQN davon > 2fach UQN Anzahl > UQN Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet - Thüringen gesamt Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet - Thüringen gesamt Die Stoffgruppe der prioritären Pflanzenschutzmittel-Wirkstoffe wurde 2012 an den Überblicksmessstellen und 20 operativen Messstellen untersucht. Es wurden dabei 50 verschiedene Einzelverbindungen gemessen wurden die Pflanzenschutzmittel nur an den Überblicksmessstellen untersucht. In Anhang 1 sind die Stoffe der Anlage 7 der OGewV mit den jeweiligen Untersuchungsjahren und der gültigen UQN zusammengestellt. UQN-Überschreitungen wurden bei diesen PSM-Untersuchungen nicht festgestellt (siehe Kapitel 6.3 Pflanzenschutzmittel (PSM)). Die gemessenen Konzentrationen waren durchgängig kleiner als die jeweilige halbe Qualitätsnorm. Tabelle 11: Anzahl untersuchter Messstellen und Teilergebnisse für Pflanzenschutzmittel Pflanzenschutzmittel davon davon davon < halbe > halbe Anzahl gut nicht gut UQN <UQN > UQN Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet Thüringen gesamt Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet Thüringen gesamt > 2fach UQN Stoffe der Gruppe Industriechemikalien wurden 2012 und 2013 an den Überblicksmessstellen sowie an einigen operativen Messstellen innerhalb des PAK Sondermessprogrammes bzw. im Zusammenhang mit dem Trendmonitoring überprüft. Qualitätsnormüberschreitungen traten bei dieser Stoffgruppe nicht auf. Die gemessenen Konzentrationen waren durchgängig kleiner als die jeweilige halbe Qualitätsnorm. 29/111

30 Tabelle 12: Anzahl untersuchter Messstellen und Teilergebnisse für Industriechemikalien Industriechemikalien davon davon davon < halbe > halbe Anzahl gut nicht gut UQN <UQN > UQN Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet Thüringen gesamt Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet Thüringen gesamt > 2fach UQN Aus der Gruppe Sonstige Schadstoffe wurden 2012 an 14 bzw an 10 Messstellen Stoffe gemessen. Eine UQN-Überschreitung wurde bei den Sonstigen Schadstoffen nur bei der Summe PAK [Benzo(g,h,i)-perylen und Indeno( 1,2,3-cd)-pyren ] festgestellt. Hierbei wurde 2012 an allen Messstellen die UQN mindestens einfach überschritten wurde die UQN an 4 Messstellen einfach überschritten. Tabelle 13: Anzahl untersuchter Messstellen und Teilergebnisse für Sonstige Schadstoffe sonstige Schadstoffe Anzahl davon gut davon nicht gut < halbe UQN davon > halbe <UQN > UQN > 2fach UQN Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet Thüringen gesamt Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet - Thüringen gesamt Die Untersuchung von Tributylzinn erfolgt auf Grund der sehr niedrigen Qualitätsziele mit einer optimierten Messmethode. In diesem Bereich sind erhöhte Messunsicherheiten nicht auszuschließen. Dies betrifft auch die Blindwertproblematik. (siehe auch Abbildung 14) Aus dem Verlauf der Messwerte 2013 wird sichtbar, dass an 2 Probenahmeterminen die komplette Probenserie erhöhte Tributylzinnwerte aufweist. Die Ursachen dafür sind nicht bekannt, nach Rücksprache mit dem Labor wurden die entsprechenden Ergebnisse nochmals geprüft und bezüglich der Kalibrierung korrigiert. Als Ursache für die hohen Juniwerte könnte das Hochwasser teilweise in Frage kommen, aber dies betraf nicht alle Messstellen. 30/111

31 Aus diesem Grund wurden bei allen Berechnungen des Jahresmittelwertes die beiden auffälligen Probenahmezeiträume nicht berücksichtigt, wonach dann der Jahresmittelwert aus den verbleibenden vertrauenswürdigen Messwerten kleiner als die UQN war. 0,0014 0,0012 0,001 0,0008 0,0006 0,0004 Camburg-Stöben Gera uh Gerstungen Greiz oh Gößnitz oh Meiningen Oldisleben Rudolstadt Staumauer Bleiloch Staumauer Hohenwarte TS Windischleuba Zulauf Wundersleben Tributylzinn im Wasser 2013 [µg/l] 0, / / / / / / / / / / /2013 Abbildung 14: Darstellung der Messwerte für Tributylzinn im Jahr Nitrat Nitratbestimmungen erfolgten 2012 an 146 und 2013 an 143 Thüringer Messstellen (siehe Tabelle 14). Die Umweltqualitätsnorm für Nitrat beträgt 50 mg/l (Jahresdurchschnittswert). Dieser Wert wurde 2012 an 3 und 2013 an 10 Messstellen überschritten (siehe auch Kapitel 5.3 Chemischer Zustand). Das Jahr 2013 ist insgesamt durch leicht höhere Nitratverhältnisse gegenüber dem Jahr 2012 charakterisiert und entspricht in den statistischen Daten weitgehend 2011 oder Tabelle 14: Anzahl untersuchter Messstellen 2012/2013 und Ergebnisse für Nitrat Nitrat davon Anzahl davon davon gut nicht gut < 25 mg/l 25-37,5 mg/l 37,5-50 mg/l > 50 mg/l Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet - Thüringen gesamt Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet Thüringen gesamt /111

32 4.3 Ergebnisse für den ökologischen Zustand Flussgebietsspezifische chemische Stoffe (synthetische und nichtsynthetische Schadstoffe) Der ökologische Zustand wird auf Grundlage der Ergebnisse der biologischen Untersuchungen bestimmt. Zusätzlich werden die in Anlage 5 OGewV aufgeführten chemischen Parameter (flussgebietsspezifische Schadstoffe) in die Bewertung einbezogen. Bei Qualitätsnormüberschreitungen können diese die Ergebnisse der biologischen Untersuchungen abwerten. Mit Inkrafttreten der neuen Richtlinie 2013/39/EU für die prioritären Stoffe und der daraus resultierenden notwendigen Novellierung der OGewV Anlage 7 ergeben sich auch für die flussgebietsspezifischen Schadstoffe Anlage 5 zukünftig einige Änderungen. In Anhang 2 sind die Stoffe tabellarisch mit UQN und dem Untersuchungsjahr aufgelistet. Die einzelnen Stoffe sind farblich hinterlegt, sodass ihre Gültigkeit für die neue OGewV erkennbar wird. Einige Stoffe werden mit Inkrafttreten der neuen OGewV in der dortigen Anlage 7 für die prioritären Stoffe neu geregelt. Andere werden dann aus der Anlage 5 gestrichen und in einer sogenannten Beobachtungsliste überwacht. Weiterhin sollen 16 neue Stoffe (7 PSM, 9 Arzneimittel) in die Anlage 5 aufgenommen werden. Von der 180 Stoffe umfassenden Liste wurden Stoffe und Stoffe untersucht. Im Jahr 2012 gab es keine Überschreitung der UQN. Im Jahr 2013 wurde die UQN für Silber an 2 Messstellen im OWK Obere Wipper einfach überschritten Biologische Untersuchungen und Bewertung der Fließgewässer Die Bewertung der biologischen Parameter Phytoplankton, Makrophyten & Phytobenthos, Makrozoobenthos und Fische erfolgt deutschlandweit einheitlich mittels eigens dafür entwickelter Bewertungsverfahren. Diese Auswerteprogramme verarbeiten die erhaltenen Untersuchungsdaten und berechnen hieraus eine Vielzahl von Beurteilungsparametern (siehe auch Kapitel 3.2 Biologische Daten). Phytoplankton (Bewertungsverfahren PhytoFluss) Die Algen, wissenschaftlich Phytoplankton genannt, gehören zu den Primärproduzenten, die mit Hilfe von Licht durch Photosynthese aus Kohlendioxid und Nährstoffen Biomasse aufbauen. Sie stehen somit am Anfang der Nahrungskette und kommen vor allem in stehenden und langsam fließenden Gewässern vor. Diese Organismengruppe ist deshalb nur für die größeren Fließgewässer Saale, Werra, Unstrut, Weiße Elster und Pleiße bewertungsrelevant. Das Bewertungsverfahren beinhaltet neben der quantitativen Bestimmung der Algen-Taxa (Monatsmischproben) auch 14-tägliche Chlorophyll-a- und Phosphoruntersuchungen. 32/111

33 Die Gesamtbewertung generiert sich aus dem Mittelwert von 4 Modulen. Dies sind das Gesamtpigment, der typspezifische Index für das Potamoplankton sowie die Algengruppen der Blaualgen und der pennalen Kieselalgen wurde kein Phytoplankton untersucht erfolgte die Untersuchung an den Überblicksmessstellen Saale Camburg Stöben und Rudolstadt, Unstrut Oldisleben und Wundersleben, Werra Gerstungen und Meiningen und Weiße Elster Gera uh. Die Talsperren wurden nicht beprobt. Die biologische Qualitätskomponente "Phytoplankton" wurde an allen oben genannten Messstellen mit gut bewertet. Tabelle 15: Phytoplankton- Anzahl untersuchter Messstellen und Ergebnisse 2012/2013 Phytoplankton Anzahl gesamt davon sehr gut davon gut davon mäßig davon unbefriedigend davon schlecht Ohne Bewertung Elbegebiet - Wesergebiet - Maingebiet - Thüringen gesamt - Elbegebiet 5 5 Wesergebiet 2 2 Maingebiet Thüringen gesamt 7 7 Makrophyten und Phytobenthos (Bewertungsverfahren: PHYLIB) Die Bewertungskomponente Makrophyten/Phytobenthos vereint die Organismengruppen - Makrophyten (höhere Wasserpflanzen, incl. Moose und Armleuchteralgen), - Diatomeen (am oder im Sediment lebende Kieselalgen) - Phytobenthos ohne Diatomeen (niedere Wasserflora, als Bodenalgen vornehmlich Faden- und Aufwuchsalgen) Diese autotrophen Organismengruppen reagieren in erster Linie auf die Nährstofffracht eines Gewässers und zeigen bestimmte Bedingungen an: - Die Makrophyten spiegeln auf Grund ihrer langen Lebensdauer, der Aufnahme von Nährstoffen aus dem Sediment und den relativ trägen Verbreitungsmechanismen die Verhältnisse im Gewässer über einen längeren Zeitraum wider. - Kieselalgen (Diatomeen) dagegen reagieren sehr kurzfristig auf Veränderungen und können innerhalb weniger Wochen eine völlig neue, den veränderten Umständen angepasste Lebensgemeinschaften aufbauen. - Das sonstige Phytobenthos ist eine vielfältige Gruppe und liegt in der zeitlichen Indikation zwischen den Diatomeen und Makrophyten. 33/111

34 Darüber hinaus können vor allem die Diatomeen aber auch Wassermoose weitere stoffliche Belastungen, wie z.b. Versauerung oder Versalzung, anzeigen. Weiterhin reagieren Makrophyten auf Gewässersedimente, Änderungen der Wasserführung und des Wasserstandes. Die aktuelle Besiedlung (Artenzusammensetzung und Abundanz) für jedes Modul führt bei gesicherter Datenlage über den Abgleich mit dem Referenzzustand des Gewässertyps zur Ermittlung der Abweichung von diesem. Die so berechneten 5- stufigen numerischen Zustandsklassen der Module werden zu einer ökologischen Zustandsklasse für die Qualitätskomponente Makrophyten und Phytobenthos aggregiert. Tabelle 16: Makrophyten und Phytobenthos - Gesamtbewertung - Ergebnisse 2012/2013 Makrophyten & Phytobenthos / Gesamt (M&P) Anzahl gesamt davon sehr gut davon gut davon mäßig davon unbefriedigend davon schlecht Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet - Thüringen gesamt Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet 2 2 Thüringen gesamt Ohne Bewertung Tabelle 17: Makrophyten und Phytobenthos - Modul Diatomeen - Ergebnisse 2012/2013 Makrophyten & Phytobenthos / Diatomeen (D) Anzahl gesamt davon sehr gut davon gut davon mäßig davon unbefriedigend davon schlecht Ohne Bewertung Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet - Thüringen gesamt Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet Thüringen gesamt Tabelle 18: Makrophyten und Phytobenthos - Modul Makrophyten - Ergebnisse 2012/2013 Makrophyten & Phytobenthos / Makrophyten (MP) Anzahl gesamt davon sehr gut davon gut davon mäßig davon unbefriedigend davon schlecht Ohne Bewertung Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet - Thüringen gesamt Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet 2 2 Thüringen gesamt /111

35 Tabelle 19: Makrophyten und Phytobenthos - Modul PoD - Ergebnisse 2012/2013 Anzahl gesamt Makrophyten & Phytobenthos / Phytobenthos ohne Diatomeen (PoD) davon sehr gut davon gut davon mäßig davon unbefriedigend davon schlecht Ohne Bewertung Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet - Thüringen gesamt Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet Thüringen gesamt Die Untersuchung dieser Organismengruppe zeigt deutlich den Handlungsbedarf auf, den es weiterhin bezüglich der Nährstoffreduzierung in den Thüringer Gewässern gibt. Über 70% der in den Jahren 2012 und 2013 untersuchten Messstellen weisen eine höchstens mäßige Gesamtbewertung auf. Somit erreichten nur etwa 25% der Messstellen die nach WRRL geforderte gute Bewertung. Damit bestätigt sich der schon in den Vorjahren festgestellte Thüringenweite Handlungsbedarf. Makrozoobenthos (Bewertungsverfahren: Perlodes) Das Makrozoobenthos repräsentiert die mit bloßem Auge sichtbare Wirbellosenfauna der Gewässersohle. Es handelt sich vor allem um Insekten - Larvenstadien, Krebse, Schnecken und Muscheln sowie Egel und Würmer. Je nach Gewässertyp sind bestimmte typische Arten anzutreffen. Mit über 1000 Arten allein in den Fließgewässern Thüringens nehmen diese Kleinlebewesen wichtige ökologische Funktionen im Gewässer wahr: Sie weiden Algen ab, wirken beim Abbau abgestorbener Pflanzen mit und bilden die Nahrungsgrundlage für viele Fischarten. Intakte Lebensgemeinschaften sind nicht nur auf eine gute Wasserqualität angewiesen, sie benötigen differenzierte Strukturen im und am Gewässer, wie Pflanzen, Totholz oder größere Steine und bestimmte Sohlsubstrate (Sand, Kies). Die Wirbellosenfauna umfasst somit wichtige Indikatorarten für die Gewässerlebensräume. 15 MZB- Arten gelten in Thüringen als eingebürgert (Neozoen). Bis auf drei von ihnen treten sie aber nur selten auf. Die Bewertung des Makrozoobenthos liefert zwei wesentliche Ergebnisse: Über die Saprobie werden die Auswirkungen organischer Verschmutzung auf die Organismen sichtbar; die Allgemeine Degradation spiegelt hauptsächlich eine Beeinträchtigung der Gewässerstruk- 35/111

36 tur wider. Das schlechteste Teilergebnis bestimmt den Gesamtzustand für diese Organismengruppe. Tabelle 20: Makrozoobenthos - Modul Saprobie - Ergebnisse 2012/2013 Anzahl gesamt davon sehr gut Makrozoobenthos / Saprobie (MZB-SAP) davon gut davon mäßig davon unbefriedigend davon schlecht Ohne Bewertung Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet - Thüringen gesamt Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet Thüringen gesamt Gut 85% der in den Jahren 2012 und 2013 untersuchten Fließgewässer-Messstellen erfüllen die saprobiellen Anforderungen und wurden mindestens mit gut bewertet (siehe Tabelle 20). Ca. 10% der 2012 und 2013 untersuchten Messstellen wiesen demgegenüber kein gutes Ergebnis im Modul Saprobie auf. Als Ursache dafür ist die hier immer noch unzureichende Abwasserbehandlung zu nennen. Die Ergebnisse im Modul Allgemeine Degradation zeigen dagegen ein deutlich schlechteres Bild: etwa 70% der Messstellen verfehlen den guten Gewässerzustand. Die Ergebnisse sind Ausdruck der bestehenden Defizite in der Gewässerstruktur. Nur teilweise können stoffliche Einflüsse (Salzeinträge oder andere Schadstoffe) für die schlechte Bewertung des Moduls Allgemeine Degradation verantwortlich gemacht werden. Tabelle 21: Makrozoobenthos- Modul Allgemeine Degradation - Ergebnisse 2012/2013 Anzahl gesamt Makrozoobenthos / Allgemeine Degradation (MZB-AD) davon sehr gut davon gut davon mäßig davon unbefriedigend davon schlecht Ohne Bewertung Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet - Thüringen gesamt Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet Thüringen gesamt Die Gesamtbewertung für Makrozoobenthos wird durch das meist schlechtere Teilergebnis im Modul Allgemeine Degradation geprägt. 36/111

37 Tabelle 22: Makrozoobenthos- Gesamtzustand - Ergebnisse 2012/2013 Makrozoobenthos / Gesamtzustand (MZB-Ges) Anzahl gesamt davon sehr gut davon gut davon mäßig davon unbefriedigend davon schlecht Ohne Bewertung Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet - Thüringen gesamt Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet Thüringen gesamt Die schlechten Ergebnisse der Allgemeinen Degradation, die den Zustand der Gewässerstruktur widerspiegeln, überlagern die Fortschritte in der Abwasserbeseitigung und belegen den dringenden Handlungsbedarf bei der Durchführung von Gewässerstrukturmaßnahmen. Fische (Bewertungsverfahren: FiBS) Das Spektrum der Thüringer Fischfauna umfasst derzeit 34 indigene Arten und 6 Neozoen. 12 Arten gelten laut der Roten Liste Thüringens als gefährdet oder stark gefährdet. Die Fischzönosen an den Untersuchungsabschnitten unterscheiden sich entsprechend den Strömungs-, Substrat-, Temperatur- und Sauerstoffverhältnissen. Dies und ihr ausgeprägtes Wanderungsverhalten machen Fische zu guten Indikatoren der Gewässerstruktur. Bewertet wurde mit dem multimetrischen Bewertungsverfahren FiBS [Dußling, 2009]. Bewertungsrelevant sind die Zusammensetzung der Arten im Vergleich zur natürlichen Referenzzönose und die Altersstrukturen, die Aussagen zum Reproduktionserfolg der jeweiligen Art ermöglichen. Wandernde Arten werden besonders berücksichtigt und 2013 wurden insgesamt 75 Gewässerabschnitte mittels Elektrobefischung im Rahmen des WRRL-Monitorings untersucht. Die Ergebnisse der FiBS Bewertung führten überwiegend zu einer unbefriedigenden oder gar schlechten Bewertung (siehe Tabelle 23). Nur neun der untersuchten Messstellen erfüllen bereits die Anforderungen der WRRL und befinden sich im guten bzw. sehr guten Zustand. Die Fischfauna weist damit von allen biologischen Qualitätskomponenten die schlechteste Bewertung auf. 37/111

38 Tabelle 23: Fische - Anzahl untersuchter Messstellen und Ergebnisse 2012/2013 Fische Anzahl gesamt davon sehr gut davon gut In mindestens elf Untersuchungsabschnitten ist von einem nicht unerheblichen Einfluss des Kormorans auf den Zustand der Fischzönose auszugehen. In diesen Fällen ist das Fehlen einzelner Arten oder Größenklassen zumindest teilweise auf die winterliche Prädation durch den Kormoran zurückzuführen. Des Weiteren ist nicht ausgeschlossen, dass das Fehlen insbesondere der Äsche in weiteren Monitoringabschnitten ebenfalls auf frühere Kormoranprädation in Kombination mit einem stark eingeschränkten Wiederbesiedlungspotenzial durch Querbauwerke zurückzuführen ist. Weitere Untersuchungen der Fischzönosen fanden im Rahmen des FFH-Monitorings statt. Die hier gewonnenen zusätzlichen Fischdaten fanden zum Teil bei der OWK-Bewertung Verwendung. davon mäßig davon unbefriedigend davon schlecht Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet 1 1 Thüringen gesamt Elbegebiet Wesergebiet Maingebiet - Thüringen gesamt Ohne Bewertung 4.4 Bewertung der Talsperren Die Talsperren werden anhand der Zusammensetzung der Algenarten mit dem Phyto-See Verfahren bewertet. Zur Plausibilitätsprüfung wird weiterhin die Gewässertrophie anhand der chemischen Parameter Chlorophyll a, Sichttiefe und Phosphorkonzentration entsprechend dem LAWA-Trophie-Verfahren [LAWA 2013/2] bestimmt. Weiterhin lässt sich die Ökologische Qualität (ÖQ) für die Talsperren berechnen. Diese Bewertung ersetzt jedoch nicht die Bewertung mit PhytoSee und ist ausschließlich als Plausibilisierung der PhytoSee-Ergebnisse anzuwenden. Für die Untersuchungsjahre 2012 und 2013 wurde das Phytoplankton nach PhytoSee nur in den Talsperren Seebach, Dachwig, Ratscher und Heyda untersucht. Drei Bewertungen führten zu plausiblen Ergebnissen (Tabelle 24). Die Gesamtbewertung für alle Talsperren wird in Kapitel Standgewässer dargestellt. Tabelle 24: Talsperren (PhytoSee) Bewertung Talsperre Phytosee-Bewertung Seebach 3 - Dachwig ungültig - Heyda 4 - Ratscher 3-38/111

39 Seetyp gutes ökol. Potenzial LAWA 2013 Troph. Referenz Ökologische Qualität Trophie Ökologische Qualität Trophie Die ökologische Qualität konnte anhand der rein chemischen Daten für deutlich mehr Talsperren ermittelt werden. Diese wurde aus der berechneten Trophie im Vergleich zur trophischen Referenz entsprechend des Talsperrentyps ermittelt [LAWA 2013/3], Ergebnisse siehe Tabelle 25. Die trophische Bewertung der Talsperren spiegelt gut die Belastungssituation im Einzugsgebiet wieder. So werden die Trinkwassertalsperren mit Waldeinzugsgebiet mit sehr gut bewertet, die Talsperren Weida und Zeulenroda inzwischen aus der Trinkwasserversorgung entlassen durch die Nährstofffracht des Zuflusses der Weida - mit gut bewertet. Die Talsperren Ratscher und Seebach werden mit mäßig bewertet. Die trophische Situation der Talsperre Heyda wird (vor der Abwassersanierung) mit unbefriedigend bewertet. Tabelle 25: trophische Bewertung der Talsperren 2012 und in Abhängigkeit vom See typ Talsperre Messstelle Bleiloch Saaldorf (SD) 5 m1-m2 1,25 4,30 e2 4,58 e2 Bleiloch Piere (P) 5 m1-m2 1,25 3,84 e1 3,40 e1 Bleiloch Saalburg (SB) 5 m1-m2 1,25 3,25 e1 2,90 m2 Bleiloch Staumauer (STM) 5 m1-m2 1,25 2,92 m2 2,96 m2 Hohenwarte Linkenmühle (LM) 5 m1-m2 1,25 3,50 e2 4,92 e2 Hohenwarte Alter (A) 5 m1-m2 1,25 2,22 m2 2,94 m2 Hohenwarte Staumauer (STM) 5 m1-m2 1,25 2,10 m2 2,62 m2 Hohenleuben Stausee 5 m1-m2 1,25 Seebach Stausee 11.1 e1 2 2,94 e2 Dachwig Stausee 6.3 e1-e2 2,25 2,14 e2 Heyda Stausee 6.1 m2-e1 1,75 3,92 e2 Ratscher Stausee 6.3 e1-e2 2,25 2,90 e2 3,22 p1 Schönbrunn Stausee 9 m1 1 1,18 o 0,60 o Weida Stausee 5 m1-m2 1,25 1,82 m1 Zeulenroda Stausee 5 m1-m2 1,25 1,80 m1 Ohra Stausee 9 m1 1 1,50 o 0,82 o Schmalwasser Stausee 9 m1 1 0,58 o 1,10 o Leibis Stausee 9 m1 1 1,18 o 0,94 o o = oligotroph, m1/2 = mesotroph1/2, e1/2 = eutroph1/2, p= polytroph1/2 Die Bewertung entspricht nicht der Gesamt-Talsperren - Bewertung 39/111

40 Die Saaletalsperren, die als große Rinnenstauseen deutschlandweit eine Besonderheit darstellen, werden an mehreren Messstellen überwacht. Hier ist bei der Bewertung der Ökologischen Qualität ein deutlicher Güte-Gradient festzustellen (Abfolge der Messstellen in Fließrichtung siehe Abbildung 15). In der Bleilochtalsperre ist die Ökologische Qualität 2013 an der Messstelle Saaldorf (4,30) am schlechtesten und verbessert sich langsam im Laufe der Fließrichtung Piere (3,84) Saalburg (3,25) Staumauer (2,92). Die Trophie ändert sich entsprechend von eutroph2 auf mesotroph2. Die Messstellen der sich in der Kaskade anschließenden Talsperre Hohenwarte unterliegen ebenfalls einem Gütegradient war die Messstelle Linkenmühle mit 3,5 und eutroph2 bewertet worden. Über die Messstelle Alter verbessert sich die Güte bis zur Staumauer auf 2,10 und mesotroph2. Durch den Eintrag des nährstoffreichen Tiefenwassers aus der Talsperre Bleiloch startet der Gradient an der Messstelle Linkenmühle trophisch höher als der letzte Messwert an der Talsperre Bleiloch - die Staumauer. Abbildung 15: Abfolge der Messstellen in den Saaletalsperren 40/111

41 5 Bewertung der Gewässer Übersicht der erhobenen Daten Alle Ergebnisdaten aus der chemischen und biologischen Überwachung der Thüringer Oberflächengewässer werden im FIS Gewässer verwaltet und ausgewertet. Die im Monitoringzeitraum ermittelten Untersuchungsdaten sind in die Kategorien unterteilt. allgemeine physikalisch-chemische Beschaffenheit und Nährstoffbelastung, chemischer Zustand und Nitrat sowie ökologischer Zustand/ökologisches Potenzial Für die chemische Überwachung der oberirdischen Gewässer werden pro Jahr bis Proben aus Fließgewässern und den Talsperren genommen. Die Anzahl der analysierten Messwerte schwankt zwischen und pro Jahr. Tabelle 26: Probenanzahl mit chemischen Untersuchungen 2009 bis 2013 Summe Anzahl Proben Anzahl Proben Fließgewässer Anzahl Proben Jahr Wasser Schwebstoff Proben Saale Talsperren Chemische Untersuchungen werden grundsätzlich auch an den Stellen durchgeführt, die im Jahresprogramm für ökologische Erhebungen vorgesehen sind. In den Jahren hatten die biologischen Probenahmen der einzelnen Biokomponenten folgenden Umfang: Anzahl Messwerte Wasser Anzahl Messwerte Schwebstoff Fließgewässer Messwerte Anzahl Messwerte Saale Talsperren Makrozoobenthos Erhebungen Makrophyten und Phytobenthos Erhebungen Fischbestand Erhebungen Phytoplankton in Talsperren Erhebungen 41/111

42 Für die Bewertung der Gewässerökologie werden weiterhin Erkenntnisse aus dem FFH- Monitoring des Naturschutzes sowie Daten Dritter genutzt, beispielsweise aus Kontrollen von Fischaufstiegsanlagen. Die chemischen sowie biologischen Überwachungsergebnisse der Trinkwassertalsperren werden durch die Thüringer Fernwasserversorgung als Betreiber erhoben und der TLUG zur Verfügung gestellt. 5.2 Allgemeine physikalisch-chemische Beschaffenheit und Nährstoffbelastung Organische Belastungen und Ammonium Über Jahrzehnte lag die wichtigste Gewässerschutzaufgabe darin, die Belastung der Fließgewässer mit fäulnisfähigen, organischen Stoffen zu verringern. Diese Stoffe werden im Gewässer zwar biologisch abgebaut, vermindern jedoch zugleich den Sauerstoffgehalt der Gewässer. Da Abwassereinleitungen die wesentliche Quelle darstellten, lag der Handlungsschwerpunkt richtigerweise auf dem Auf- und Ausbau einer leistungsfähigen Abwasserinfrastruktur. Auch in den Thüringer Gewässern hat sich ab den 90er Jahren die Gewässerqualität stetig gebessert. Die Werte für den biochemischen Sauerstoffbedarf (BSB 5 ) gingen zurück, der Saprobienindex verbesserte sich entsprechend. Belastungen mit organischen Stoffen aus Abwasseranlagen sind heute für die Fließgewässer nur noch in Ausnahmefällen von Bedeutung, betroffen sind hiervon ausschließlich kleine Bäche. An allen regulären Messstellen wird der Orientierungswert von 4 mg/l BSB 5 eingehalten (siehe Kapitel 4.1 physikalisch-chemische Beschaffenheit und Nährstoffbelastungund Abbildung 16). Allgemeine mg/l O Anzahl Messstellen (179) Abbildung 16: BSB 5 -Jahresmittelwerte der im Jahr 2011 überwachten Fließgewässer-Messstellen Zudem wurde zunehmend auch die analytische Nachweisgrenze unterschritten, so dass der Parameter schrittweise ab dem Jahr 2012 aus dem üblichen Messprogramm herausgenommen wird. Ab 2012 wird der Biochemische Sauerstoffbedarf nur noch für organisch belastete Gewässer erhoben. Damit ist der Parameter seither nicht mehr für einen landesweiten Überblick geeignet. 42/111

43 Ähnlich wie Phosphor ist Ammonium für Wasserpflanzen und Algen ein wichtiger Nährstoff. In höheren Konzentrationen wirkt Ammonium in Form des giftigen Ammoniak auf das Makrozoobenthos und Fische. Um ökologische Schäden zu vermeiden, sollte der Jahresmittelwert 0,3 mg/l NH 4 -N unterschreiten. Tabelle 27 belegt die abnehmende Anzahl von Messstellen, an denen der angestrebte Wert noch überschritten wird. Dies war in 2013 an 12 % der überwachten Stellen der Fall, in 2009 waren es noch 18 %. Tabelle 27: NH4-N-Konzentrationen in Thüringer Fließgewässern Jahr Probestellen insgesamt Davon untersucht und bewertet Überschreitung Orientierungswert Anteil % Einhaltung Orientierungswert Insbesondere der Rückgang seit 2003 ist markant und in erster Linie auf den Ausbau der Abwasserinfrastruktur (Bau von Kläranlagen und Anschlusserweiterung) zurückzuführen. Eine Untersuchung im Auftrag der LAWA [Halle 2014] über die Zusammenhänge zwischen ökologischem Zustand der Biologie und der jeweiligen Ammoniumkonzentrationen kam zu dem Ergebnis, dass der Orientierungswert für Ammonium-Stickstoff auf 0,1 mg/l anzupassen sei. Bei höheren Werten wird ein guter ökologischer Zustand zunehmend unwahrscheinlich. Derzeit wird dieser ökologisch begründete Wert an der Hälfe der Fließgewässer-Messstellen bereits unterschritten, so dass dort die Ammonium-Konzentration nicht die Ursache für biologische Defizite sein wird. In diesen Fällen sind andere Faktoren prägender Phosphor Als wichtigster Nährstoff hat Phosphor eine entscheidende Bedeutung für die ökologische Qualität der Gewässer. Üblicherweise kommt Phosphor nur in geringen Mengen in Gewässern vor, daher ist Phosphor als essentieller Nährstoff für das Pflanzenwachstum häufig ein Minimumfaktor. Bereits ab mittleren Phosphorwerten von 0,1 mg/l verändert sich das Artenspektrum an Wasserpflanzen und Algen in den Fließgewässern, wobei Kieselalgen besonders empfindliche Indikatoren sind. Sobald Phosphor verfügbar ist, reagieren die Pflanzen hierauf mit einem verstärkten Wachstum und Vermehrung (Beispiel Wipper siehe Titelbild). Dieses kann in extremen Fällen zu einem unausgeglichenem Sauerstoffhaushalt (starker Rückgang in der Nacht) und zu einer erhöhten Fäulnis zum Ende der Vegetationsperiode führen. Darüber hinaus wirkt sich der Phosphorgehalt auf die Besiedlung mit Fischen und auf das Makrozoobenthos aus, wie bundesweit vergleichende Untersuchungen ergaben. Insge- 43/111

44 samt führt der erhöhte Nährstoffgehalt eines Gewässers zu einer Verarmung des Artenspektrums gegenüber der natürlichen Vielfalt. Die Belastung der Gewässer mit Phosphor in Thüringen hat sich in den letzten Jahren etwas gemindert, insbesondere die Spitzenbelastungen gingen deutlich zurück. Dennoch bleibt für die Mehrzahl der Messstellen das Niveau zu hoch, als dass ein guter ökologischer Zustand bei den Algen und Wasserpflanzen eintreten könnte. Abbildung 17 verdeutlicht, dass diese Defizite landesweit auftreten. Hierbei ist für jede Messstelle das jeweils aktuellste Ergebnis im Zeitraum dargestellt. Abbildung 17: Karte mit Bewertung der P gesamt-konzentration an Fließgewässer-Messstellen Die positive Entwicklung der letzten Jahre erschließt sich aus den klassifizierten Jahresmittelwerten, die in der Abbildung 18 als grafische Darstellung der Entwicklung von 1999 bis 2013 aufgeführt sind. In der Tabelle 28 ist die Belastungssituation in den Oberflächengewässern für Phosphor im Berichtszeitraum dargestellt. 44/111

45 Tabelle 28: Phosphorkonzentrationen in Thüringer Fließgewässern (Jahresmittelwerte) Jahr Probestellen insgesamt davon untersucht und bewertet <= 0,05 mg/l ,05-0,1 mg/l ,1-0,15 mg/l ,15-0,3 mg/l >0,3 mg/l Die langjährige Entwicklung zeigt sich in der folgenden Grafik mit den Klassenanteilen seit dem Jahr Abbildung 18: Anteil der untersuchten Messstellen und der klassifizierten Jahresmittel für P- gesamt Die Verringerung der Nährstoffeinträge in die Gewässer ist ein zentrales wasserwirtschaftliches Anliegen. Für rund 70 % der Messstellen besteht weiterer Bedarf zur Verminderung der Phosphoreinträge. Die Regionen mit Handlungsbedarf sind in der Karte in Abbildung 19 ersichtlich. In erster Linie ergibt sich dieser grundsätzliche Bedarf aus dem ökologischen Befund der Algen und Wasserpflanzen. Das konkrete Ausmaß lässt sich über eine Frachtbetrachtung für Phosphor kalkulieren. Der Überschuss ergibt sich aus der tatsächlichen Ist 45/111

46 Fracht gemessen an den angenommenen Grenzfrachten mit den Orientierungswerten von 0,1 bzw. 0,15 mg/l Phosphor. Haupteintragspfade für Phosphor sind einerseits Abwassereinleitungen als auch Abschwemmungen von landwirtschaftlich genutzten Flächen. Während von unbewirtschafteten Böden kein nennenswerter Phosphor in die Gewässer gelangt, verfügen insbesondere Ackerflächen über ein deutlich höheres Potenzial für die Nährstoffeinträge. Diese Einträge können bei Starkregen überproportionale Beiträge liefern. Dahingegen ist der Eintrag über Abwasser mehr oder weniger gleichförmig. Pro Einwohner fallen täglich rund 1,4 g Phosphor an, die je nach Abwasserbehandlung zu 50 bis 90 % aus dem Abwasser entfernt werden, bei Kleinkläranlagen jedoch nur zu einem deutlich geringeren Prozentsatz. Je nach Region und dem dortigen Stand der Abwasserinfrastruktur bzw. der vorherrschenden Landnutzung ist der jeweilige Anteil an der P-Belastung unterschiedlich gewichtet. Abbildung 19: Teileinzugsgebiete mit Maßnahmebedarf zur P-Reduzierung 46/111

47 5.2.3 Salzbelastungen Im Gebiet der Wipper, der Werra und des Pöltzschbach sind erhöhte Salzkonzentrationen gemessen worden. Die Ursachen liegen im aktiven bzw. ehemaligen Kalibergbau und Uranerzbergbau. Außerdem gibt es Regionen in Thüringen mit erhöhten Salzgehalten, die geogen bedingt sind. Die landesweiten Verhältnisse hinsichtlich des Salzgehaltes für Chlorid und Sulfat zeigen die Abbildung 20 und Abbildung 21. Abbildung 20: Chloridbelastung der Oberflächengewässer in Teileinzugsgebieten 47/111

48 Abbildung 21: Sulfatbelastung der Oberflächengewässer in Teileinzugsgebieten 5.3 Chemischer Zustand Schadstoffe Die Bewertung des Chemischen Zustandes erfolgt nach den Vorgaben der OGewV vom Die Umweltqualitätsnormen sind dort in Anlage 7 (siehe auch Anhang 1 dieses Berichtes) zusammengefasst. Für 22 OWK ist der Chemische Zustand nicht gut (siehe Tabelle 29). Bei 11 OWK ist der Grund für den nicht guten Zustand die Überschreitung der UQN für Nitrat. Bei 8 OWK ist die UQN für die Summe aus Benzo(g,h,i) perylen und Indeno(1,2,3-c,d) pyren ( Summe PAK 2) überschritten. Im OWK Grumbach ist die UQN für Cadmium überschritten. Cadmium ist hier nicht geogen verursacht. Die Ursache ist eine Altlast. In den OWK Wipse und Gessenbach ist die UQN für Nickel und Cadmium überschritten. Trotz angepasster UQN (wegen geogenen HGW) von 0,5 µg/l für Cadmium und 20 µg/l für Nickel werden diese überschritten (siehe auch Kapitel 6.4 und 6.5). 48/111

49 Tabelle 29: Auflistung der OWK mit nicht gutem Chemischen Zustand und dessen Ursache OWK Chemischer Zustand Chem Zust. Nitrat UQN 50mg/l Chem Zust. Grund Schadstoffe- Nichteinhaltung ohne Nitrat Anteil geogen geogen verursacht? weniger strenge Umweltziele erforderlich? Bemerkungen zu chemischen Stoffen Obere Leine nicht gut nicht gut gut nein Untere Wipper (2) nicht gut nicht gut gut nein Mittlere Helbe nicht gut nicht gut gut nein Untere Helbe-Steingraben (2) nicht gut nicht gut gut nein Pröse nicht gut nicht gut gut nein Gramme nicht gut nicht gut gut nein Welsbach nicht gut nicht gut gut nein Tonna nicht gut nicht gut gut nein Untere Unstrut (2) nicht gut gut nicht gut PAK nein Mittlere Saale (2) nicht gut gut nicht gut PAK nein Fluoranthen (nach UQN 2013) Untere Ilm nicht gut nicht gut gut nein Obere Orla nicht gut nicht gut gut nein Mittlere Weiße Elster nicht gut gut nicht gut PAK nein Fluoranthen (nach UQN 2013) Erlbach nicht gut nicht gut gut nein Wipse nicht gut (H) gut nicht gut (H) Cd,Ni ja ja für Cd, Ni ja neue UQN Cd 0,5 µg/l und Ni 20 µg/l Gessenbach nicht gut (H) gut nicht gut (H) Cd,Ni ja ja für Cd, Ni ja neue UQN Cd 0,5 µg/l und Ni 20 µg/l Mittlere Pleiße (2) nicht gut gut nicht gut PAK nein Fluoranthen (nach UQN 2013) Gerstenbach nicht gut gut nicht gut PAK nein Fluoranthen (nach UQN 2013) Mittlere Schnauder nicht gut gut nicht gut PAK nein Untere Werra bis Heldrabach nicht gut gut nicht gut PAK nein Mittlere Werra bis Tiefenort (2) nicht gut gut nicht gut PAK nein Grumbach nicht gut gut nicht gut Cd nein ja Durch das Europäische Parlament und den Rat der Europäischen Union wurde am 12. August 2013 die Richtlinie 2013/39/EU zur Änderung der Wasserrahmenrichtlinie (2000/60/EG) und der Richtlinie über Umweltqualitätsnormen (2008/105/EG) in Bezug auf prioritäre Stoffe im Bereich der Wasserpolitik beschlossen. Diese Änderungsrichtlinie ist durch die Mitgliedsstaaten bis zum 14. September 2015 nach Artikel 3 der RL 2013/39/EU in nationales Recht umzusetzen, was durch eine entsprechende Änderung der OGewV erfolgen soll. In der neuen RL sind zahlreiche Änderungen enthalten. Für einige Stoffe (z.b. PBDE, Hg) wird es dann keine UQN für Wasser geben, sondern nur noch für Biota (Fische, Muscheln). Aus diesem Grund wurden 2013 in Thüringen erstmals die Anreicherung von Quecksilber (Hg) in Fischen untersucht (siehe auch Kapitel 6.2). Es liegen an 5 Messstellen Untersuchungsergebnisse vor. Für Hg und PBDE gab es Überschreitungen der UQN für Biota. Die Untersuchungsergebnisse für Hg bestätigen die deutschland weit beobachtete Belastungssituation mit diesem ubiquitären Stoff. Einige Stoffe wurden neu aufgenommen und für andere Stoffe gibt es strengere Regelungen. Für den nichtubiquitären Einzelstoff Fluoranthen aus der Gruppe der PAK gilt nach der Richtlinie 2013 eine niedrigere UQN. In vier Wasserkörpern, die schon nach der UQN-Richtlinie von 2008 hinsichtlich PAK (ubiquitäre Stoffe) auffällig waren, wurde zusätzlich die Überschreitung der UQN von Fluoranthen festgestellt Nitrat Die Bewertung von Nitrat in den oberirdischen Gewässern basiert in erster Linie auf der verbindlichen Umweltqualitätsnorm von 50 mg/l als Jahresdurchschnittswert. Wie in Abschnitt 49/111

50 3.1 erläutert, wird seit 2010 der Übergangsbereich zwischen 37,5 und 50 mg/l separat ausgewiesen. Tabelle 30 zeigt die klassifizierten Ergebnisse der letzten 11 Jahre. Die Anzahl der Messstellen mit UQN-Überschreitung pro Jahr hängt von den abflussbeeinflussten Konzentrationsschwankungen dieser Messgröße ab und der Auswahl der untersuchten Messstellen Gebiete mit hohem oder niedrigem Anteil landwirtschaftlicher Flächennutzung. Eine Trendaussage ist mit dieser Übersicht nicht möglich. Weil Jahresmittelwerte innerhalb von 2 hintereinander liegenden Messjahren um 10 mg/l schwanken können, fallen Messstellen in die Wertegruppe zwischen 37,5 und 50 mg/l, die unter ungünstigen Umständen (Jahren mit höheren Niederschlags- und Abflussmengen) zu formalen Überschreitungen neigen. Tabelle 30: Nitratkonzentrationen in Thüringer Fließgewässern Jahr Messstellen gesamt Davon untersucht und bewertet Mittelwert >50 mg/l Mittelwert >37,5 <=50 mg/l Mittelwert >25 <=37,5 mg/l Mittelwert <=25 mg/l Abbildung 22 zeigt alle Fließgewässer-Messstellen, an denen im Zeitraum 2009 bis 2013 die Nitratgehalte gemessen wurden und die jeweiligen Bewertungen. Für jede Messstelle wurde das jeweils aktuellste vorliegende Ergebnis dargestellt. Als Schwerpunktgebiete für erhöhte Nitratkonzentrationen in den Fließgewässern erweisen sich das Thüringer Becken und Ostthüringen. Der Umfang der Messstellen, die in den vergangenen Jahren die Umweltqualitätsnorm von 50 mg/l Nitrat überschritten haben und hierdurch den guten chemischen Zustand verfehlen, hat sich leicht erhöht. Insgesamt sind aktuell 11 OWK betroffen, die aufgrund zu hoher Nitratwerte als chemisch schlecht zu klassifizieren sind. Dies bedeutet eine höhere Anzahl nitratbelasteter Oberflächengewässer gegenüber dem Zeitraum , zudem verbesserte sich keiner der 2008 als nitratbelastet eingestuften OWK zum guten Zustand. 50/111

51 Abbildung 22: Karte mit Nitratbewertung an Fließgewässermessstellen Tabelle 31: Wasserkörper mit UQN-Überschreitung Nitrat Oberflächenwasserkörper Messjahr mit UQN- Überschreitung Obere Leine 2010 Bemerkung nur Nebengewässer Steinbach betroffen erstmals UQN-Überschreitungen in 2010 Untere Wipper nur Nebengewässer Wirbelbach betroffen Mittlere Helbe Nebengewässer Spierenbach und Mühlbach Untere Helbe-Steingraben 2010 Sächsische Helbe Gramme Pröse Tonna 2013 Welsbach Untere Ilm 2011 nur Nebengewässer Emsenbach betroffen Obere Orla Erlbach 2013 Die Verhältnisse an der Messstelle Erlbach-Mündung (Abbildung 23) belegen, dass die Bewertung des chemischen Zustandes hinsichtlich Nitrat nicht allein durch das Kriterium Jahresdurchschnitt erfolgen kann. Mehrfach wurde die maßgebliche Umweltqualitätsnorm von 50 mg/l unterschritten. Die Einzelwerte lassen jedoch keine nachhaltige Verbesserung er- 51/111

52 kennen, so dass für die Einstufung auch das Einzugsgebiet, dessen Belastungsquellen und die Hydrologie berücksichtigt werden musste. mg/l 80 Nitrat Erlbach / Mündung Abbildung 23: Schwankungsbreite und jährl. Mittelwerte der Nitratmesswerte im Erlbach Die Belastungsschwerpunkte in Fließgewässern und im Grundwasser überlagern sich in Thüringen in auffälliger Weise, wobei nur kleinräumige Abweichungen bestehen, in denen entweder nur das Oberflächenwasser oder nur das Grundwasser von hohen Nitratwerten geprägt sind. In den Fließgewässern treten hohe Nitratkonzentrationen nur in Bächen auf, wohingegen in keinem Fluss der Nitratgehalt die Umweltqualitätsnorm von 50 mg/l übersteigt. In der Unstrut, die ein überwiegend landwirtschaftlich genutztes Gebiet durchfließt, verändert sich der Nitratgehalt nur unwesentlich mit dem Laufweg. Bereits an der ersten Messstelle Dachrieden im Oberlauf wird mit knapp 30 mg/l ein Niveau erreicht, dass im weiteren Verlauf der Unstrut mit durchschnittlich 26 mg/l Nitrat erhalten bleibt. Damit ist die Charakteristik der Nitratbelastung für die Unstrut bereits an der obersten Messstelle gegeben. In Abbildung 24 sind die Verhältnisse exemplarisch für das Jahr 2013 dargestellt. 52/111

53 Abbildung 24: Nitrat in der Unstrut im Jahr 2013 (Jahresmittelwerte) Demgegenüber unterscheidet sich die Nitratsituation in der Werra. An den dortigen Messstellen erreichen die Jahresmittelwerte rund 16 mg/l Nitrat. Damit ist die Werra um rund 10 mg/l weniger mit Nitrat belastet als die Unstrut. Zudem steigt das Niveau bis zur Messstelle Hildburghausen (km 35) stärker an, um dann auf dem weiteren Laufweg bis zur letzten Thüringer Messstelle in Frankenroda (km 204) nur noch geringfügig zuzunehmen. Abbildung 25: Nitrat in der Werra im Jahr 2013 (Jahresmittelwerte) Neben der Einstufung in eine chemische Zustandsklasse ist künftig Nitrat verstärkt aus überregionaler Sicht zu betrachten. Wenngleich Nitrat in Binnengewässern in den üblichen Konzentrationen keine nachweisbare ökotoxikologische Wirkung entfaltet, wirkt es in Küstenund Meeresgewässern als Düngemittel und verstärkt dort das Algenwachstum (Eutrophierung). Daher wird zukünftig ein stärkeres Gewicht auf die Verminderung der Stickstoffgehalte in den Binnengewässern zu legen sein. 53/111

54 5.4 Ökologischer Zustand / ökologisches Potenzial Fließgewässer Makrozoobenthos Die Gewässergüte der Fließgewässer wurde bis 2006 auf Basis des Saprobienindex (DIN ) ermittelt. Eine Bewertung erfolgte in sieben Gewässergüteklassen ( unbelastet bis übermäßig verschmutzt ) und charakterisierte die Belastung mit leichtabbaubaren organischen Stoffen. Da diese Bewertung entsprechend der Methodik zur Wasserrahmenrichtlinie inzwischen gewässertypbezogen und in fünf Zustandsklassen ( sehr gut bis schlecht ) erfolgen muss, wurde die folgende Grafik ab dem Jahr 2006 entsprechend angepasst. Als Sanierungsziel wird der "gute ökologische Zustand" angestrebt. Dieser entspricht etwa der früheren Güteklasse 2 ( mäßig belastet ) Bezüglich des Saprobienindex hat sich der Zustand der Gewässer seit den 90er Jahren erheblich verbessert und verzeichnet eine sich verlangsamende positive Entwicklung. Die prozentualen Anteile der Güteklassen bezogen auf das untersuchte Gewässernetz zeigt die Abbildung 26. Abbildung 26: Gewässergüteentwicklung (Saprobie) Die Abbildung 27 zeigt die prozentuale Verteilung der Zustandsklassen für die Saprobie in den beiden Bewirtschaftungszeiträumen, bezogen auf Wasserkörper. 54/111

55 Abbildung 27: Vergleich der Zustandsklassen für die Saprobie bezogen auf OWK Bestehende Sanierungserfolge bei der kommunalen und gewerblichen Abwasserbehandlung lassen sich direkt aus diesem Indikator ablesen. In Abbildung 28 ist die Saprobiebewertung der Wasserkörper für den 2. Bewirtschaftungszeitraum als Karte dargestellt. Abbildung 28: Saprobiebewertung - 2. Bewirtschaftungszeitraum 55/111

56 Das Bewertungsmodul Allgemeine Degradation (neu ab 2004) zeigt im Vergleich zu früheren Untersuchungen ein nahezu unverändertes Bild. Mehr als zwei Drittel aller OWK verfehlen den guten ökologischen Zustand bzw. das gute ökologische Potenzial (siehe Abbildung 29) Abbildung 29: Vergleich der Zustandsklassen für die Allgemeine Degradation bezogen auf OWK Grund dafür sind die nach wie vor gravierenden Defizite in der Gewässerstruktur, die durch diese Komponente angezeigt werden. Die meisten Gewässer bieten den Wirbellosen zu wenig geeignete Lebensräume in der Gewässersohle und im Uferbereich. Damit sich gewässertypische Lebensgemeinschaften ansiedeln können, ist eine große Vielfalt an natürlichen Strukturelementen nötig. Strömungs- und Substratvielfalt, hohe Breiten- und Tiefenvarianz mit Kiesbänken und Totholzansammlungen bilden sich nur in einem möglichst naturnahen Gewässerbett mit hoher Abflussdynamik. Es werden auch weiterhin große Anstrengungen bei der Renaturierung und naturnahen Unterhaltung der Gewässer notwendig sein, um die Bewertungsergebnisse entscheidend zu verbessern. Abbildung 30 zeigt die Bewertung der Wasserkörper für den 2. Bewirtschaftungszeitraum anhand der biologischen Qualitätskomponente Makrozoobenthos für das Modul Allgemeine Degradation. 56/111

57 Abbildung 30: Bewertung der Allgemeinen Degradation - 2. Bewirtschaftungszeitraum Einige OWK wurden gegenüber der Erstbewertung besser eingestuft. Die meisten dieser Verbesserungen sind jedoch methodisch bedingt. Zum einen wurden zahlreiche Gewässer vom Typ 6 den geologischen Bedingungen entsprechend dem neu beschriebenen Keupertyp 6_K zugeordnet, zum anderen wurden die erheblich veränderten Gewässer mit einem an das ökologische Potenzial angepassten Verfahren bewertet. Eine Versauerung der Gewässer an den untersuchten Messstellen in Thüringen konnte über das Makrozoobenthos nicht nachgewiesen werden. Fische Die Situation der Fische und Rundmäuler ist nach wie vor nicht zufriedenstellend. Die leichten Verbesserungen sind rein methodischer Natur. So wurden die Fischleitbilder überarbeitet und der Leitbildkatalog ist nun sehr viel differenzierter. Damit wurde den unter- 57/111

58 schiedlichen natürlichen Gegebenheiten Rechnung getragen den Keupertypen zum einen, aber auch der Niederschlags- und Abflussarmut einiger Regionen besonders im Thüringer Becken und im Altenburger Land, sowie einiger natürlich bedingter kalter Gewässerabschnitte. Abbildung 31 zeigt die prozentuale Verteilung der Zustandsklassen für die Fischfauna im OWK für die zwei Bewirtschaftungszeiträume. Abbildung 31: Vergleich der Zustandsklassen für die Fischfauna bezogen auf OWK Weiterhin wurden die fischfaunistischen Referenzzönosen der erheblich veränderten Gewässer angepasst. Die Bewertung wird hier nun positiver, weil der Nutzung der Gewässer für den Hochwasserschutz oder der Urbanisierung Rechnung getragen wird. In vielen Fällen bewirken diese positiveren Bewertungen aber keinen Klassensprung in eine nächstbessere Bewertung. Die Defizite im Artenspektrum der Thüringer Fischfauna resultieren nach wie vor aus der ungenügenden Gewässerstruktur oft einher gehend mit der Landnutzung bis zur Böschungskante. Das sind zum einen Ufersicherungen die der Eigendynamik und somit der vielfältigen Ufer- und Sohlstruktur entgegenwirken, als auch der Eintrag von Feinsedimenten bei direkt angrenzenden Ackerflächen, die die Kolmatierung des Kieslückensystems begünstigen. Des Weiteren bestehen nach wie vor große Defizite in der Durchgängigkeit der Gewässer. Die für die Erhaltung und Verbreitung der einzelnen Arten notwendigen Fischwanderungen sind somit nur eingeschränkt oder gar nicht möglich. 58/111

59 Abbildung 32: Bewertung der Fischfauna - 2. Bewirtschaftungszeitraum Makrophyten und Phytobenthos Die fachlichen Grundlagen der Verfahrensmethode (Phylib) waren ab 2012 verifiziert worden, so dass sich die Bewertbarkeit der OWK für die Qualitätskomponente Makrophyten und Phytobenthos erweiterte. Abbildung 33 zeigt die prozentuale Verteilung der Zustandsklassen der Qualitätskomponente Makrophyten / Phytobenthos der OWK für die bisherigen Bestandsaufnahmen. 59/111

60 Abbildung 33: Vergleich der Zustandsklassen für Makrophyten / Phytobenthos bezogen auf OWK Mehrheitlich liegen zum Berichtsabschluss nicht gute Qualitäten in den OWK vor. Es zeigen sich besonders im Thüringer Becken und im Ostthüringer Tieflandteil offensichtliche Defizite, welche sich mit dem Phosphorstatus (siehe Abbildung 17 und Abbildung 19) abgleichen lassen. Referenznahe Modulbewertungen finden sich an OWK- Messstellen der oberen Gewässerabschnitte in der Rhön, im Thüringer Wald, im Harz und Schiefergebirge. Im Bewertungsverfahren führen die Indikatoreigenschaften der Diatomeen in Bezug auf die Salzbelastung je nach Graduierung zur Qualitätsstufenabwertung. Dies wird in den OWK Untere Werra bis Heldrabach, Untere Wipper, Bode, Solgraben - Kyffhäuserbach und Pöltzschbach notwendig. Die Ursachen der Salzbelastung sind differenziert. 60/111

61 Abbildung 34: Bewertung der Wasserpflanzen 2. Bewirtschaftungszeitraum Standgewässer Die Trinkwassertalsperren Schönbrunn, Schmalwasser, Ohra und Leibis sowie die ehemaligen Trinkwassertalsperren Weida und Zeulenroda erhalten die höchste Bewertungsklasse 2 - gut und besser. Die Brauchwassertalsperren verfehlen durch die nach wie vor vorhandenen Nährstoffbelastungen diese Zielanforderung. Sie werden mit 3 - mäßig (4 Talsperren) bzw. 4- unbefriedigend (3 Talsperren) bewertet (siehe Tabelle 32). Hierbei sind die Saaletalsperren, die an mehreren Messstellen überwacht werden, per Expertenbewertung zu einer Gesamtbewertung überführt worden. Die Bewertung des ökologischen Potenzials der Talsperren in Thüringen beruht i.d.r. auf der Bewertung nach PhytoSee (siehe Kapitel /111 Biologische Daten). Hierfür standen zum Teil Bewertungen verschiedener Jahre zur Verfügung. In Einzelfällen wurden nicht genug indikative, d.h. für den Seetyp bewertungsrelevante Algenarten nachgewiesen. In diesen Fällen ist die PhytoSee Bewertung ungültig und die Bewertung der Talsperren wurde anhand der Ökologischen Qualität vorgenommen (siehe Kapitel 4.4 Bewertung der Talsperren).

62 Ökologische Qualität Trophie PhytoSee Bewertung Ökologische Qualität Trophie PhytoSee Bewertung Ökologische Qualität Trophie PhytoSee Bewertung Ökologische Qualität Trophie Ökologische Qualität Trophie In jedem Fall sind die PhytoSee Bewertungen mit den Auswertungen aus der Trophiebewertung abgeglichen, d.h. plausibilisiert worden. Bis auf die Bewertungen der Talsperren Hohenleuben und Dachwig (in Tabelle 32 mit ** gekennzeichnet) ergibt die Bewertung mit PhytoSee die gleiche Bewertungsstufe wie die Bewertung nach der Ökologischen Qualität (unter Berücksichtigung der letzten verfügbaren Ergebnisse). Bei Abweichungen wurde der PhytoSee Bewertung gefolgt. Dachwig wird somit mit mäßig und Hohenleuben mit unbefriedigend bewertet. Tabelle 32: Bewertung der Talsperren in Thüringen ( ) 2013* Talsperre (Messstelle) OWK- Bewertung Bleiloch (SD) 4,30 e2 4,58 e2 4 3,83 e1 4,33 e2 4,81 e2 Bleiloch (P) 3,84 e1 3,40 e1 4 3,32 e1 3,80 e1 3,77 e1 4 Bleiloch (SB) 3,25 e1 2,90 m2 4 2,43 m2 3,47 e1 3,82 e1 Bleiloch (STM) 2,92 m2 2,96 m2 3 2,36 m2 2,68 m2 3,60 e1 Hohenwarte (LM) 3,50 e2 4,92 e2 4 2,44 m2 3,34 e1 3,02 e1 Hohenwarte (A) 3 2,22 m2 2,94 m2 3 2,20 m2 3,14 e1 2,56 m2 Hohenwarte (STM) 2,10 m2 2,62 m2 3 2,04 m2 3,10 e1 2,28 m2 Hohenleuben** 4 4 3,06 e1 2,78 m2 Seebach 3 3 2,94 e2 3 2,80 e2 2,63 e2 Dachwig** 3 ug 2,14 e2 3 2,48 e2 3,24 p1 Heyda 4 4 3,92 e2 4 3,44 e2 3,14 e2 Ratscher 3 2,90 e2 3 3,22 p1 3 2,96 e2 2,78 e2 Schönbrunn* 2 1,18 o 0,60 o 1 0,92 o 1,16 o 1,32 o Weida* 2 1,82 m1 2 2,40 m2 2 2,62 m2 3,08 e1 Zeulenroda* 2 1,80 m1 ug 2,42 m2 ug 3,08 e1 2,26 m1 Ohra 2 1,50 o ug 0,82 o 1 1,24 o 1 0,84 o 0,90 o Schmalwasser* 2 0,58 o 1,10 o 0,70 o 1 0,90 o 0,90 o Leibis 2 1,18 o ug 0,94 o ug 0,90 o 0,90 o (Ug= ungültige PhytoSeebewertung) * Die Daten der Trinkwassertalsperren wurden durch die Thüringer Fernwasserversorgung erhoben 2013 wurde keine PhytoSee-Bewertung durchgeführt ** Von der Ökologischen Qualität abweichende PhytoSee-Bewertung 62/111

63 Anteil der OWK % 5.5 Gesamtbewertung der Wasserkörper Die 137 Thüringer Oberflächenwasserkörper (OWK) gliedern sich in 124 Fließgewässer und 13 Standgewässer OWK. Die überwiegende Anzahl der OWK insgesamt verfehlt die Ziele der Wasserrahmenrichtlinie. Lediglich 13 OWK erreichen eine gute Bewertung. Namentlich genannt sind das die Fließgewässer-OWK Wilde Gera, Untere Felda, Obere Schleuse, Obere Schwarza-Goldisthal, Mittlere Schwarza, Otterbach, Obere Steinach sowie die Talsperren Ohra, Schmalwasser, Schönbrunn, Leibis, Weida und Zeulenroda. Bei der Zusammenführung der Bewertungen der einzelnen Biologischen Komponenten nach dem Worst-Case-Prinzip führte die Bewertung der Fischfauna mit 42 mal am häufigsten zur OWK-Endbewertung. 13 mal war das Makrozoobenthos und 7 mal war die Organismengruppe der Makrophyten/Phytobenthos am schlechtesten bewertet worden. In der Regel stützt sich die Bewertung jedoch auf eine gleiche Bewertung von zwei und mehr Biokomponenten. In keinem Fall führte die Zielverfehlung von Umweltqualitätsnormen für flussgebietsspezfische Schadstoffe zu einer Abwertung des Ergebnisses, welches sich aus den biologischen Komponenten ergab. Der gute chemische Zustand wird in 22 OWK verfehlt. Der schlechte chemische Zustand tritt in keinem Wasserkörper auf, der in einem guten ökologischen Zustand ist. Die Bewertungen der einzelnen OWK sind in Anhang 4 tabellarisch zusammengestellt ökologischer Zustand / ökologisches Potenzial aller Thüringer OWK /08 (112 OWK) 2013/14 (137 OWK) sehr gut / gut mäßig unbefriedigend schlecht Abbildung 35: Vergleich Ökolog. Zustand bzw. Potenzial bezogen auf OWK 63/111

64 Abbildung 36: Karte Ökologischer Zustand/ Potenzial 1. Bewirtschaftungszeitraum Abbildung 37: Karte Ökologischer Zustand/ Potenzial 2. Bewirtschaftungszeitraum 64/111

65 Eine tabellarische Zusammenstellung der Ergebnisse für den 1. Bewirtschaftungszeitraum findet man im Thüringer Landesbericht (Thüringer Landesbericht zu den Bewirtschaftungsplänen und Maßnahmeprogrammen nach EG-WRRL, 11/2010) und für den 2. Bewirtschaftungszeitraum in Anhang 4 dieses Berichtes. 6 Themenbezogene Schwerpunkte 6.1 Schwebstoffuntersuchungen/Trend Schwebstoffuntersuchungen zur UQN-Überwachung Schwebstoffuntersuchungen in Fließgewässern sind erforderlich, um die Einhaltung von Umweltqualitätsnormen für bestimmte Schadstoffe zu kontrollieren. Nach der Verordnung zum Schutz der Oberflächengewässer [OGewV 2011] - Anlage 5 - sind dies folgende flussgebietsspezifische Schadstoffe mit einer Umweltqualitätsnorm (UQN) zur Beurteilung des ökologischen Zustands: Tabelle 33: UQN im Schwebstoff für flussgebietsspezifische Schadstoffe Nr. Stoffname UQN 2 Arsen 40 mg/kg 52 Dibutylzinn-Kation 100 µg/kg Polychlorierte Biphenyle PCB 20 µg/kg je Einzelstoff (PCB-28,52,118,138,153,180) 138 Chrom 640 mg/kg 142 Kupfer 160 mg/kg 149 Zink 800 mg/kg In den Jahren wurden in ausgewählten Wasserkörpern, in denen bereits im Zeitraum 2005 bis 2007 Überschreitungen von UQN festgestellt worden sind, weitere Untersuchungen durchgeführt, um die Sachverhalte zu überprüfen und die Entwicklung der Messwerte zu verfolgen. Bei der Ermittlung der Ursachen für die Stoffeinträge wurde für die Elemente Arsen, Kupfer und Zink auch der Anteil geogene Belastung überprüft. Die Ergebnisse werden im Abschnitt der Wasserkörperauswertungen und bei den themenbezogenen Schwerpunkten dargestellt. 65/111

66 6.1.2 Schwebstoffuntersuchungen zur Trendermittlung Nach 11 der OGewV ist die Ermittlung langfristiger Trends der Konzentrationen bestimmter umweltrelevanter Schadstoffe in Biota, Sedimenten oder Schwebstoffen durchzuführen. Es geht dabei um solche Stoffe, die dazu neigen sich in Biota, Sedimenten oder Schwebstoffen anzusammeln, nicht oder nur langsam abbaubare Stoffe, sich anreichernde, chronisch toxisch, krebsauslösende Stoffe, teilweise mit Anwendungs- oder Herstellungsverbot, aber dennoch gegenwärtiger Belastung in Gewässern bzw. Gewässersedimenten, Böden in Überschwemmungsgebieten, Organismen. In Thüringen erfolgen die Trenduntersuchungen in der Schwebstoffmatrix. Die dafür notwendigen Untersuchungen sind gemäß OGewV bzw. LAWA RaKon-Arbeitspapier IV.4 (Stand: Nov. 2013) wenigstens alle drei Jahre durchzuführen. Für eine Trendberechnung müssen mindestens 5 Jahresmittelwerte je Schadstoff und Messstelle zur Verfügung stehen. Die Berechnung erfolgt auf der Basis von repräsentativen Jahresmittelwerten. Gemäß Anlage 11 der OGewV sind für die Gewinnung der Jahresmittelwerte die Schadstoffkonzentrationen in den Schwebstoffen mindestens viermal pro Jahr zu analysieren begann die TLUG mit den Trendermittlungen an 4 Überblicksmessstellen (je 1 an Werra, Unstrut, Saale und Weißer Elster) und einer Bestandsaufnahme bezüglich der Relevanz von Schadstoffen im Elbe-Einzugsgebiet an 3 weiteren Ermittlungs-Messstellen in der Weißen Elster und Pleiße (siehe Abbildung 38). Eine erste Untersuchungskampagne lief von 2011 bis 2013, wobei in den ersten beiden Jahren keine für die Trendberechnung notwendigen repräsentativen Jahresmittelwerte gewonnen werden konnten. Die Anzahl der Probenahmen und die zeitliche Verteilung über das Jahr entsprachen noch nicht der Methodenvorschrift in Bezug auf eine Trendaussage. Die Probenahme und Untersuchung sollte gemäß Empfehlung für Schwebstoffuntersuchungen im Elbeeinzugsgebiet [FGG Elbe 2010] erfolgen. Die Untersuchungen 2011 und 2012 dienten einer ersten Bestandsaufnahme hinsichtlich der Relevanz der untersuchten Stoffe und der Methodenerprobung bei Probenahme und Analytik. Viermal im Jahr werden jeweils einen Monat lang Schwebstoff-Fallen in die Gewässer eingebaut und nach 4 Wochen die Proben entnommen (siehe Abbildung 39 und Abbildung 40). 66/111

67 Abbildung 38: Lage der Probenahmestellen mit Schwebstoff-Untersuchungen Bei der Probennahme musste auf ein System mit Sedimentationskästen umgestellt werden, um in einem Sammelzeitraum von vier Wochen ausreichendes Probenmaterial für alle nötigen Bestimmungen im Labor zu bekommen. Bei den früheren Probenahmen mit einer Durchflusszentrifuge war es aufgrund der geringen Probenmenge nur möglich die Schwermetalle oder nur eine organische Schadstoffgruppe zu bestimmen. Die Schwebstoffe wurden mit der Zentrifuge außerdem nur an einem bestimmten Tag gesammelt. Abbildung 39: Sedimentationskasten aus Edelstahl 67/111

68 Abbildung 40: Probenahme der Schwebstoffe 68/111

69 Tabelle 34: Parameter für das Trendmonitoring Stoff- Stoffname Stoffgruppe Zuk. Nr. 2 Anthracen PAK X X X X 5 Bromierte Diphenylether PBDE X X X X (PBDE 28,47,99,100,153,154) 6 Cadmium Metalle / Metalloide X X X X 7 C10-C13 Chloralkane C10-C13 Chloralkane X X X X 12 Bis(2-ethyl-hexyl)phthalat Phthalate X X X X (DEHP) 15 Fluoranthen PAK X X X X 16 Hexachlorbenzol Chlorbenzene/SHKW X X X X 17 Hexachlorbutadien Chlorbenzene X X X X 18 Hexachlorcyclohexan (HCH) SHKW X X X X 20 Blei Metalle / Metalloide X X X X 21 Quecksilber Metalle / Metalloide X X X X 26 Pentachlorbenzol Chlorbenzene X X X X 28 Polycyclische aromatische PAK X X X X Kohlenwasserstoffe (PAK) Benzo[a]pyren, Benzo(b)fluoranthen, Benzo(k)fluoranthen, Benzo(g,h,i)-perylen, Indeno(1,2,3-cd)-pyren 30 Tributylzinn Zinnorganika X X X X 34 Dicofol X 35 Perfluoroktansulfonsäure PFT X X X (PFOS) 36 Quinoxyfen X 37 Dioxine und dioxinähnl. Verbind. Dioxine/Furane X X X dl-pcb 43 Hexabromcyclododecan X (HBCDD) 44 Heptachlor- und Heptachlorepoxid X Andere Schadstoffe: Arsen, Kupfer, Zink, Uran, Metalle / Metalloide X X X X Nickel Chrom Metalle / Metalloide X X Moschusverbindungen X X 9 b DDT/DDE/DDD SHKW X 27 Pentachlorphenol Chlorphenole X 31 Trichlorbenzole Chlorbenzene X Zur Bewertung erfolgt die Analytik der Schwermetalle in der <63 µm-fraktion. Die organischen Schadstoffe wurden in der Originalprobe (Korngröße < 2 mm) bestimmt. Zusätzlich erfolgten Paralleluntersuchungen der Schwermetallkonzentrationen in der Originalprobe (Korngröße < 2 mm) wurde außerdem an 2 Probestellen Sediment aus dem Flussbett untersucht. Diese Bestimmungen dienten der Qualitätssicherung und zur Unter- 69/111

70 stützung der Methodenentwicklung und Diskussion bezüglich der Matrix (Korngrößen, Probenaufbereitung). Für einige Stoffe gibt es noch keine genormten Analysenverfahren für die Bestimmung im Feststoff. Im Rahmen der Methodenentwicklung variieren unter Umständen jährlich die Analysenverfahren. Mit geänderten Verfahrenskenndaten (Bestimmungsgrenze) ist zu rechnen. Dieser Umstand ist bei der Auswertung und Interpretation der Ergebnisse zu berücksichtigen. Exemplarisch sind einige Ergebnisse der Jahre in den nachfolgenden Tabellen und im Anhang 3 aufgelistet. Bei Moschusverbindungen und PFT gab es 2011 und 2012 an allen 7 Messstellen kaum Befunde über der Bestimmungsgrenze. Lediglich für HHCB (Galaxolide) liegen positive Befunde vor. Diese Moschusverbindung tritt bundesweit in Erscheinung. Wegen der allgemein niedrigen Befunde wurden diese Untersuchungen der Stoffgruppen PFT und Moschusverbindungen 2013 ausgesetzt. Dioxine/Furane (PCDD/PCDF) Die gemessenen Konzentrationen der Einzelstoffe wurden mit ihrem jeweiligen Faktor in Toxizitätsäquivalente umgerechnet und aufsummiert. Die Mittelwerte für Einzelverbindungen und die Umrechnungsfaktoren sind im Anhang 3 dargestellt. Tabelle 35: Mittelwerte für Dioxine/Furane aus 7 Schwebstoffproben an 7 Messstellen Gewässer Messstelle Summe PCDD/PCDF Toxizitätsäquivalente WHO-TEQ-2005 pg/g Pleiße Gößnitz oh 10,4 Pleiße TS Windischleuba Zulauf 8,3 Weiße Elster Greiz oh 2,9 Weiße Elster Gera uh 5,6 Saale Camburg-Stöben 2,8 Unstrut Oldisleben 2,0 Werra Wartha 6,0 Die Thüringer Messwerte lassen sich im Vergleich zum Orientierungswert von 20 pg/g WHO- PCDD/F als unauffällig einordnen. Der als safe sediment value bezeichnete Wert von 20 pg/g PCDD/F-I-TEQ basiert auf der Biomagnifikation von PCDD/Fs in Seevögeln. Mit diesem Orientierungswert wurden 2008 die Untersuchungen in der Elbe verglichen und bewertet [FGG Elbe 2011]. Nach der Richtlinie 2013/39/EU sind zukünftig in der Gruppe Dioxine und dioxinähnliche Verbindungen nicht nur die 7 polychlorierten Dibenzoparadioxine (PCDD) und 10 polychlorierten Dibenzofurane (PCDF), sondern auch 12 dioxinähnliche Polychlorierte Biphenyle (dl- 70/111

71 PCB) zu untersuchen und zu bewerten. Das sind zusätzlich PCB 77, 81, 105, 114, 118, 123, 126, 156, 157, 167, 169 und PCB 189. Maßstab für die Bewertung sind die Toxizitätsäquivalente nach den Faktoren der WHO von In den Jahren wurden nur die sieben nicht dioxinähnlichen PCB (ndl-pcb) mit einer UQN nach OGewV Anlage 5 untersucht. Die UQN von 20 µg/kg je Einzelverbindung wurde an keiner Messstelle überschritten. Die Mittelwerte aus 11 Schwebstoffproben der Jahre sind in Tabelle 36 dargestellt. Tabelle 36: Mittelwerte für ndl-pcb aus 11 Schwebstoffproben Gewässer Messstellen Pleiße Gößnitz Pleiße Windischleuba W.Elster Gera uh W.Elster Greiz oh Saale Camburg Unstrut Oldisleben Werra Wartha µg/kg µg/kg µg/kg µg/kg µg/kg µg/kg µg/kg PCB 28 0,346 0,177 0,228 0,515 0,574 0,258 0,455 PCB 52 0,637 0,486 0,792 2,37 0,698 0,382 1,07 PCB 101 1,82 1,84 2,88 6,15 1,85 1,13 4,28 PCB 118 1,65 1,47 2,22 6,67 1,63 1,03 2,55 PCB 138 4,37 4,37 6,61 9,02 4,49 3,08 9,25 PCB 153 3,57 3,70 5,88 7,31 3,81 2,72 8,75 PCB 180 1,95 1,77 2,44 2,29 2,07 1,47 5,23 Metalle / Metalloide Für die Metalle wurden Jahresmittelwerte gebildet, um einen ersten Vergleich der Daten in den jeweiligen Untersuchungsjahren zu ermöglichen. Auffällig sind die starken Schwankungen der Jahresmittelwerte bei Arsen und Zink an den einzelnen Messstellen und im Vergleich der Jahre, was auf noch stärkere Schwankungen der Einzelwerte in den Proben zurückzuführen ist. 71/111

72 Abbildung 41: Arsen, Uran, Cadmium und Quecksilber im Schwebstoff Abbildung 42: Zink, Nickel, Kupfer und Blei im Schwebstoff Für alle anderen untersuchten Stoffgruppen sind die Ergebnisse im Anhang 3 tabellarisch dargestellt. 72/111

73 Die Ergebnisse aus den Jahren liefern eine erste Information zum Schadstoff- Status im Schwebstoff der größeren Thüringer Flüsse. Bei den untersuchten Metallen mit UQN (As, Cu, Zn) waren keine Überschreitungen der UQN festzustellen. Auch für Zinnorganika (Dibutylzinn, Tetrabutylzinn, Triphenylzinn) und PCB mit festgelegten UQN im Schwebstoff traten in den Jahren keine Überschreitungen auf. Eine Aussage zum Trend kann für diese und alle anderen untersuchten Stoffe noch nicht getroffen werden. Für eine Aussage zum langfristigen Trend der relevanten Stoffe sind ab 2015 weitere Untersuchungen notwendig, damit ab 2019 mit 5 Jahresmittelwerten eine erste Trendbewertung erfolgen kann. Beim Analysenumfang sind ab 2015 außerdem neue Stoffe gemäß Richtlinie 2013/39/EU zu berücksichtigen (siehe Tabelle 34). Belastungen in der Weißen Elster und Pleiße sind weiter zu beobachten und Ursachen zu ermitteln. 6.2 Untersuchung von Schadstoffen in Fischen (Biota) Mit der Richtline 2008/105/EG vom über Qualitätsnormen im Bereich der Wasserpolitik führte die EU zum Schutz höherer Lebewesen (Säugetiere, Vögel) vor Vergiftung über die Nahrungskette (secondary poisoning) Qualitätsnormen (UQN) für Biota als zusätzliches Bewertungskriterium für den chemischen Zustand von Oberflächengewässern zunächst für Quecksilber, Hexachlorbenzol und Hexachlorbutadien ein. Nach der Novellierung dieser Richtline durch die Richtlinie 2013/39/EU vom sind nunmehr für insgesamt elf Stoffe die Schadstoffkonzentrationen in Biota maßgebend zur Bewertung des chemischen Zustands der Oberflächengewässer. Davon sind neun Stoffe in Fischen und zwei Stoffe in Krebstieren und Weichtieren zu überprüfen. Für Thüringer Gewässer lagen bisher keine Untersuchungsdaten zu Schadstoffen in Biota vor. Mit der durchgeführten Untersuchung wurde eine erste orientierende Übersicht über die Schadstoffbelastung von Fischen erstellt. Neben der Oberflächengewässerverordnung und den EU-Richtlinien 2008/105/EG und 2013/39/EU wurden die einschlägigen Arbeitspapiere der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA): LAWA-AO, Rahmenkonzeption Monitoring, Teil B Bewertungsgrundlagen und Methodenbeschreibungen in ihrer jeweils aktuellen Fassung als fachliche Grundlagen für das Untersuchungsprogramm verwendet. Die Probenahme erfolgte nach den Empfehlungen des LAWA-Arbeitspapiers IV.3 Konzeption für Biota-Untersuchungen zur Überwachung von Umweltqualitätsnormen gemäß RL 2008/105/EG, Stand: 18. Oktober /111

74 Die laborchemischen Untersuchungen erfolgten unter Berücksichtigung des LAWA- Arbeitspapiers IV.1 Untersuchungsverfahren für chemische und physikalisch-chemische Qualitätskomponenten, Anlage 3: Analytik für Biota-Untersuchungen, Stand: 27. Februar Untersuchungsprogramm Zielstellung der Biota-Untersuchung war, einen ersten Überblick über die Belastung von Fischen in Thüringer Oberflächengewässern mit den bereits in RL 2008/105/EG geregelten Stoffen Quecksilber, Hexachlorbenzol und Hexachlorbutadien und darüber hinaus auch den mit Inkrafttreten der RL 2013/39/EU neu hinzukommenden Stoffe (PBDE, Dicofol, PFOS, Dioxine und dl-pcb, HBCDD, Heptachlor und Heptachlorepoxid) zu gewinnen. Die ebenfalls Biota relevanten Stoffe Fluoranthen und Benzo(a)pyren sind gemäß Richtlinie nicht in Fischen sondern in Krebsen oder Weichtieren zu überwachen. Soweit Probenmaterial zur Verfügung stand, wurden beide Stoffe wie auch ndl-pcb dennoch in den Fischproben mit bestimmt. Für die Probenahme wurden zunächst fünf für Thüringen typische Gewässer ausgewählt. Dort sollten jeweils ca. 10 Fische entnommen, deren Lebern und Filets gewonnen und dann laborchemisch die Schadstoffkonzentrationen analysiert werden Gewinnung des Untersuchungsmaterials Um eine hohe bundesweite Vergleichbarkeit der Ergebnisse zu erreichen, benennt das LAWA Rakon-Papier IV.3 für die jeweiligen Gewässertypen zu bevorzugende Fischarten. Für Binnen und Oberflächengewässer werden sechs Fischarten (Döbel, Brasse/Blei, Flussbarsch, Rotauge, Bachforelle, Aal) empfohlen. In den Thüringer Gewässern sind Blei, Flussbarsch, Rotauge und Aal nur regional verbreitet und deshalb für die Biota-Untersuchungen weniger gut geeignet. Auf Grund seines natürlichen Vorkommens und der Lebensweise wurde der Döbel als bevorzugte Fischart für das Biotamonitoring in Thüringen ausgewählt. Abbildung 43: Döbel (Biota Fische) Wenn der Döbel natürlicher Weise (Flussoberläufe, Forellenregion) oder aufgrund von anderen Ursachen im Gewässer fehlt oder nicht in der benötigten Größe, Altersstruktur und Anzahl gefangen werden kann, wird auf die Bachforelle ausgewichen. 74/111

75 Abbildung 44: Bachforelle (Biota Fische) Die Biota-Probenahmen wurden zusammen mit dem biologischen Fischmonitoring durchgeführt. So konnten im Zuge der ohnehin stattfindenden Bestandsermittlung die nach Art und Alter geeigneten Exemplare (jeweils ca. 10 möglichst 3-jährige Fische) für die Biota- Untersuchung gewonnen werden. Abbildung 45 zeigt die Probenahmestellen. Abbildung 45: Probenahmestellen für Biota An der Pleiße, der Weißen Elster und der Saale wurden Döbel entnommen. In der Werra und der Gera fehlten die Döbel. Daher wurden dort Bachforellen genutzt. Die Tiere wurden tierschutzgerecht getötet, Größe, Gewicht, Geschlecht und Gesundheitszustand vor Ort bestimmt. Die Lebern und die Filets waren zu entnehmen und in entsprechende Probengefäße zu überführen. Von den Lebern wurden bereits vor Ort Mischproben hergestellt. Die Filets waren als Einzelproben zu verpacken. Alle Proben wurden eingefroren (-20 C).Von jeweils zwei Exemplaren pro Messstelle wurde mittels Schuppenuntersuchung das Alter bestimmt. In nachstehender Tabelle 37 sind die wesentlichen Ergebnisse der Probenahme zusammengefasst. 75/111

76 Tabelle 37: Zusammenfassung Probenahmedaten für Biota Gewässer Fischart Anzahl m / w Größe [cm] Gewicht [g] Alter [a] von - bis ø von - bis ø Gera Bachforelle 6 / , ,5 ca. 3 Pleiße Döbel 7 / , , Saale Döbel 2 / , ,7 2-5 Weiße Elster Döbel 5 / , ca. 5 Werra Bachforelle 10 / , ,5 ca Laboranalytik Tabelle 38 zeigt die zu überprüfenden Schadstoffparameter und die Bestimmungsgrenzen. Tabelle 38: Untersuchte Parameter in Biota und Bestimmungsgrenzen Parameter Das ursprüngliche Programm sah vor, je Gewässer jeweils eine Mischprobe der Lebern und der Filets zu untersuchen. Zusätzlich zu den in RL 2013/39/EU angegebenen Parametern wurden auch die ndl-pcb in den Biota-Proben gemessen. Qualitätsnorm Bestimmungsgrenze µg/kg µg/kg Quecksilber und Quecksilberverbindungen 20 2 Hexachlorbenzol 10 0,1 Hexachlorbutadien 55 0,1 Bromierte Diphenylether ( 28, 47, 99, 100, 153, 154) 0,0085 0,001 Fluoranthen 30 5 Benzo(a)pyren 5 0,5 Dicofol Perfluoroktansulfonsäure und ihre Derivate (PFOS) 9,1 5 Dioxine und dioxinähnliche Verbindungen 0,0065 0,0002 Hexabromcyclododecan (HBCDD) Heptachlor und Hepta- chlorepoxid 0,0067 0,1 PCB ( 28,52,101,118,153,180) 0, Untersuchungsergebnisse Quecksilber Die Konzentrationen an Quecksilber und Quecksilberverbindungen konnten sowohl in den Leber- als auch den Filetmischproben für alle fünf Gewässer bestimmt werden. Die UQN von 20 µg/kg ist in allen untersuchten Proben überschritten (Abbildung 46). Allerdings unterscheiden sich die Gewässer hinsichtlich der Höhe der Überschreitungen. Die Filets und Lebern der Fische in der Gera und der Weißen Elster sind deutlich höher durch Quecksilber 76/111

77 belastet als in den anderen untersuchten Gewässern. An keinem Gewässer sind signifikante Belastungsunterschiede zwischen den Filet- und Leberproben festzustellen. µg/kg FG 250 Quecksilber in Biota Leber Filet UQN Bachforelle Döbel Gera Werra Saale Weiße Elster Pleisse Abbildung 46: Quecksilberkonzentrationen in den Mischproben (Biota Fische) Polybromierte Diphenylether (PBDE) Die RL 2013/39/EU gibt für die in vielen Kunststoffen und Textilien als Flammschutzmittel verwendeten PBDE ( 28, 47, 99, 100, 153, 154) eine Biota-UQN von 0,0085 µg/kg FG vor. Diese UQN wird in allen fünf Gewässern sehr deutlich überschritten. Das Belastungsniveau in den Gewässern variiert. Die PBDE reichern sich in den Lebern an. 77/111

78 µg WHO-TEQ/ kg µg/kg FG 2,5 2 1,5 PBDE in Biota PBDE Leber PBDE Filet UQN Biota 0,0085 µg/kg 1 0,5 0 Gera Werra Saale Weiße Elster Pleisse Abbildung 47: PBDE in Mischproben (Biota Fische) Dioxine und dioxinähnliche PCB (dl-pcb) Dioxine und dioxinähnliche PCB sind in den Lebern und Filets der Fische in allen beprobten Gewässern nachweisbar. Eine Überschreitung der UQN wurde jedoch nur in den Fischlebern aus der Weißen Elster festgestellt. Die Konzentrationen in den anderen Proben sind durchweg niedriger als die halbe UQN, wobei die Lebern im Vergleich zu den Filets generell die höheren Gehalte aufweisen. 0,008 Dioxine und dioxinähnliche Stoffe in Biota 0,007 0,006 0,005 Dioxin Leber Dioxin Filet UQN Biota 0,004 0,003 0,002 0,001 0 Gera Werra Saale Weiße Elster Pleisse Abbildung 48: Dioxine und dl-pcb (Biota Fische) 78/111

79 Andere prioritäre Stoffe gemäß Richtlinie 2013/39/EU Von den anderen nach RL 2013/39/EU Biota relevanten Stoffen konnten die in Tabelle 39 zusammengefassten Untersuchungsergebnisse gewonnen werden. Während für die Filets mit Ausnahme des HBCCD und z.t. der PAK (Saale) zu allen Parametern Daten vorliegen, konnte in den Lebern nur das PFOS mit gleichem Ergebnis wie in den Filets bestimmt werden. Tabelle 39: weitere prioritäre Stoffe in den Filets Filet Heptachlor und Heptachlorepoxid wurden zwar nicht nachgewiesen, jedoch ist eine UQN- Gewässer Benzo(a)- pyren PFOS Dicofol Fluoranthen HCB Heptachlor und Heptachlorepoxid Hexachlorbutadien Hexabromcyclo dodecan (HBCDD) µg/kg FG µg/kg FG µg/kg FG µg/kg FG µg/kg FG µg/kg FG µg/kg FG µg/kg FG Gera <0,5 <5 <10 <0,5 0,18 <0,1 <0,1 Saale <5 <10 <0,1 <0,1 <0,1 Weiße Elster <0,5 <5 <10 <0,5 0,15 <0,1 <0,1 Werra <0,5 <5 <10 <0,5 0,15 <0,1 <0,1 Pleisse <0,5 <5 <10 <0,5 0,15 <0,1 <0,1 UQN 5 9, , Hexachlorbenzol, Hexachlorbutadien, PFOS und Dicofol verhalten sich in den untersuchten Biotaproben generell unauffällig. Mit Ausnahme des HCB sind alle Befunde kleiner als die jeweilige Bestimmungsgrenze (BG) des Analysenverfahrens. Die stoffspezifischen UQN werden sicher eingehalten. Fluoranthen und Benzo(a)pyren sind in den Fischen nicht nachweisbar. Für eine normgerechte UQN-Überprüfung wären hier allerdings Krebstiere und Weichtiere zu untersuchen. UQN eingehalten BG zu hoch nicht analysiert, keine Daten Bewertung wegen der viel zu hohen BG des Analysenverfahrens nicht sinnvoll. Polychlorierte Biphenyle (ndl-pcb) Obwohl die Herstellung von PCB in Deutschland seit 1983 und das Inverkehrbringen auch für geschlossene Systeme seit 1989 verboten sind, kann ein geringer Eintrag in die Umwelt und die Nahrungskette z.b. aus Mülldeponien oder nicht sachgemäßer Entsorgung wegen der hohen Stabilität der PCB nicht völlig ausgeschlossen werden. Die Stoffgruppe der Polychlorierten Biphenyle umfasst 209 Einzelverbindungen. Einige PCB-Einzelverbindungen zeigen aufgrund ihres Molekülaufbaus Ähnlichkeiten mit Dioxinen und werden deshalb als dioxinähnliche PCB (dl-pcb) bezeichnet. Für diese dl-pcb wurden analog zu den Dioxinen Toxizitätsäquivalente abgeleitet und sie werden zusammen 79/111

80 mit den Dioxinen als eine Stoffgruppe Dioxine und dioxinähnliche Stoffe für die Bewertung des chemischen Zustands der Oberflächengewässer herangezogen. Ca. 90% der PCB weisen strukturbedingt diese dioxinähnlichen Eigenschaften nicht auf und werden deshalb als nicht-dioxinähnliche PCB (ndl-pcb) bezeichnet. Die toxikologische Wirkung der ndl-pcb wird anhand von sechs sog. Indikator-Kongeneren (PCB 28, 52, 101, 138, 153, 180) bewertet. Die ndl-pcb sind nicht europaweit sondern national als flussgebietsspezifische Schadstoffe (OGewV, Anlage 5) geregelt. UQN wurden für Sedimente/Schwebstoffe und ersatzweise für die Wasserphase abgeleitet. Eine Biota-Norm für ndl-pcb liegt nicht vor. Zur Beurteilung der Belastung der Fische in Thüringer Gewässern werden deshalb die gemessenen Konzentrationen hilfsweise mit Konzentrationsangaben aus der Lebensmittelüberwachung verglichen. Laut Schadstoff-Höchstmengen-Verordnung [SHmV 2007] ist das Muskelfleisch von Fischen bis zu einer PCB-Höchstkonzentration von 200 µg/kg für den Verzehr geeignet. Die Generaldirektion Gesundheit und Verbraucherschutz (DG SANCO) der Europäischen Kommission hat im Jahre 2006 eine Höchstgehaltsregelung für ndl-pcb in Lebensmitteln vorgeschlagen. Danach wären im Muskelfleisch von Fischen (außer Aal) 100 ng/g zulässig. ng/g FG 250 PCB in Biota Summe PCB im Filet Summe PCB in der Leber Höchstmenge lt. VO (EG) 1881/2006 Vorschlag DG Sanco Gera Saale Weiße Elster Werra Pleisse Abbildung 49: ndl-pcb in Biota (Fische) Bewertung der Biota-Ergebnisse Die erstmalige Untersuchung von Biota in Thüringen zeigt, dass die in den Thüringer Gewässern lebenden Fische sehr unterschiedlich durch die nach RL 2013/39/EU relevanten Schadstoffe belastet sind. Bezogen auf die jeweiligen UQN muss die Thüringer Fischfauna 80/111

81 als Quecksilber belastet bezeichnet werden. Die UQN wird flächendeckend sowohl in Lebern als auch Muskulatur z.t. deutlich überschritten. Besonders auffällig zeigen sich die Fische in der Weißen Elster und der Gera. Bei beiden Gewässern könnte tatsächlich eine erhöhte Quecksilberexpostion z.b. aus Einträgen von Altlasten am und im Gewässer vorliegen. Die anderen Gewässer zeigen auch eindeutige UQN-Überschreitungen, jedoch sind diese weniger massiv. Die Untersuchungsergebnisse bestätigen die Deutschland weit beobachtete Belastungssituation hinsichtlich Quecksilber nun auch für Thüringen. Das Ergebnis der PBDE-Bestimmungen überrascht vor allem hinsichtlich des Ausmaßes der UQN-Überschreitungen. PBDE bilden somit nach derzeitigem Kenntnisstand neben Quecksilber das Hauptbelastungsproblem für Biota in Thüringen. Die in den Filetmischproben gemessene PBDE-Konzentration übersteigt die UQN von 0,0085 µg/kg FG um Faktor 27 (Pleiße) bis 120 (Gera). Die Lebern sind noch höher belastet. Hier reichen die UQN-Überschreitungen von Faktor 97 (Werra) bis Faktor 275 (Weiße Elster). Die erhaltenen Befunde bedürfen zunächst der weiteren Verfizierung. Mit dem BDE 47 und den BDE 99 bzw. 100 wurden diejenigen Einzelsubstanzen als Hauptkontaminanten festgestellt, die auch bei Untersuchungen anderer Medien (z.b. Schwebstoffe, Sedimente, menschliches Gewebe, Blut und Muttermilch) die höchsten Konzentrationen aufweisen. Dioxine und dioxinähnliche PCB lassen sich in den Fischen aus allen fünf Gewässern nachweisen. Das Belastungsniveau ist mit Ausnahme der Lebermischprobe aus der Weißen Elster jedoch als moderat zu bezeichnen. Bis auf die genannte Leberprobe aus der Weißen Elster wird die UQN überall sicher eingehalten. Auch die Konzentrationswerte der zusätzlich überprüften ndl-pcb überschreiten die hilfsweise hinzugezogenen Normwerte aus der Lebensmittelüberwachung nicht. Lediglich die schon bei den Dioxinen/dl-PCB auffälligen Lebern aus der Weißen Elster überschreiten den Richtwert für Filetproben von 100 ng/g FG. Die Ergebnisse der Dioxin-/dl-PCB- Bestimmungen korrelieren gut mit den Ergebnissen der ndl-pcbs. Die anderen überprüften Schadstoffparameter (PFOS, Dicofol, HCB, Hexachlorbutadien) sind nach den erhaltenen Messergebnissen in Thüringer Biota bisher nicht relevant. Allerdings muss für Heptachlor und Heptachlorepoxid dieser Nachweis mit einem Untersuchungsverfahren mit erhöhter Nachweisempfindlichkeit durchgeführt werden. Die vorliegenden, mit einem zu unempfindlichen Verfahren gewonnenen Untersuchungsergebnisse (alle <BG) erlauben keine belastbare Einschätzung der tatsächlichen Kontaminationssituation. Eine geeignete Überprüfung für HBCCD steht ebenfalls noch aus. 81/111

82 Fluoranthen und Benzo(a)pyren waren in den Fischproben nicht nachweisbar. Allerdings sind diese Stoffe gemäß RL 2013/39/EU in einer anderen Matrix (Krebstiere und Weichtiere) zu überprüfen. Zur Gewinnung einer statistisch belastbaren Datenbasis zur Beurteilung der jeweiligen Stoffrelevanz für Thüringen sollten über einen Zeitraum von zunächst 5 Jahren an jeweils 10 OWK Biota-Untersuchungen (Fische) durchgeführt werden. 6.3 Pflanzenschutzmittel (PSM) Seit Anfang der 90er Jahre gehören Analysen auf Pflanzenschutzmittel zum regulären Gewässer-Überwachungsprogramm. Insgesamt umfasst die Stoffpalette über 180 Verbindungen, jedoch waren zu keinem Zeitpunkt ständige Belastungen oder Belastungsschwerpunkte erkennbar. In den Jahren 2011 und 2012 wurde ein erweitertes Überwachungsprogramm auf Pflanzenschutzmittel in Thüringer Fließgewässern durchgeführt. Hierbei wurden neben den fortlaufend überwachten 7 Messstellen an den großen Gewässern (Überblicksmessstellen) auch gezielt 20 Messstellen an kleineren Gewässern in stark landwirtschaftlich genutzten Gebieten untersucht. Mit bis zu 12 Probenahmen im Jahr sollte ein umfassendes Bild von der Belastungssituation der Gewässer gewonnen werden. Im Jahr 2013 beschränkte sich die Überwachung auf die 7 Überblicksmessstellen. In den Anhängen 1 und 2 sind die Stoffe der Anlage 7 und Anlage 5 der OGewV mit der gültigen UQN und den jeweiligen Untersuchungsjahren zusammengestellt. Ein Teil dieser Schadstoffe ist der Gruppe der Pflanzenschutzmittel zuzuordnen. Insgesamt konnte eine Vielzahl von Pflanzenschutzmittel-Wirkstoffen nachgewiesen werden, jedoch in nur relativ geringen Konzentrationen, so dass die verbindlich festgelegten stoffspezifischen Umweltqualitätsnormen der geregelten Stoffe stets eingehalten worden sind. Die nachweisbaren Verbindungen sind folgenden PSM-Gruppen zuzuordnen: Herbizide... 49% Insektizide... 15% Fungizide... 6% Abbauprodukte/Metabolite... 30% 82/111

83 Damit überwiegen die im Ackerbau eingesetzten Unkrautvernichtungsmittel oder Wachstumsregulatoren bei Weitem das Vorkommen gegenüber den anderen Anwendungsgruppen. Die Gruppe der Insektizide, denen tendenziell eine höhere gewässerökologische Schädigung für die Gewässerfauna zu unterstellen wäre, insbesondere für das Makrozoobenthos, ist somit in einem deutlich geringerem Umfang in den Gewässern festzustellen. Zugleich wird die gehobene Bedeutung der Metabolite erkennbar, deren Vorkommen wichtige Indizien für die Einträge von PSM in die Gewässer bieten. Beispielhaft sollen ausgewählte Stoffe beschrieben werden: Bentazon In nahezu jedem untersuchten Gewässer wurde Bentazon nachgewiesen. Es gehörte 2011/12 zu dem am häufigsten nachweisbaren Wirkstoff in Thüringen. Jedoch wird in allen Gewässern die Umweltqualitätsnorm von 0,1 µg/l unterschritten, häufig liegen die Konzentrationen sogar unter der halben UQN. Zudem ist der Einsatz von Bentazon in den letzten Jahren rückläufig, der höchste Jahresmittelwert fiel auf das Jahr Abbildung 50: Bentazon-Befunde (Jahresmittelwerte) Metazachlor Auch dieses Herbizid war in 18 der untersuchten Proben nachzuweisen, in 2 % der Proben traten Einzelbefunde >UQN auf. Noch häufiger waren jedoch die Abbauprodukte (Metabolite) Metazachlorsäure und Metazachlorsulfonsäure nachzuweisen. Nur für den Ausgangsstoff Metazachlor ist eine Umweltqualitätsnorm in Höhe von 0,4 µg/l festgelegt, die als Jahresmittelwert in keinem Fall überschritten war. 83/111

84 Abbildung 51: Metazachlor und Metabolite an der Messstelle Saale Camburg-Stöben Die Konzentrationen der Metabolite liegen deutlich über der UQN des Ausgangssubstanz. Mecoprop Das Herbizid Mecoprop liegt im Ranking der in Thüringen in den Jahren 2011 und 2012 nachgewiesenen Wirkstoffe auf Rang 2 nach Bentazon, gemessen an der Häufigkeit der Nachweise. 2011/12 wurden insgesamt 503 Proben an 27 Messstellen untersucht. In 42 % der Proben gab es Nachweise dieses Wirkstoffes, jedoch meist in geringen Konzentrationen deutlich unterhalb der UQN. So liegt auch an allen Messstellen der relevante Jahresmittelwert unterhalb der UQN von 0,1 µg/l. In nur 6 der 503 Proben gab es Einzelwerte oberhalb von 0,1 µg/l. Die höchste gemessene Konzentration an Mecoprop mit 0,84 µg/l war im September 2011 in der Pröse oberhalb Straußfurt festzustellen. Bei den folgenden 15 Messungen prägten Analysenergebnisse unterhalb der Nachweisgrenze des Stoffs das Bild. Es ist ein Beispiel dafür, dass PSM-Nachweise mit höheren Stoffkonzentrationen ausschließlich in den kleinen Fließgewässern festgestellt wurden, andererseits diese Belastungen aber nicht anhaltend sind oder alljährlich auftreten. Glyphosat und AMPA Wegen der ökotoxikologischen Bedeutung des Wirkstoffs und den hohen Einsatzmengen in der Landwirtschaft wurde Glyphosat und AMPA in die Messprogramme aufgenommen, um die Relevanz der Stoffe in den Thüringer Gewässern zu ermitteln. Die Abkürzung AMPA 84/111

85 steht für die Verbindung Aminomethylphosphonsäure, die beim Abbau des Herbizids Glyphosat entsteht. Für Glyphosat und AMPA gibt es keine verbindliche Umweltqualitätsnorm. In den analysierten Proben wurde häufiger AMPA als Glyphosat nachgewiesen, wobei die Glyphosat- Befunde überwiegend in den kleinen Fließgewässern auftraten, in denen der Bezug und die Nähe zu den Anwendungsflächen gegeben sind. Die Überblicksmessstellen befinden sich an größeren Gewässern, in denen es durch höhere Abflussmengen zur Verdünnung von Glyphosat kommt und zum anderen durch die Größe der Einzugsgebiete und Verweilzeiten eher mit Nachweisen von AMPA als von Glyphosat zu rechnen war. Die folgende Tabelle belegt beispielhaft die unterschiedlichen Verhältnisse für Glyphosat und das Abbauprodukt AMPA an zwei Überblicksstellen an Flüssen im Vergleich zu zwei Messstellen an Bächen in landwirtschaftlich geprägten Regionen. Tabelle 40: Ergebnisse Glyphosat und AMPA für 2011/ 2012 an ausgewählten Messstellen Gewässer / Messstelle Untersuchungsjahr Glyphosat Mittelwert AMPA Mittelwert Unstrut / Wundersleben 2011 nicht nachweisbar 5,03 µg/l Weiße Elster/Gera uh 2011 nicht nachweisbar 3,06 µg/l Orla / Rehmen ,28 µg/l 1,16 µg/l Vippach Mündung ,27 µg/l 0,77 µg/l HCH Der Wirkstoff HCH steht für Hexachlorcyclohexan, das in mehreren chemischen Isomeren auftreten kann. Das bekannteste ist gamma-hch, das auch als Lindan bezeichnet wird. Seit 1977 darf Lindan in der Bundesrepublik nicht mehr angewendet werden. Für die neuen Bundesländer gab es eine Übergangsregelung bis Mitte der 90er Jahre. Auch die Ausnahmeregelung als Arzneimittel gegen saugende Insekten (z.b. Kopfläuse) ist 2007 ausgelaufen. Lindan ist jedoch gegen einen Abbau sehr resistent und kann bis heute in vielen Umweltmedien nachgewiesen werden. In Thüringen wird HCH mit empfindlichen Analysenmethoden immer noch regelmäßig mit niedrigen Stoffkonzentrationen nachgewiesen. 85/111

86 6.4 Geogene Hintergrundwerte Ist für einen Schadstoff nach Anl. 5 oder 7 OGewV die natürliche Hintergrundkonzentration im zu beurteilenden OWK größer als die UQN, so legt die zuständige Behörde gemäß Anlage 8, Ziffer 3.3 () eine abweichende UQN unter Berücksichtigung der Hintergrundkonzentration für diesen OWK fest. Bei UQN-überschreitenden Belastungen mit Schwermetallen in OWK, die aufgrund ihrer geologischen und hydrogeochemischen Eigenschaften erhöhte geogene Grundbelastungen indizieren, sind gezielte Untersuchungen zur Klärung der Ursachen vorgenommen worden. Das betrifft den OWK Obere Loquitz exemplarisch für das Gewässersystem der Loquitz hinsichtlich der Belastung mit Kupfer, Zink und Cadmium, den OWK Obere Ilm exemplarisch für mehrere OWK im Thüringer Wald hinsichtlich der Belastung mit Kupfer und den OWK Obere Werra bis Schwaba hinsichtlich der Belastung mit Cadmium. Methodisch sind dabei ausgewählte Messstellen auf den Grad anthropogener Beeinflussung hinterfragt und wenn erforderlich zusätzlich beprobt worden. Das abweichende Bewirtschaftungsziel nach 30 WHG wird gemäß [LAWA 2012/1] Handlungsempfehlung für die Ableitung und Begründung weniger strenger Bewirtschaftungsziele als n-faches der betreffenden UQN aus Anl. 5 oder 7 OGewV festgelegt. Loquitz Das Gewässersystem der Loquitz wird gebildet aus den OWK Obere Loquitz, Untere Loquitz und Sormitz als ein Nebengewässer der Loquitz. Die folgende Abbildung zeigt die Lage der OWK im Grenzgebiet zwischen Thüringen und Bayern: 86/111

87 Abbildung 52: Gewässersystem der Loquitz und Messstellen Die OWK Obere Loquitz und Sormitz sind anthropogen überprägt durch die Folgen des Schieferbergbaus, insbesondere die Schieferhalden der großen Brüche Lehesten (Obere Loquitz) und Schmiedebach (Sormitz) im oberen Einzugsgebiet. Die aus Pyritverwitterung in den Halden, Schadstoffmobilisierung und Auswaschung resultierenden Belastungen sind repräsentativ an einer Messstelle unmittelbar unterhalb des ehemaligen Staatsbruchs Lehesten erfasst worden ( Loquitz 20 ). Eine Messstelle unmittelbar oberhalb das Staatsbruchs ( Loquitz 1 ) repräsentiert die durch Bergbau (und mithin durch menschliche Tätigkeit) unbeeinflusste (natürliche) Beschaffenheit des Oberflächenwassers. Für beide Messstellen liegen Untersuchungsergebnisse aus unfiltrierten Wasserproben vor. Tabelle 41: Metalle und ph-wert in Wasserproben - Obere Loquitz, Loquitz 20 Loquitz 1 Parameter Mittelwert Maximum Anzahl Anzahl Mittelwert Maximum Messwerte Messwerte ph- Wert 4,6 42 5,5 38 Zink gesamt [µg/l] , Kupfer gesamt [µg/l] ,04 4,2 38 Cadmium gesamt [µg/l] 1,59 2, ,282 0, Messstelle Loquitz 20 ; HKL 5 Messstelle Loquitz 1 ; HKL 1-2 Es zeigt sich, dass die mittlere Konzentration von Zink in der Vorflut des Bergwerks gegenüber Loquitz 1 etwa 35-fach erhöht ist; die von Kupfer 190-fach und die von Cadmium 5-bis 87/111

88 6-fach. Insbesondere für Kupfer und Zink zeigen die Konzentrationsverhältnisse den Bergbau als maßgebliche Quelle an. An der anthropogen unbeeinflussten Messstelle Loquitz 1 sind die für Cadmium in der Härteklasse (HKL) 1-2 geltenden UQN für die ZHK (0,45 µg/l) knapp eingehalten, für den JD (0,08 µg/l) jedoch um das mehr als 3,5-fache überschritten. Somit ist für Cadmium eine geogene Grundbelastung nachgewiesen worden, die ursächlich für die Verfehlung der UQN-JD auch in unteren Gewässerabschnitten sein kann. Die Untersuchungsergebnisse der Zeitreihe bestätigen in der Größenordnung Erhebungen von JENA-GEOS [2007], die für das Bergwerk im Jahre 2007 vorgenommen worden sind. Die Messstelle Rauscherbach 18 bildet dabei ebenso wie die Messstelle Loquitz 1 momentan unbeeinflusste Verhältnisse ab. Die Messstelle Loquitz 16 charakterisiert unvermischtes Haldensickerwasser. Tabelle 42: Metalle in Wasserproben - Obere Loquitz, Einzelwerte aus JENA-GEOS [2007] Loquitz 16 Loquitz 20 Loquitz 1 Rauscherbach 18 Zink gesamt [µg/l] Kupfer gesamt [µg/l] < 10 < 10 Cadmium gesamt [µg/l] 3,5 1,5 < 0,5 < 0,5 Untersuchungen des Schwebstoffs, für den die UQN für Zink und Kupfer gelten, konnten physikalisch-technisch bedingt erst in weiter unterhalb liegenden Gewässerabschnitten erfolgen. Dabei bilden sich an der Messstelle Staatsbruch uh Belastungen aus dem Schieferbruch Lehesten und an der Messstelle Kleine Sormitz-Mündung Belastungen aus dem Schieferbruch Schmiedebach ab; andere anthropogene Quellen können ausgeschlossen werden. Die Ergebnisse zeigen für beide Messstellen auch hinsichtlich der Konzentration von Cadmium in der flüssigen Phase analoge Verhältnisse, wobei die Belastung der Sormitz generell etwas höher ausfällt. Tabelle 43: Metalle in Wasser und Schwebstoff - obere Loquitz und Kleine Sormitz, Staatsbruch uh Kleine Sormitz Mündung Parameter Mittelwert Maximum Anzahl Mittelwert Maximum Anzahl Messwerte Messwerte ph- Wert 7,3 35 7,4 30 ZinkSchwebstoff [mg/kg] Kupfer Schwebstoff [mg/kg] Cadmium gesamt [µg/l] 0,377 0,9 35 0,619 1,1 30 Messstelle Staatsbruch uh (OWK Obere Loquitz ); Zeitreihe ; HKL 3-4 Messstelle Kleine Sormitz-Mündung (OWK Sormitz ); Zeitreihe ; HKL 4 Im Längsschnitt der Loquitz (einschließlich OWK Untere Loquitz ) zeigt sich von der Schadstoffquelle (oberhalb Messstelle Staatsbruch uh ) bis zur Einmündung der Sormitz (unterhalb Messstelle Unterloquitz und oberhalb Messstelle Loquitz-Mündung ) eine stetige Abnahme der Schadstoffgehalte im Schwebstoff. Das ist offenbar der Tatsache geschuldet, dass neben dem Altbergbau keine weitere anthropogene Quelle mit signifikanten Einleitun- 88/111

89 gen besteht. Die Belastungen werden an den OWK Untere Loquitz vererbt, wobei die Aufstockung an der Loquitz-Mündung durch die Sormitz bewirkt wird. Tabelle 44: Metalle im Schwebstoff im Längsschnitt der Loquitz, Messstelle Staatsbruch uh Probstzella oh Probstzella uh Unterloquitz Loquitz Mündung OWK obere Loquitz obere Loquitz obere Loquitz untere Loquitz untere Loquitz ph-wert 7,3 7,6 7,7 7,8 7,8 ZinkSchwebstoff [mg/kg] Kupfer Schwebstoff [mg/kg] Mittelwerte aus jeweils 11 Messwerten Zusammenfassend lässt sich feststellen, dass bereits die natürliche Wasserbeschaffenheit im oberen Einzugsgebiet von Loquitz und Sormitz mittlere Konzentrationen des prioritären Schadstoffs Cadmium aufweist, welche den UQN-JD mehrfach übersteigt. Trotz Einleitung infolge des Bergbaus weiter angereicherten Wassers reduziert sich dieser Wert in unteren Gewässerabschnitten durch Verdünnung und andere physikalisch-chemische Prozesse, so dass er an der Sormitz-Mündung nur noch weniger als das 1,5-fache der UQN-JD erreicht hat und an den Messstellen Probstzella oh (für den OWK Obere Loquitz ) und Loquitz- Mündung (für den OWK Untere Loquitz) knapp innerhalb der Norm geblieben ist. Tabelle 45: Cadmium in Wasser in der Loquitz und Sormitz, Messstelle Parameter Loquitz-Mdg. Cadmium gesamt [µg/l] 35 0,103 0,137 0,48 Messwerte statistisch bereinigt, UQN-Überschreitungen rot HKL 4, UQN-JD Cd: 0,15 µg/l, UQN-ZHK Cd: 0,9 µg/l Für die Messstellen kann somit eine OWK-spezifische, dem geogenen Hintergrund entsprechende UQN für Cadmium von 0,225 µg/l (1,5 UQN) abgeleitet werden. Solange dieser Wert im JD und die ZHK gemäß Anl. 7 OGewV eingehalten sind, steht der gute chemische Zustand der OWK nicht in Frage. Anzahl Messwerte Die Belastungen mit den flussgebietsspezifischen Schadstoffen Zink und Kupfer sind dagegen hauptsächlich dem Altbergbau geschuldet und somit primär anthropogen verursacht. Geogene Anreicherungen können hinsichtlich der Konzentrationsverhältnisse in bergbaulich unbeeinflusstem Wasser nur von untergeordneter Bedeutung sein. Die in der flüssigen Phase sauren Milieus aus den Schieferhalden ausgetragenen Schadstoffe fallen im neutralen bis leicht alkalischen Milieu weiter tiefer liegender Gewässerabschnitte aus und bewirken die Überschreitung der UQN in der festen Phase (Schwebstoff). Weitere Untersuchungen zur Klärung des Sachverhalts sind nicht erforderlich. Mittelwert max. JD-Wert 2009 oder 2010 max. Einzelwert Probstzella oh Cadmium gesamt [µg/l] 35 0,123 0,139 0,52 Sormitz-Mdg. Cadmium gesamt [µg/l] 23 0,089 0,175 0,30 Wie weiterführende Betrachtungen ergeben haben, sind zuverlässig wirksame Maßnahmen zur Schadstoffreduzierung hinsichtlich des damit verbundenen Aufwands nicht verhältnismä- 89/111

90 ßig. Die OWK werden deshalb auf unabsehbare Zeit (bis nach 2027) mit Zink und Kupfer UQN-überschreitend belastet bleiben. Betrachtungen zu Trends und natürlichen Reduktionsraten sind aufgrund der kurzen Zeitreihen nicht möglich. Die an den Messstellen Probstzella oh (für den OWK Obere Loquitz ), Sormitz-Mündung (für den OWK Sormitz ) und Loquitz-Mündung (für den OWK Untere Loquitz ) festgestellten Belastungen, die in vergleichbarer Größenordnung liegen, markieren somit den bestmöglichen Zustand. Tabelle 46: Zink und Kupfer im Schwebstoff in der Loquitz und Sormitz, Messstelle Parameter Mittelwert max. JD-Wert 2009 oder 2010 max. Einzelwert Probstzella oh Sormitz-Mdg. ZinkSchwebstoff [mg/kg] Kupfer Schwebstoff [mg/kg] ZinkSchwebstoff [mg/kg] Kupfer Schwebstoff [mg/kg] ZinkSchwebstoff [mg/kg] Loquitz-Mdg. Kupfer Schwebstoff [mg/kg] je 11 Messwerte, statistisch bereinigt, UQN-Überschreitungen rot UQN Zn: 800 mg/kg, UQN Cu: 160 mg/kg Für die OWK können deshalb einheitlich für Zink das Doppelte der UQN (1.600 mg/kg) und für Kupfer das 3,5-fache der UQN (560 mg/kg) als weniger strenge Bewirtschaftungsziele hinsichtlich des ökologischen Zustands formuliert werden. Obere Ilm In der Bewirtschaftungsplanperiode ab 2009 ist die für Schwebstoff geltende UQN für Kupfer von 160 mg/kg in den OWK Schweina, Grumbach, Truse, Schwarza-Untere Hasel und Obere Ilm überschritten worden. Damit haben sich Befunde aus dem Zeitraum 2006 bis 2008 in vergleichbarer Höhe bestätigt. Die vor 2009 auch im OWK Schmalkalde festgestellte Überschreitung hat sich nicht bestätigt; die Werte liegen allerdings in einem Schwankungsbereich, der offenbar auch für die anderen OWK kennzeichnend ist. 90/111

91 Tabelle 47: Kupfer im Schwebstoff in OWK mit UQN-Überschreitung, Jahresmittelwerte Cu [mg/kg] OWK Messstelle Schweina uh Schweina Schweina oh Steinbach oh Steinbach uh Grumbach Bad Liebenstein uh Truse Grumbach Mdg Brotterode uh Trusetal uh Truse Mdg Schmalkalde Kleinschmalkalden Schwarza- Steinb.-Hallenbg. uh Untere Hasel Benshausen oh Manebach uh 110 Ilmenau Sportplatz (Gabelbach) 118 Ilmenau oh Ilmenau Gew.gebiet 187 Obere Ilm Schorte Mdg. 255 Ilmenau uh Schorte 210 Langewiesen oh 195 Langewiesen uh Wohlrose Mdg. 67 UQN- Überschreitungen rot Die Einzugsgebiete der betroffenen OWK ketten sich am Kamm des Thüringer Waldes auf und bestreichen diesen bis zu seinem südlichen bzw. im Fall der Oberen Ilm nördlichen Rand. Der Thüringer Wald ist gemäß Geochemischem Atlas der BRD (BGR Hannover, Berlin 2006) als Verbreitungsgebiet paläozoischer Vulkanite (hier insbesondere Porphyr) im Zusammenhang mit Gangmineralisationen und den am Kupferschieferausbiss in seiner Zechsteinumrandung auftretenden Mineralisationen flächenhaft durch Kupferanreicherungen > 70 mg/kg in fluviatilen Sedimenten mit örtlich deutlich erhöhten bis anormalen Gehalten bis 512 mg/kg charakterisiert. Der Mittelwert für die BRD liegt bei 23,2 mg/kg. Die betroffenen OWK sind jeweils hydrologisch autark, sie beschreiben obere Einzugsgebiete ( Quellgebiete ) von Werra und Ilm, die keine Speisung durch oberliegende Wasserkörper erfahren. Belastungen sind untereinander nicht vererbbar. Der räumliche Zusammenhang unter gleichen geochemischen Voraussetzungen bei gleicher Belastungsintensität (Streubreite i. d. R. < 2 UQN) indiziert eine im Wesentlichen geogene Verursachung der Belastung ohne erhebliche anthropogene Überprägung. Punktquellen (industrielle, gewerbliche oder kommunale Abwassereinleitungen) würden sich durch signifikant erhöhte Werte an einzelnen Messstellen abheben, was nicht der Fall ist. Relevante Einleitungen finden nicht statt. Auch diffuse Quellen infolge menschlicher Tätigkeit (Land-und Forstwirtschaft, Bergbau) können i. d. R. ausgeschlossen werden, da sie einen so hohen Deckungsgrad in der Fläche, 91/111

92 wie er bei den betroffenen OWK in räumlichem Zusammenhang zu verzeichnen ist, nicht erwarten lassen. Im OWK Obere Ilm ist die Situation beispielhaft in Form eines Ermittlungsmonitorings in den Jahren 2008 bis 2010 näher untersucht worden (Tabelle 47). Dabei wurde sich auf den Gewässerabschnitt zwischen Ilmenau und Langewiesen konzentriert, da 2006 in der Wohlrose, die unterhalb der Messstelle Langewiesen uh in die Ilm einmündet, nur eine vergleichsweise geringe Belastung festgestellt worden war und die Belastungsquelle somit im Stadtgebiet von Ilmenau vermutet werden konnte. Wie sich gezeigt hat, treten UQNüberschreitende Belastungen tatsächlich erst im Stadtgebiet auf (ab der Messstelle Ilmenau oh ), wobei die vergleichsweise höchste Belastung über die Schorte eingetragen wird (Messstelle Schorte-Mündung ), die unmittelbar unterhalb der Stadt in die Ilm einmündet. Abbildung 53: Ermittlungsmessstellen für Kupfer an der oberen Ilm Da andere Ursachen nicht plausibel identifizierbar sind, scheint historischer Bergbau als lokale Belastungsquelle wirksam zu werden. Im Bereich von Ilmenau ist Kupferschiefer und zum Teil auch Kupfererz abgebaut worden, an der Schorte auch Mangan, Fluss-und Schwerspat (Schaubergwerk Volle Rose ), die eine Vergesellschaftung mit Kupfer erwarten lassen. Da die über die Schorte eingetragenen Belastungen aber in der Größenordnung durchaus vergleichbar mit den Belastungen sind, die in der Ilm auch oberhalb der Schorte- Mündung anzutreffen sind (< 2 UQN), werden weitere Untersuchungen nicht für erforderlich gehalten. Es kann geschlussfolgert werden, dass einfache Überschreitungen der UQN für Kupfer (bis zum Doppelten der UQN) im Rahmen geogener Verursachung liegen und somit eine von Anl. 5 OGewV abweichende, OWK-spezifische UQN von 320 mg/kg begründen. 92/111

93 Gleiches trifft analog auch auf Arsen zu. Die UQN für Arsen von 40 mg/kg ist im OWK Schweina relativ gering (< 2 UQN) überschritten worden. Gemäß Geochemischem Atlas der BRD (BGR Hannover, Berlin 2006) treten im Bereich des Thüringer Waldes erhöhte Arsengehalte im Zusammenhang mit strukturell kontrollierten spätvariszischen Mangan- und Eisen-Mangan-Erzgängen und postvariszischen Fluorit-Baryt-Mineralisationen westlich von Ilmenau sowie zutreffend für das obere Einzugsgebiet des OWK Schweina im Verbreitungsgebiet der paläozoischen Vulkanite auf. Andere Quellen konnten nicht identifiziert werden. Eine gemäß Zf. 3.3, Anl. 8 OGewV abweichende UQN von 80 mg/kg für Arsen scheint angemessen zu sein. Obere Werra bis Schwaba In den Jahren 2010 und 2011 ist festgestellt worden, dass die für den prioritären Schadstoff Cadmium in der HKL 1-2 geltende UQN-JD von 0,08 µg/l an der Werra-Messstelle Saarmündung oh im Rahmen einfacher Überschreitung verfehlt wird. Die UQN für die ZHK (0,45 µg/l) ist dagegen sicher eingehalten. In der statistischen Auswertung der Messwerte ergibt sich folgendes Bild: Tabelle 48: Cadmium im Wasser an der Werra-Messstelle Saarmündung oh, Anzahl Mittelwert Mittelwert Parameter Maximum Messwerte P-90 Perzentil Cadmium gesamt [µg/l] 21 0,102 0,102 0,175 0,149 Cadmium gelöst [µg/l] 21 0,097 0,096 0,175 0,14 Eine anthropogene Beeinflussung der Messstelle kann aufgrund ihrer Lage im oberen Einzugsgebiet vollkommen ausgeschlossen werden. Überschreitungen der UQN-JD bis zum Doppelten (0,16 µg/l) sind deshalb als geogen verursacht zu bewerten und stellen den guten chemischen Zustand des OWK nicht in Frage. Zusammenfassung Mit den vertiefenden Untersuchungen konnten Normverfehlungen in 7 OWK als geogen verursacht identifiziert und OWK-spezifische, von der OGewV abweichende UQN quantifiziert werden. In 3 OWK haben sie dazu geführt, Belastungen als primär anthropogen zu identifizieren und diesbezüglich weniger strenge Bewirtschaftungsziele nach 30 WHG festzulegen. 93/111

94 Tabelle 49: Zusammenstellung angepasste UQN / weniger strenge Bewirtschaftungsziele Geogener HGW / Weniger strenges OWK Parameter spezif. UQN Bewirtschaftungsziel Obere Werra bis Schwaba Cd [µg/l] 0,16 Schweina Cu [mg/kg] 320 As [mg/kg] 80 Grumbach Cu [mg/kg] 320 Truse Cu [mg/kg] 320 Schwarza-Untere Hasel Cu [mg/kg] 320 Obere Ilm Cu [mg/kg] 320 Sormitz Obere Loquitz Untere Loquitz Cd [µg/l] 0,225 Cu [mg/kg] 560 Zn [mg/kg] Cd [µg/l] 0,225 Cu [mg/kg] 560 Zn [mg/kg] Cd [µg/l] 0,225 Cu [mg/kg] 560 Zn [mg/kg] Wismut Im Flussgebiet der Weißen Elster (W.E.) sind Wipse, Gessenbach, Pöltzschbach und Fuchsbach als Vorfluter aus den Sanierungsgebieten des ehemaligen Uranerzbergbaus im Ronneburger Revier wirksam, im Flussgebiet der Pleiße die oberen Arme der Sprotte. Neben der Eigenüberwachung der Wismut GmbH, die i. d. R. unmittelbar unterhalb von Einleitungen erfolgt, werden die Auswirkungen der Sanierungstätigkeit hinsichtlich damit verbundener stofflicher Beeinträchtigungen der betroffenen OWK durch den Freistaat Thüringen an jeweils einer Messstelle im Mündungsbereich von Wipse, Gessenbach, Pöltzschbach und Fuchsbach, an 3 Messstellen in der Weißen Elster ( Meilitz für OWK W.E. Göltzsch bis Seilersbach, Zwötzen und Milbitz für OWK Mittlere W.E. ) und 2 Messstellen im OWK der Sprotte ( Untschen/Großstechau in der Großensteiner Sprotte und Burkersdorf/Schloßig in der Vereinigten Sprotte) kontinuierlich durch Entnahme von i. d. R. jeweils 12 Wasserproben pro Jahr und Messstelle überwacht. In Wipse, Gessenbach und Pöltzschbach haben in den Jahren 2009 und 2010 außerdem Untersuchungen des Schwebstoffs durch Entnahme von jeweils 4 bis 6 Sammelproben pro Jahr und Messstelle stattgefunden. Ergänzend zur Bewertung wird die operative WRRL-Messstelle Gera uh im OWK Mittlere W.E. herangezogen, die in den Jahren 2009 bis 2013 kontinuierlich durch Entnahme sowohl von Wasser- als auch Schwebstoffproben überwacht worden ist. 94/111

95 Abbildung 54: Wismut-beeinflusste OWK und Messstellen Der OWK Sprotte befindet sich bezüglich prioritärer Stoffe lt. Anl. 7 OGewV in einem guten chemischen Zustand. Auch die chemische Qualitätskomponente für den ökologischen Zustand (flussgebietsspezifische Schadstoffe lt. Anl. 5 OGewV) ist als gut zu bewerten. Erhöhte Konzentrationen insbesondere von Nickel und Selen, die im Rahmen der Eigenüberwachung der Wismut GmbH in der Beerwalder Sprotte festgestellt worden sind, haben sich nicht in Überschreitungen von UQN in tiefer liegenden Gewässerabschnitten der Großensteiner und Vereinigten Sprotte manifestiert und sind somit nicht maßgeblich für die Gesamtbewertung des OWK. Die OWK Wipse und Gessenbach befinden sich in einem nicht guten chemischen Zustand, der durch zum Teil mehrfache Überschreitungen der UQN für die prioritären Stoffe Nickel und Cadmium, in der Wipse auch Selen und Thallium gekennzeichnet ist. Der flussgebietsspezifische Schadstoff Kupfer und v. a. in der Wipse auch die allgemeinen physikalisch-chemischen Qualitätskomponenten Sulfat und Härte markieren neben den biologischen Komponenten einen schlechten ökologischen Zustand. Obwohl für Uran mit der 95/111

96 OGewV keine UQN festgelegt worden ist, findet dieser flussgebietsspezifische Schadstoff bei der Zustandsbewertung und Bewirtschaftung der OWK als Leitparameter Berücksichtigung. Uran wird im Oberflächenwasser des Ronneburger Reviers trotz weitgehender technischer Abtrennung in Konzentrationen angetroffen, die in deutschem und europäischem Maßstab Spitzenwerte darstellen (BGR: Geochemischer Atlas der BRD.- Hannover, Berlin, 2006). Im Zuge der Auswertung von Sekundärmaterial zum geogenen Hintergrund ist ein Vergleichswert von 10 µg/l als OWK-spezifische UQN für Uran festgelegt worden. Tabelle 50: Untersuchungsergebnisse für die OWK Wipse und Gessenbach UQN Wipse - Liebschwitz oh Gessenbach-Mündung ph-wert 7,6 7,6 7,1 6,8 7,4 8,1 8,1 7,4 8 8 Sulfat [mg/l] GH [ dh] ,8 30,8 79,1 22,9 25 Nickel gelöst [µg/l] 20 62,2 36, ,1 22,7 23,7 40, ,9 22,7 Cadmium gelöst [µg/l] 0,25 0,51 0,31 1,29 0,79 0,18 0,14 0,29 1,36 0,16 0,15 Uran gelöst [µg/l] (10) 46,3 42,3 43,1 13, ,7 17,1 16,9 Selen gelöst [µg/l] 3 5,61 1,1 1,22 1,5 2,97 Thallium gelöst [µg/l] 0,2 0,27 0,19 < 0,1 0,05 Kupfer Schwebstoff [mg/kg] Zink Schwebstoff [mg/kg] Arsen Schwebstoff [mg/kg] 40 19,2 35,6 25,8 32,2 Jahresdurchschnittswerte (arithmetische Mittel), statistisch bereinigt, UQN-Überschreitungen rot HKL 5 hinsichtlich UQN Cadmium Es fällt auf, dass das Jahr 2011 durch unverhältnismäßig hohe Werte für Nickel und Cadmium, im Gessenbach bei relativ niedrigem ph-wert auch für Sulfat und Härte gekennzeichnet ist, die sich jedoch nicht vergleichbar in der Weißen Elster niedergeschlagen haben. Die Situation wird durch das folgende Diagramm beispielhaft verdeutlicht, das den Konzentrationsverlauf von Sulfat an der Messstelle Gessenbach-Mündung und zum Vergleich an der Messstelle Weiße Elster - Gera uh in der Zeitreihe zeigt: 96/111

97 Abbildung 55: Sulfat im Gessenbach und der Weißen Elster-Gera uh, Mit Erreichen des Flutungsendwasserspiegels im Grubengebäude Ronneburg war es im Zusammenhang mit länger anhaltender nasser Witterung zu unerwartet hohem Andrang kontaminierten Grundwassers v. a. in das Gessental, zur Überlastung der dort eingerichteten Wasserfassung zur Fassung und Überleitung der Wässer zur WBA Ronneburg und der in die Wipse abschlagenden WBA Ronneburg selbst gekommen. Dadurch sind vermehrt unbehandelte Wasserströme in Gessenbach und Wipse gelangt. Durch Erweiterung der Wasserfassung, Kapazitätserhöhung der WBA um einen dritten Reinigungsstrang (von 500 m³/h auf 750 m³/h) und allmähliche Wiederabsenkung des Flutungswasserspiegels um ca. 14 m (Stand Ende 2012) hat sich die Situation inzwischen wieder auf relativ niedrigem Niveau stabilisiert, wie die Werte für 2012 und 2013 zeigen. Der chemische Zustand der OWK Pöltzschbach und Fuchsbach ist gut; alle UQN für prioritäre Schadstoffe gemäß Anlage 7 OGewV sind eingehalten. Auch hinsichtlich der mit Anlage 5 OGewV normierten flussgebietsspezifischen Schadstoffe sind beide OWK unauffällig. Da der Fuchsbach dem gleichen Belastungsregime unterliegt wie der Pöltzschbach (mit den Industriellen Absetzanlagen Culmitzsch und Trünzig als wesentlichen Belastungsquellen), der Pöltzschbach aber generell höher belastet ist als der Fuchsbach, konnte im Fuchs- 97/111

98 bach auf Untersuchungen des Schwebstoffs und 2012 und 2013 auch des Oberflächenwassers verzichtet werden. In ähnlicher Weise wie die Wipse ist der Pöltzschbach jedoch, in den die WBA Seelingstädt abschlägt, in hohem Maße mit Uran, Sulfat und Härte (als stoffliche Qualitätskomponenten für den ökologischen Zustand) belastet. Als Vergleichswert für Uran sind aufgrund des lokal höheren geogenen Hintergrundes 20 µg/l als spezifische UQN für beide OWK festgelegt worden. Die Gesamtbewertung des ökologischen Zustands (einschließlich der biologischen Komponenten) fällt im Fuchsbach mäßig und im Pöltzschbach schlecht aus. Tabelle 51: Untersuchungsergebnisse für die OWK Fuchsbach und Pöltzschbach UQN Fuchsbach-Mündung Pöltzschbach-Mündung ph-wert 8,3 8,3 8,1 7,8 7,8 7,7 7,9 7,8 Sulfat [mg/l] GH [ dh] 17,3 19,2 19,9 67,2 50,8 68, ,7 Nickel gelöst [µg/l] ,8 1,5 6,6 6,1 6,4 7 5,6 Cadmium gelöst [µg/l] 0,25 0,09 0,03 0,03 0,2 0,08 0,14 0,13 0,07 Uran gelöst [µg/l] (20) 35,9 41, ,7 Selen gelöst [µg/l] 3 0,78 0,85 0,97 Thallium gelöst [µg/l] 0,2 < 0,1 0,13 0,11 Kupfer Schwebstoff [mg/kg] ,6 Zink Schwebstoff [mg/kg] Arsen Schwebstoff [mg/kg] 40 26,2 23,4 Jahresdurchschnittswerte (arithmetische Mittel), statistisch bereinigt, UQN-Überschreitungen rot HKL 5 hinsichtlich UQN Cadmium ( siehe auch Anhang 1 Stoffe Anlage 7 OGewV) Die mit den Vorflutern aus den Sanierungsgebieten eingetragenen Belastungen haben in der Weißen Elster nicht zur Überschreitung von UQN geführt. Der OWK Mittlere Weise Elster befindet sich hinsichtlich von Belastungen mit Schadstoffen der Anl. 5 und 7 OGewV in einem guten Zustand: Tabelle 52: Untersuchungsergebnisse für den OWK Mittlere Weiße Elster UQN Weiße Elster - Milbitz Weiße Elster Gera uh ph-wert 7,9 7,8 7,6 7,7 7,7 7,8 7,7 7,6 7,6 7,7 Sulfat [mg/l] GH [ dh] 13,9 15,7 17,5 15,6 13,2 16,4 13,7 18,1 16,2 14,3 Nickel gelöst [µg/l] 20 4,28 4,31 10,9 5,08 4,05 3,81 4,67 8,49 4,86 3,89 Cadmium gelöst [µg/l] 0,25 0,09 0,05 0,11 0,05 0,06 0,08 0,05 0,08 0,05 0,05 Uran gelöst [µg/l] 5,22 5,66 5,24 3,56 4,63 6,12 5,15 3,64 Selen gelöst [µg/l] 3 0,51 0,28 0,33 0,64 0,4 0,44 0,32 0,34 Thallium gelöst [µg/l] 0,2 < 0,1 < 0,1 <0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 <0,1 Kupfer Schwebstoff [mg/kg] ,1 74,6 59,8 56,6 Zink Schwebstoff [mg/kg] Arsen Schwebstoff [mg/kg] 40 20,7 23,8 23,2 18,6 15,9 Jahresdurchschnittswerte (arithmetische Mittel), statistisch bereinigt HKL 5 hinsichtlich UQN Cadmium Für die Salzlaststeuerung der Wismut GmbH gelten an der Messstelle Zwötzen Grenzwerte für Sulfat von 450 mg/l, für Chlorid von 250 mg/l und für GH von 19 dh (bis be- 98/111

99 fristet 24 dh), die als Maximalkonzentrationen bei Niedrigwasser der Weißen Elster relevant sind und durch das betriebliche Wassermanagement i. d. R. gewährleistet werden konnten. In den mittleren Konzentrationen vgl. die an den unterhalb liegenden Messstellen Milbitz und Gera uh ermittelten Jahresdurchschnittswerte wirken die Belastungen nicht als ökologisch limitierende Faktoren. Inwieweit Uran in der Weißen Elster als flussgebietsspezifischer Schadstoff ökologisch relevant ist, muss weiteren Untersuchungen vorbehalten bleiben. Aus der internationalen Literatur ergeben sich Richtwerte für die ökologische Potenz einer typischen Gewässerbiozönose von 40 µg/l bei Kurzzeitbelastungen und 5,5 µg/l bei Langzeitbelastungen (CWQA Canadian Water Quality Association: Canadian Water Quality Guidelines for Protection of Aquatic Life.- Entwurf, Toronto, 2009). Der Mittelwert der letzten 10 Jahre beträgt an der Messstelle Gera uh 4,71 µg/l, der Maximalwert lag bei 10,96 µg/l, wobei sich zumindest bis Mitte 2012 ein leicht steigender Trend abzuzeichnen scheint. Damit wird für die Weiße Elster eine Belastung mit Uran indiziert, die möglicherweise gerade noch im Rahmen der ökologischen Verträglichkeit liegt: Uran gesamt µg/l - Messstelle Gera uh Uran gesamt µg/l Trendlinie linear Abbildung 56: Uran an der Messstelle Weiße Elster-Gera uh, Im Ergebnis von Belastungsprognosen der Wismut GmbH hat sich gezeigt, dass Uran und Sulfat langfristig bis weit über das Jahr 2027 hinaus, in dem der 3. Bewirtschaftungsplan nach WHG ausläuft in übermäßig hohen Konzentrationen in Wipse, Pöltzschbach und 99/111

100 Fuchsbach vorzufinden sein werden. Eine Reduzierung der Belastungen auf den geogenen Hintergrund wird mit verhältnismäßigen Mitteln nicht möglich sein. Der unter den Grundsätzen der Nachhaltigkeit und Verhältnismäßigkeit bis 2027 erreichbare bestmögliche Zustand wird durch weniger strenge Bewirtschaftungsziele nach 30 WHG festgeschrieben, die in der Gesamtheit von Maßnahmen der Wismut GmbH innerhalb des Maßnahmenprogramms nach 82 WHG auch eine Verbesserung für die Weiße Elster (im Sinne einer Trendumkehr) bewirken werden: Tabelle 53: Weniger strenge Bewirtschaftungsziele für Wismut-beeinflusste OWK OWK Parameter Weniger strenges Bewirtschaftungsziel Wipse Uran < 50 µg/l Sulfat < mg/l Pöltzschbach Uran < 200 µg/l Sulfat < mg/l Fuchsbach Uran < 50 µg/l Für den Gessenbach scheint eine Reduktion aller relevanten Schadstoffe auf die UQN der OGewV bzw. den geogenen Hintergrund bis 2027 möglich zu sein. Das gleiche trifft auch auf die weiteren relevanten Parameter in der Wipse zu. Hinsichtlich Cadmium und Nickel wird dabei von einer erhöhten geogenen Grundbelastung ausgegangen (0,5 µg/l bzw. 20 µg/l). 6.6 Salzbelastung der Gewässer im Wipper-Gebiet In Nordthüringen zeichnet sich vor allem die Wipper durch eine erhöhte Salzbelastung aus, deren Salzfahne sich bis weit in die Unstrut hinein verfolgen lässt. Wenn auch in Nordthüringen nach Einstellung des aktiven Kalibergbaus keine Einleitungen von Produktionsabwässern mehr stattfinden, so kommt es hier doch immer noch durch den Eintrag salzhaltiger Haldenlaugen zu einer Aufsalzung. Im Fall der Wipper kommen noch geogene Salzwässer aus dem Untergrund hinzu. Für diesen Fluss gilt somit folgendes Schema: 100/111

101 Chlorid mg/l Abbildung 57: Ursachen für die Versalzung der Wipper Im Flusslängsschnitt der Wipper ist ein deutlicher Anstieg der Salzbelastung zu erkennen. Während bis Wülfingerode überwiegend geogene Faktoren die Salzgehalte bestimmen, führt in Sollstedt der Eintrag aus der Althalde zu einer ersten anthropogenen Erhöhung. Im weiteren Flussverlauf tritt unterhalb des Stapelbeckens Wipperdorf ein erheblicher Anstieg der Salzkonzentrationen auf, der zwischen Großfurra und Hachelbich sein Maximum erreicht und dann bis Sachsenburg, bedingt durch eine Verdünnung durch einmündende Nebenbäche, leicht sinkt perz Jahresmittel Abbildung 58: Salzbelastung der Wipper im Fluss-Längsschnitt Bezugsjahr für die Abbildung 58 ist Angegeben sind die Chloridkonzentrationen als 90- Perzentile (blaue Linie) und Jahresmittelwerte (rote Linie). Die statistischen Parameter 90-Perzentil- bzw. Jahresmittelwert verdecken zum Teil erhebliche Schwankungen. Beispielsweise betrug 2013 das Minimum der Chloridkonzentrationen in 101/111

102 mg/l 90perc den monatlichen Einzelproben 899 mg/l (November) und das Maximum mg/l (Februar). Chlorid Wipper Hachelbich Monat Abbildung 59: Chloridgehalt 2013 an der Messstelle Wipper Hachelbich Durch den Wegfall der Produktionsabwässer ist die Salzbelastung in der ersten Hälfte der 1990er Jahre erheblich gesunken. Außerdem begann man, die Halden abzudecken und zu begrünen. Damit werden die Niederschläge teilweise schon in der Deckschicht gebunden und verdunsten wieder, ohne Salze aus dem Haldenkörper auszuwaschen. Dies hat seither zu einer weiteren langsamen Aussüßung besonders von Wipper und Bode geführt. Ein Vergleich der Konzentrationen der wichtigsten Kat- und Anionen gegenüber 1992 macht deutlich, dass die Salzbelastung sehr stark zurück gegangen ist. Nur die Calciumwerte blieben relativ konstant, da das eingetragene Calcium geogenen Ursprungs ist. Tabelle 54: Ionenkonzentrationen in der Wipper am Pegel Hachelbich Jahr K + [mg/l] Na + [mg/l] Ca 2+ [mg/l] Mg 2+ [mg/l] Cl - [mg/l] 2- SO 4 [mg/l] Dabei sind nicht nur die Salzkonzentrationen gesunken, sondern auch die Zusammensetzung des Salzanteils hat sich verschoben: Der Calciumanteil ist gestiegen, die Anteile von Natrium, Kalium und Magnesium sind dagegen gesunken: 102/111

103 K+ Na+ Ca2+ Mg2+ Abbildung 60: Wipper Hachelbich relative Anteile der Kationen 1992 und 2012 Eine sehr enge zeitliche Auflösung der Salzparameter in Abbildung 61 [GFI, 2012] zeigt zweierlei. Erstens lassen sich in der aktuellen Salzbelastung der Wipper Phasen mit nur diffusen Einträgen von Phasen mit diffusen und Abstoßeinträgen unterscheiden. Zweitens verläuft der Rückgang der Salzkonzentrationen keineswegs kontinuierlich: Einem Rückgang im Zeitraum folgte ein leichter Anstieg ab Es wird vermutet, dass hierbei das Abflussgeschehen von Bedeutung war: Die Jahre waren vergleichsweise niederschlagsarm, während die Jahre ab 2007 näher am meteorologischen Durchschnitt lagen. Dies hat möglicherweise die Auslaugung der Salze und ihren Eintrag in die Fließgewässer beeinflusst. Solche Vorgänge waren nicht unbedingt erwartet worden. Ihre Entdeckung unterstreicht die große Bedeutung, die der Fortsetzung des kontinuierlichen Fließgewässer- Monitorings im ehemaligen Kalirevier Südharz zukommt. Abbildung 61: Chloridkonzentration von 1992 bis 2011 Die Gesamtartenzahl des Makrozoobenthos hat sich nach der Verödung der unteren Wipper bis Anfang der 1990er Jahre aktuell auf etwa 25 Arten stabilisiert (siehe Abbildung 62). Zu Beginn der 1990er war die Fauna der Wipper im salzbelasteten Abschnitt gekennzeichnet durch Massenentwicklungen von Zuckmückenlarven, zu denen gelegentlich einige Libellen- 103/111