3 Grundsätzliche Anforderungen

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1 3 Grundsätzliche Anforderungen Die Anhänge II und V der EG-Wasserrahmenrichtlinie, umgesetzt in der Gewässer- Bestandsaufnahme-, Einstufungs- und Überwachungsverordnung NRW (GewBEÜ-V), stellen definierte Anforderungen an die Beschreibung der Grundwasserkörper, die Kategorisierung und Typisierung der Oberflächenwasserkörper, die Festlegung typspezifischer Referenzbedingungen (EG-WRRL, Anhang II) und die Überwachung des Zustands der Gewässer (EG-WRRL, Anhang V). Für Oberflächenwasserkörper und für Grundwasserkörper sind in der EG-WRRL die Tabelle 3-1 dargestellten grundsätzliche Ziele festgelegt. Tabelle 3-1: Grundsätzliche Ziele für Oberflächen- und Grundwasserkörper Grundsätzliche Ziele Kategorie Ökologie Chemie Menge Natürliche Wasserkörper Erheblich veränderte Wasserkörper Künstliche Wasserkörper Grundwasser Oberflächengewässer Oberflächengewässer Oberflächengewässer Verschlechterungsverbot, Zielerreichungsgebot Kein grundsätzliches Ziel Guter ökologischer Zustand Gutes ökologisches Potenzial Guter chemischer Zustand Guter mengenmäßiger Zustand Keine grundsätzlichen Ziele Die Anforderungen an den guten Zustand sind näher in der GewBEÜ-V erläutert und werden weiter über Vorgaben in so genannten Monitoringleitfäden konkretisiert. In den Monitoringleitfäden sind die Kriterien zur Typisierung von Wasserkörpern, Kriterien für die Auswahl von Messstellen sowie Untersuchungs- und Bewertungsmethoden sowie Regeln zur Beurteilung des Zustands von Wasserkörpern festgelegt worden. Die Verfahren orientieren sich dabei an Empfehlungen der Bund-Länder-Arbeitsgemeinschaft Wasser, d.h. an den LAWA- Rahmenkonzeptionen zum Monitoring. Sie berücksichtigen die bereits verabschiedete Tochterrichtlinie Grundwasser und die kurz vor der Verabschiedung stehende Richtlinie über Umweltqualitätsnormen im Bereich der Wasserpolitik, die Interkalibrationsentscheidungen der EU sowie die Richtlinie über technische Spezifikationen zur chemischen Analytik Die Beurteilungsmethoden definieren für die verschiedenen nach EG-WRRL in Oberflächengewässern zu überwachenden Qualitätskomponenten sowie für den chemischen und mengenmäßigen Zustand der Grundwasserkörper jeweils Klassengrenzen und beschreiben damit für die einzelnen Qualitätskomponenten bzw. Ziele die grundsätzlichen Anforderungen an einen guten Zustand. 3-1

2 3.1 Grundsätzliche Anforderungen an die biologischen Qualitätskomponenten in Oberflächengewässern Nach den Vorgaben der EG-WRRL ist für die Oberflächengewässer grundsätzlich bis zum Jahr 2015 ein guter ökologischer Zustand und ein guter chemischer Zustand zu erreichen. Hierzu sind die Gewässer zu überwachen und die Erfüllung der von der EU vorgegebenen Ziele zu beurteilen Gewässerkategorien, LAWA-Gewässertypen, Fischgewässertypen Eine wichtige Voraussetzung zur Beurteilung des Zustands von Oberflächengewässern ist deren Kategorisierung und Typisierung. Dabei wird grundsätzlich zwischen Seen/ Talsperren und Fließgewässern unterschieden. Für jede Gewässerform und jede Gewässerkategorie sind in der Bund-Länder-Arbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) Gewässertypen definiert worden (LAWA-Gewässertypen). Die Typologie der Gewässer ist bei der Planung und Durchführung des Monitorings zu berücksichtigen, da für die verschiedenen Gewässertypen zum Teil unterschiedliche Varianten der Untersuchungs- und Bewertungsmethoden oder eigenständige Methoden angewendet werden. Die Zeitfenster für die Durchführung der biologischen Untersuchungen sind ebenfalls vom Gewässertyp abhängig. Die Karte Fließgewässertypen im Anhang stellt die Zuordnung zu den einzelnen Wasserkörpern dar. Die prozentuale Verteilung ergibt sich aus Tabelle 3-2 und im gröberen Maßstab aus den entsprechenden Abbildungen in Kapitel 2. Tabelle 3-2: Prozentualer Längenanteil der Fließgewässertypen der Oberflächengewässer Nordrhein-Westfalens LAWA-Typ Fließgewässertyp Anteil [%] 19 Kleine Niederungsfließgewässer in Fluss- und Stromtälern 23,7 5 Grobmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche 23,5 14 Sandgeprägte Tieflandflüsse 7,9 18 Löss-lehmgeprägte Tieflandbäche 5,9 7 Grobmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche 5,7 6 Feinmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche 5,6 9 Silikatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse 5,1 15 Sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse 5,0 16 Kiesgeprägte Tieflandbäche 5,0 9.2 Große Flüsse des Mittelgebirges 2,1 15g Große sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse 2,0 9.1 Karbonatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse 1,7 20 Sandgeprägte Ströme 1,6 17 Kiesgeprägte Tieflandflüsse 1,6 12 Organisch geprägte Flüsse 1,1 11 Organisch geprägte Bäche 1,0 10 Kiesgeprägte Ströme 1,0 5.1 Feinmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche 0,7 3-2

3 Die LAWA-Gewässertypen sind durch die jeweiligen naturraum-typischen hydromorphologischen, biozönotischen und chemisch-physikalischen Verhältnisse charakterisiert (siehe Leitfaden Monitoring Oberflächengewässer, Anhang D9 und Typensteckbriefe der LAWA, s. Tabelle 3-3: Prozentualer Längenanteil der Fischgewässertypen der Oberflächengewässer Nordrhein-Westfalens LAWA- Typ Fischgewässertyp Anteil [%] LAWA- Typ FiGt_06 unterer Forellentyp Tiefland 22,13 FiGt_oR33 FiGt_01 FiGt_02 oberer Forellentyp Mittelgebirge unterer Forellentyp Mittelgebirge FiGt_09 Äschentyp Mittelgebirge 5,53 FiGt_20 Fischgewässertyp Karstbäche (Berg. Land, Sauerland, Eifel, Paderb. Anteil [%] 0,80 20,02 FiGt_04 Äschentyp Karstbereiche 0,70 11,07 FiGt_24 Brassentyp Lippe 0,57 oberer Brassentyp nördliches Tiefland FiGt_17 oberer Brassentyp Niers 4,12 FiGt_08 unterer Forellentyp Börde 0,49 FiGt_oR36 Bäche der Rheinebene 3,77 FiGt_15 unterer Barbentyp Erft 0,38 FiGt_05 oberer Forellentyp Tiefland 3,60 FiGt_22 Äschentyp Lippe 0,37 FiGt_10 oberer Barbentyp Mittelgebirge FiGt_oR38 Kanal - nicht bearbeitet 2,84 FiGt_11 0,53 3,01 FiGt_28 oberer Barbentyp Börde 0,33 unterer Barbentyp Mittelgebirge FiGt_25 unterer Barbentyp Tiefland 2,61 FiGt_26 oberer Brassentyp Tiefland 0,29 FiGt_03 FiGt_oR31 oberer Forellentyp Karstbereiche Quellbereiche der Mittelgebirge FiGt_13 unterer Forellentyp Erft 2,36 FiGt_19 0,31 2,48 FiGt_14 oberer Barbentyp Erft 0,27 2,46 FiGt_oR29 Brassentyp Weser 0,25 unterer Brassentyp nördliches Tiefland FiGt_oR30 Brassentyp Rhein 2,33 FiGt_18 unterer Brassentyp Niers 0,12 FiGt_oR32 Karstbäche (Haarstrang) 1,48 FiGt_27 unterer Brassentyp Tiefland 0,12 FiGt_23 Barbentyp Lippe 1,25 FiGt_12 FiGt_oR37 Emscher, Seseke 1,19 FiGt_16 unterer Barbentyp Werre und Else Schmerlen-Stichlingstyp Niers FiGt_oR35 colliner Bach 1,03 FiGt_21 oberer Brassentyp Bastau 0,04 FiGt_07 oberer Forellentyp Börde 0,92 FiGt_oR34 Karstfluss 0,03 Fische sind mobiler und haben andere Lebensraumansprüche als das Makrozoobenthos. Entsprechend der natürlichen Lebensräume von Fischartengemeinschaften wurden daher in Nordrhein-Westfalen zusätzlich zu den LAWA-Gewässertypen Fischgewässertypen abgeleitet. Die Rahmenvorgaben dazu, die sich aus dem Bewertungsverfahren FIBS ergeben, wurden beachtet. Grundlage hierfür waren zum einen historische Vorkommen von Fischarten, zum anderen das Wissen um die Lebensraumansprüche der verschiedenen Fischarten. Den Fischgewässertypen wurden Referenzen zugeordnet, die die Voraussetzung für die Anwen- 0,12 0,07 0,05 3-3

4 dung des fischbasierten Bewertungssystems FIBS sind. Darüber gehen die Referenzen dann in die Beurteilung des Ist-Zustands der Fischfauna ein. Die Karte Fischgewässertypen im Anhang stellt die Zuordnung zu den einzelnen Wasserkörpern dar. Die prozentuale Verteilung ergibt sich aus Tabelle 3-4 und im gröberen Maßstab aus den entsprechenden Abbildungen in Kapitel 2. Auch zu den einzelnen Fischgewässertypen wurden unter Leitung des LANUV Fischgewässer-Steckbriefe erstellt. Die entsprechenden Ausarbeitungen finden sich unter Referenzzustand für die biologischen Qualitätskomponenten Eine zentrale Vorgabe der EG-WRRL zur Konkretisierung der grundsätzlichen Anforderungen für die verschiedenen biologischen Qualitätskomponenten ist die Definition eines sogenannten Referenzzustands für jeden Gewässertyp. Er ist definiert als der Gewässerzustand, bei dem keine oder höchstens sehr geringe Einflüsse des Menschen festzustellen sind. Andere Bezeichnungen für den Referenzzustand sind Leitbild oder heutiger potenziell natürlicher Gewässerzustand (hpng). Die Beschreibung des Referenzzustands umfasst sowohl die hydromorphologischen und chemisch-physikalischen Verhältnisse als auch die in den Gewässer lebenden Artengemeinschaften. Die Regeln für die Ableitung des Referenzzustands finden sich in den EU-Leitlinien Referenzbedingungen und in der LAWA Rahmenkonzeption Monitoring B-I. Der Referenzzustand dient bei der Bewertung des Ist-Zustands der Gewässer als Eichpunkt für den sehr guten Gewässerzustand. Hierdurch soll gewährleistet werden, dass die verschiedenen Degradationsstufen an einem vergleichbaren Maßstab gemessen werden und somit die Bewertungsskala für alle Gewässertypen unabhängig von der Intensität der vorhandenen Nutzungen an einem definierten Nullpunkt beginnt. Für alle Gewässertypen innerhalb der Kategorien sind die typischen hydromorphologischen, biozönotischen und chemisch-physikalischen Verhältnisse charakterisiert worden (siehe LAWA-Typensteckbriefe und Fischgewässertypensteckbriefe). Hierdurch wird gleichzeitig der Referenzzustand beschrieben. Bei der Festlegung des Referenzzustands werden ausschließlich irreversible anthropogene Veränderungen an Oberflächengewässern mit einbezogen. Hierfür werden strenge Maßstäbe angesetzt: Alles, was theoretisch rückbaubar ist, gilt für diese Betrachtung als reversibel, zum Beispiel Gewässerausbau, Gebäude, Landnutzungen. Kostenerwägungen oder Realisierungschancen spielen dabei zunächst keine Rolle. Als irreversibel verändert gelten z.b. Gewässer in Bergsenkungsgebieten oder in den Braunkohlentagebaurevieren. Im Idealfall lässt sich der Referenzzustand an real existierenden Gewässern ableiten. Für viele Gewässertypen gibt es in Mitteleuropa aufgrund der intensiven Nutzungen jedoch keine Referenzgewässer mehr. In diesen Fällen kann der Referenzzustand unter Verwendung der besten gefundenen Ausprägung, historischer Daten und ergänzender Schätzung oder Modellierung des sehr guten Zustands abgeleitet werden. Die Erreichung des Referenzzustands bzw. des sehr guten Gewässerzustands ist ausdrücklich nicht das Ziel der EG- Wasserrahmenrichtlinie, vielmehr wird als allgemeines Qualitätsziel der gute Zustand bzw. das gute ökologische Potenzial angestrebt. Allerdings gilt ein generelles Verschlechterungsverbot: Auch wenn der gute Zustand das Ziel der WRRL ist, müssen auch sehr gute Gewässer vor einer Verschlechterung zum guten Zustand durch geeignete Maßnahmen besonders geschützt werden. Erheblich veränderte und künstliche Gewässer werden zunächst am gleichen Referenzzustand gemessen wie die jeweils entsprechenden natürlichen Gewässertypen. Das konkrete Bewirtschaftungsziel für diese Gewässer wird im ersten Bewirtschaftungszyklus nach der so genannten Prager Methode abgeleitet (siehe Kapitel 3.1.4). 3-4

5 Abbildung 3-1: Referenzzustand, guter Zustand und Degradationsstufen Degradationsstufen und allgemeines Qualitätsziel Für die Bewertung der biologischen Komponenten wird eine fünfstufige Skala verwendet (entsprechend Leitfaden Monitoring Teil A, Tab. A-1.3) Als allgemeines Qualitätsziel wird für die natürlichen, nicht erheblich veränderten Gewässer der gute Zustand gefordert. Der gute Zustand ist ein Zustand, der geringfügige Abweichungen aufgrund anthropogener Einflüsse vom Referenzzustand zulässt Ökologisches Potenzial bei künstlichen und erheblich veränderten Gewässern: Prager Methode Die Auswirkungen von Maßnahmen zur Verbesserung des ökologischen Zustands auf die Lebensgemeinschaften können derzeit nicht so sicher prognostiziert werden, dass das ökologische Potenzial für künstliche und erheblich veränderte Gewässer auf der Ebene der biologischen Komponenten abgeleitet werden kann. Gründe hierfür sind die bisher nicht ausreichenden Kenntnisse über den Zusammenhang zwischen Gewässerstrukturmaßnahmen und der Entwicklung der Biozönosen sowie über ökologische Kenngrößen wie zum Beispiel das Wiederbesiedlungspotenzial und die Mindestarealgröße von Arten und Lebensgemeinschaften. Hilfsweise wird anstelle einer biologisch basierten Ableitung des ökologischen Potenzials eine maßnahmenorientierte Ableitung gewählt, siehe hierzu auch Kapitel 10. Die Prager Methode ist ein maßnahmenorientierter, pragmatischer Ansatz zur Ermittlung des guten ökologischen Potenzials für erheblich veränderte und künstliche Gewässer. 3-5

6 Zielgrößen sind hierbei in der Hauptsache die biologischen Komponenten. Die chemischen Komponenten und der hydromorphologische Zustand gehen insofern in die Betrachtung mit ein, als sie Auswirkungen auf den biologischen Gewässerzustand zeigen. Die Grundlage für die Ableitung des guten ökologischen Potenzials ist die Ermittlung des Ist- Zustands der hydromorphologischen, chemischen und biologischen Qualitätskomponenten. Darauf basierend wird in mehreren Schritten ein ökologisches Potenzial als Zielvorgabe abgeleitet, in das im Gegensatz zu dem guten ökologischen Zustand vorhandene Restriktionen und Nutzungsansprüche mit eingehen (siehe auch Handlungsanleitung Bewirtschaftungsplanung Kapitel 9.5). Zunächst werden alle realistischen (das heißt zielführenden und technisch machbaren) Maßnahmen aufgelistet, die erforderlich wären, um den guten ökologischen Zustand bis 2015 zu erreichen. Maßnahmenfolgen auf vorhandene Nutzungsansprüche bleiben hierbei noch unberücksichtigt. Im nächsten Schritt werden aus dieser Gesamtliste der denkbaren Maßnahmen alle Maßnahmen gestrichen, die sich auf vorhandene, in Art. 4, Abs. 3 der WRRL benannte Nutzungen (z.b. Landentwässerung, Schifffahrt, Energieerzeugung) signifikant negativ auswirken würden. Der hiernach noch erreichbare ökologische Zustand entspricht dem maximalen ökologischen Potenzial (sehr gutem ökologischen Potenzial). Das gute ökologische Potenzial ist demnach durch die Lebensgemeinschaft charakterisiert, die sich nach Anwendung der ökologisch effektiven und ohne signifikante Nutzungseinschränkungen durchführbaren Maßnahmen einstellt. Hierzu werden aus der Maßnahmenliste auch die Maßnahmen entfernt, die voraussichtlich nur eine geringe positive Wirkung auf den ökologischen Zustand haben werden. Sie weisen ein ungünstiges Kosten-Nutzen-Verhältnis auf und sind als ökologisch wenig effektiv anzusehen. Insgesamt darf das ökologisch gute Potenzial jedoch nur geringfügig vom maximalen ökologischen Potenzial abweichen. Erreichen erheblich veränderte Wasserkörper bei den biologischen Qualitätskomponenten den (für natürliche Gewässer anzustrebenden) guten ökologischen Zustand, wird ihre Einstufung als erheblich verändert im nächsten Bewirtschaftungsplan überprüft Fließgewässer und Kanäle Komponenten der Überwachung Das Monitoring an Fließgewässern und Kanälen wird in verschiedenen Überwachungsarten durchgeführt. Man unterscheidet Überblicksmessstellen sowie Messstellen des operativen und des ermittelnden Monitorings (siehe Kapitel 5 und Leitfaden Monitoring Teil B). In die Bewirtschaftungsplanung und die Erfolgskontrolle durchgeführter Maßnahmen gehen jeweils alle vorhandenen Untersuchungsergebnisse der verschiedenen Überwachungsarten ein. Darüber hinaus können zusätzliche begleitende Untersuchungen notwendig sein. Für die Überwachung des Ist-Zustands der Fließgewässer und Kanäle stehen folgende Komponenten zur Verfügung: Makrozoobenthos (MZB) Makrophyten (MP) Phytobenthos - Diatomeen (Pb) Phytobenthos ohne Diatomeen (PoD) Phytoplankton (nur in Plankton führenden Gewässern) (PP) Fische 3-6

7 Von den biologischen Komponenten werden die für den jeweiligen Gewässertyp relevanten Komponenten für das Monitoring ausgewählt. Es ist nicht notwendig, immer an allen Messstellen alle Komponenten zu untersuchen. Sofern für einen Wasserkörper der gute Zustand ermittelt wird der Wasserkörper dennoch mindestens in zwei aufeinander nachfolgenden Messperioden weiter beobachtet. Auch nach erfolgten Maßnahmen muss die Erreichung des guten Zustands durch die Untersuchung aller relevanten Komponenten nachgewiesen werden (Erfolgskontrolle). Die Überwachungsfrequenzen und -intervalle sind im Leitfaden Monitoring Teil B, Tab. B-2.1 und B-3.1 geregelt. Zur Validierung der Ergebnisse der biologischen Untersuchungen werden generell begleitend die allgemeinen chemisch-physikalischen Komponenten (ACP) untersucht. Außerdem werden sowohl zur Interpretation der biologischen Ergebnisse als auch zur Maßnahmenplanung Daten über die Hydromorphologie berücksichtigt. Zu nennen sind vor allem die Gewässerstrukturgütekartierung (GSG) und das Querbauwerkskataster (QUIS) Methoden Einen Überblick über die für die biologische Überwachung verwendeten Methoden gibt die nachfolgende Tabelle. Die einzelnen Bewertungsverfahren enthalten teilweise verschiedene sogenannte Module oder Qualitätsmerkmale, die wiederum aus einzelnen Metrics (gewässertypspezifische Indizes) bestehen können. Für jede dieser Ebenen wird eine Bewertung durchgeführt. Alle Bewertungsergebnisse können zur weiteren Auswertung und Interpretation herangezogen werden (siehe unten). Tabelle 3-4: Biologische Methoden für die Untersuchung und Bewertung von Fließgewässern Qualitätskomponente Methode Module/ Qualitätsmerkmale Bemerkung Ökologischer Zustand Allgemeine Degradation Makrozoobenthos ASTERICS/ PERLODES Potamon-Typie-Index nur Gewässertypen 10 und 20 Saprobie Versauerung Makrophyten Phylib LUA-NRW-Verfahren Referenzindex Ökologischer Zustand Gesamtmodul Artenzusammensetzung und Abundanz Phytobenthos-Diatomeen Phylib Trophie- und Saprobienindex Versauerungsanzeiger Halobienindex Phytobenthos ohne Diatomeen Phylib Bewertungsindex 3-7

8 Qualitätskomponente Methode Module/ Qualitätsmerkmale Phytoplankton PhytoFluss Phytoplanktonindex Bemerkung nur in Plankton führenden Gewässern der Typen 9.2, 10, 15, 17, 20, 23 Fische FIBS Durchgängigkeit Ökologischer Zustand Arten- und Gildeninventar Artenabundanz und Gildenverteilung Altersstruktur Migration Fischregion Dominante Arten Durchgängigkeit für Mittel- und Langdistanzwanderfische Zusatzbewertung für bestimmte Fragestellungen Die Methoden sind ausführlich im Leitfaden Monitoring Teil A, im Anhang D 9 und in den jeweiligen Handbüchern der Bewertungsverfahren erläutert Bewertung Die Bewertung erfolgt bei den biologischen Komponenten mit Ausnahme der Makrophytenbewertung nach van de Weyer (LUA-NRW-Verfahren) und der Bewertung der Durchgängigkeit automatisiert durch Softwaremodule der Originalverfahren, die als auch extern ansteuerbares Modul in der Gewässer-Überwachungs-System - Daten-Bank (GÜS-DB) integriert sind und dort gepflegt und fortgeschrieben werden. Die Methoden zur Makrophytenbewertung wurden NRW-spezifisch abgeleitet, da die von der LAWA entwickelten Methoden die besondere Situation im Tiefland nicht belastbar abbildet. Für die Bewertung der Durchgängigkeit von Fließgewässern für die Fischfauna wurde eine ergänzende Betrachtung aus folgendem Grund durchgeführt: Das fischbasierte und für die Einstufung des ökologischen Gewässerzustands maßgebliche Bewertungssystem FIBS, das von einem Arbeitskreis des Verbandes deutscher Fischereibeamter (VDFF-AK "Fischereiliche Gewässerzustandsbewertung") entwickelt wurde, gibt Hinweise auf die lokalen Gewässerstrukturen. Es ist also geeignet, um die Situation im jeweiligen Wasserkörper zu beurteilen. Ergänzend hat der VDFF-AK empfohlen, das Thema Durchgängigkeit als eigenständigen Aspekt zu behandeln. Hierzu wurden zwei Vorgehensweisen gewählt. Zum einen wurde anhand anadromer Zielarten (Lachs, Meerforelle, Fluss- und Meerneunauge) festgestellt, wie weit diese Arten aktuell vom Meer in die Gewässer von Nordrhein-Westfalen aufsteigen können. Dafür musste nicht unbedingt auch ein tatsächlicher Nachweis vorliegen. Die Abschätzung wurde hilfsweise auch über die technische Durchgängigkeit von Querbauwerken vorgenommen. Zum Zweiten wurden Arten betrachtet, die innerhalb von Flusssystemen längere Wanderungen unternehmen (potmodrome Zielarten: Barbe, Nase/Zährte, Brassen, Quappe, Äsche, Schneider). Für diese Arten wurde überprüft, ob sie in den Gewässern, in denen sie laut Fischreferenz erwartet werden, aktuell auch vorkommen und reproduzieren. Grundsätzlich wird die Bewertung zunächst messstellenbezogen durchgeführt. Jedes automatisiert ermittelte Bewertungsergebnis muss durch den zuständigen Experten bestätigt wer- 3-8

9 den oder kann durch Expertenwissen mit Begründung abgeändert werden. Dabei kann ein Ergebnis auch als unplausibel aus der Gesamtbewertung herausgenommen werden. Anschließend wird das Ergebnis auf den zugehörigen Wasserkörper übertragen. Bei mehreren Messstellen in einem Wasserkörper muss eine repräsentative Bewertung ausgewählt werden. Das Ergebnis für den letztendlich zu bewertenden ökologischen Zustand ist ein hierarchisch aufgebautes System mit den auf verschiedenen Ebenen aggregierten Bewertungen: Einzelergebnisse der Metrics (gewässerspezifische Indizes) der biologischen Komponenten (Zusatzinformation, keine kartographische oder tabellarische Darstellung) Ergebnisse der Module der biologischen Komponenten Ergebnisse der biologischen Komponenten (Makrozoobenthos, Makrophyten, Phytobenthos, Fische, Phytoplankton) Gesamtergebnisse Biologie In die abschließende Bewertung des ökologischen Zustands geht neben dem Gesamtergebnis Biologie auch noch das Gesamtergebnis für die spezifischen Schadstoffe ein, die in der GewBEÜ-V geregelt sind und nicht als prioritär oder prioritär gefährlich eingestuft sind (siehe Kapitel 3.2). Für die Aggregation der Bewertungsergebnisse gelten die Regeln entsprechend Leitfaden Monitoring Teil C. Sie erfolgt automatisiert innerhalb der GÜS-DB. Die Darstellung der Bewertungsergebnisse erfolgt in GIS-Systemen, z.b. in ELWAS-IMS. Aus den Einzelergebnissen der Bewertung, insbesondere aus den Bewertungsmodulen und den Metrics (gewässertypspezifische Indizes) der biologischen Komponenten können über die eigentliche Bewertung der Komponente hinaus weitere spezielle Anforderungen an die durchzuführenden Maßnahmen abgeleitet werden. Mit ihnen lassen sich gleichzeitig die Ziele einer effektiven Bewirtschaftungsplanung konkretisieren. Beispiele: Geht ein festgestelltes Defizit bei der Komponente "Fische" auf eine schlechte Bewertung des Migrationsindex zurück, so muss das Ziel der Bewirtschaftung die Beseitigung von Wanderbarrieren sein. Ist bei einem Mittelgebirgsbach (Typ 5) bei der Komponente "Makrozoobenthos" die Allgemeine Degradation nicht gut und geht dies auf eine schlechte Bewertung der metrics "Hyporhithral-Besiedler" und "Rheoindex" zurück, so ist dies ein Zeichen dafür, dass das Gewässer möglicherweise zu wenig beschattet und die Strömungsgeschwindigkeit herabgesetzt ist. Maßnahmen müssen daher an diesen Defiziten ansetzen. Darüber hinaus kann zum Teil auch die Auswertung weiterer Metrics Anhaltspunkte für eine effektive Maßnahmenplanung liefern, auch wenn diese Metrics nicht in die Bewertung der jeweiligen Komponente mit eingehen. So errechnet z.b. die Software ASTERICS für das Makrozoobenthos Metrics für Habitatpräferenz, Strömungspräferenz, Ernährungstypen etc., die wertvolle Hinweise auf mögliche ökologische Defizite aufzeigen. Die Bewertungsverfahren sind ausführlich im Leitfaden Monitoring Teil A, in den Anhängen D 9 und in den jeweiligen Handbüchern der Bewertungsverfahren erläutert Kanäle Schifffahrtskanäle stellen eine eigene Gewässerkategorie dar. Sie weisen zwar einige Merkmale fließender und stehender Gewässer auf, unterscheiden sich aber in ihrem Charak- 3-9

10 ter deutlich von diesen: Ihre Ufer sind komplett ausgebaut - entweder gespundet oder mit vergossenen Steinschüttungen befestigt. Infolge des regen Schiffsverkehrs wird das Wasser durch aufgewirbeltes Sediment stark getrübt und die Ufer verstärkt den Sog- und Schwallwellen ausgesetzt. Im Unterschied zu den großen Flüssen gibt es für die Schifffahrtskanäle keine bundesweit einheitlichen, abgestimmten biologischen Bewertungsverfahren. Nach derzeitiger Einschätzung ist lediglich eingeschränkt das Makrozoobenthos als Bewertungskomponente geeignet. Die Kanäle sind hinsichtlich ihrer Struktur, Funktion und Besiedlung großen Strömen am ähnlichsten (Fließgewässer-Typ 20). Zur Anwendung kommt daher für das Makrozoobenthos das Bewertungsverfahren Perlodes mit dem erweiterten Potamon- Typie-Index (PTI) nach Schöll et al. (2005) Seen und Talsperren In Nordrhein Westfalen gibt es außer einigen Altgewässern entlang der großen Flüsse keine für die EG-WRRL relevanten natürlichen Seen, jedoch zahlreiche Abgrabungsseen und Talsperren. Die Bewertungsmethoden für Seen sind primär für größere natürliche Seen entwickelt worden; sie sollen nachträglich auf Altgewässer, künstliche Seen und Talsperren übertragen werden. Die Verfahren sind derzeit teilweise noch in der Entwicklungs- oder Erprobungsphase Komponenten der Überwachung Auch für Seen und Talsperren sind verschiedene Überwachungsarten etabliert. Man unterscheidet Überblicksmessstellen sowie Messstellen des operativen und des ermittelnden Monitorings (siehe Leitfaden Monitoring Teil B und Kapitel 5). In die Bewirtschaftungsplanung und die Erfolgskontrolle durchgeführter Maßnahmen gehen jeweils alle vorhandenen Untersuchungsergebnisse der verschiedenen Überwachungsarten ein. Darüber hinaus können zusätzliche Maßnahmen begleitende Untersuchungen notwendig sein. Für die Überwachung des Ist-Zustands der Seen und Talsperren stehen folgende Komponenten zur Verfügung: Phytoplankton Makrophyten Phytobenthos - Diatomeen Eine Methode für das Makrozoobenthos ist in der Entwicklungsphase, ihre Relevanz für künstliche Gewässer und Talsperren ist noch nicht geklärt. Zusätzlich zu den aufgeführten biologischen Komponenten werden stets die Kenngrößen Sichttiefe, Chlorophyll a Gehalt und Phosphor (Gesamtphosphat) bestimmt, um die Trophiebewertung nach LAWA (1999, 2001, 2003) durchführen zu können. Empfohlen wird auch die Erfassung des Zooplanktons. Die Überwachungsfrequenzen und -intervalle sind im Leitfaden Monitoring Teil B, Tab. B-2.2 und B-3.2 geregelt. Als zusätzliche unterstützende Komponente, die zwar nicht direkt bewertungsrelevant ist, die aber sowohl zur Interpretation der biologischen Ergebnisse als auch zur Maßnahmenplanung herangezogen werden muss, ist die Hydromorphologie zu nennen. Sie beinhaltet vor allem die Uferstruktur und die Gewässermorphologie. 3-10

11 Methoden Einen Überblick über die für die biologische Überwachung verwendeten Methoden gibt die nachfolgende Tabelle. Die einzelnen Bewertungsverfahren enthalten teilweise verschiedene sogenannte Module, die wiederum aus einzelnen Metrics (gewässerspezifische Indizes) bestehen können. Für jede dieser Ebenen wird eine Bewertung durchgeführt. Alle Bewertungsebenen können zur weiteren Auswertung und Interpretation herangezogen werden. Tabelle 3-5: Biologische Methoden für die Untersuchung und Bewertung von Seen und Talsperren Qualitätskomponente Methode Module/ Qualitätsmerkmale Phytoplankton PhytoFluss Phyto-See-Index Makrophyten Phytobenthos-Diatomeen Phylib LUA-NRW-Verfahren Phylib Referenzindex Ökologischer Zustand Diatomeenindex (gesamt) Trophieindex Referenzartenquotient Die Methoden sind ausführlich im Leitfaden Monitoring Teil A, in den Anhängen D 9 und in den jeweiligen Handbüchern der Bewertungsverfahren erläutert Bewertung Die Bewertung erfolgt bei den biologischen Komponenten mit Ausnahme der Makrophytenbewertung nach van de Weyer (LUA-NRW-Verfahren) automatisiert durch Softwaremodule der Originalverfahren, die in der GÜS-DB integriert sind oder außerhalb der GÜS-DB angewendet werden können. Jedes automatisiert ermittelte Bewertungsergebnis muss durch den zuständigen Experten bestätigt oder durch Expertenwissen mit Begründung abgeändert werden. Dabei kann ein Ergebnis auch als unplausibel aus der Gesamtbewertung herausgenommen werden. Bei mehreren Messstellen in einem See muss eine repräsentative Gesamtbewertung festgelegt werden. Das Ergebnis der Bewertung ist ein hierarchisch aufgebautes System mit den auf verschiedenen Ebenen aggregierten Bewertungen: Gesamtergebnis Ökologischer Zustand Gesamtergebnisse Biologie und ACP Ergebnisse der biologischen Komponenten (Phytoplankton, Makrophyten, Phytobenthos) Ergebnisse der Module der biologischen Komponenten Einzelergebnisse der Metrics der biologischen Komponenten Für die Aggregation der Bewertungsergebnisse gelten die Regeln entsprechend Leitfaden Monitoring Teil C. Sie erfolgt automatisiert innerhalb der GÜS-DB. Die Darstellung der Bewertungsergebnisse erfolgt in GIS-Systemen, z.b. in FlussWinIMS. 3-11

12 3.2 Grundsätzliche Anforderungen an die chemischen Qualitätskomponenten in Oberflächengewässern Bei der chemischen Überwachung sind außer der EG-WRRL zahlreiche weitere Regelwerke zu berücksichtigen (GewBEÜ-V, GewQV, FischgewV, IKSR-Messprogramme, zusätzliche Messprogramme anderer Flussgebietseinheiten, EG-Informationsaustausch, EU- Nitratrichtlinie, OSPAR u.a.) Komponenten Die Wasserrahmenrichtlinie und die GewBEÜ-V unterscheiden prioritäre und prioritär gefährliche Schadstoffe sowie sonstige spezifische Schadstoffe. Für die praktische Arbeit ist folgende Einteilung sinnvoll (siehe Leitfaden Monitoring Teil D 4): Chemie (chemischer Zustand nach WRRL, GewBEÜ-V Anhang 5, Tochterrichtlinie über Umweltqualitätsnormen im Bereich der Wasserpolitik) Chemie Öko (Ökochemie) GewBEÜ-V Anhang 4.2 gesetzlich nicht verbindlich geregelte Stoffe (mit Orientierungswerten) allgemeine chemische und physikalische Qualitätskomponenten (ACP) Die Überwachungsfrequenzen und -intervalle sind im Leitfaden, Tab. B-2.1, B-3.1, B-2.2 und B-3.2 geregelt Methoden Bei der chemischen Überwachung beruhen die anzuwendenden Analysemethoden auf DINund ISO-Normen, die im Monitoringleitfaden Teil D 3 aufgeführt sind. Dort ist auch festgelegt, in welchem Kompartiment (Wasser, Schwebstoff oder Sediment) und mit welcher Vorbehandlung (gefiltert, ungefiltert) die Untersuchung durchzuführen ist. Die Vorgaben der EU über technische Spezifikationen für die chemische Analyse und die Überwachung werden dabei berücksichtigt Bewertung Für die Bewertung der chemischen Komponenten mit Blick auf die abschließende Bewertung des ökologischen und chemischen Zustands sind dwei verschiedene Regime zu betrachten: Prioritäre und prioritäre gefährliche Stoffe werden in einer zweistufigen Skala bewertet, das heißt gut / nicht gut. Sonstige spezifische Schadstoffe nach GewBEÜ-V werden in einer dreistufigen Skala bewertet, das heißt sehr gut / gut / mäßig. Spezifische Schadstoffe, für die bisher keine rechtlichen Regelungen bestehen, werden anhand von Orientierungswerten ebenfalls zweistufig bewertet. Die Bewertung dient der Information und der Identifizierung weitergehenden Prüfbedarfs, sie geht nicht in die Bewertung des ökologischen Zustands ein. Die Bewertung der stofflichen Belastungen erfolgt 1. für die prioritären und prioritären gefährlichen Schadstoffe anhand der Richtlinie über Umweltqualitätsnormen in der Wasserpolitik im Stand der Parlamentsbefassung vom Juni für spezifische Schadstoffe auf Basis der in der GewBEÜ-V festgelegten Umweltqualitätsnormen. 3-12

13 3. für spezifische Schadstoffe, für die bisher keine Normen rechtsverbindlich eingeführt wurden auf Basis wissenschaftlich abgeleiteter, aber noch nicht allgemein bestätigter Orientierungswerte, oder anhand pauschaler Zielvorgaben, über die in der LAWA eine Grundkonvention erzielt wurde (10 µg/l für organische Mikroverunreinigungen). Soweit für die Stoffe nach Nr. 3 gemessen am Orientierungswert Überschreitungen festgestellt werden, gilt dies als Prüfhinweis. Die Stoffe sind im aktuellen Bewirtschaftungszyklus allerdings nicht Gegenstand der grundsätzlichen Anforderungen und gehen nicht in die Beurteilung des ökologischen Zustands ein. Sie werden aber gleichwohl bei der Maßnahmenplanung derart berücksichtigt, dass vertiefende Untersuchungen oder die Erstellung von Konzepten / Gutachten vorgesehen ist, die zur Einschätzung der Relevanz der Stoffeinträge beitragen. Bei sofortigem Handlungsbedarf, d.h. bei akuter Gefährdung für ggf. bestehende Wasserentnahmen oder für die Gewässerzönose wird sofort reagiert, auch wenn im Maßnahmenprogramm keine gezielte Maßnahme aufgenommen ist. Die Orientierungswerte werden im Monitoringleitfaden Teil D 4 angegeben und werden mit laufenden Kenntnisstand fortgeschrieben. Die Umweltqualitätsnormen / Orientierungswerte, die Grundlage für die Erstellung dieses Bewirtschaftungsplans waren, sind in der entsprechenden Tabelle im Anhang dargestellt. Die Einhaltung der Normen wird anhand von Jahresmittelwerten überprüft. Dabei werden in der Regel äquidistante Messungen zugrunde gelegt. 3.3 Grundsätzliche Anforderungen an Grundwasser Nach den Vorgaben der EG-WRRL ist für das Grundwasser grundsätzlich bis zum Jahr 2015 ein guter mengenmäßiger Zustand und ein guter chemischer Zustand zu erreichen. Weitere Umweltziele für das Grundwasser sind das grundsätzliche Verschlechterungsverbot und die Umkehrung anthropogen bedingter signifikant steigender Schadstofftrends. Das Grundwasser ist zu überwachen und auf die Erfüllung der von der EU vorgegebenen Ziele zu beurteilen. Dabei werden die Grundwasservorkommen auf Ebene von Grundwasserkörpern beurteilt Guter mengenmäßiger Grundwasserzustand Das Grundwasser ist gemäß Anhang 9 der GewBEÜ-V in einem guten mengenmäßigen Zustand, wenn keine Übernutzung des Grundwassers stattfindet und keine signifikante Beeinträchtigung von grundwasserabhängigen Landökosystemen oder in Verbindung stehenden Oberflächengewässern stattfindet. Weiterhin sollen keine Anzeichen für Intrusionen von Salzen und andere Stoffen vorliegen. Kriterium für die Beurteilung des mengenmäßigen Grundwasserzustands ist grundsätzlich der Grundwasserstand. Es werden aber auch Quellschüttungen herangezogen Allgemeine Bewertung Die Bewertung des mengenmäßigen Grundwasserzustands wird für jeden Grundwasserkörper durchgeführt. Dazu werden Trendanalysen von Grundwasserstandsganglinien mit Übertragung auf den Grundwasserkörper und ggf. Wasserbilanzen für Grundwasserkörper ausgewertet. Trendanalysen erfolgen nur bei Messstellen mit einem Messzeitraum ab 1971, mindestens halbjährlichem Messturnus und keinen Messlücken von mehr als 400 Tagen. 3-13

14 Je Messstelle wird eine Wirkungsfläche von 50 km² definiert. Werden durch die Wirkungsflächen der Messstellen 50 % der Grundwasserkörperfläche abgedeckt, so reicht die Messstellendichte für eine Beurteilung auf Basis der Trendanalyse aus. Wenn keine ausreichende Anzahl geeigneter Trendmessstellen vorhanden ist oder bei einem Drittel der Fläche eines Grundwasserkörpers ein negativer Trend von mehr als 1 cm/a festzustellen ist, erfolgt im Rahmen der Bewertung zusätzlich eine Wasserbilanz. Tabelle 3-6: Bewertung des mengenmäßigen Grundwasserzustands auf Basis der Trendanalysen und Wasserbilanzen Überdeckungsgrad der Wirkungsbereiche zur Trendanalyse Wasserwirtschaftliche Bedeutung Ergebnis der Trendanalyse Ergebnis der Wasserbilanz mengenmäßiger Zustand < 50 % > 50 % gering (ohne Hinweise auf einen negativen Trend) mittel/hoch gering/mittel/ hoch ausgeglichen/ positiv negativ gut gut positiv gut negativ ausgeglichen/ positiv negativ schlecht gut schlecht Grundwasserabhängige Landökosysteme Ein Grundwasserkörper ist nur dann in einem guten Zustand sowohl mengenmäßig als auch chemisch wenn keine grundwasserabhängigen Landökosysteme signifikant beeinträchtigt werden. Für die Beeinflussung grundwasserabhängiger Landökosysteme ist aber i. d. R. die mengenmäßige Belastung entscheidend. Die Vorgehensweise in Nordrhein-Westfalen ist hierzu wie folgt: 1. Ausgehend von einer umfangreichen Kulisse (FFH-Gebiete, EU-Vogelschutzgebiete, Nationalpark Eifel, Naturschutzgebiete, Kernflächen der Bereiche für den Schutz der Natur) werden mit Datenbankauswertungen die potenziell beeinflussten grundwasserabhängigen Landökosysteme selektiert. 2. Durch Einzelfallbetrachtung wird dann festgestellt, ob das Risiko einer signifikanten Schädigung vorhanden ist. Falls ja, ist ein Monitoring erforderlich. Bei bereits existierendem Monitoring (z. B. bei Wasserrechten) wird auf die Ergebnisse dieses Monitorings zurückgegriffen. 3. Die Bewertung, ab wann ein Grundwasserkörper in einem schlechten mengenmäßigen Zustand ist, ist im Leitfaden wie folgt festgelegt: Gemäß WRRL können signifikant geschädigte grundwasserabhängige Landökosysteme grundsätzlich zu einem schlechten mengenmäßigen Zustand des Grundwasserkörpers führen. Falls jedoch nur wenige grundwasserabhängige Landökosysteme signifikant geschädigt sind (durch Monitoringergebnis festgestellt) und dies nicht maßgeblich für den gesamten 3-14

15 Grundwasserkörper ist, ist deswegen der Grundwasserkörper nicht in einem schlechten mengenmäßigen Zustand. 4. In Bezug auf die chemische Beeinträchtigung grundwasserabhängiger Landökosysteme ist ein Monitoring nur im begründeten Einzelfall vorgesehen. Allgemeine Vorgaben zur Bewertungsmethodik erfolgen aufgrund des Einzelfallcharakters nicht Guter chemischer Grundwasserzustand Das Grundwasser ist gemäß EG-WRRL in einem guten chemischen Zustand, wenn die Qualitätsnormen der Tochterrichtlinie Grundwasser eingehalten werden und keine Beeinträchtigung von grundwasserabhängigen Landökosystemen oder in Verbindung stehenden Oberflächengewässern erfolgt. Weiterhin sollen keine Anzeichen für anthropogen bedingte Intrusionen von Salzen oder anderen Stoffen vorliegen. Vorgegebene Qualitätsnormen gemäß GewBEÜ-V und Tochterrichtlinie Grundwasser sind: Nitrat: 50 mg/l Pflanzenschutzmittel (Einzelstoff): 0,1 µg/l Pflanzenschutzmittel insgesamt: 0,5 µg/l Gemäß Vorgaben der Tochterrichtlinie Grundwasser sind für bestimmte Parameter von den Mitgliedstaaten Schwellenwerte festzulegen, die wie Qualitätsnormen überwacht werden. Auf Ebene der LAWA wurde Einigkeit darüber erzielt, bundesweit einheitlich die Geringfügigkeitsschwellen der LAWA als Schwellenwerte zu verwenden. Folgende Schwellenwerte werden in Nordrhein-Westfalen überwacht: Arsen: 10 µg/l Cadmium: 0,5 µg/l Blei: 7 µg/l Quecksilber: 0,2 µg/l Nickel: 14 µg/l Chlorid: 250 mg/l Sulfat: 240 mg/l Summe Trichlorethylen und Tetrachlorethylen: 10 µg/l Ammonium: 0,5 mg/l Zur Beurteilung des chemischen Grundwasserzustands werden zunächst Mittelwerte an den einzelnen repräsentativen Messstellen gebildet. Dann ist es erforderlich, die einzelnen Punktinformationen an den Messstellen in die Fläche zu übertragen und zu einer Bewertung für den gesamten Grundwasserkörper zu gelangen. Gemäß Tochterrichtlinie Grundwasser ist ein Grundwasserkörper in einem guten Zustand, wenn die Grundwasserqualitätsnormen und Schwellenwerte an keiner Überwachungsstelle überschritten werden oder der Wert für eine Qualitätsnorm oder einen Schwellenwert zwar an einer oder mehreren Überwachungsstellen überschritten wird, eine geeignete Untersuchung gemäß Anhang III der Tochterrichtlinie jedoch bestätigt, dass neben anderen einzuhaltenden Kriterien - die Schadstoffkonzentration keine signifikante Gefährdung der Umwelt darstellt. (Genaue Ausführungen zur Signifikanzprüfung können dem Leitfaden Monitoring 3-15

16 Grundwasser entnommen werden.) Die anderen einzuhaltenden Kriterien sind: keine Beeinträchtigung von grundwasserabhängigen Landökosystemen, in Verbindung stehenden Oderflächengewässern, Wasserversorgung und Brauchbarkeit des Grundwasserkörpers. Wenn die geogene Hintergrundbelastung des Grundwasserkörpers höher ist als der Schwellenwert, dann ist der Grundwasserkörper aufgrund dieses Parameters nicht in einem schlechten Zustand Schadstofftrends Nach den Vorgaben der Tochterrichtlinie Grundwasser erfolgen Trendberechnungen in den Grundwasserkörpern/Grundwasserkörpergruppen, deren chemischer Zustand gemäß Bestandsaufnahme mit Zielerreichung unwahrscheinlich eingestuft wurde. Gemäß 33a WHG ist bei signifikanten und anhaltenden steigenden Trends von Schadstoffkonzentrationen aufgrund der Auswirkungen menschlicher Tätigkeiten eine Trendumkehr zu bewirken. Demzufolge sind für die maßgeblichen Parameter Trendberechnungen mindestens in den Grundwasserkörpern durchzuführen, die für diesen Parameter als Zielerreichung unwahrscheinlich eingestuft wurden (soweit ausreichende Messwerte vorliegen). Als Ausgangspunkt für die Trendumkehr nennen die EG-WRRL und die Tochterrichtlinie Grundwasser 75 % der Qualitätsnorm bzw. auch des Schwellenwertes, es sei denn, die Mitgliedstaaten legen begründet andere Ausgangspunkte fest. Durch Abstimmung auf Ebene der LAWA wurde bundesweit der Ausgangspunkt der Trendumkehr bei 75 % der Qualitätsnorm festgelegt. Die Trendermittlung und der Ausgangspunkt der Trendumkehr sind kein Kriterium bei der Festlegung des guten oder schlechten Grundwasserzustands. Falls bei einem signifikant ansteigenden Schadstofftrend der Ausgangspunkt der Trendumkehr erreicht ist, sind jedoch grundsätzlich Maßnahmen erforderlich. Genaue Ausführungen zur Trendermittlung sind im Anhang des Leitfadens Monitoring Grundwasser enthalten. In Nordrhein-Westfalen werden 2 verschiedene Trendermittlungen betrachtet. Zunächst erfolgt die Trendermittlung an der einzelnen Messstelle. Falls hier ein signifikant steigender Schadstofftrend über 75 % der Qualitätsnorm bzw. des Schwellenwertes vorliegt und weiterhin ein Flächenkriterium (siehe Leitfaden Monitoring Grundwasser Kap ) erfüllt wird, erfolgt eine Maßnahmenplanung zur Erreichung einer Trendumkehr. Weiterhin wird aus den einzelnen Messstellentrends (jeglicher Konzentration) ein Nitrattrend für den gesamten Grundwasserkörper aggregiert. Aufgrund der Datenlage kann diese Trendberechnung nur für Nitrat erfolgen. Dieser Trend ist nicht maßnahmenrelevant, da sich die Maßnahmenplanung wie oben beschrieben auf den Messstellentrend bezieht. Ein signifikant steigender Trend für den gesamten Grundwasserkörper wird in der Karte des chemischen Zustands als schwarzer Punkt gekennzeichnet Interaktion Grundwasser / Oberflächengewässer Im Hinblick auf die Einhaltung der Umweltziele für in Verbindung mit dem Grundwasser stehende Oberflächengewässer ist die Interaktion zwischen Grundwasser und Oberflächenwasser insbesondere in qualitativer Hinsicht entscheidend. Aus diesem Grund ist auf Basis des Monitorings der Oberflächenwasserkörper die Prüfung notwendig, ob das Verfehlen von Umweltzielen bzw. die signifikante Verringerung der ökologischen oder chemischen Qualität von Oberflächenwasserkörpern ursächlich auf Belastungen des zuströmenden Grundwassers zurückgeführt werden kann. 3-16

17 Wird zweifelsfrei der gute Zustand eines Oberflächenwasserkörpers durch Schadstoffeinträge über das Grundwasser verfehlt, so befindet sich der betroffene Grundwasserkörper in einem schlechten Zustand. Im Hinblick auf den Küsten- und Meeresschutz sind die Schadstofffrachten relevant, die aus dem Grundwasser über die Fließgewässer in die Meere eingetragen werden. Belastbare Daten sind hierzu nur durch Modell- und/oder Bilanzbetrachtungen möglich. Für die Bewertung des chemischen Zustandes eines Grundwasserkörpers sind die Ziele des Meeres- und Küstenschutzes derzeit nicht relevant. 3-17