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Tagungsbeiträge
Grundwassermonitoring und
-probennahme 2018
Schwerpunkte:
-
Funktionsprüfung von Grundwassermessstellen
-
Grundwasserprobennahme in Kombination mit Altersbe-
stimmung
-
Grundwasserdynamik
-
Mikrobiologie und Grundwasserbiologie
-
Abgrenzung von diffusen Belastungen
27. bis 29.09.2018 im Schloss Hartenfels in Torgau und
am Versuchsgut Köllitsch

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1
Grundwassermonitoring und –probennahme 2018 – Programm
Donnerstag, 27.09.2018
09:30
Begrüßung und organisatorische Einführung
Arbeitskreis Grundwasserbeobachtung
09:45
Grußworte
10:15
20 Jahre Arbeitskreis Grundwasserbeobachtung
Ralf Trabitzsch (UFZ Leipzig)
S. 3
Block 1: Funktionsprüfung von Messstellen und Probennahme
Moderation: Angela Hermsdorf (Landesamt für Umwelt Brandenburg)
10:40
Leitfaden zur "Anwendung von Qualitätsanforderungen an Grundwasserstands-
und -gütemessstellen (WRRL)" in Nordrhein-Westfalen
Stephan Hannappel (HYDOR Consult GmbH) / Sabine Bergmann (LANUV NRW)
S. 6
11:10
Kaffeepause
11:40
Funktionsprüfung - Vorgehensweise in Bayern
Jörg Neumann (LfU Bayern)
S.14
12:05
Merkblatt Funktionsprüfung an Grundwassermessstellen
Peter Börke (LfULG Sachsen)
S.18
12:30
Mikrobiologische Grundwasseruntersuchungen im Feld
Thomas Grischek, Gerit Orzechowski (HTW Dresden)
S.21
13:00
Mittagspause
Block 2: Mikrobiologie und Grundwasserbiologie
Moderation: Eike Barthel (Landesbetrieb für Hochwasserschutz und Wasserwirtschaft Sachsen-Anhalt)
14:00
Grundwassermikrobiologie, Wieso, Weshalb, Warum
Marion Martienssen (BTU Cottbus)
S.27
14:25
Mikrobiologischer Abbau von organischen Schadstoffen im Grundwasser: Möglichkeiten und
Grenzen
Carsten Vogt (UFZ Leipzig)
S.33
14:50
Molekularbiologische Verfahren zur Ermittlung der Nitrifikation / Denitrifikation im Grundwasser
Anna-Lena Schneider (TZW Karlsruhe)
S.38
15:15
Kaffeepause mit Posterpräsentationen
15:45
Der B-A-E Index - Ein mikrobiologisch-ökologisches Konzept zur Bewertung und Überwachung
von Grundwasser
Christian Griebler (Helmholtz-Zentrum München)
S.45
16:15
Bewertung der Grundwasserfauna unter Berücksichtigung von Landnutzung und Nitrat
Hans Jürgen Hahn (IGÖ Landau)
S.49
ca. 17:00 Ende des 1. Veranstaltungstages
Rahmenprogramm:
18:00 Stadtführung
19:30 Abendveranstaltung

2
Freitag, 28.09.2018
Block 3: Diffuse Belastungen
Moderation: Jörg Neumann (Bayerisches Landesamt für Umwelt)
09:00
Einträge von Bioziden in das Grundwasser
Christiane Meier (UBA)
S.54
09:25
Ermittlung der Fließ- und Verweilzeiten im Grundwasser - Arbeitshilfe zur Umsetzung der
Wasserrahmenrichtlinie
Carsten Hansen (CONSULAQUA Hamburg)
S.59
09:50
Abgrenzung nitratbelasteter Gebiete im Grundwasser gemäß § 13 DüV
Antje Oelze et al. (LfU Brandenburg)
S.65
10:15
Posterpräsentationen mit Kaffeepause
11:00
Ergebnisse der gekoppelten N-Transportmodellierung in der ungesättigten und gesättigten Zone
am Beispiel des WSG Diehsa (LK Görlitz)
Dieter Wenske (IHU Nordhausen) / Heiko Ihling (LfULG Dresden)
S.71
11:25
Konzept und Ergebnisse des Bodenmonitorings in Sachsen
Natalja Barth (LfULG Freiberg)
S.83
11:50
Zusammenfassung
Peter Börke (LfULG Dresden)
12:00
Mittagspause
13:15
Abfahrt mit Bussen zum Praktikum
Block 4: Praktikum im Lehr- und Versuchsgut Köllitsch
Einführung: Vorstellung des Lehr- und Versuchsgutes Köllitsch (Herr Kunze, LfULG Sachsen)
14:00 bis 18:00 Uhr
(Rückfahrt per Bustransfer oder individuell)
Praktikumsstationen:
1. N-min Probennahme
2. Bodendauerbeobachtungsfläche Köllitsch Nr. 17
3. Grundwasserprobennahme in Kombination mit T-He-Altersbestimmung
4. Geophysikalische Messverfahren (SAL/TEMP, Kamerabefahrung)
5. Agrarmeteorologische Messstation
Samstag, 29.09.2018
Block 5: Exkursion: Führungen in der Teichwirtschaft Wermsdorf sowie im Schloss Hubertusburg (Wermsdorf)
08:30
Bustransfer ab Torgau
ca.15:00 Rückkehr nach Torgau
zusätzliche Informationen
Übersicht zu Posterbeiträgen
S.87

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3
Bearbeiter:
Ralf Trabitzsch
E-Mail:
ralf.trabitzsch@ufz.de
Tel.:
Redaktionsschluss: 30.08.2018
20 Jahre Arbeitskreis Grundwasserbeobachtung
Ende September 2018 findet erneut der Lehrgang „Grundwassermonitoring und -probennahme“ statt.
Es ist der 10. Lehrgang seiner Art seit dem Jahre 2000, damals noch unter der Bezeichnung
„Repräsentative Grundwasserprobennahme“. Zu jener Zeit war nicht abzusehen, dass sich dieser zu
einer dauerhaften und in ganz Deutschland sichtbaren Veranstaltung entwickeln wird. Zu diesem
Lehrgang in Torgau werden wieder mindestens 150 Teilnehmer, Vortragende, Mentoren und
Aussteller erwartet.
Was bringt die Probennehmer, Behördenvertreter, Ingenieurbüros, Bohrunternehmen, Wissenschaftler
und Studenten alle zwei Jahre dazu, an dieser Veranstaltung teilzunehmen? Was macht die
ungebrochene Anziehungskraft dieser Weiterbildung aus?
An zwei Tagen werden Fachvorträge u. a. zur Grundwasserprobennahme und zur Proben-
nahmetechnik einschließlich Organisation der Abläufe, zum Grundwassermonitoring selbst, zu
erwünschten und unerwünschten Grundwasserinhaltsstoffen, zu Funktionsprüfungen an Messstellen,
zur Grundwasserbiologie, zu diffusen Belastungen und vieles mehr thematisiert. Am Nachmittag des
zweiten Tages finden dann diese Vorträge in einem stationsbetriebenen Praktikum ihre Ergänzung.
Abgerundet wird die Veranstaltung durch ein Rahmenprogramm mit einer Poster- und
Technikausstellung, einer Führung durch die Stadt des jeweiligen Gastgebers, einer
Abendveranstaltung und einer am Samstag die Lehrgangsinhalte ergänzenden Fachexkursion. Zum
Abschluss erhält jeder Teilnehmer ein Zertifikat.
Verantwortlich für den Lehrgang, zeigt sich der heutige Arbeitskreis „Grundwasserbeobachtung“, der
sich aus Vertretern der Länder Sachsen, Sachsen-Anhalt, Brandenburg, Berlin und Bayern, wie folgt
zusammensetzt:
-
Sächsisches Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie;
-
Helmholtz-Zentrum für Umweltforschung GmbH - UFZ Leipzig-Halle;
-
Staatliche Betriebsgesellschaft für Umwelt und Landwirtschaft;
-
Landesbetrieb für Hochwasserschutz und Wasserwirtschaft Sachsen-Anhalt;
-
Landesamt für Umwelt Brandenburg;
-
Landesamt für Geologie und Bergwesen Sachsen-Anhalt;
-
Senatsverwaltung für Stadtentwicklung und Umwelt Berlin sowie
-
Bayerisches Landesamt für Umwelt.

4
Der Arbeitskreis geht nun bereits seinem 20-jährigen Jubiläum entgegen und ist aus der Überzeugung
entstanden, Regelwerke und Vorschriften zur Grundwasserprobennahme länderübergreifend
zusammen zu fassen, übersichtlich anzuordnen und zu harmonisieren. Ein Satz, welcher bei der
Eröffnung des ersten Lehrganges im Jahr 2000 in Bitterfeld fiel, prägt den Arbeitskreis bis heute:
“Bei der Grundwasserprobennahme entstehen die Fehler vor dem Komma und im Lauf werden die
Fehler nach dem Komma gemacht“.
Hier wurde bereits angedeutet, dass für die Planung und Durchführung einer Grundwasser-
probennahme zahlreiche und zudem länderspezifische Regelwerke und Vorschriften existieren, die
zwangsläufig einen nicht unbeträchtlichen Handlungsspielraum zulassen. Aus diesem Grund wurde
der in 1999 offiziell gegründete Arbeitskreis, bestehend damals aus dem Sächsischen Landesamt für
Umwelt und Geologie, dem Landesamt für Umweltschutz Sachsen-Anhalt und dem UFZ-
Umweltforschungszentrum Leipzig-Halle GmbH, aktiv. So wurde ein erstes gemeinsames Merkblatt
erarbeitet, welches die verschiedenen Regelwerke, Vorschriften und Verordnungen auflistet und die
Inhalte, inklusive vohandener Unterschiede bei der Grundwasserprobennahme darstellt und erläutert.
Mittels dieser Zusammenstellung konnten konkrete Handlungsabläufe nach aktuellen Standards
ergänzt sowie übersichtlich dargestellt werden, um die Ermessenspielräume für die
Grundwasserprobennehmer einzugrenzen. Dieses und weitere erarbeitete Merkblätter bilden dann
eine Grundlage für die inhaltliche Ausrichtung unserer Weiterbildungen.
Bisher wurden folgende Merkblätter durch den Arbeitskreis erarbeitet:
-
„Grundwasserprobennahme“ (2003)
-
„Rückbau von Grundwassermessstellen“ (2009)
-
„Bau von Grundwassermessstellen“ (2012)
-
„Funktionsprüfung an Grundwassermessstellen“ (2018)
Die Merkblätter werden in den beteiligten Ländern zur Anwendung empfohlen und angewendet.
Das nunmehr 20-jährige Bestehen des Arbeitskreises ist zum einen der Bereitschaft und des
Engagements jedes einzelnen Mitglieds und der mehr als guten und lobenswerten Zusammenarbeit
mit der Sächsischen Landesstiftung Natur und Umwelt (LANU) zu verdanken, welche von Beginn an
die Vorbereitung und Durchführung der Lehrgangsriehe dankenswerterweise organisatorisch und
finanziell unterstützt und fördert. Dafür an dieser Stelle herzlichen Dank an die LANU.

5
Notizen zum vorangestellten Beitrag:

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6
HYDOR Consult GmbH
Am Borsigturm 40, 13507 Berlin
Internet:
www.hydor.de
Bearbeiter:
Dr. Stephan Hannappel (HYDOR Consult GmbH)
Dr. Sabine Bergmann (LANUV NRW)
E-Mail:
hannappel@hydor.de
Tel.:
030 – 4372 6732
Redaktionsschluss:
02.07.2018
Leitfaden zur Anwendung von Qualitätsanforderungen an
Grundwasserstands- und -gütemessstellen nach
EG-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) in Nordrhein-Westfalen
QS-Leitfaden WRRL NRW
1 Veranlassung und Zielsetzung
Das WRRL-Grundwassermessnetz ist für die repräsentative Beurteilung des mengenmäßigen und
chemischen Zustands der Grundwasserkörper grundlegend, z. B. basieren die Beurteilung der
Zielerreichung und die Ableitung von Maßnahmen für den Bewirtschaftungsplan auf den Daten der
Messnetze. Daher müssen das überblicksweise und das operative Messnetz und die einzelnen
Messungen den allgemein anerkannten Regeln der Technik sowie den Anforderungen der
Grundwasserverordnung (GrwV 2010, zuletzt geändert 2017) und der jeweiligen Monitoringleitfäden
der Länder zur Überwachung des Grundwassers (in Nordrhein-Westfalen: MUNLV 2008, LANUV
2018 in prep.) entsprechen. Diese Aufgabe ist gesetzlich geregelt und von allen EU-Mitgliedstaaten zu
erfüllen.
In Nordrhein-Westfalen umfasst das WRRL-Messnetz (Chemie und Menge) derzeit etwa 2.650
Messstellen. Insgesamt 1.370 Messstellen dienen der Überwachung des mengenmäßigen
Grundwasserzustands. Durch 1.560 Messstellen wird der chemische Zustand regelmäßig kontrolliert.
970 Messstellen des Grundwassergüte- und Grundwasserstandsmessnetzes sind landeseigene
Messstellen, für deren Instandhaltung und Funktionstüchtigkeit das LANUV verantwortlich ist. Für
weitere 480 nicht-landeseigene Messstellen führt das LANUV die Überwachung durch. Bei den
Messstellen Dritter obliegt es i. d. R. der jeweiligen Bezirksregierung, die Eignung der Messstellen für
das Messnetz zu prüfen und den Messstellenzustand entsprechend zu dokumentieren.
Die Messnetze zur Überwachung des mengenmäßigen und chemischen Zustands beruhen auf einer
im Zeitraum 2005-2009 von den damaligen Staatlichen Umweltämtern (StUä) getroffenen Auswahl.
Grundlage für diese Auswahl bildete und bildet ein weitaus größerer Bestand von Messstellen, die für
unterschiedliche Fragestellungen errichtet und betrieben wurden und werden. Für die Konfiguration
der heutigen (Stand 2017) WRRL-Grundwassermessstellennetze wurden bis 2016 keine neuen
Messstellen eingerichtet, sondern es wurde ausschließlich auf den vorhandenen Bestand an
verfügbaren Messstellen zurückgegriffen. Das Messnetz ist somit als „historisch gewachsen“ und
hinsichtlich Messstellenart, Messstellenausbau und Alter der Messstellen als heterogen zu
bezeichnen.
Ziel des Projektes (HYDOR 2018) war es einerseits, auf Basis von bereits vorhandenen
Messstellendokumenten und Beschaffenheitsdaten sowie vorliegenden und nachrecherchierten
Stammdaten und anhand einer Pilotierung, die eine Eignungsprüfung an ausgewählten Messstellen
umfasste, den baulichen und funktionstechnischen Ist-Zustand des gesamten WRRL-Gütemessnetzes

7
zu analysieren und in Form sog. „Messstellenpässe“ zu dokumentieren. Andererseits war auch die
Entwicklung eines Handlungskonzeptes zur Qualitätssicherung (QS-Handlungskonzept) des
zukünftigen Messnetzbetriebes ein zentraler Projektbestandteil. Die Qualitätsanforderung an
Grundwasserstands- und Grundwassergütemessstellen sollten in einem „Leitfaden zur dauerhaften
Organisation und Qualitätssicherung der WRRL-Messnetze inkl. des QS-Handlungskonzeptes“
dokumentiert werden.
Darüber hinaus war gefordert, eine quantitative und qualitative Bedarfsabschätzung bezogen auf
erforderliche qualitätssichernde Maßnahmen zu geben. Eine weitere Zielstellung war, ein DV-Konzept
zu entwerfen, um den Messstellenzustand inklusive eventuell notwendiger und durchgeführter
Maßnahmen optimal zu dokumentieren.
Für zukünftig notwendige Arbeiten zur Einhaltung der Qualitätsstandards des Leitfadens sind an den
übrigen Messstellen des Messnetzes weitere technische Arbeiten notwendig. Hierzu wurden vier
unterschiedliche Musterleistungsbeschreibungen und -verzeichnisse erarbeitet, die für entsprechende
Ausschreibungen verwendet werden können.
Die Struktur des Berichtes orientiert sich maßgeblich an den im Projektverlauf bearbeiteten
„Arbeitspaketen“ (AP):
AP 1: Ist-Analyse des bestehenden WRRL-Grundwassergütemessnetzes,
AP 2: Durchführung der Pilotierung 2016 und Ergebnisse,
AP 3: Leitfaden zur dauerhaften Organisation und Qualitätssicherung der WRRL-Messnetze
(inkl. QS-Handlungskonzept),
AP 4: Datenmanagement und DV-Konzept sowie
AP 5: Bedarfsanalyse für das gesamte Messnetz als Ergebnis der Ist-Analyse und Pilotierung.
2 Bestandsaufnahme (Ist-Analyse)
Die Ist-Analyse basiert auf zwei wesentlichen Säulen: der Analyse der allgemeinen Stammdaten zu
den Messstellen des Grundwassergütemessnetzes und der Analyse der Funktionstüchtigkeit zum
Zeitpunkt des Projektbeginnes im März 2016, letztere also vor allem bezogen auf Auffälligkeiten
während der Probennahmen in den Jahren davor. Auf Grundlage dieser Analysen wurden Kriterien
herausgearbeitet, die zur Erprobung des (vorläufigen) QS-Handlungskonzepts, d. h. zur Selektion von
Messstellen für die Pilotierung, genutzt wurden.
Das Messnetz wurde einer umfassenden Stammdatenanalyse hinsichtlich der qualitätsrelevanten und
der in der Landesgrundwasserdatenbank NRW (HygrisC) vorhandenen Daten (u. a. zu Ausbau,
Verfilterung und Abdichtung) unterzogen. Das durchschnittliche Alter der Messstellen liegt bei 37
Jahren. Etwa 75 % der Messstellen sind im Lockergestein verfiltert: 40 % der Messstellen sind in
einem Sediment ausgebaut, das einen k
f
-Wert von 2 x 10
-4
m/s (mittelsandiger Feinsand) oder
geringer aufweist. Davon wiederum sind 40 % (160 Messstellen) in Sedimenten mit einem k
f
-Wert
< 5 x 10
-5
m/s ausgebaut, so dass häufige Auffälligkeiten bei der Probennahme auch auf die geringe
Durchlässigkeit der zu untersuchenden Aquifere zurückzuführen sein können.
Bei 98 % der Messstellen lagen Schichtenverzeichnisse vor. Aussagekräftige Ausbaupläne bzw.
Angaben zu dem Rohrausbau, -material und zur Hinterfüllung (Filterkies, Tonsperre, oberirdische
Abdichtung) lagen bei 44 % der Messstellen vor. Bei 55 % waren diese Angaben nicht vollständig. Bei
einer geringen Anzahl (4 %) lagen keine dieser Angaben vor. Der Mittelwert der Einbaulängen beträgt
27 m. Der Median von 17 m zeigt an, dass die Mehrheit der Messstellen relativ flach ausgebaut ist.
Allerdings sind auch Messstellen (u. a. Brunnen) im WRRL-Gütemessnetz mit einer Tiefe von mehr
als 60 m vertreten.
Als Grundlage für die Pilotmaßnahmen und zur Erprobung des QS-Handlungskonzepts im Rahmen
der Ist-Analyse weiter aufgearbeitet, wurden Listen mit verschiedenen Fallgruppen, die vorher vom
LANUV gesammelt und zu Projektbeginn übergeben worden waren (Stand Februar 2016). Diese
Listen beschrieben messstellenkonkrete Auffälligkeiten oder Besonderheiten und ermöglichten eine
Einstufung nach Auswahlgründen, anhand derer für die Pilotauswahl Selektionskriterien gebildet
wurden, und zwar: (1) Bauart der Messstelle, (2) Ausbaudurchmesser, (3) Filterstrecke,
(4) Wassersäule für Probennahmen, (5) Probleme bei der Probennahme im Jahr 2015,
(6) organoleptische Auffälligkeiten von 2010 bis 2016, (7) nicht erfolgreiche Auffülltests 2014/2015,
(8) trockengefallene Messstellen von 2010 bis 2016, (9 + 10) sog. „provisorische Messstellen“,

8
(11) deutliche Absenkung des Grundwasserspiegels bei der Probennahme unter Filteroberkante
(„Filterbelüftung bei der Probennahme“) sowie (12) Filterbelüftung bereits bei Ruhewasserspiegel.
Der Befund „organoleptische Auffälligkeiten“ war von diesen Fallgruppen mit Abstand am häufigsten.
Dementsprechend lag der Fokus der Pilotmaßnahmen (vgl. Verteilung der Auswahlgründe) auf der
näheren Analyse und ggf. Beseitigung von Auffälligkeiten, die bei der Probennahme zutage treten. Die
Ergebnisse der erarbeiteten Handlungsschritte finden sich im QS-Leitfaden und können somit im
Routinebetrieb künftig Anwendung finden.
3 Pilothafte Untersuchung von Grundwassermessstellen vor Ort
Ziel der Pilotierung war, den Entwurf des QS-Handlungskonzeptes vor Ort zu erproben, die
datenbasierte Ist-Analyse um konkrete Informationen aus aktuellen Messstellenbefahrungen und
Funktionsprüfungen zu ergänzen und somit an einem Teilkollektiv konkrete Informationen für die
Bedarfsanalyse und für das resultierende Handlungskonzept zu gewinnen. Letzteres wurde an diesem
Kollektiv konkret angewendet, um daraus messstellenscharfe Handlungsempfehlungen abzuleiten.
Die Befahrung lässt sich grob durch die Maßnahmenkategorien „Visuelle Bewertung vor Ort“ und
„Lagekontrolle“ beschreiben. Durch die Befahrung sollten Auffälligkeiten am Bau und im Umfeld
dokumentiert, erste Hinweise einer möglichen Funktionsbeeinträchtigung der Messstelle ermittelt und
ein Datenabgleich zwischen Ist-Zustand und der Dokumentation in HygrisC vorgenommen werden.
Die Funktionsprüfung bestand zunächst in einem Leistungs- / Demonstrativpumpversuch mit z. T.
mehrfach gestufter Förderrate zur Optimierung der Probennahmebedingungen und zur Verbesserung
der hydraulischen Ergiebigkeit der Messstelle und danach in einem Routinepumpversuch unter
Einhaltung des hydraulischen und des hydrochemischen Kriteriums sowie der Konstanz der
organoleptischen Parameter.
Insgesamt wurden von September bis November 2016 303 Messstellen angefahren. An 99
Messstellen davon wurde eine Befahrung durchgeführt, an weiteren 197 zusätzlich eine
Funktionsprüfung. Die vorgefundenen Einschränkungen hinsichtlich der Beprobbarkeit der einzelnen
Messstellen konnten teilweise direkt vor Ort behoben werden, wie z. B. die Wiederherstellung der
Zuwegung der Messstelle durch Freischneiden oder die Sicherung der Messstelle durch
Instandsetzen des Messstellenabschlusses. Ebenso gehörte die Wiederherstellung der freien
Durchgängigkeit durch das Bergen von Fremdkörpern dazu. Bei den Demonstrativpumpversuchen
waren in 85 % der Fälle die durchgeführten Maßnahmen zumindest teilweise erfolgreich, nur bei 30
Messstellen (15 %) konnte keine Verbesserung der Bewertungskriterien erreicht werden oder kam es
zu einer Verschlechterung. Erfolge konnten primär bei einer Verringerung der Auflandungen und der
Sedimentführungen erreicht werden. Bei den organoleptischen Parametern dagegen kam es nicht
immer zu einer signifikanten Verbesserung, vor allem dann, wenn die Ursachen vermutlich geogener
Art waren, z. B. bei Messstellen mit sehr feinkörnigen Sedimenten im Münsterland mit geringer
Ergiebigkeit.
Besonderer Wert wurde darauf gelegt, dass die vor Ort gewonnenen Ergebnisse der Funktions- und
Eignungsprüfungen und deren Dokumentation in der Landesgrundwasserdatenbank gespeichert und
fortgeschrieben werden können. Für jede bearbeitete Messstelle wurde ein „Messstellenpass“ erstellt.
Mit der parallelen Entwicklung und sukzessiven Implementierung des sog. „kleinen DV-Konzepts“
konnte im Vergleich zu den bisherigen Bestandsunterlagen bereits messstellenkonkret eine deutliche
Verbesserung der Dokumentation zu Ausbau, Zustand, einzelfallbezogenen Probennahmehinweisen
und der ggf. gutachterlich empfohlenen QS-Maßnahmen an der jeweiligen (Pilot-)Messstelle erzielt
werden. Darauf aufbauend wurden Empfehlungen zur Abarbeitung und ggf. Priorisierung der
anstehenden QS-Maßnahmen an den einzelnen Messstellen und zu den zugrunde liegenden
Auswahlgründen gegeben.
Die im Rahmen der Befahrung und der Funktionsprüfung erhobenen Daten geben einen Überblick
über den Ist-Zustand der 303 Messstellen. Die Ergebnisse des Demonstrativ- und des
Routinepumpversuches geben essentielle Informationen für die Einschätzung der Funktionstüchtigkeit
einer Messstelle.

9
Leitfaden und QS-Handlungskonzept zur dauerhaften Organisation und Qualitätssicherung
Parallel zu der Pilotierung wurde ein Leitfaden entwickelt, um für den zukünftigen Regelbetrieb des
quantitativen und qualitativen Messnetzes landesweite Qualitätsstandards in Nordrhein-Westfalen
einzuführen. Dieser Leitfaden ist als Anhang I dem Abschlussbericht beigefügt und soll einer
Veröffentlichung zugeführt werden. Die Ergebnisse der Ist-Analyse hinsichtlich des baulichen und
funktionstechnischen Zustandes des bestehenden WRRL-Grundwassergütemessnetzes sowie die
aus der Pilotierung gewonnenen Erkenntnisse und die Berücksichtigung einschlägiger Fachliteratur
bilden die Grundlage für das Konzept über zukünftige Qualitätssicherungsmaßnahmen.
Das Kernstück des QS-Leitfadens bilden verschiedene, eine Messstelle zur Eignung für die WRRL-
Messnetze qualifizierende, Prüfkriterien (QS-Kriterien). Diese 39 QS-Kriterien wurden thematisch in
drei Teile untergliedert:
Anforderungen an Lage und technische Bauausführung der Messstelle (I)
Anforderungen an die Erst- und Bestandsdokumentation (II)
Anforderungen an den Regelbetrieb (III).
Die QS-Kriterien werden im Leitfanden detailliert erläutert und begründet sowie in den fachlichen
Kontext eingebettet. Mithilfe von Entscheidungsbäumen (sog. Fließschemata), die dem Leitfaden
beigefügt sind, können für eine Messstelle alle Kriterien leicht handhabbar geprüft werden. Bei
Notwendigkeit wurden die Kriterien weiter differenziert, um unterschiedliche Handlungsoptionen
aufzeigen zu können. Dieses QS-Handlungskonzept wurde für die Pilotauswahl in der Praxis erprobt.
Auch die Bedarfsabschätzung resultiert aus der Anwendung des QS-Handlungskonzeptes und
quantifiziert den finanziellen und personellen Aufwand für die Umsetzung des Konzeptes bezogen auf
das WRRL-Grundwassergütemessnetz.
Neben dem QS-Handlungskonzept werden im Leitfaden die organisatorischen Abläufe bzw.
Verantwortungsbereiche der WRRL-Messnetze in Nordrhein-Westfalen beschrieben. Zudem gibt der
Leitfaden richtungsweisende Angaben zu dem Turnus, der Art und dem Inhalt von anlass- und
planmäßigen Kontrollmaßnahmen. In diesem Zusammenhang werden auch aus der routinemäßigen
Messnetzbetreuung und Probennahme des LANUV resultierende Synergieeffekte erläutert. Darüber
hinaus wurden für relevante Maßnahmenkategorien, die sowohl anlassbezogene Maßnahmen, wie
auch Routinemaßnahmen zusammenfassen können, entsprechende Musterleistungsbeschreibungen
und -verzeichnisse erstellt.
Zu regulären qualitätssichernden Maßnahmen zählt u. a. auch die Prüfung des Messnetzes auf
Vollständigkeit und Repräsentativität. Solche Aspekte waren jedoch nicht Bestandteil des QS-
Leitfadens, da sie bereits durch den Monitoringleitfaden Grundwasser (MUNLV 2008) näher
beschrieben werden.
DV-Konzept
Für eine zukünftige Dokumentation der im QS-Leitfaden beschriebenen Kontrollmaßnahmen und
Organisationsabläufe war ein Grobsollkonzept zur Verbesserung von bestehenden
Datenverarbeitungsverfahren und Prozessen der Verwaltung der Grundwassermessstellendaten zu
entwickeln. Das sogenannte DV-Konzept unterbreitet unter Berücksichtigung aktueller IT-
Komponenten (v. a. HygrisC) und organisatorischer Rahmenbedingungen einen technischen,
organisatorischen und inhaltlichen Vorschlag für eine Optimierung und Erweiterung der
Dokumentation u. a. verschiedener Maßnahmen und des Messstellenzustandes. Ziel des Konzeptes
ist es, die Qualitätskontrolle der Messstellen praktizierbar und möglichst effizient zu gestalten und zu
unterstützen. Alle erforderlichen Informationen, deren Erhebung verhältnismäßig und gewinnbringend
ist, werden in der Landesgrundwasserdatenbank HygrisC erfasst.
Im Zentrum der Konzeption steht die messstellenkonkrete Dokumentation insbesondere folgender
Inhalte:

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10
Stammdaten
Probennahmen und Messungen
Eignungsprüfung inkl. technischer Zustand, Funktionstüchtigkeit bzw. Beprobbarkeit und
Handlungsbedarf
festgestellte Auffälligkeiten und Ableitung von Maßnahmen
Maßnahmen und Maßnahmenergebnisse
fachliche Eignung als WRRL-Messstelle (Güte/ Stand)
Aufnahme in oder Aussonderung aus dem jeweiligen WRRL-Messnetz (Güte/ Stand)
Die Datenerhebung und das Datenmanagement selbst sind von unterschiedlichen Akteuren abhängig.
Von Bedeutung sind v. a. Elemente, die zum Thema Eignungsprüfung und der dafür erforderlichen
Dokumentationen gehören. In diesem Zusammenhang wurden z. B. bestehende Elemente
„Messstellenstatus/Monitoringstatus“ und „WRRL_Eignung“ inhaltlich erweitert. Zudem wird für das
Objekt „Maßnahme“ bzw. „Maßnahmentyp“ ein Implementierungsvorschlag unterbreitet, der
Datenbankaspekte, Logik, neue Bedienelemente und Auswertungen umfasst. Dafür wurde auch ein
Maßnahmenkatalog erarbeitet, der auf die Inhalte des QS-Leitfadens abgestimmt ist. Teile des
vorliegenden DV-Konzeptes wurden bereits für die Dokumentation der Geländearbeiten und des aus
der Anwendung des QS-Handlungskonzeptes resultierenden Handlungsbedarfs für jede
„Pilotmessstelle“ praktisch umgesetzt.
Bedarfsanalyse für das WRRL-Grundwassergütemessnetz
Die Bedarfsanalyse beinhaltet die quantitative Abschätzung des finanziellen und personellen
Aufwandes für den zukünftigen qualitätsgesicherten Betrieb des WRRL-Grundwassergütemessnetzes.
Die Bedarfsanalyse gliedert sich erstens nach der Abschätzung des Aufwandes zur Ertüchtigung des
gesamten Messnetzes innerhalb der nächsten vier Jahre und zweitens nach der Abschätzung des
Aufwandes für die Qualitätssicherung im zukünftigen Regelbetrieb. Sie basiert auf den Ergebnissen
bzw. auch Erkenntnissen der Ist-Analyse und der Pilotierung 2016 sowie Erfahrungswerten des
LANUV und ist auf die im Leitfaden dokumentierten Qualitätsanforderungen abgestimmt.
Für die aggregierende Darstellung des Handlungsbedarfs, der sich für 289 Pilotmessstellen (zwei
Messstellen waren zum Zeitpunkt der Analyse zwischenzeitlich aus dem Messnetz ausgesondert, bei
12 Quellen/ Sickerstollen ist kein weiterer Handlungsbedarf erforderlich) ergibt, wurden die
durchzuführenden Einzelmaßnahmen acht verschiedenen Maßnahmenkategorien zugeordnet. Diese
acht Kategorien können für Planungszwecke inhaltlich und fachlich durch unterschiedliche
Komplexität und Kompetenzbereiche voneinander abgegrenzt werden. In der nachfolgenden
Abbildung sind die Kategorien in einer bestimmten Reihenfolge abgebildet und miteinander verknüpft.
Abbildung 1: Zusammenfassung
der Einzelmaßnahmen zu den
acht Maßnahmenkategorien
Priorität bei dem weiteren
Vorgehen haben Messstellen, die
aufgrund irreparabler Schäden
aus dem WRRL-Güte-Messnetz
ausgesondert und ggf. ersetzt
werden sollen. Parallel sollen die
Einzelfallprüfungen bearbeitet und
Messstellen näher analysiert
werden, bei denen ein Verdacht
auf einen hydraulischen
Kurzschluss (i. d. R. Messstellen-
bündel) oder auf eine
hydrochemische Beeinflussung
besteht. Auch das Anbringen einer

11
Kennung ist von Bedeutung, um einer Verwechslung vorzubeugen. Eine geophysikalische
Untersuchung sollte bei allen Messstellen eingeleitet werden, bei denen das Vorhandensein einer
oberirdischen Abdichtung nicht bekannt ist oder trotz Durchteufung separierter Schichten keine
Ausbaukontrollmessung dokumentiert wurde. Auch das gesonderte Vorgehen beim Pumpversuch bei
Messstellen mit geringer Ergiebigkeit sollte zeitnah erfolgen, um weitere, beispielweise
regenerierende Maßnahmen einleiten zu können. Von Wichtigkeit sind insbesondere die Messstellen,
bei denen eine Kamerabefahrung und mechanische Reinigung bzw. hydromechanische
Regenerierung empfohlen wird. Dies betrifft einen sehr hohen Prozentsatz der Pilotmessstellen. Auch
Entsandungsverfahren und Fangarbeiten sowie die Reparatur der Messstellenabschlüsse
sollten - sofern empfohlen - vor der nächsten Probennahme verrichtet werden. Nachgestellt bearbeitet
werden können einfache Instandhaltungsmaßnahmen, wie das Anbringen eines Schutzdreieckes oder
einer Sichtstange. Gleiches gilt für alle Maßnahmen, die im Zusammenhang mit der geodätischen
Vermessung stehen. Die Messdatenkontrolle sollte generell parallelisiert laufen.
Ein wichtiger Punkt für den künftigen Regelbetrieb ist die planmäßige Ausführung der Funktions- und
Eignungsprüfung an allen WRRL-Messstellen (sog. „Messstellen-TÜV“). Diese ist in verschiedene
Prüfverfahren gegliedert, die wiederum in unterschiedlichem Turnus erfolgen sollten. Eine Befahrung
(v. a. visuelle Bewertung Vor-Ort) sowie ein Pumptest sollten z. B. alle fünf Jahre durchgeführt
werden. Eine Kamerabefahrung erscheint planmäßig – d. h. ohne konkreten Anlass – einmal in einem
Zeitraum von zehn Jahren zweckmäßig. Auch eine geodätische Höhenmessung sollte innerhalb von
zehn Jahren erfolgen, in Bergsenkungsgebieten sowie anlassbezogen entsprechend häufiger.
Des Weiteren ist eine Regelhaftigkeit der Regenerierungs- und Wartungsarbeiten für den langfristigen
Erhalt einer Messstelle von Bedeutung und auch wirtschaftlich zweckmäßig, da zu spät durchgeführte
Maßnahmen oft nicht mehr erfolgreich oder nicht mehr kosteneffizient durchführbar sind. Wichtig bei
allen diesen Maßnahmen ist auch, dass auf eine lückenlose Dokumentation in der
Grundwasserdatenbank und eine fachgerechte Auswertung und Protokollierung – zukünftig unter
Anwendung des QS-Leitfadens und DV-Konzepts – geachtet wird.
Fazit
Da Messstellen des WRRL-Gütemessnetzes bei den jährlichen Beprobungen in den letzten Jahren
z. T. Auffälligkeiten gezeigt hatten, die auf bautechnische Mängel oder Verschleiß hinwiesen, wurde
auf Grundlage bereits vorliegender Auswertungen und Daten des LANUV zunächst eine „Ist-Analyse“
vorgenommen. Ziel war es, zunächst messstellenkonkrete Maßnahmenempfehlungen abzuleiten,
diese in der Praxis zu erproben und daraus Messstellentypen und Handlungsbedarfe zu
kategorisieren und das resultierende Konzept auf das gesamte Messnetz zu übertragen. Im Fokus der
vor-Ort-Maßnahmen standen Mängel, die durch einfache Wartungsarbeiten behoben werden könnten,
also z. B. die Entfernung organoleptischer Auffälligkeiten durch Regenerierungen.
Für die Durchführung der Messstellenprüfungen, einfachen Regenerierung und Sanierung sowie
routinemäßigen Dokumentation wurden anlassbezogen 300 Messstellen ausgewählt, die zwar nicht
repräsentativ für das gesamte Messnetz waren, jedoch charakteristische Mängel aufwiesen, deren
Analyse und Beseitigung angestrebt wurde. Eingesetzt wurden vor allem hydraulische Maßnahmen
(Pumptests), die zu einem besonders aussagekräftigen Ergebnis führen. In ausgewählten Fällen
wurden diese durch Kamerabefahrungen ergänzt. Die Ergebnisse der Arbeiten wurden in
Messstellenpässen abgelegt, deren wesentliche Basis die aus der landesweiten Datenbank (HygrisC)
ausgelesenen Werte waren und die darüber hinaus um aktuelle Informationen (z. B. Fotos, visuelle
Bewertung des Umfeldes) ergänzt wurden. Erfolge konnten primär bei einer Verringerung der
Auflandungen und der Sedimentführungen erreicht werden. Ein Teil der Messstellen sollte
weitergehenden Sanierungen oder Prüfungen unterzogen oder ausgesondert werden.
Basierend auf den Erfahrungen und Ergebnissen der „Pilotierung“ wurde ein umfassendes QS-
Handlungskonzept mit 39 Kriterien in drei Gruppen (bautechnische Anforderungen, Dokumentation
und Betrieb der Messstelle) abgeleitet, deren zukünftige Umsetzung der Qualitätssicherung im
Messnetzbetrieb dient und das grundsätzlich auch für Messstellen des WRRL-
Wasserstandsmessnetzes gilt. Die Kriterien münden jeweils in einer Handlungsempfehlung bzw.
Einzelmaßnahme für die Messstelle. Die Einzelmaßnahmen wurden acht verschiedenen
Kategorien - von der initialen Eignungsprüfung bis zur abschließenden Messdatenkontrolle -

12
zugeordnet. Die Kriterien gelten auch für Bestandsmessstellen Dritter, die aktuell oder zukünftig in das
Messnetz integriert werden sollen.
Durchgehend geachtet wurde darauf, dass alle neu vor Ort erhobenen Daten HygrisC-konform wieder
in die Datenbank integriert werden können. Dafür wurde ein DV-Konzept entwickelt, das auf
bestehenden Strukturen aufbaut und die neu zu erwartenden Daten infolge der Anwendung der
QS-Handlungskriterien integrierbar hält. Zudem wurden Musterdokumente für die Ausschreibung
ingenieurtechnischer und baulicher Arbeiten zur Umsetzung der Empfehlungen ausgearbeitet und
eine Bedarfsanalyse hinsichtlich der Kosten zur Umsetzung des Konzeptes erarbeitet.
Die Bedarfsanalyse basiert mit Kenntnisstand des Jahres 2016/2017 auf einer umfassenden Ist-
Analyse des WRRL-Gütemessnetzes, des Handlungsbedarfs an den einzelnen Messstellen und
aktuellen Kostenerhebungen zu den einschlägig relevanten Maßnahmen, ergänzt durch
Erfahrungswerte des LANUV hinsichtlich der Häufigkeit der im Regelbetrieb anfallenden und in
Zuständigkeit des LANUV zu behebenden Mängel. Für den zukünftigen Betrieb des WRRL-
Grundwassermessnetzes wird zur Verbesserung der Effizienz und Lebensdauer der einzelnen
Messstellen die Anwendung des QS-Leitfadens empfohlen.
Literatur
HYDOR (2018): Ist-Analyse, Ermittlung und Beseitigung von Defiziten und Einführung einer Quali-
tätskontrolle der WRRL-Grundwassermessnetze Nordrhein-Westfalens.- Bericht der HYDOR
Consult GmbH an das Landesamt für Natur, Umwelt und Verbraucherschutz Nordrhein-Westfalen,
Berlin (unveröff.).
LANUV (2018, in prep.): Leitfaden Monitoring Grundwasser.- Weitere Umsetzung der EG-
Wasserrahmenrichtlinie in Nordrhein-Westfalen, Vom Monitoring über Maßnahmenprogramme
zum Bewirtschaftungsplan (unveröff.).
MUNLV (2008): Leitfaden Monitoring Grundwasser.- Weitere Umsetzung der EG-
Wasserrahmenrichtlinie in Nordrhein-Westfalen, Vom Monitoring über Maßnahmenprogramme
zum Bewirtschaftungsplan, Stand: 15.05.2008, Düsseldorf (online veröffentlicht).

13
Notizen zum vorangestellten Beitrag:

image
14
Referat 92: Grundwassermonitoring
Hans-Högn-Str. 12
95030 Hof / Saale
Internet:
www.lfu.bayern.de
Bearbeiter:
Dr. Jörg Neumann
E-Mail:
joerg.neumann@lfu.bayern.de
Tel.:
09281 1800-4831; Fax: 09281 1800-4999
Redaktionsschluss:
16.07.2018
Funktionsprüfung – Vorgehensweise in Bayern
Einleitung
Als wichtige Aufgabe der staatlichen Gewässerkunde in Bayern werden landesweite
Grundwassermessnetze quantitativ (Grundwasserstand, Quellschüttung, Temperatur) und qualitativ
(Grundwasserbeschaffenheit) betrieben. Die regelmäßigen, d. h. nach einem festen Turnus und
langfristig durchgeführten Messungen dienen der Gewinnung gewässerkundlicher Grundlagen, der
Information der Öffentlichkeit und nicht zuletzt der landesweiten Grundwasserüberwachung nach
EG-Wasserrahmenrichtlinie bzw. gemäß weiterer nationaler und internationaler Berichtspflichten. Der
Qualitätssicherung (QS) der verwendeten Messstellen und der erhobenen Daten kommt dabei eine
besondere Bedeutung zu.
Grundwassermonitoring in Bayern
Das quantitative Monitoring in Bayern basiert im sogenannten Grundnetz derzeit auf etwa 620
Grundwassermessstellen, die seit den 1990er Jahren sukzessive neu errichtet wurden. Ergänzt
werden diese speziell in gering ergiebigen Grundwasserleitern durch ca. 120 Quellen (Grundnetz), die
für eine kontinuierliche Schüttungsmessung messtechnisch ausgestattet worden sind. Darüber hinaus
werden weitere 1.200 Messstellen in Verdichtungsnetzen und staatlichen Sondernetzen geführt, so
dass sich für den Landesgrundwasserdienst ein Bestand von insgesamt knapp 2.000 quantitativ
genutzten Messstellen in Bayern ergibt.
Zur landesweiten Überwachung der Grundwasserbeschaffenheit in Bayern dienen etwa 620
Messstellen. Anders als beim quantitativen Grundwassermonitoring (s. o.) handelt es sich dabei
jedoch nur in wenigen Fällen um neu gebohrte Grundwassermessstellen. Mehrheitlich (etwa 2/3 aller
Messstellen) werden bestehende Anlagen der öffentlichen Wasserversorgung (Brunnen, Quellen) zur
Probenahme genutzt. Das verbleibende Drittel umfasst gewässerkundliche Messstellen
unterschiedlicher Art (Grundwassermessstellen, Quellen), von denen wiederum knapp die Hälfte
zugleich Bestandteil des quantitativen Messnetzes ist (s. o.). Das qualitative Grundwassermessnetz
wurde ab 2006 für die Wasserrahmenrichtlinie grundlegend neu geordnet und in den letzten Jahren im
Detail nochmals angepasst.

image
15
Maßnahmen der Qualitätssicherung
Die wasserwirtschaftliche Qualitätssicherung betrifft im Rahmen des Grundwassermonitorings
unterschiedliche Teilbereiche und umfasst folgende Einzelaspekte, die sich z. T. unmittelbar
gegenseitig beeinflussen:
Zustand der Messstellen
Qualität der Stammdaten
Qualität der Messdaten
Funktionsfähigkeit der Messtechnik / Messgeräte
Qualifikation des Personals
Im weiteren Verlauf wird speziell auf den baulichen Zustand der Messstellen näher eingegangen.
Qualitätssicherung wird dabei als Querschnittsaufgabe betrachtet, die zunächst einmal unabhängig
vom jeweiligen Messzweck (quantitativ, qualitativ) ist. Priorisiert wird jedoch hinsichtlich der
Bedeutung der Messstellen bzw. der Zugehörigkeit zu verschiedenen Teilmessnetzen (siehe Tabelle
1). Grundsätzlich zu differenzieren ist zwischen „eigenen“ Messstellen der Wasserwirtschaft und
sonstigen Probenahmestellen (v. a. Brunnen und Quellen der öffentlichen Wasserversorgung).
Während die zur Probenahme genutzten Objekte der Wasserversorgung auch QS-seitig in der
Verantwortung des jeweiligen Betreibers liegen, hat der Freistaat Bayern die selbst betriebenen
Messstellen eigenverantwortlich zu unterhalten.
Der Messstellenbestand der bayerischen Wasserwirtschaftsverwaltung umfasst ein Anlagevermögen
von mehreren Mio. Euro. Wie jedes Bauwerk unterliegen auch Grundwassermessstellen (und
ausgebaute Quellen) einer baulichen Alterung. Qualitätssichernde Maßnahmen an den Messstellen
wirken präventiv und haben daher vor allem einen bestandserhaltenden Charakter. Darüber hinaus
soll unter Berücksichtigung von Belangen der Arbeitssicherheit (v. a. an Quellen, bzw. bei Messstellen
mit Schachteinstieg) die Durchführbarkeit einer repräsentativen Probenahme langfristig gewährleistet
werden. Bedeutendster Schritt der gewässerkundlichen Qualitätssicherung und Grundlage für
eventuelle weiterführende Maßnahmen sind regelmäßige Funktionskontrollen an den Messstellen.
Funktionsprüfungen
Das Vorgehen bei Funktionsprüfungen ist in Bayern durch das Handbuch Technische
Gewässeraufsicht geregelt. Neben regelmäßigen Überwachungen können anlassbezogen, d. h. im
Verdachtsfall oder bei offensichtlichen Mängeln, auch außerhalb des vorgegebenen Turnus
Funktionsprüfungen erforderlich werden. Die Untersuchungen an den Messstellen werden im Regelfall
durch die Wasserwirtschaftsämter (WWA) durchgeführt. Funktionsprüfungen sind auch bei der
Übernahme von Grundwassermessstellen bzw. Quellmessstellen in die staatlichen Messnetze
durchzuführen.
Für Grundwassermessstellen gelten folgende Vorgaben (Tabelle 1):

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16
Für Quellmessstellen gelten folgende Vorgaben (Tabelle 2):
Mögliche Konsequenzen aus den Funktionsprüfungen
Sofern durch die Funktionsprüfungen Mängel festgestellt werden, bzw. falls die Funktionsfähigkeit der
Messstelle nicht mehr gewährleistet ist, besteht ein weitergehender Handlungsbedarf. Dasselbe gilt
für den Fall, das sich kein eindeutiges Schadensbild ergibt oder eine Messstelle nur noch
eingeschränkt funktionsfähig ist. Wichtigste Entscheidungsgrundlage sind dabei zunächst einmal die
Ergebnisse der Kamerabefahrungen, mit denen der tatsächliche Zustand in der Messstelle
dokumentiert ist. Darauf aufbauend können ggf. weitergehende Untersuchungen zur
Schadensdiagnose (z. B. Geophysik) erforderlich sein, bevor schließlich über geeignete Maßnahmen
entschieden werden kann. Grundsätzliches Ziel ist es, möglichst frühzeitig durch geeignete
Maßnahmen eine Behebung des Mangels zu erreichen und die allgemeine Funktionsfähigkeit der
Messstelle wieder herzustellen. Standardmaßnahmen sind die Reinigung (Rohrinnenwand) und/ oder
Regenerierung der Messstelle. Bei baulichen Defiziten können je nach Schwere des Mangels
unterschiedliche Sanierungsmaßnahmen bis hin zu einem Ersatzneubau erforderlich werden. Im
letztgenannten Fall ist im Sinne des vorsorgenden Grundwasserschutzes ein ordnungsgemäßer
Rückbau der nicht mehr geeigneten Messstelle erforderlich.
In Bayern wurden seit dem Jahr 2010 knapp eintausend Kamerabefahrungen zur turnusmäßigen
Zustandserfassung an den Messstellen der Landesmessnetze durchgeführt. In mehr als der Hälfte
aller Fälle wurde mit den Ergebnissen ein weitergehender Handlungsbedarf aufgezeigt. Den Großteil
der erforderlichen Maßnahmen machen dabei Reinigungen und Regenerierungen aus. Bauliche
Maßnahmen unterschiedlichster Art (Sanierung, Ersatzneubau/ Rückbau, Sonstige) waren in etwa
10 % aller Fälle erforderlich. Die vorliegenden Ergebnisse der Kamerabefahrungen haben deutlich
gezeigt, dass das Auftreten bzw. die Häufigkeit von Schäden in vielen Fällen in einem direkten
Zusammenhang mit dem Baujahr bzw. Alter der Messstelle zu sehen ist. Regelmäßige
Funktionsprüfungen (und die daraus abgeleiteten Maßnahmen) stellen bei einem stetig alternden
Bauwerksbestand ein ganz wesentliches Element der Qualitätssicherung dar und sind Grundlage für
ein langfristig ausgerichtetes Grundwassermonitoring.

17
Notizen zum vorangestellten Beitrag:

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18
Abteilung Wasser, Boden, Wertstoffe
Zur Wetterwarte 11, 01109 Dresden
Internet:
www.lfulg.sachsen.de
Bearbeiter:
Peter Börke
E-Mail:
peter.boerke@smul.sachsen.de
Tel.:
0351 8928-4300; Fax: 0351 8928-4099
Redaktionsschluss:
16.07.2018
Merkblatt Funktionsprüfung an Grundwassermessstellen
Peter Börke, Eike Barthel, Angela Hermsdorf, Heiko Ihling, Annette Kolberg, Ronald Krieg,
Jörg Kunze, Jörg Neumann, Falk Nüßler, Holger Rauch†, Jörg Steinborn, Antje Richter und
Ralf Trabitzsch
Mit der weiteren Umsetzung der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie und der novellierten
Düngeverordnung gelangt die Qualität der zur Bewertung des Gewässerzustandes erhobenen Daten
und der zugrunde liegende Messnetze immer mehr in den Fokus der öffentlichen Wahrnehmung. Der
Arbeitskreis Grundwasserbeobachtung hat sich von Anfang an zum Ziel gesetzt, die Qualität des
staatlichen Messbetriebs mit einem Handbuch Grundwasserbeobachtung in Form einer
fortgeschriebenen Merkblattsammlung zu sichern. Diese Sammlung wird auch weiteren
Messnetzbetreibern empfohlen.
In Bezug auf das vorhandene DVGW-Regelwerk W 129 (A) „Eignungsprüfung von Grundwasser-
messstellen“ enthält das vorliegende Merkblatt: „Funktionsprüfung an Grundwassermessstellen“ einen
erweiterten Ansatz. Da es insbesondere der Unterstützung und Sicherstellung des Betriebs von
Grundwassermessstellen der staatlichen Grundwasserbeobachtung dient, wurde bei der Entwicklung
darauf geachtet, dass die notwendigen Funktionsprüfungen entweder
a) als einfache Funktionsprüfung in den regulären Betrieb von Stands- und
Beschaffenheitsmessstellen integriert werden können oder
b) als komplexes Untersuchungsprogramm in Form von gesonderten Leistungen an
qualifizierte Fachfirmen vergeben werden.
Ferner wurde die Möglichkeit eröffnet, einen turnus- oder anlassbezogenen Prüfungsrhythmus zu
verfolgen. Dies hat den Vorteil, dass die Messbetriebe je nach Größe und Arbeitsweise der Messnetze
die jeweils geeignete Art des Prüfungsrhythmus‘ wählen können. Das Merkblatt enthält dafür jeweilige
Entscheidungsabläufe. Empfehlungen zur Erstuntersuchung und Erstbewertung von
Grundwassermessstellen dienen der Entscheidung, ob Messstellen, die durch einen Drittbetreiber
übernommen werden sollen oder von diesem zur Überlassung angeboten werden, funktionsfähig und
geeignet sind.
Zur neu geschaffenen Möglichkeit der anlassbezogenen Arbeitsweise gehören Feld- und
Auswerteindikatoren. Diese wurden im Rahmen einer Bachelorarbeit (Hamann, 2016) und einer
Masterarbeit (Jäkel, 2017) entwickelt. Mithilfe von Abweichungsschwellenwerten können signifikante
Abweichungen von Leitparametern in Bezug auf das Beschaffenheitskriterium der Probennahme
abgeschätzt und für weitere Entscheidungen herangezogen werden. Die im Merkblatt genannten

19
Abweichungsschwellenwerte sind erste Anhaltspunkte und werden in der Praxis weiter geprüft und
fortentwickelt.
Für die einfache und die komplexe Funktionsprüfung sind je ein Regelprogramm mit empfohlenen und
optionalen Verfahren entwickelt worden. Das Merkblatt enthält außerdem Empfehlungen zur
Dokumentation und Qualitätssicherung sowie ein Muster eines Vor-Ort-Protokolls für die einfache
Funktionsprüfung.
Als Anhang wurde eine Beschreibung der empfohlenen und optionalen Verfahren zur Feststellung der
Funktionsfähigkeit von Grundwassermessstellen aufgenommen. Inhalt und Zweck der Verfahren
werden kurz erläutert. Dabei wird unterschieden in
optisch-mechanische Untersuchungsverfahren,
geophysikalische Bohrlochmessungen und
hydraulische Funktionstests.
Das Merkblatt ist aus Sicht des Arbeitskreises als fachliche Grundlage zur Erarbeitung
länderspezifischer Betriebsanweisungen geeignet.
Literaturverzeichnis
DVGW W 129 (A) (2012): Eignungsprüfung von Grundwassermessstellen
Hamann, F. (2016): Robuste Indikatoren zur Festlegung der Notwendigkeit und des Umfangs von
Funktionsfähigkeitsprüfungen an Grundwassermessstellen, Bachelorarbeit, TU Dresden, Fakultät
Umweltwissenschaften, Institut für Grundwasserwirtschaft, 2016.
Jäkel, L. (2017): Ableitung von Indikatoren und Arbeitsroutinen zur Identifikation der Notwendigkeit
und des Umfangs von Funktionsfähigkeitsprüfungen an Grundwassermessstellen, Masterarbeit,
TU Dresden, Fakultät Umweltwissenschaften, Institut für Grundwasserwirtschaft, 2016.

20
Notizen zum vorangestellten Beitrag:

image
 
21
HTW Dresden, Lehrgebiet Wasserwesen
Friedrich-List-Platz 1, 01069 Dresden
Internet:
www.htw-dresden.de
Bearbeiter:
Gerit Orzechowski, Thomas Grischek
E-Mail:
gerit.orzechowski@htw-dresden.de, thomas.grischek@htw-dresden.de
Tel.:
0351 462-2088; 0351 462-3350
Redaktionsschluss:
21.08.2018
Mikrobiologische Grundwasseruntersuchungen im Feld
Einleitung
Für die Entscheidung, ob ein Grundwasser ohne weitergehende Aufbereitung als Trinkwasser genutzt
werden kann, ist eine mikrobiologische Analyse notwendig. Dazu wird mindestens geprüft, ob das
Wasser Indikator-Mikroorganismen enthält. In den Trinkwasserverordnungen der meisten Länder wird
für die Indikatoren Coliforme und
E.coli
ein Wert von 0 in 100 mL Wasserprobe gefordert. Dies
bedeutet nicht, dass das Wasser völlig frei von Mikroorganismen ist. Allerdings ist eine schnelle
Entscheidung nicht möglich, da die konventionellen Methoden auf der Nutzung des
Koch‘schen
Plattierungsverfahrens bzw. des Wachstums lebender Mikroorganismen in einer bestimmten Zeit
beruhen. Eine Aussage ist frühestens nach 18 Stunden möglich, was auch in Deutschland zu
Verzögerungen bzgl. der Freigabe von desinfizierten Brunnen und Rohrleitungsabschnitten sowie
Problemen bei Falsch-Positiv-Befunden im Trinkwassernetz führt.
In Projekten des Lehrgebiets Wasserwesen der HTW Dresden geht es neben der Technik der
Wassergewinnung und -bewirtschaftung zunehmend auch um Risikobewertungen und die Auswahl
erforderlicher weitergehender Aufbereitungsverfahren zur Bereitstellung von unbedenklichem Trink-
und Bewässerungswasser. Mit den mikrobiologischen Standardmethoden wird nur ein Teil der
Mikroorganismen erfasst. Gleichzeitig können der Zeitpunkt der Probennahme und somit die Auswahl
der Wasserproben für die Analytik im Labor entscheidend sein für die Bewertung. Andererseits gibt es
bei Arbeiten in Entwicklungs- und Schwellenländern oft kein Labor in der Nähe, so dass eine Analyse
der Wasserproben innerhalb von 24 h im Labor nicht möglich ist. Deshalb testet die HTW Dresden
neue Nachweismethoden, um eine richtige Auswahl der Proben für die Laboranalytik oder vor Ort
Aussagen zur Bewertung des Wassers treffen zu können. Die Tests umfassen die Durchflusszytome-
trie, ATP-Messungen, die Bestimmung von Pflanzenviren und den Einsatz von Colilert und Letz-Tests.
Gesetzlich anerkannte Analysenmethoden zur mikrobiologischen Bewertung von Trinkwasser sind die
Kontrolle auf
E.coli
als Indikator für mögliche fäkale Verunreinigungen und die Bestimmung der KBE
Werte (Koloniebildende Einheiten) bzw. AMK Werte (Aerobe Mesophile Keime). Die Zahl der AMK
wird oft fälschlicherweise als Gesamtkeimzahl bezeichnet. In beiden Fällen kommt die Kultivierung auf
festem Nährmedium (Nähragar) zum Einsatz, bei der die in der Wasserprobe enthaltenen
vermehrungsfähigen Mikroorganismen zur Koloniebildung angeregt werden. Nach der Inkubation,
welche sich über einen Zeitraum von bis zu drei Tagen erstrecken kann, erfolgt eine manuelle
Auszählung durch das Laborpersonal. Ermittelt werden anschließend die KBE bzw. AMK Werte =
Kolonien, die auf einer Agar-Platte gewachsen sind. Nachteile dieser Methode sind die lange
Inkubationsdauer und, dass nicht alle in der Probe enthaltenen lebensfähigen Mikroorganismen
wachsen. Somit werden viele Mikroorganismen gar nicht erfasst und die „wahre Zahl“ an

 
22
Mikroorganismen ist um ein Vielfaches höher. Der Vergleich des Plattierungsverfahrens mit der
Durchflusszytometrie hat gezeigt, dass beim Plattierungsverfahren nur 0,01 – 1 % der tatsächlich
lebensfähigen Mikroorganismen im Wasser erfasst werden. Somit bietet die Durchflusszytometrie ein
um zwei Logstufen genaueres Verfahren als das herkömmliche Plattierungs-Verfahren [1].
Durchflusszytometrie
Die Durchflusszytometrie (FCM – Flow Cytometry) dient der mikrobiologischen Bewertung von
Wasserproben jeglicher Art. Bei der durchflusszytometrischen Analyse wird die Anzahl an
Mikroorganismen in einer Wasserprobe ermittelt und in counts/mL angegeben. Das Verfahren
ermöglicht die Ermittlung der Gesamtzellzahl (TZZ - Total Zellzahl) und eine Unterscheidung in
lebende und tote Mikroorganismen. Es gibt verschiedene Geräte auf dem Markt für den Einsatz im
Labor und inzwischen auch mobil für den Feldeinsatz und ein online-Monitoring. Das FCM Bacto
Sense der Firma Sigrist eignet sich für beides. Der Vorteil der online-Messung besteht darin, dass die
Werte nahezu in „Echtzeit“ gemessen werden. Das Verfahren ist wenig störanfällig. Die Analysezeit
der online-Messung liegt bei 30 min je Probe. Laborgeräte benötigen mitunter etwas mehr Zeit, da die
Probe ggf. vorher verdünnt werden muss, anschließend folgen Inkubation, Messung und Auswertung.
Die Zeit für die Messung im Labor verringert sich, wenn mehrere Proben bearbeitet werden.
Wird ein Labor-FCM, z. B. Accuri C6, genutzt, wird die zu analysierende Probe mit einem DNA
Farbstoff, z. B. SYBR green (Ermittlung TZZ), oder zusätzlich mit Propidiumiodid (für lebend/ tot
Diskriminierung) versetzt. Anschließend erfolgt eine Inkubation im Wasserbad bei 37°C für 13 min.
Während der Inkubation lagert sich der Farbstoff irreversibel zwischen den Basen des
DNA-Doppelstranges ein (Interkalation). Die Fluoreszenzfarbstoffe SYBR green und Propidiumiodid
weisen unterschiedliche Membrangängigkeiten auf. SYBR green ist ein membrangängiger Farbstoff,
der die Zellwand aller Zellen durchdringt und sofort zwischen den Basen der DNA interkaliert.
Propidiumiodid hingegen kann nur defekte Zellwände passieren und dringt demzufolge nur dann in
Zellen ein, wenn deren Zellwand bereits geschädigt ist. So wird über die Kombination beider
Farbstoffe eine lebend/ tot Diskriminierung durchgeführt. Nach Beendigung der Messung mit dem
Laborgerät erfolgt die Auswertung der Daten mit einem Excel-Programm.
Bei der Nutzung des online-FCM BactoSense der Firma Sigrist entfallen die manuellen Schritte
Anfärben, Inkubation und Auswertung für den Anwender. Das Gerät führt diese Schritte selbstständig
aus und verwahrt die Probe in einem Abfallbehälter im Gerät. Auf diese Weise können bis zu 1000
Proben analysiert werden. Da keine Chemikalien freigesetzt werden, ist ein Einsatz des Gerätes auch
im Wasserwerk und Bereichen der Lebensmittelindustrie möglich. Das BactoSense bietet zudem den
Vorteil, dass es sowohl für Einzelmessungen als auch für den online-Betrieb geeignet ist [2].
Abb. 1 zeigt den Vorgang der FCM-Analyse im Detail. Die zu analysierende Probe wird über eine
„Saugnadel“ in das Gerät gebracht. Anschließend wird diese mittels einer Lösung, die den Transport
der Probe gewährleistet, hydrodynamisch fokussiert. So ist es möglich, dass die Zellen einzeln über
eine Durchflussküvette den Strahlengang passieren. Der in den Zellen enthaltene Farbstoff wird durch
einen Laserstrahl angeregt. Das emittierte Licht gelangt über Teilerspiegel zum jeweiligen Photomulti-
plier, wird dort verstärkt und über einen Signalwandler als Punkt im DotPlot-Diagramm ausgegeben.
Gemessen wird das Fluoreszenzsignal für SYBR green und Propidiumiodid. Weiterhin werden der
FSC (forward scatter) und der SSC (side scatter) erfasst und in einem separaten Diagramm
dargestellt. Über den Kanal des FSC kann auch eine Abschätzung der Größe von Mikroorganismen
erfolgen [3]. Jedes Signal ergibt einen Punkt im DotPlot-Diagramm (Abb. 2) und repräsentiert eine
detektierte Zelle. Das Histogramm (Abb. 3) zeigt die Intensität der jeweiligen Fluoreszenzsignale.
Das DotPlot Diagramm in Abb. 2 zeigt eine typische Verteilung der Mikroorganismen für eine lebend/
tot Diskriminierung. Die Abgrenzung der verschiedenen Mikroorganismen erfolgt durch so genannte
„Gates“. Die Punkte innerhalb eines Gates werden dann als counts/mL ausgegeben. Im Histogramm
(Abb. 3) ist rot der Anteil toter und grün der Anteil lebender Mikroorganismen dargestellt. Eine
Überlagerung entsteht durch den gewählten Fluoreszenzkanal FL1-A, das Signal für Propidiumiodid
wird im Fluoreszenzkanal FL3-A erfasst [4]. Abb. 4 links zeigt die Untersuchungsergebnisse einer mit
SYBR green gefärbten Wasserprobe zur Ermittlung der Totalzellzahl. Es erfolgt eine klare
Abgrenzung der Mikroorganismen vom Hintergrund. Bei der ausschließlichen Verwendung von SYBR
green als Farbstoff kann eine Diskriminierung nach HNA (high nucleic acid) und LNA (low nucleic
acid) durchgeführt werden. Somit ist eine Unterscheidung in Mikroorganismen mit hohem und
niedrigem DNA-Gehalt möglich. Außerdem ist es möglich, verschiedene Kolonien voneinander zu

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23
unterscheiden und eine Art „Fingerabdruck“ der Wasserprobe zu erstellen. In der Abb. 4 rechts ist die
gleiche Probe mit SYBR green und Propidiumiodid gefärbt, hier ist eine lebend/ tot Diskriminierung
möglich. Die Nutzung beider Farbstoffe hat den Vorteil, dass eine klare Aussage zur Lebensfähigkeit
der im Wasser enthaltenen Mikroorganismen getroffen werden kann. Diese Methode wird am
häufigsten angewendet, die Kosten liegen in ähnlicher Größenordnung wie die der reinen SYBR green
Analyse. Die Kosten für eine online-Messung im Feld betragen etwa 7,00 € (Verbrauchsmaterial ohne
Geräteabschreibung, Wartung und Personal).
Abb. 1: Analysenschema eines FCM [4]
Abb. 2: DotPlot-Diagramm [4]
Abb. 3: Histogramm [4]
Abb. 4: Wasserprobe, links - Analyse mit SYBR green; rechts – lebend/tot Diskriminierung [4]
ATP Messung
Die ATP Messung dient der schnellen mikrobiologischen Bewertung von Wasserproben, sowohl im
Feld als auch im Labor. ATP ist die Energiewährung aller Lebewesen und gebunden in lebenden
Zellen enthalten. Mit Beginn der Auflösung der Zelle (Zelllyse) wird das in den Zellen gebundene ATP
freigesetzt und an die Umgebung abgegeben. Das ATP-Messverfahren beruht auf einer
enzymatischen Reaktion, bei der Luciferin zu Oxyluciferin unter Freisetzung von Lichtquanten reagiert.
Die freigesetzten Lichtquanten werden über Photomultiplier detektiert und in ein elektrisches Signal
umgewandelt, der Messwert wird in RLU (Relativ Light Units) ausgegeben. Die Firma 3M bietet ein
Handmessgerät Clean-Trace NGi Luminometer inklusive Docking Station und die Testkits AQT 200
und AQF 100 zur Bestimmung des gesamten bzw. des freien ATP-Gehalts an (Abb. 5) an. Zuerst wird
ein ATP-Teststäbchen aus seinem Tube entnommen. Der Probenkamm am unteren Ende wird in die
zu analysierende Probe getaucht und leicht bewegt, bis sich die Kammzwischenräume mit dem
Wasser gefüllt haben. Anschließend wird das Teststäbchen zurück in sein Tube gesteckt. Durch

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24
0
50
100
150
200
250
5
1
0,5
0,05
0,0001
ATP in RLU
Konzentration in mg/L
freies ATP
ges. ATP
Nullwert freies ATP
Nullwert ges. ATP
Drücken auf die Oberseite des Stäbchens wird der Kamm im unteren Teil des Tubes die Folie nahe
des Tube-Bodens durchstoßen. So werden Probe und Reagenz zusammengeführt. Jetzt wird 25
Sekunden lang leicht geschüttelt, um Probe und Reagenz zu vermischen. Nach Ablauf der Zeit wird
das Test-Tube in die Klappe an der Oberseite des Luminometers eingeführt und die Messung mit dem
entsprechenden Programm gestartet. Nach einer kurzen Messdauer gibt das Gerät den ermittelten
ATP-Gehalt in RLU an. Die Ermittlung des gesamten und freien ATP ist im Feld möglich, kostet etwa
3,50 € pro Parameter und Probe, das Ergebnis liegt innerhalb weniger Minuten vor.
Die erhaltenen Werte werden mit vorher zu ermittelnden „Norm-Werten“ verglichen. Bei erhöhtem
RLU-Wert liegt eine mikrobiologische Veränderung vor. Somit ist es möglich, vor Ort eine Aussage zu
einer Veränderung zu treffen und ggf. weitere mikrobiologische Analysen zu veranlassen. Durch die
Bestimmung des gesamten und freien ATP ist eine Abschätzung des Vorhandenseins lebender und
toter Mikroorganismen möglich. Die Methode eignet sich zur mikrobiologischen Bewertung von
Brunnen, Rohrnetzen, Prozesswasserspeichern und Wasseraufbereitungsverfahren. Sie dient einer
ersten schnellen Bewertung und ist je nach Analyseziel ein relativ kostengünstiger Schnelltest.
Allerdings gibt es Grenzen hinsichtlich der Anwendung für Grundwasseruntersuchungen. Die als
analytische Grundlage dienende enzymatische Reaktion ist störanfällig. An der HTW Dresden wurden
Versuche zur Ermittlung des Einflusses der Konzentrationen ausgewählter Ionen durchgeführt [5].
Chlorid und Phosphat zeigten in den untersuchten Konzentrationsbereichen keinen Einfluss.
Grundwassertypische Fe(II)- und Mn-Konzentrationen wirken störend, so dass die ATP Messung nicht
sicher eingesetzt werden kann (Abb. 6). Die HTW Dresden ist mit dem Hersteller 3M in Kontakt und
strebt weitere Versuche zur Optimierung des Verfahrens an. Lösungsansätze werden in künftigen
Bachelor- und Masterarbeiten getestet, mit dem Ziel der sicheren Anwendung dieser Methode auch im
Grundwasserbereich.
Abb. 5: Gerät der Fa. 3M
Abb. 6: Einfluss der Fe(III)-Konzentration auf die ATP-Messung [5]
Bestimmung von Pflanzenviren
Der Nachweis von Viren im Oberflächen-, Grund- und Trinkwasser ist sehr aufwändig und teuer. Die
Anzahl bestimmter Viren im Oberflächenwasser ist im Vergleich zu Bakterien relativ gering, allerdings
ist die infektiöse Wirkung deutlich höher. Bei einer sehr geringen Anzahl im Rohwasser kann die
Leistungsfähigkeit einer Uferfiltration und anderer Aufbereitungsschritte hinsichtlich einer Entfernung
von Viren nicht sicher bewertet werden. Deshalb werden Indikatorparameter bzw. Surrogate mit
ähnlichen Eigenschaften wie humanpathogene Viren für die Untersuchung bzw. Bewertung
verwendet. Interessant ist in diesem Zusammenhang der weltweite Nachweis von Viren, die
Pflanzenkrankheiten verursachen und teilweise in wesentlich höherer Zahl in Gewässern vorkommen
als humanpathogene Viren, jedoch keine Wirkung auf den Menschen haben. Dazu zählt der Pepper
Mild Mottle Virus (PMMoV), welcher Paprikapflanzen angreift, welche nach der Erkrankung
überwiegend zu Soßen verarbeitet werden und so weltweit über Salsa oder Tomaten-Paprika-Soßen,
trockenen Paprikagewürzen, Pizza u. a. verbreitet werden, relativ stabil sind, den Verdauungstrakt
teilweise unbeschadet passieren und über Abwässer ins Oberflächenwasser gelangen [6]. Da der
PMMoV in kommunalen Abwässern und im Oberflächenwasser in Deutschland nachweisbar ist, kann
die Wirkung von Wasseraufbereitungsschritten mit dem Nachweis des PMMoV überprüft werden.
Somit kann auch eine höhere Sicherheit bzgl. der Entfernung humanpathogener Viren mit ähnlichen
Eigenschaften erreicht werden.

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25
In Zusammenarbeit mit dem Fachgebiet Mikrobiologie des Trink- und Badebeckenwassers,
Umweltbundesamt, Bad Elster, führt die HTW Dresden Untersuchungen von Abwässern, Elbewasser
und Elbe-Uferfiltrat durch. Im Umweltbundesamt laufen Arbeiten zur Optimierung der Methodik.
Zurzeit müssen 20 L pro Probe bei belastetem Wasser und 40 L pro Probe bei unbelastetem Wasser
eingesetzt werden. Die Analyse erfolgt nach Anreicherung der Proben mittels qPCR. Aufgrund der
hohen Kosten von >100 € pro Probe und des hohen Zeitaufwandes, wird diese keine Standard-
methode der Trinkwasserüberwachung werden. Derartige Analysen dienen eher der Bewertung von
Aufbereitungsschritten im Rahmen einer Risikoabschätzung, können aber auch für den Nachweis
häuslicher Abwassereinträge in das Grundwasser genutzt werden. Es konnte bereits eine sehr gute
Entfernungsleistung der Uferfiltration an der Elbe nachgewiesen werden.
Nachweis von Coliformen und
E.coli
vor Ort
Bei Einsätzen in abgelegenen Regionen oder weitab eines zuverlässigen Labors hat sich die Nutzung
der Colilert-Tests der Firma IDEXX [7] und der Letz-Tests [8] als praktikabel erwiesen. Beim Colilert-
Test werden die Wasserproben mit einem lange haltbaren Pulver versetzt (Nährlösung), in
standardisierte Quanti-Trays abgefüllt und inkubiert. Die Kosten für Verbrauchsmaterialien liegen bei
etwa 8 € pro Probe. Beim Letz-Test werden die Proben filtriert und die Filter in Petrischalen auf vorher
mit Wasser benetzte Nährböden aufgebracht und inkubiert. Hier liegen die Kosten für Verbrauchs-
materialien bei <4 €, der Zeitaufwand ist etwas größer.
Für beide Tests muss über wenigstens 18 h eine Inkubation bei 35±0,5°C gesichert werden. Der
Transport eines Brutschranks ins Feld ist nicht praktikabel. Deshalb wurde von Studenten der HTW
Dresden eine Bauanleitung für einen vor Ort herstellbaren Inkubator erstellt. Die Temperaturstabilität
wurde mittels Temperaturdatenloggern nachgewiesen. Die Kosten für den Inkubator-Eigenbau liegen
bei etwa 100 €. Zwei Varianten des Inkubators wurden erfolgreich in Kenia und im Senegal eingesetzt.
Statt des von IDEXX angebotenen Quanti-Tray Sealer zum Einschweißen der Proben wurde ein
kleines Reisebügeleisen verwendet.
Zurzeit wird ein neues Produkt der Letz GmbH getestet, für das kein Strom benötigt wird. Die Petri-
Schalen bzw. die Colilert-Trays werden in einer isolierten Tasche zwischen Platten geschoben,
welche nach vorheriger Erwärmung im Wasserbad oder in der Sonne auf >35°C die
Inkubationstemperatur von 35±1°C innerhalb der erforderlichen Zeit halten.
Abb. 7: Inkubator-Tasche, Letz-Test (Foto. Grischek)
Quellen
[1] BAG (2012) Durchflusszytometrische Analysen von Wasserproben. Schweizerisches Bundesamt
für Gesundheit, Ausgabe 1, 31.10.2012.
[2] Sigrist Process-Photometer.
http://www.photometer.com/de/home/.
[3] Hammes, F., Steinberg, M. (2012) Durchflusszytometrie in der Trinkwasseranalytik. BioSpektrum
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http://doi.org/10.1007/s12268-012-0182-z.
[4] Orzechowski, G.H. (2017) Mikrobiologische Analysen mittels Accuri C6 FCM, Bericht TU Dresden
[5] Brüll, T. (2017) Untersuchung zur mikrobiellen Belastung von Uferfiltrat. BSc Arbeit, Lehrgebiet
Wasserwesen und Bereich Chemieingenieurwesen, HTW Dresden.
[6] Rosario, K., Symonds, E.M., Sinigalliano, C., Stewart J., Breitbart M. (2009) Pepper Mild Mottle
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www.idexx.de/water/products/colilert.html.
[8]
www.letz-test.com.

26
Notizen zum vorangestellten Beitrag:

image
 
27
Brandenburgische Technische Universität Cottbus - Senftenberg
Lehrstuhl „Biotechnologie der Wasseraufbereitung“
Siemens-Halske-Ring 8, 03046 Cottbus
Internet:
https://www.b-tu.de/
Bearbeiter:
Prof. Marion Martienssen
E-Mail:
marion.martienssen@b-tu.de
Tel.:
0355 694304; Fax: 0355 494325
Redaktionsschluss:
Grundwassermikrobiologie, Wieso, Weshalb, Warum
Einführung:
Neben mechanischen Techniken wie dem Abpumpen von Öl oder der Bodenluftabsaugung und
verschiedenen chemisch/physikalischen Techniken (in situ Oxidation und Reduktion mit
Hilfssubstraten, Einsatz von zero Eisen) spielen mikrobiologische Sanierungsverfahren für viele
Schadstoffe eine wichtige Rolle.
Für biologisch abbaubare Stoffe zeichnen sich mikrobiologische Verfahren vor allem dadurch aus,
dass die Verbindungen weitgehend rückstandsfrei beseitigt werden können. Auch sind die
Aufwendungen für Technik und Hilfssubstrate häufig deutlich geringer, als bei chemisch/
physikalischen Verfahren. Die Palette der bekannten biologischen Technologien reicht von MNA-
(Monitored Natural Attenuation) Verfahren, die ohne Zusatz von Hilfsstoffen auskommen, über ENA
(Enhanced Natural Attenuation) bis hin zu aktiven Sanierungsverfahren. Während MNA- und ENA-
Maßnahmen grundsätzlich den Grundwasserleiter als Reaktionsraum nutzen, können aktive
Sanierungen sowohl im Grundwasserleiter selbst (in situ) als auch oberirdisch (on site) z. B. in
Bioreaktoren erfolgen. Während in Bioreaktoren die mikrobiellen Konsortien gezielt eingesetzt und
gesteuert werden können, ist dies bei in situ Maßnahmen in der Regel nicht der Fall. In den meisten
Fällen wird bei in situ Maßnahmen auf die standorteigenen so genannten autochthonen
Mikroorganismen zurückgegriffen. Nur in Ausnahmefällen ist der Zusatz von ortsfremden Bakterien
erforderlich. Das Wissen über Vorhandensein, Leistungspotential und Verteilung der standorteigenen
mikrobiellen Flora ist deshalb von herausragender Bedeutung für den Sanierungserfolg.
Warum Grundwassermikrobiologie:
Das Wissen über das Vorhandensein und die potentiellen Leistungen geeigneter Mikroorganismen ist
essentiell für mikrobiologische Verfahren bei der Sanierung von Boden und Grundwasser. Darüber
hinaus können Mikroorganismen aber auch nichtbiologische Sanierungsverfahren erheblich
beeinflussen. Beispielsweise verfügen zahlreiche Bakterien über eine sehr aktive Katalase, ein Enzym
welches Wasserstoffperoxid effektiv in Sauerstoff und Wasser spaltet. Dieser Prozess kann für die
Bereitstellung von Sauerstoff für mikrobielle Prozesse genutzt werden. Er stört aber in erheblichem
Maße, wenn das Wasserstoffperoxid für chemische Oxidationsprozesse verwendet werden soll. In
ähnlicher Form stellt die Sulfatreduktion bisweilen eine unerwünschte Nebenreaktion dar, wenn für die
vorgesehenen Sanierungsmaßnahmen organische Hilfssubstrate verwendet werden. Sulfat ist im
Grundwasser meist in hoher Konzentration vorhanden und dient als effektiver Elektronenakzeptor für
den Abbau organischer Verbindungen. Organische Dispergatoren bei Mobilisierungsverfahren können

28
so effektiv verstoffwechselt werden, anstatt wie vorgesehen Schadstoffe zu mobilisieren und diese für
mechanische Sanierungsverfahren verfügbar zu machen. Die Sulfatreduktion stellt aber auch bei
einigen mikrobiellen Verfahren eine unerwünschte Nebenreaktion dar. Viele anaerobe Verfahren,
beispielsweise in der CKW-Sanierung, verwenden leicht biologisch abbaubare Hilfssubstrate. Durch
Sulfatreduktion kann ein erheblicher Teil des Hilfssubstrates abgebaut werden ohne am Abbau der
CKW teilzunehmen. Dies führt zu einem Mehrbedarf an organischen Hilfssubstraten und damit zu
erheblichen Mehrkosten. Hinzu kommt, dass gebildete Metallsulfide zu Verblockungen führen können
und sinkende pH-Werte andere Sanierungsreaktionen u. U. erheblich beeinträchtigen und
verlangsamen.
In den meisten Fällen dient das Wissen über autochthone Bakterien und ihre Leistungen der
Auslegung von biologischen Sanierungsverfahren. Dazu ist zunächst zu prüfen, ob die benötigten
Spezialisten grundsätzlich vorhanden sind. Dies erfolgt üblicherweise mit molekularbiologischen
Methoden, wie der Real Time oder qPCR. Das Vorhandensein bestimmter Organismen gibt jedoch
noch keine Aussage darüber, ob diese Bakterien zum aktuellen Zeitpunkt auch am Leben und aktiv
sind. Viele Bakterien gehen unter ungünstigen Umweltbedingungen in einen Ruhezustand oder in den
so genannten VBNC- (viable but nonculturable) Zustand über. Einige Bakterien bilden auch Sporen
als Überdauerungsstadien aus und können so lange Zeiträume relativ unbeschadet überstehen.
Sporen und ruhende Zellen zeigen praktisch keine Stoffwechselaktivität. Zellen im VBNC-State zeigen
eine messbare Aktivität, lassen sich aber nicht vermehren. Sporen, ruhende Zellen und solche im
VBNC-Zustand können unter geeigneten Bedingungen Wachstum und Vermehrung wieder
aufnehmen. Leider ist nicht immer bekannt, welche Bedingungen dafür erforderlich sind. Deshalb
helfen neben molekularbiologischen, mikroskopischen und kultivierungsabhängigen Methoden häufig
nur aufwendige Laboruntersuchungen (Batch-Tests, Mikrokosmen), um die richtigen
Randbedingungen für eine erfolgreiche Sanierung von Grundwasserschäden zu ermitteln. Dazu
gehören neben der Quantifizierung von geeigneten Bakterien und ihrer Aktivität auch das Angebot an
Makronährstoffen (meist N, P) und notwendigen Spurenelementen (z. B. benötigen viele Anaerobier
ein ausreichendes Ni-Angebot).
Welche Methoden gibt es und was sagen sie aus:
Für den Nachweis und die Bestimmung von Bakterien stehen grundsätzlich zwei unterschiedliche
methodische Ansätze zur Verfügung, kultivierungsbasierte und nicht kultivierungsbasierte.
Kultivierungsbasierte Methoden sind seit vielen Jahrzehnten weit verbreitet und bewährt. Sie sind
jedoch zeit- und materialintensiv und werden deshalb zunehmend durch kultivierungsfreie
mikroskopische und molekularbiologische Methoden ersetzt.
Zu den bekanntesten kultivierungsfreien Techniken gehört die qPCR oder auch real time PCR. Dabei
wird mit Hilfe eines spezifischen DNA-Fragmentes, dem Primer, ein Segment aus der „Target“-DNA
des Zielorganismus vervielfältigt. Als Target kommen sowohl art- oder gattungsspezifische DNA-
Abschnitte in Betracht als auch solche Gene, die für bestimmte Stoffwechselleistungen kodieren.
Damit können PCR-abhängige Techniken das Potential für bestimmte Stoffwechselleistungen
quantifizieren, auch über Art- und Gattungsgrenzen hinweg. Die Zahl der Vervielfältigungszyklen die
benötigt wird bis eine bestimmte Menge an DNA synthetisiert wurde, gibt Auskunft über die Menge der
eingesetzten DNA und damit über die Zahl der vorhandenen Genkopien. Diese kann unter sehr
günstigen Bedingungen der Zahl der vorhandenen aktiven Bakterien einer bestimmten Species oder
Gattung entsprechen. Häufig variiert jedoch die Anzahl der Genkopien je Zelle. In diesen Fällen kann
aus der mittels qPCR ermittelten Zahl der Genkopien nur eine statistische Abschätzung der Zahl der
Bakterien erreicht werden, was aber für die Sanierungspraxis üblicherweise völlig ausreicht.
Während mit Hilfe der qPCR einzelne Bakterienspezies oder Gattungen quantifiziert werden, eignet
sich die konventionelle oder Block-PCR vor allem für die Identifikation von Spezialisten oder auch für
die Untersuchung der Zusammensetzung von mikrobiellen Populationen. Dabei kommen entweder
spezifische Primer oder so genannte universelle Primer zum Einsatz. Für die Sanierungspraxis wird
diese Technik eher selten eingesetzt.
Eine kritische Stufe sowohl bei der qPCR als auch bei der konventionellen oder Block-PCR ist die
Extraktion der DNA aus den Bakterienzellen. Die Extraktionseffizienz bzw. der Anteil der tatsächlich

image
29
extrahierten DNA kann je nach Species und vor allem matrixabhängig stark variieren. Auch die
Qualität der erhaltenen DNA kann sehr starken Schwankungen unterliegen. Bei starker Beschädigung
des DNA-Materials kann die nachfolgende Polymerasekettenreaktion u. U. vollständig verhindert
werden. Es entstehen falsch negative Ergebnisse. Verschiedene Extraktionsmethoden und ihre
Effizienz sind z. B. in [2] zusammengestellt. In der Praxis werden handelsübliche Extraktionskits meist
recht unkritisch eingesetzt. Die tatsächliche Effizienz der Extraktion sollte in jedem Fall mit Hilfe von
Standardorganismen matrixabhängig geprüft werden.
Allen bisher beschriebenen PCR-abhängigen Methoden ist eines gemeinsam. Sie geben nur Auskunft
über die Anwesenheit eines spezifischen Abschnittes auf der DNA. Die qPCR, wie auch die
konventionelle Block-PCR, können ohne weitere Hilfsmittel nicht unterscheiden, ob die festgestellten
und quantifizierten Genkopien zu einer lebenden und aktiven Zelle gehören, zu einer ruhenden, einer
bereits toten Zelle oder gar nur DNA repräsentieren, die als extrazelluläre DNA z. B. an Sedimenten
gebunden vorliegt.
Um dieses erhebliche Defizit zu beheben, wurden verschiedene Methoden entwickelt, um zumindest
lebende intakte Bakterien von bereits toten, sowie von nicht zellulärer DNA zu differenzieren. So kann
beispielsweise mit Hilfe von Ethidiumbromid-monoazid (EMA) oder Propidiummonoazid (PMA)
extrazelluläre DNA oder auch DNA geschädigter Zellen vernetzt werden. Die so veränderte DNA wird
dann bei der Polymerasekettenreaktion nicht mehr vervielfältigt. Mit Hilfe dieses z. B. PMA-PCR-
Technik genannten Verfahrens lässt sich zumindest der Anteil der tatsächlich intakten Bakterienzellen
abschätzen, auch wenn die Resultate in verschiedenen Laboren und mit verschiedenen Species recht
unterschiedlich ausfallen (Abb.1). Aussagen darüber, ob die mittels EMA- oder PMA-PCR
festgestellten „lebenden Bakterien“ aktiv sind oder sich im Ruhe- bzw. VBNC-Stadium befinden,
lassen sich jedoch auch mit Hilfe von EMA oder PMA nicht gewinnen [4].
Abb. 1 Einfluss der Vorbehandlung mit EMA, PMA oder DNAse zur Unterscheidung von lebenden und
toten Bakterien verschiedener Species – aus [5]
Eine zusätzliche Hilfe oder auch eine Alternative können hier fluoreszenzmikroskopische Techniken
sein. Schon durch einfache Färbetechniken wie der Live/Dead Färbung mit Hilfe von Propidiumjodid
und Syto 9 lassen sich gute Aussagen über die Vitalität der vorhandenen Bakterien gewinnen. Eine
kräftige Grünfärbung weist auf eine große Anzahl von Ribosomen und somit auf eine hohe
Stoffwechselaktivität hin, während eine schwache graugrüne oder gar rote Fluoreszenz auf wenig
aktive, geschädigte oder tote (kräftig rot fluoreszierende) Bakterien hinweist. Die Live/Dead Färbung
gibt meist einen guten Gesamtüberblick über die Zahl der vorhandenen Bakterien und ihren

30
Gesamtzustand. Einzelne Gruppen von Spezialisten können mit dieser Technik jedoch nicht
identifiziert werden.
Diese Möglichkeit eröffnet u. a. die so genannte Fish-Technik (in situ Fluoreszenz Hybridisierung).
Ähnlich wie bei den PCR-abhängigen Methoden wird auch für die Fish-Technik eine spezifische kurze
DNA-Sequenz (hier Sonde genannt) benötigt, die mit einem Fluoreszenzfarbstoff gekoppelt wird. Als
Template dient in diesem Fall nicht die genomische DNA sondern die in den Ribosomen
vorkommende ribosomale RNA. Die ribosomale RNA verfügt über Bereiche, die für bestimmte
Gruppen von Mikroorganismen oder gar für bestimmte Arten spezifisch sind. An diese Bereiche kann
die komplementäre Sonde binden. Dadurch wird die entsprechende Zelle markiert und somit im
Fluoreszenzmikroskop selektiv sichtbar. Ein wesentlicher Vorteil dieser Methoden besteht darin, dass
im Gegensatz zu den PCR-abhängigen Techniken bevorzugt ribosomenreiche, also vermutlich eher
aktive Bakterien sichtbar werden. Belastbare Aussagen über die Aktivität der Bakterien sind jedoch
nicht möglich, weil zahlreiche weitere Einflussfaktoren (Zugänglichkeit der Target-RNA,
Zellpermeabilität der Sonde etc.) die Stärke des Fluoreszenzsignals beeinflussen. Weniger stark
fluoreszierende Bakterien können zusätzlich durch Verstärkung des Fluoreszenzsignals z. B. mittels
Card-Fish ebenfalls sichtbar gemacht werden. Ein weiterer wesentlicher Vorteil der Fish-Technik
gegenüber den PCR-abhängigen Methoden besteht darin, dass die Verteilung einzelner Gruppen in
ihrer Matrix und die Anordnung verschiedener Species zueinander dargestellt werden können.
Deutliche Defizite hat diese Technik in anorganikreichen Sedimenten, in denen die einzelnen
Bakterien adsorbiert vorliegen und im Fluoreszenzmikroskop nur schwer zu erkennen sind. Auch sind
geringe Anteile von weniger als 1 % kaum mehr zu identifizieren. Im Gegensatz zu den PCR-
abhängigen Methoden ist die Fish-Technik auf den Nachweis von Arten oder Gruppen beschränkt.
Der direkte Nachweis von funktionellen Genen ist nicht möglich. Auf das Vorhandensein von
bestimmten Stoffwechselleistungen kann jedoch geschlossen werden, wenn diese an bestimmte
Gruppen von Bakterien gekoppelt sind (z. B. Nitrifikanten, Anammox, Dehalococcoides etc.).
Eine wichtige Fragestellung in der praktischen in situ Sanierung ist die Frage nach dem Anteil der
tatsächlich stoffwechselaktiven Zellen. Diese Frage lässt sich streng genommen nur mit aufwändigen
kultivierungsbasierten Methoden wie der MPN-Technik oder dem Plate counting (Plattengusstechnik)
beantworten. Diese Methoden sind jedoch einerseits zeit- und materialaufwändig, anderseits sind
auch diese Methoden u. U. fehlerbehaftet. Für einzelne Abbauwege stehen bisher noch keine
geeigneten kultivierungsbasierten Methoden zur Verfügung. Zahlreiche Studien haben auch gezeigt,
dass meist weniger als 1 % der mittels molekularbiologischer Methoden nachweisbaren Bakterien
tatsächlich auch kultivierbar sind. Dies liegt zum einen daran, dass für eine ganze Reihe von
Bakterienarten bisher tatsächlich keine geeigneten Medien für die Kultivierung verfügbar sind. Einige
Arten vermehren sich nur in entsprechenden Konsortien. Unter natürlichen Bedingungen mit meist
begrenzten natürlichen Ressourcen liegt ein großer Teil der Bakterien aber tatsächlich auch zeitweilig
oder über längere Zeiträume in Ruhestadien oder im VBNC-Stadium vor. Ein Beispiel für die
Veränderung von Gesamt-DNA-Kopienzahl (qPCR), Lebendzellzahl (Live/Dead-Technik) und Anzahl
kultivierbarer Zellen in Abhängigkeit vom Substratangebot zeigt Abb. 2.
Daraus wird deutlich, dass auch unter optimalen Bedingungen die Zahl der vorhandenen Genkopien
meist deutlich höher ist, als die Zahl der tatsächlich vorhandenen bzw. im Mikroskop zählbaren oder
kultivierbaren Bakterien. Zusätzlich wird sichtbar, dass z. B. bei Substratmangel der Anteil
kultivierbarer, also sich aktiv vermehrender Zellen erheblich sinkt (zu Details vergl. auch [1]). Ein
erheblicher Teil der Bakterien geht offensichtlich entweder in den Ruhezustand oder den VBNC-
Zustand über. Eine Unterscheidung zwischen aktiven (kultivierbaren) und ruhenden Bakterien bzw.
Bakterien im VBNC-Zustand wurde in jüngster Zeit mit Hilfe der Differenz zwischen Kultivierung und
PMA-PCR versucht [4]. Die Ergebnisse sind jedoch bisher uneinheitlich.
Die sichersten Aussagen über Abbauleistungen autochthoner Bakterienpopulationen werden noch
immer durch Untersuchungen mit Batchkulturen oder Mikrokosmen aus standorteigenem Material
gewonnen. Diese Techniken haben zusätzlich den Vorteil, dass auch Nährstoffmangel oder andere
limitierende Faktoren mit untersucht werden können. Ein Vergleich mit Ergebnissen aus z. B.
qPCR-Analysen lässt zusätzlich Rückschlüsse auf das Vorhandensein möglicher Hemmstoffe oder
toxischer Einflüsse zu. Solche Untersuchungen sind jedoch material- und zeitaufwändig.

31
1,E+05
1,E+06
1,E+07
1,E+08
1,E+09
1,E+10
1,E+11
0
5
10
15
20
Zellzahl (n je ml)
Zeit
ZellenMikroskop
MPN Mittelwert
NirS-Genkopien (qPCR)
Abb. 2 Einfluss der Nitratversorgung auf das Verhältnis von Genkopienzahl (NiR S Gen bestimmt
mittels qPCR), Anzahl lebender Zellen (Fluoreszenzmikroskopie Live/Dead) und Anzahl kultivierbarer
Zellen (als CFU mit MPN-Methode).
Literatur:
1. Böllmann, J., Rathsack, K., Martienssen, M. (2016) The precision of bacterial quantification
techniques on different kinds of environmental samples and the effect of ultrasonic treatment.
Journal of Microbiological Methods 126, 42–47. https://doi.org/10.1016/j.mimet.2016.05.006
2. Kuhn, R., Böllmann, J., Krahl, K., Mbir Bryant, I., Martienssen, M. (2017) Comparison of ten
different DNA extraction procedures with respect to their suitability for environmental samples.
Journal of Microbiological Methods. Journal of Microbiological Methods 143 (2017) 78–86.
https://doi.org/10.1016/j.mimet.2017.10.007
3. Kuhn, R., Böllmann, J., Krahl, K., Mbir Bryant, I., Martienssen, M. (2018) Data on DNA gel
sample load, gel electrophoresis, PCR and cost analysis. Data in Brief 16:732–751
DOI:
https://doi.org/10.1016/j.dib.2017.11.082
4. Pacholewicz, E., Swart,A., Lipman,L.J.A., Wagenaar, J.A., Havelaar, A.H., Duim, B. (2013)
Propidium monoazide does not fully inhibit the detection of dead Campylobacter on broiler
chicken carcasses by qPCR. J. Microbiol. Meth. 95 (1) 32-
38.
https://doi.org/10.1016/j.mimet.2013.06.003
5. Reyneke, B., Ndlovu, T., Khan, S., Khan, W (2017) Comparison of EMA-, PMA- and DNase
qPCR for the determination of microbial cell viability. Appl Microbiol Biotechnol (2017) 101:
7371. https://doi.org/10.1007/s00253-017-8471-6
Nitratzugabe
Nitratzugabe

32
Notizen zum vorangestellten Beitrag:

image
33
Department Isotopenbiogeochemie
Permoserstraße 15, 04318 Leipzig
Internet:
http://www.ufz.de/
Bearbeiter:
Dr. Carsten Vogt
E-Mail:
carsten.vogt@ufz.de
Tel.:
+49 341 235 1357; Fax: +49 341 235 450822
Redaktionsschluss: 03.08.2018
Mikrobiologischer Abbau von organischen Schadstoffen im
Grundwasser: Möglichkeiten und Grenzen
Organische Schadstoffe im Grundwasser: Vorkommen
Verunreinigungen von Böden und Grundwässern durch organische Verbindungen sind ein weltweites
Problem, insbesondere in urbanen und industrialisierten Gebieten (Schwarzenbach et al. 2006). In
Deutschland sind knapp 20.000 kontaminierte Flächen bekannt, von denen mehr als die Hälfte saniert
oder überwacht werden; die Anzahl der altlastenverdächtigen Flächen ist allerdings bedeutend (um
mehr als eine Größenordnung) höher (LABO 2017). Häufig identifizierte organische Schadstoffe in
Grundwasserleitern sind chlorierte kurzkettige Aliphaten, chlorierte Aromaten, Benzol, Toluol,
Ethylbenzol und Xylole (BTEX) sowie Phenole. Im Gegensatz zu diesen Schadstoffen, die zumeist
punktuell und hochkonzentriert Grundwasserleiter kontaminieren, werden zahlreiche organische
Schadstoffe großflächig in relativ niedrigen Konzentrationen in Grundwasserleiter eingetragen; zu
diesen Verbindungen, die auch als Mikroschadstoffe oder
emerging contaminants
bezeichnet werden,
gehören z. B. Pestizide oder Pharmazeutika (Schwarzenbach et al. 2006). Einige Pestizide gehören
zur Gruppe der schwerabbaubaren Organika (
persistent organic pollutants
, POPs), die toxisch und
global verbreitet sind und sich aufgrund ihrer Hydrophobizität in tierischen und menschlichen
Geweben anreichern. Die gefährlichsten POPs sind in der Stockholm-Konvention gelistet, Produktion
und Anwendung sind in den meisten Ländern verboten oder streng reglementiert (Stockholm
Convention 2013). Im Gegensatz zu den POPs sind viele Pharmazeutika gut wasserlöslich; sie
gelangen in die Umwelt, da sie in Kläranlagen nicht oder nicht vollständig abgebaut werden
(Schwarzenbach et al. 2006).
Mikrobiologischer Abbau von organischen Schadstoffen: Möglichkeiten
Mikrobiologischer Abbau (‚Biodegradation’) kann als ‚biologisch katalysierte Verringerung der
Komplexität von Chemikalien‘ definiert werden (Alexander 1994). Wenn aus einer organischen
Verbindung im Zuge des Abbaus anorganischer Kohlenstoff (C), Stickstoff (N), Phosphor (P),
Schwefel (S) oder andere Elemente freigesetzt werden, wird die Verbindung mineralisiert und verliert
dabei in der Regel ihre toxischen Eigenschaften. Im Gegensatz dazu spricht man von einer

34
Transformation, wenn Organika nur chemisch verändert und die entstehenden Produkte nicht weiter
metabolisiert werden. Für die meisten natürlich vorkommenden organischen Verbindungen haben
Mikroorganismen im Zuge der Evolution vollständige enzymatische Abbauwege entwickelt, diese
Verbindungen können mineralisiert bzw. detoxifiziert werden. Zu dieser Gruppe gehören auch
chlorierte kurzkettige Aliphaten, chlorierte Aromaten, BTEX-Verbindungen und Phenole. In Gegenwart
von Sauerstoff (aerobe Bedingungen) werden Kohlenwasserstoffe durch sauerstoffabhängige Mono-
oder Dioxygenasen aktiviert (Leahy et al. 2003, Fuchs et al. 2011), im Falle von Aromaten
katalysieren weitere sauerstoffabhängige Dioxygenasen die nachfolgende Spaltung des aromatischen
Rings (Vaillancourt et al. 2006). Viele Kohlenwasserstoffe werden auch in Abwesenheit von Sauerstoff
(anoxische Bedingungen) mineralisiert, die Abbauraten sind allerdings erheblich kleiner als die unter
aeroben Bedingungen (Zengler et al. 1999; Jones et al. 2008). Vier anaerobe Aktivierungs-
mechanismen für Kohlenwasserstoffe wurden bisher beschrieben: Carboxylierung (Davidova et al.
2007, Mouttaki et al. 2012, Boll and Fuchs 2005), Hydroxylierung (Kniemeyer and Heider 2001;
Johnson et al. 2001), Fumarat-Addition (Leuthner et al. 1998, Heider 2007) sowie Methyl-Coenzym M-
Reduktase-abhängige Reaktionen (Laso-Perez et al., 2016; Thauer and Shima 2008). Aromatische
Verbindungen werden generell zu Benzoyl-Coenzym A transformiert, der aromatische Ring wird
anschließend reduktiv aufgelöst durch Benzoyl-CoA-Reduktasen (Phillip and Schink 2011, Fuchs et
al. 2011).
Chlorierte kurzkettige Aliphate sowie chlorierte Aromaten sind ebenfalls unter aeroben oder
anaeroben Bedingungen abbaubar. Als Daumenregel gilt, dass weniger chlorierte Verbindungen
besser unter aeroben und stärker chlorierte Verbindungen besser unter anaeroben Bedingungen
abgebaut werden (Smidt and de Vos 2004, Maphosa et al. 2012). Unter aeroben Bedingungen
katalysieren Mono- oder Dioxygenasen eine oxidative Dechlorierung, weitere beschriebene
Reaktionen sind Chlorelimination und Chlorsubstitution (Fetzner 1998). Unter anoxischen
Bedingungen fungieren zahlreiche chlorierte Verbindungen als Elektronenakzeptoren einer reduktiven
Dechlorierung (Smidt and de Vos 2004).
Mikrobiologischer Abbau von organischen Schadstoffen: Grenzen
Der Abbau von Organika in der Umwelt kann dadurch limitiert sein, dass kein vollständiger Abbauweg
in der Natur existiert. Viele Pestizide oder Pharmazeutika sind synthetische, anthropogene
Verbindungen und enthalten ‚unnatürliche‘ (xenobiotische) funktionelle Gruppen oder Strukturen, die
mit den in der Natur vorhandenen Enzymen nicht oder nur partiell transfomiert werden können. Bei
partieller Transformation können Metabolite entstehen, die toxischer oder weniger toxisch als die
Ausgangsverbindungen sind. Die Abbauwege vieler Mikroschadstoffe sind momentan wenig
verstanden (Fenner et al. 2013).
Neben dieser generellen Unfähigkeit von Mikroorganismen, einen organischen Schadstoff abbauen
bzw. mineralisieren zu können, kann auch der Abbau von potentiell abbaubaren Verbindungen in der
Umwelt eingeschränkt sein. Die Verfügbarkeit des Schadstoffes spielt eine große Rolle. Hydrophobe
Substanzen, wie z. B. polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAKs), sind sehr schlecht
wasserlöslich und sorbieren stark an Sedimentpartikeln. Die Verfügbarkeit von Sauerstoff ist ebenfalls
ein wichtiges Regulativ: Aufgrund der raschen Zehrung des schlecht wasserlöslichen molekularen
Sauerstoffs sind hochkontaminierte Grundwasserleiter größtenteils anoxisch, so dass die
Anwesenheit alternativer Elektronenakzpetoren wie Nitrat, dreiwertiges Eisen, Sulfat oder Carbonat
eine entscheidende Rolle für den oxidativen Schadstoffabbau spielt. Für die Reduktion von
chlororganischen Verbindungen sind geeignete Elektronendonoren (z. B. Wasserstoff) und damit
verbunden ein anoxisches Milieu essentiell; diese Faktoren sind am kontaminierten Standort nicht
immer gegeben. Hohe Schadstoffkonzentrationen oder Mischungen verschiedener Schadstoffe
(‚Schadstoffcocktail‘) können toxische Effekte verursachen und somit den Abbau hemmen. Im
Gegensatz dazu werden niedrig konzentrierte Verbindungen nicht mehr abgebaut, wenn die
Konzentration eine bestimme Schwelle unterschreitet (Alexander 1994). Abbauraten erhöhen sich mit
der Temperatur (Arrhenius-Gleichung). Da viele im Grundwasser vorkommende Schadstoffabbauer
mesophil sind, d. h. ein Temperaturoptimum aufweisen, welches weit oberhalb mitteleuropäischer
Durchschnittsgrundwassertemperaturen liegt (ca. 10°C), ist zu erwarten, dass erhöhte Temperaturen
im Grundwasser die Abbauraten beträchtlich steigern können. Insbesondere bei hohen
Schadstoffkonzentrationen ist es möglich, dass der produktive (an Wachstum gekoppelte)

35
Schadstoffabbau aufgrund nicht ausreichend vorhandener essentieller Nähr- (z. B. N, P, Fe) oder
Spurenelemente (z. B. Ni, Zn) gehemmt wird. Auch alkalische oder saure Mileubedingungen können
den Abbau einschränken, da viele Schadstoffabbauer an die im Grundwasser vorherrschenden
neutralen Bedingungen angepasst sind.
Konsequenzen für den überwachten natürlichen Abbau
Da die meisten punktuell eingetragenen organischen Schadstoffe prinzipiell mineralisierbar sind, wird
mehr und mehr der überwachte natürliche Abbau (
Monitored Natural Attenuation,
MNA) als
Sanierungsoption in Betracht gezogen (Declercq et al. 2012). Aufgrund der zahlreichen
biogeochemischen Parameter, die den potentiellen
in situ
-Abbau von organischen Schadstoffen
beeinflussen können, sollte MNA spezifisch für jeden Standort konzipiert werden. Der Erfolg einer
MNA-Maßnahme hängt entscheidend von den verwendeten Methoden zur Verifizierung und
Quantifizierung der
in situ
-Abbauprozesse ab. Wenn MNA zeigt, dass die natürlichen Abbauprozesse
langsamer werden oder sehr langsam bzw. gar nicht vorhanden sind, sind Maßnahmen zur
Stimulierung des natürlichen Abbaus (
Enhanced Monitored Attenuation
, ENA) eine Option. ENA setzt
eine genaue Kenntnis des Standortes und der möglichen Ursachen des limitierten natürlichen Abbaus
voraus.
Literatur
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Fetzner S (1998) Bacterial dehalogenation. Appl Microbiol Biotechnol 50: 633-657.
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enzyme. J Biol Chem 276: 21381-21386
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Bericht des ALA über „Bundesweite Kennzahlen zur Altlastenstatistik“.
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deutschland.de/Veroeffentlichungen.html. (09.08.2017)

36
Laso-Perez R, Wegener G, Knittel K, Widdel F, Harding KJ, Krukenberg V, Meier DV, Richter M,
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37
Notizen zum vorangestellten Beitrag:

image
38
Abteilung Mikrobiologie und Molekularbiologie
Karlsruher Straße 84, 76139 Karlsruhe
Internet:
www.tzw.de
Bearbeiter:
Schäfer, C.; Schneider, A.-L.; Tiehm, A.
E-Mail:
charlotte.schaefer@tzw.de
;
andreas.tiehm@tzw.de
Tel.:
0721 9678-1913 (Schäfer) bzw. -137 (Tiehm)
Redaktionsschluss:
02.07.2018
Molekularbiologische Verfahren zur Ermittlung der
Nitrifikation/Denitrifikation im Grundwasser
Natürlich vorkommende reaktive Stickstoffkomponenten (N
r
) entstehen hauptsächlich aus dem
Prozess der natürlichen Stickstofffixierung. Seit der Erfindung des Haber-Bosch-Verfahrens im Jahr
1909, mit dem Ammoniak aus atmosphärischem Stickstoff synthetisiert werden kann, haben die
Menschen der Umwelt jedoch zusätzlich große Mengen reaktiver Stickstoffkomponenten zugeführt. Zu
diesen reaktiven Stickstoffkomponenten gehören unter anderem Ammonium (NH
4
+
) und Nitrat (NO
3-
),
welche über die Landwirtschaft, menschliche sowie tierische Abwässer und über die Industrie in die
Umwelt eingebracht werden.
Obwohl die Nutzung von Stickstoffkomponenten in landwirtschaftlichen Düngern große Vorteile für die
Ernährung der stetig wachsenden Weltbevölkerung mit sich bringt, nehmen auch die Nachteile durch
die steigende, unbeabsichtigte Einbringung dieser reaktiven Stickstoffkomponenten in die Umwelt zu.
Dazu gehören neben der Bildung von Algenblüten auch die Gefährdung der Grund- und
Oberflächenwasserqualität und somit der Trinkwasserqualität.
Durch diese unbeabsichtigte Einbringung von Nitrat in die Grundwasserleiter wurde in Deutschland
bereits vielerorts der Nitratgrenzwert von 50 mg/L (TrinkwV 2001) überschritten. Laut dem
Nitratbericht von 2016 wurde im Zeitraum von 2012 bis 2014 eine Überschreitung an 28 % der
untersuchten Grundwassermessstellen des neuen EU-Nitratmessnetzes (697 Messstellen)
nachgewiesen (Nitratbericht 2016).
Aufgrund der Verstöße gegen die Nitrat-Richtlinie (Richtlinie 91/676/EWG) sowie die
Wasserrahmenrichtlinie (Richtlinie 2000/60/EG) hat die EU-Kommission Deutschland im November
2016 verklagt und am 21.06.2018 wurde Deutschland vom Europäischen Gerichtshof in Luxemburg
aufgrund von unzureichenden Maßnahmen zur Verringerung der Nitratkonzentration in Gewässern
verurteilt.
Hohe Nitratkonzentrationen im Trinkwasser stellen gesundheitliche Risiken dar: Durch die
Umwandlung von Nitrat zu Nitrit kann es im Körper - vor allem bei Neugeborenen - zu
Durchblutungsstörungen (Methämoglobinämie) kommen. Durch Reaktionen mit der Magensäure
können krebserregende Nitrosamine entstehen. Zudem gibt es epidemiologische Studien, die eine
Verbindung zu Problemen bei der Fortpflanzung hergestellt haben. (World Health Organization 2011;
Manassaram et al. 2006)

image
39
Für die Wasserversorgungsunternehmen besteht Handlungsbedarf: Einerseits können sie
Aufbereitungsverfahren einsetzen oder Ausweichmaßnahmen treffen, um trotz belasteter
Grundwässer den in der Trinkwasserverordnung festgelegten Grenzwert einzuhalten. So haben
zahlreiche Wasserversorgungsunternehmen bereits tiefere Grundwasserleiter erschlossen oder
bestimmte Trinkwassergewinnungsanlagen ganz aus der Förderung genommen. Andererseits
können sie präventive Maßnahmen treffen, um den Einsatz von Düngemitteln und somit auch den
Stickstoffeintrag nachhaltig zu reduzieren. Durch eine Minimierung der Stickstoffeinträge wird
zusätzlich auch das endliche Nitrat-Umwandlungs- und Abbau-Vermögen geschont
(Umweltbundesamt (UBA) 43/2017).
Ohne dieses in der Bodenzone sowie in den Aquiferen vorhandene, natürliche Nitratabbaupotential
wären die Nitratkonzentrationen vielerorts noch um ein Vielfaches höher.
Werden dem Boden Stickstoffverbindungen in Form von anorganischem oder organischem Dünger
zugeführt (Abbildung 1), werden im Durchschnitt nur 50 % von den Pflanzen in ihre Biomasse
eingebaut (Bergmann et al. 2015). Unter aeroben Bedingungen werden diese Stickstoffverbindungen
zunächst mineralisiert. Das freigesetzte Ammonium wird anschließend von Bakterien weiter zu Nitrat
oxidiert. Dies geschieht über den Prozess der Nitrifikation, bei dem es sich um die zweistufige
Reaktion von Ammonium über Hydroxylamin zu Nitrit und weiter zu Nitrat handelt.
Mikrobiologischer Nitratabbau (Denitrifikation) trägt dann zur Verringerung der Umweltbelastung bei,
indem das Nitrat (NO
3
-
) über Nitrit (NO
2-
) zu den gasförmigen Komponenten Stickstoffmonoxid (NO),
Distickstoffmonoxid (N
2
O) und Stickstoffgas (N
2
) reduziert wird und somit dem Stickstoffkreislauf in
der Atmosphäre zurückgeführt wird. Dabei können zwei Stoffwechselarten unterschieden werden: Die
chemoorganotrophe (heterotrophe) und die chemolithotrophe (autotrophe) Denitrifikation. Bei der
heterotrophen Denitrifikation wird Nitrat durch organischen Kohlenstoff (Elektronendonatoren)
reduziert. Bei der autotrophen Denitrifikation werden feststoffgebundene oder im Grundwasser gelöste
anorganische Verbindungen als Elektronendonatoren genutzt. Insbesondere feststoffgebundene
Eisendisulfide wie Pyrit bilden dabei das Nitrat-Abbauvermögen anaerober Grundwasserleiter.
Voraussetzung für denitrifizierende Prozesse sind anaerobe Verhältnisse und geeignete
Reduktionsmittel (Elektronendonatoren), die als Substrat für Wachstum und Energiestoffwechsel der
beteiligten Bakterien dienen. Dabei wird das Denitrifikations-Potential in Böden und Grundwasser von
vielen Faktoren (z. B. Elektronendonatoren, pH-Wert, Temperatur, Redoxbedingungen) beeinflusst
und ist somit endlich.
Abbildung 1:
Hauptursache für die Nitratbelastung des Grundwassers ist die überschüssige,
landwirtschaftliche Einbringung von Düngemitteln.

image
40
Aufgrund dieser aktuellen Thematik befasst sich das Technologiezentrum Wasser (TZW) in Karlsruhe
mit der Etablierung molekularbiologischer Verfahren, um die Nitrifikation sowie Denitrifikation im
Grundwasser zu erfassen und somit die natürliche Abbauleistung von Stickstoffkomponenten zu
bewerten.
Dabei ist es möglich, die ablaufenden Prozesse auf der Ebene der DNA oder der mRNA zu
analysieren (Abbildung 2). Während die Analyse der DNA dem Nachweis von Bakterien und Genen
dient, bietet der molekularbiologische Nachweis der mRNA zusätzlich die Möglichkeit, aktive Prozesse
nachzuweisen. Grund dafür ist, dass DNA nur bei aktiven Bakterien in mRNA transkribiert wird und zur
Expression von Enzymen führt. Somit kann mit der DNA-Analyse das grundsätzlich vorhandene
Potential, ob ein Prozess ablaufen kann, analysiert werden – wohingegen mit der mRNA-Analytik
tatsächlich ablaufende Prozesse analysiert werden können.
Abbildung 2:
Die qPCR-Analyse der DNA dient dem Nachweis von Genen und Bakterien, wohingegen die
qPCR-Analyse der mRNA via cDNA aktive Prozesse nachweist.
Die Analyse
der DNA sowie mRNA
geschieht mit Hilfe der Polymerase-Kettenreaktion (polymerase
chain reaction, PCR), durch die
in vitro
spezifische Nukleotidregionen in den zu analysierenden
Umweltproben vervielfältigt und damit
nachgewiesen werden können. Die PCR läuft dabei in Zyklen
ab, in denen die Anzahl der DNA-Kopien in jeder Runde verdoppelt wird. Für eine erfolgreiche
Amplifikation der DNA benötigt man zwei Oligonukleotidprimer, thermostabile DNA-Polymerase, die zu
untersuchende DNA (template), Puffer sowie Nucleotide. In jedem PCR-Zyklus werden dann die
Schritte Denaturierung (Trennung der beiden Stränge der template-DNA durch Erhitzen), Annealing
(Anlagerung der Oligonukleotidprimer an die komplementären Sequenzen) und Elongation
(Verlängerung der Primer durch das Enzym DNA-Polymerase, bis wieder eine doppelsträngige DNA
vorliegt) durchlaufen. Insgesamt können diese Schritte über 30-40 Zyklen wiederholt werden und
somit eine exponentielle Zunahme der template-DNA erreicht werden.
Um nicht nur eine qualitative, sondern auch eine quantitative Analyse der template-DNA zu
ermöglichen, wurde die Methode der real-time quantitative PCR (RTQ-PCR) entwickelt. Diese
Methode basiert auf dem konventionellen Prinzip der PCR, wird jedoch durch den Einsatz eines
Fluoreszenzfarbstoffes (z. B. SYBR® Green I) ergänzt, der sich in die DNA einlagert bzw. an die
doppelsträngige DNA bindet. Eine Quantifizierung ist dabei durch die proportionale Zunahme der
emittierten Fluoreszenz mit der Menge der PCR-Produkte möglich. Durch Interpolation können die
unbekannten Proben mit Standards (Proben mit bekannter DNA-Menge) verglichen und so eine
Aussage (Genkopien/Volumen) über die absolute Quantität erzielt werden.

41
Vorteil der RTQ-PCR im Vergleich zu konventionellen Kulturverfahren ist der geringere Zeitbedarf, da
die Reaktion nur wenige Stunden dauert und somit die Ergebnisse sehr viel früher bereitstehen.
Zusätzlich können größere Probenmengen analysiert werden, da weniger Material als bei
Kulturverfahren erforderlich ist. Ebenso können die extrahierten Proben (template-DNA) ohne großen
Aufwand stabil gelagert werden, wodurch spätere Analysen beispielsweise im Rahmen einer
Beweissicherung oder zur Erweiterung des Messumfanges ermöglicht werden können.
Um die funktionellen Gene analysieren zu können, die für bestimmte Enzyme codieren, wurden
zunächst entsprechende Primersysteme sowie Standards am TZW etabliert.
Der Prozess der Denitrifikation wird beispielsweise von den vier Enzymen Nitratreduktase (NarGHJI),
Nitritreduktase (NirK, NirS), Stickstoffmonoxidreduktase (NorCB) sowie Distickstoffmonoxidreduktase
(NosZ) katalysiert, die von den entsprechenden funktionellen Genen codiert werden.
NO
3
-
ሱ⎯⎯⎯⎯ሮ
NO
2
-
ሱ⎯ሮ
NO
ሱ⎯⎯⎯ሮ
N
2
O
ሱ⎯⎯ሮ
N
2
Bei der Nitrifikation wird zunächst Ammonium zu Hydroxylamin mittels der Membran-gebundenen
Ammoniummonooxygenase (Amo) oxidiert. In nachfolgender Reaktion oxidiert die periplasmatische
Hydroxylaminoxidoreduktase (Hao) das Hydroxylamin zu Nitrit. Zuletzt wird das Nitrit von der
Nitritoxidoreduktase (Nxr) zu Nitrat oxidiert.
NH
4
+
ሱ⎯ሮ
NH
2
OH
ሱ⎯ሮ
NO
2
-
ሱ⎯ሮ
NO
3
-
Am TZW vorhandene Primersysteme erfassen aktuell für die Denitrifikation spezifische
Nukleotidregionen der Nitratreduktase (NarG), der Nitritreduktase (NirK und NirS) sowie der
Distickstoffmonoxidreduktase (NosZ). Für die Nitrifikation werden Nukleotidregionen der
Ammoniummonooxygenase (AmoA) und der Nitritoxidoreduktase (Nxr) erfasst.
Um die entwickelten molekularbiologischen Nachweismethoden zu testen, wurden zunächst
Abbauversuche mit einer denitrifizierenden
Pseudomonas veronii
Reinkultur durchgeführt. Dabei
wurde die molekularbiologische Analytik von chemisch-analytischen Messungen begleitet, um den
Verlauf der Denitrifikation nachverfolgen zu können. Dadurch lässt sich nicht nur der Abbauprozess
nachweisen (NO
3
-
→ NO
2-
→ NO → N
2
O → N
2
), sondern auch die Zunahme der funktionellen Gene
und deren Aktivitätsmaxima mittels quantitativer Polymerase Kettenreaktion (RTQ-PCR) bestimmen
(Abbildung 3).

image
42
Abbildung 3:
Analytische sowie molekularbiologische Ergebnisse des Versuches mit einer denitrifizierenden
Pseudomonas veronii
Reinkultur. Im Verlauf der Denitrifikation ist eine Abnahme der Nitrat-
Konzentration zu verzeichnen, während die Nitrit-Konzentration zwischenzeitlich zunimmt. Dies
wird von einem Maximum des Transkriptionslevels der Nitratreduktase (
narG
) begleitet. (LOQ =
limit of quantification)
Untersuchungen mit Grundwasserproben von Standorten innerhalb Deutschlands zeigen, dass
vielerorts die gDNA und somit das Denitrifikationspotential vorhanden ist. Abbildung 4 zeigt dazu
beispielhaft die Ergebnisse der gDNA-Analytik der Distickstoffmonoxidreduktase (nosZ) am Standort
Würzburg. Dabei wurden im Februar und März 2017 Proben im Main und an verschiedenen
Grundwasserentnahmestellen (GW) genommen. Dabei zeigt sich, dass auch im Grundwasser der
letzte Schritt der Denitrifikation und somit das Potential für die Reduktion vom Distickstoffmonoxid
(N
2
O) zum Stickstoffgas (N
2
) nachgewiesen werden kann.

image
43
Abbildung 4: Ergebnisse der gDNA-Analytik am Standort Würzburg. Die Grundwasserproben wurden
molekularbiologisch auf deren Potential hin untersucht, Distickstoffmonoxid (N
2
O) zu
Stickstoffgas (N
2
) zu reduzieren – der letzte Schritt der Denitrifikation. (< BG: unterhalb der
Bestimmungsgrenze; LOQ: Limit of quantification)
Diese etablierten Methoden sollen dazu dienen, aktive Stickstoffumsetzungsprozesse im Feld
nachzuweisen und damit die natürliche Abbauleistung von Stickstoffkomponenten erfassen zu
können. Somit kann ein weitergehendes Prozessverständnis und perspektivisch die Steuerung und
gezielte Stimulation des Abbaus ermöglicht werden.
Danksagung
Die AutorInnen danken dem Bundesministerium für Bildung und Forschung (BMBF) für die finanzielle
Förderung (FKZ033W037B). Wir danken den KollegInnen im Verbundvorhaben GroundCare für die
gute Zusammenarbeit (https://bmbf.nawam-rewam.de/projekt/groundcare/).
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44
Notizen zum vorangestellten Beitrag:

image
45
Helmholtz Zentrum München – Institut für Grundwasserökologie
Ingolstädter Landstrasse 1, 85764 Neuherberg
Internet:
https://www.helmholtz-muenchen.de/igoe/index.html
Bearbeiter:
Christian Griebler
E-Mail:
griebler@helmholtz-muenchen.de
Tel.:
089 3187 2564
Der B-A-E Index – Ein mikrobiologisch-ökologisches Kon-
zept zur Bewertung und Überwachung von Grundwasser
Christian Griebler, Katrin Hug, Lucas Fillinger, Astrid Meyer und Maria Avramov
Einleitung
Spätestens seit Inkrafttreten der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie (EG-WRRL, 2000) ist die
Erfassung des ökologischen Zustandes der meisten Oberflächengewässer in der EU obligatorisch.
Auch für grundwasser-abhängige Ökosysteme (z. B. Feuchtgebiete) sind bindende ökologische
Vorgaben in Vorbereitung (EC, 2012; EC, 2015). Für Grundwasserökosysteme selbst, gibt es bisher
keine gesetzlich festgelegten Vorgaben zur Berücksichtigung ökologischer Kriterien (HAHN et al.,
2018). Auch international gibt es dafür bislang nur wenige Beispiele. Ein viel zitiertes Beispiel ist die
Schweizer Gewässerschutzverordnung (GSCHV, 1998). Für die Biozönosen in unterirdischen
Gewässern wird darin festgehalten, dass diese naturnah und standortgerecht sowie typisch für nicht
oder nur schwach belastete Gewässer sein sollen (GSCHV, 1998). Ähnliche Vorgaben finden sich in
der wasser-bezogenen Gesetzgebung mancher Staaten Australiens (z. B. die ‚New South Wales
State Groundwater Dependent Ecosystems Policy‘ [NSW-SGDEP, 2002], die ‚Guideline of the
Western Australian Environmental Protection Authority‘ [EPA, 2003], und die modernen ‚Water
Sharing Plans‘), die das gemeinsame Ziel haben, den Wasserbedarf für die Gesellschaft, Ökonomie
und Umwelt gleichermaßen in einem integrativen Ansatz zu regeln. Im Zuge der Ausformulierung der
Europäischen Grundwasserrichtlinie (EG-GWRL, 2006), einer Tochterrichtlinie der EG-WRRL, gab es
im Vorfeld intensive Bemühungen und Forderungen von Seiten der Wissenschaft und NGOs,
ökologische Kriterien auch für Grundwässer festzulegen (DANIELOPOL et al., 2004; KEPPNER,
2005; DANIELOPOL et al., 2006; 2007). Im Jahr 2006 veröffentlicht, hält die EG-GWRL in ihrem
einleitenden Abschnitt fest, dass Grundwasser nicht nur Ressource sondern auch Lebensraum ist,
Schutzmaßnahmen wichtig sind und weitere Forschung notwendig ist, um geeignete Kriterien für die
Gewährleistung einer besseren Grundwasserqualität zu entwickeln. Demzufolge ist die Entwicklung
geeigneter Bewertungs- und Überwachungskonzepte der im Moment wichtigste Schritt für die
zukünftige Berücksichtigung ökologischer Aspekte in der Bewirtschaftung und Schutz unserer
Grundwasserressourcen.
Es finden sich in der Literatur bereits viele Beispiele, die den möglichen Einsatz von Mikroorganismen
(BRIELMANN et al., 2009; PRONK et al., 2009; STEUBE et al., 2009; STEIN et al., 2012; GRIEBLER
et al., 2010) oder verschiedener Grundwasser-Metazoen (Fauna) (MALARD et al., 1996;
MÖSSLACHER, 1998; DUMAS et al., 2001; HAHN, 2006; SCHMIDT et al., 2007; BERKHOFF et al.,
2009; BORK et al., 2009; STEIN et al., 2012) als sensitive Zeiger (Bioindikatoren) für anthropogene

46
Störungen und Belastungen in Grundwasserökosystemen nahelegen. Erste Vorschläge für ein
integratives Grundwasserbewertungskonzept - unter Verwendung von mikrobiellen und faunistischen
Kriterien - kommen aus Australien (KORBEL & HOSE, 2011; 2017) und Deutschland (GRIEBLER et
al., 2014). Das vom Deutschen Bundesministerium für Bildung und Forschung (BMBF) in der
Fördermaßnahme ‚Regionales Wassermanagement‘ (ReWaM) geförderte Projektekonsortium
‚GroundCare‘ hat sich den zukünftigen Einsatz ökologischer Bewertungs- und Überwachungskriterien
im Grundwasser zum Ziel gesetzt und entwickelt dafür eine flexibel einsetzbare Tool-Box. Ein
wichtiges ‚Tool‘ ist der hier vorgestellte B-A-E Index (GRIEBLER et al. 2018).
Grundwässer und Aquifere sind immer von Mikroorganismen besiedelt (GRIEBLER & LUEDERS,
2009). Diese ubiquitäre Präsenz macht sie zu idealen Kandidaten für eine ökologische Bewertung und
auch für ein langfristiges Monitoring. Da es wegen der immensen Diversität in den mikrobiellen
Gemeinschaften und der enormen funktionellen Redundanz, trotz moderner molekularer Methoden,
schwierig ist, einzelne Mikroorganismen bzw. phylogenetische Gruppen als Indikatoren anzuwenden,
schlagen wir vor, sich auf integrierende mikrobielle Messgrößen zu konzentrieren. Im Folgenden
stellen wir dazu das sogenannte B-A-E Konzept vor. Die Buchstaben B-A-E stehen für Biomasse,
Aktivität und Energie, drei Schlüsselgrößen in jedem Ökosystem. Hinter dem Begriff Biomasse steht
die Gesamtzahl an prokaryotischen Zellen (Bakterien und Archeen). Die Konzentration an
zellinternem Adenosintriphosphat (ATP) in einer Wasserprobe steht für die mikrobielle Aktivität und als
für Mikroorganismen unmittelbar verfügbare Energie bestimmen wir die Konzentration des
assimilierbaren organischen Kohlenstoffs (AOC). Mit Hilfe der B-A-E Parameter, die standardisiert,
einfach und kostengünstig zu messen sind, können Grundwässer mikrobiologisch-ökologisch
charakterisiert und Grundwasserleitern bzw. einzelnen Grundwasserkörpern ein mikrobiologischer
Fingerabdruck zugeordnet werden. Im Folgenden zeigen wir an verschiedenen Beispielen, dass bei
einer Beeinträchtigung der Grundwasserqualität - beispielsweise bei einer organischen Belastung -
rasch eine Veränderung des ursprünglichen mikrobiologischen Fingerabdrucks eintritt. Auf diese
Weise können unbelastete und naturnahe Grundwässer schnell und zuverlässig von belasteten
Grundwässern oder auch von Oberflächenwässern abgegrenzt werden. Eine breite Anwendbarkeit
dieses mikrobiologisch orientierten Bewertungs- und Monitoringkonzepts für weitere
Belastungsszenarien werden eingehend diskutiert.
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Scientific Reports 2, 673, DOI: 10.1038/srep00673.
STEUBE, C., S. RICHTER & C. GRIEBLER (2009): First attempts towards an integrative concept for
the ecological assessment of groundwater ecosystems. – Hydrogeology Journal 17, 23-35.

48
Notizen zum vorangestellten Beitrag:

image
49
Institut für Grundwasserökologie IGÖ GmbH
An der Universität
Fortstr. 7, 76829 Landau
Internet:
www.groundwasseroekologie.de
Bearbeiter:
PD Dr. Hans Jürgen Hahn, Dr. Dirk Matzke, Dr. Andreas Fuchs, Dr. Heide
Stein
E-Mail:
hjhahn@groundwaterecology.de
Tel.:
0631 280-31590; Fax: 0631 280-31591
Redaktionsschluss:
01.08.2018
Bewertung der Grundwasserfauna unter Berücksichtigung
von Landnutzung und Nitrat
Einleitung
Die Art und die Intensität der Landnutzung bestimmen in hohem Maße die Beschaffenheit und die
Menge des Grundwassers. Einer der Schlüsselparameter ist Nitrat, das vor allem über
landwirtschaftliche Nutzung ins Grundwasser gelangt. Nach den Vorgaben der
WRRL/Wasserrahmenrichtlinie (EG-WRRL 2000) beträgt die Qualitätsnorm für das Grundwasser in
Bezug auf den Nitratgehalt 50 Milligramm pro Liter (mg/l). Neben dem Nitrat gelangen in der Regel
noch weitere unerwünschte Stoffe aus der Landwirtschaft ins Grundwasser, vor allem abbaubares
organisches Material (AOC) und Pflanzenschutzmittel (PSM), aber auch Tierarzneimittel (TAM). Nitrat
ist demnach nicht nur eine kritische Substanz für die Trinkwasserqualität, sondern auch ein Indikator
für die Intensität der Landnutzung insgesamt.
Grundwasserökosysteme hängen sehr stark von den Einträgen von der Erdoberfläche ab:
Insbesondere Sauerstoff, der partikuläre (POC) und bioverfügbare organische Kohlenstoff (AOC)
bilden die Lebensgrundlage der Mikroorganismen und wirbellosen Tiere (Invertebraten) (
Abb. 1
). Je
besser die Nahrungs- und Sauerstoffversorgung, desto dichter die Besiedlung und umso höher der
Anteil oberflächenwasserbewohnender Tiere. Umgekehrt ist gut abgeschirmtes Grundwasser
nahrungsarm und nur von wenigen Spezialisten, echten Grundwassertieren, besiedelt. Ebenfalls von
der Erdoberfläche eingetragen werden Sauerstoff, aber auch Schadstoffe wie Nitrat und PSM. Auch
eng mit landwirtschaftlicher Nutzung verknüpft sind Tierarzneimittel. Der Leitfaden für Tierarzneimittel
der Europäischen Arzneimittel-Agentur (2018) geht davon aus, dass Grundwasserinvertebraten um
den Faktor 10 empfindlicher sind als oberflächenbewohnende Arten. Diese hohe Sensitivität
gegenüber Oberflächeneinflüssen macht Grundwasserorganismen zu idealen Indikatoren:
Grundwasserorganismen, speziell Grundwassertiere, eignen sich deshalb zur Bewertung der
Landnutzungsintensität und sind damit komplementäre Indikatoren zum Nitrat.
Grundlage jeder Bewertung sind Referenzen charakteristischer Zustände. Dabei geht es um die
Fragen was ist typisch bzw. was natürlich? Um die bisher kaum bekannte Grundwasserfauna
Sachsen-Anhalts zu erfassen, wurden vom Landesbetrieb für Hochwasserschutz und
Wasserwirtschaft Sachsen-Anhalt in den Jahren 2008 und 2009 landesweite Untersuchungen zur
Grundwasserfauna an insgesamt 78 Messstellen durchgeführt. Dabei wurde eine Reihe von
Messstellen identifiziert, die artenreich und grundwassertypisch besiedelt sind und die gleichzeitig
auch bestimmte Naturräume, hydrologische Bezugseinheiten oder Georegs (Kombination aus
Aquifertyp und naturräumlicher Haupteinheit) repräsentieren. Insgesamt 10 dieser Messstellen wurden

image
image
50
im Jahr 2010 in ein grundwasserfaunistisches Referenzmonitoring überführt und seitdem jährlich
beprobt.
Abbildung 1:
Grundwasser und seine Lebensgemeinschaften werden sehr stark durch
Oberflächeneinträge geprägt. Gut abgeschirmtes Grundwasser ist nahrungsarm und nur von wenigen
Spezialisten, echten Grundwassertieren, besiedelt. oberflächenwasserbeeinflusstes Grundwasser
weist dagegen eine reiche, durch Oberflächenformen geprägte Invertebratenfauna auf. Je intensiver
die Landnutzung, insbesondere durch Landwirtschaft, desto stärker sind unerwünschte Einträge, wie
Nitrat, Pflanzenschutzmittel (PSM) und Tierarzneimittel (TAM). Auf all das reagiert die Fauna im
Grundwasser. Damit sind die Invertebraten Indikatoren für die Intensität der Landnutzung und die
Stärke des Oberflächenwassereintrages.
Seit 2017 erfährt die grundwasserfaunistische Erfassung in Sachsen-Anhalt eine erweiterte
Zielstellung. Neben dem Referenzmonitoring, d. h. der Erforschung, Beschreibung und Überwachung
der Grundwasserlebensgemeinschaften Sachsen-Anhalts, sollen dem langfristigen Ansatz folgend,
die bisher erhobenen grundwasserfaunistischen Daten noch stärker in einen anwendungsorientierten
Bezug gesetzt werden. Hierzu wurde im vergangenen Jahr mit der Ausrichtung bzw. Entwicklung
eines längerfristigen Biomonitorings zur Überwachung der Entwicklung diffuser Nitratbelastungen im
Grundwasser begonnen.
Erste Ergebnisse werden mit diesem Beitrag vorgestellt.
Ergebnisse
Im Laufe der vergangenen zehn Jahre hat sich unser Bild von der sachsen-anhaltinischen
Grundwasserfauna gefestigt.
Demnach ist der Quartäre Nordraum deutlich weniger reich und dicht besiedelt wie die Mittelgebirge,
und die Tierwelt der Lockergesteinsleiter unterscheidet sich deutlich von derjenigen der Kluft- und
Karstleiter. Während im Lockergestein Ringelwürmer und sedimentbewohnende Raupenhüpferlinge
dominieren, sind in der Kluft Flohkrebse und Hüpferlinge die vorherrschende Tiergruppe. Insgesamt
lässt sich feststellen, dass der Anteil der Crustacea (Krebstiere) an der Gesamtabundanz sehr hoch
war: Wie auch aus anderen Untersuchungen bekannt, lag der Anteil der Krebstiere meist erheblich
über 50 %.
Deutlich wurde auch der Nutzen von Langzeitdaten, die auch zeitlich begrenzte
Umweltveränderungen erkennen lassen: So zeigte das plötzliche Verschwinden sämtlicher echter
Grundwasserarten an der Messstelle Gnölbzig eine massive Versalzung infolge eines
Stolleneinbruchs an. Erst nach mehreren Jahren wurden vereinzelt wieder Grundwassertiere
festgestellt.
Berkhoff 2010, verändert
Oberflächenwasser
Grundwasser
POM
DOM
O
2
Organ. C
Temp.
O
2
Oberflächen-
arten
Echte
GW-Tiere
Bryocamptus c.f. rhaeticus
Foto: A. Fuchs
Eucyclops serrulatus
Nitrat
PSM
TAM

51
Die Auswertung von Referenz- und Nitratmonitoring ergab für beide Untersuchungen vergleichbare
Befunde. Trotz der noch recht geringen Anzahl der Standorte zeigte sich hinsichtlich Landnutzung und
Nitrat ein deutlicher Zusammenhang mit der Fauna. Am besten besiedelt waren die Proben aus Wald,
während sich in Proben aus Siedlungsbereichen nur eine sehr reduzierte Fauna fand (
Abb. 2
).
Abbildung 2:
In Siedlungsbereichen und im Ackerland war die Nitratbelastung am höchsten, im Wald
am niedrigsten (links). Umgekehrt verhielt es sich mit der Artenvielfalt, die im Wald am höchsten und
in Siedlungsbieten am niedrigsten war (rechts). Grundwasser im Ackerland hat vergleichbare
Artenzahlen wie im Wald, jedoch eine gänzlich andere Fauna.
Die multivariaten Auswertungen (PERMANOVA, DISTLM) weisen darauf hin, dass die Fauna durch
die Hydrogeologie, die Zugehörigkeit zu einem bestimmten Grundwasserkörper und durch die
Landnutzung geprägt ist. Von allen untersuchten Wasserparametern bestand der stärkste
Zusammenhang zwischen Nitrat und Fauna, das zusammen mit dem ebenfalls hoch signifikanten
DOC die Effekte der Landnutzung wiederspiegelt, während der Zusammenhang mit dem pH-Wert für
die hydrogeologische Bezugseinheit bzw. den Grundwasserkörper steht.
Die CAPS, eine nicht-parametrische Diskriminanzanalyse, berechnet anhand der Faunadaten die
Zuordnung zur jeweiligen Landnutzung für mehr als 80 % der Proben (Wald: 91,2 %, landwirtschaftl.
Flächen: 80,2 %) korrekt und weist gleichzeitig bestimmte Arten und höhere Taxa als typisch für die
jeweilige Art der Landnutzung aus. Die Fauna der Waldstandorte war durch echte Grundwasserarten
geprägt, während dagegen in den landwirtschaftlich genutzten Bereiche sogenannte Ubiquisten –
relativ anspruchslose Allerweltsarten - vorherrschten.
Zusammenfassung
Die Untersuchungen der vergangenen zehn Jahre im Referenzmonitoring lassen eine typische
Grundwasserfauna für verschiedene hydrogeologische Einheiten Sachsen-Anhalts erkennen, wobei
sich hinsichtlich der Fauna insbesondere Locker- und Festgesteinsleiter deutlich voneinander
unterscheiden. Deutlich wurde auch, dass langfristig erhobene Umweltdaten „einen Wert an sich“
darstellen.
Die Auswertung sowohl der Daten des Referenzmonitorings wie auch des Nitratbiomonitorings lässt
einen Zusammenhang zwischen der Fauna im Grundwasser und der Landnutzung bzw. Nitrat und
DOC vermuten. Die statistische Zuordnung der Einzelproben anhand der Fauna zu
landwirtschaftlichen Nutzflächen war in 80 % der Fälle zutreffend.
Zur weiteren Überprüfung dieser Befunde bedarf es allerdings noch einer größeren Anzahl
repräsentativer Daten und Standorte.
Siedlung / Verkehrsfläche
Ackerland
Wald / Gehölze
Nutzung
0
50
100
150
NO3 (mg/l)
n=5
n=91
n=12
Nitrat
Siedlung / Verkehrsfläche
Ackerland
Wald / Gehölze
Nutzung
0
2
4
6
Artenzahl, relevanteTaxa/Probe
n=5
n=91
n=12
Fauna

52
Danksagung
Dem Landesbetrieb für Hochwasserschutz und Wasserwirtschaft Sachsen-Anhalt danken wir für die
angenehme und konstruktive Zusammenarbeit.
Literatur
EG-WRRL (Wasserrahmenrichtlinie) (2000): 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. Official J. European Comm. Brüssel, Belgien. L327(1)
Europäische Arzneimittel-Agentur (2018): Guideline on assessing the toxicological risk to human
health and groundwater communities from veterinary pharmaceuticals in groundwater.
EMA/CVMP/ERA/103555/2015, Committee for Medicinal Products for Veterinary Use (CVMP)
London.

53
Notizen zum vorangestellten Beitrag:

image
54
Umweltbundesamt
Fachgebiet IV 1.2 Biozide
Wörlitzer Platz 1, 06844 Dessau-Roßlau
Internet:
www.umweltbundesamt.de
Bearbeiter:
Christiane Meier
E-Mail:
christiane.meier@uba.de
Tel.:
0345 2103-3059; Fax: 0345 2104-3059
Redaktionsschluss:
12.06.2018
Einträge von Bioziden in das Grundwasser
„Biozide sind Substanzen oder Produkte, die Schädlinge oder Lästlinge zerstören, abschrecken,
unschädlich machen, ihre Wirkung verhindern oder sie auf eine andere Art und Weise bekämpfen
sollen.“ (Biozid-Verordnung (EU) Nr. 528/2012). So werden Biozide z. B. in Schutzmitteln für
Baumaterialien, in Antifoulingfarben für Schiffe, zur Beschichtung von Textilien, als Desinfektionsmittel
im Krankenhaus oder auch zur Bekämpfung von Ratten eingesetzt. Unbestritten ist, dass die
Verwendungen der Biozide voraussehbar zu Einträgen in die Umwelt führen (UBA 2017).
Anfang 2017 waren allein in Deutschland über 43.000 Biozidprodukte registriert. Je nach Produktart
sind die Biozidanwendungen höchst verschieden. Aufgrund der Vielzahl an unterschiedlichen
Anwendungsmustern erreichen Biozide die Umweltmedien auf sehr verschiedenen Eintragspfaden
(Abbildung 1). Dadurch sind alle Umweltkompartimente, wie Oberflächengewässer, Sedimente,
Meeresgewässer, Böden, Grundwasser, Atmosphäre und auch Organismen letztendlich von
Biozideinträgen betroffen. Da Biozidwirkstoffe je nach ihren Eigenschaften Abbauprozessen
unterliegen, ist zudem immer zu berücksichtigen, dass auch relevante Transformationsprodukte in die
Umwelt eingetragen werden oder dort entstehen.

image
55
Abbildung 5 Relevante Eintragspfade von Bioziden in die Umwelt
Auf den Eintrag von Bioziden in ein Umweltkompartiment folgt immer eine Verlagerung der Stoffe in
andere Umweltmedien. Das Ausmaß der Verlagerung ist dabei abhängig von den jeweiligen
Stoffeigenschaften. Werden Biozide über unterschiedliche Wege in Böden eingetragen, können diese
bei Regenereignissen in tiefere Bodenschichten bis hin zum Grundwasser verlagert werden. So ist
beispielsweise ein Eintrag von Bioziden über die Gülle in den landwirtschaftlich genutzten Boden
möglich. Nach bisheriger Kenntnis ist ein Eintrag sowohl für Desinfektionsmittel, die für die Hygiene im
Veterinärbereich eingesetzt werden, als auch für Schädlingsbekämpfungsmittel, die in Tierställen
verwendet werden, zu erwarten. Nach den Expositionsschätzungen, die im Rahmen der Entscheidung
über die Genehmigung von Wirkstoffen durchgeführt werden, wird dies z. B. für Produkte mit
Imidacloprid (Insektizid) und Cyanamid (Desinfektionsmittel) der Fall sein. Nach dem Aufbringen der
Gülle können die betroffenen Biozide bzw. relevanten Transformationsprodukte bei Regenereignissen
in tiefere Bodenschichten bis hin zum Grundwasser transportiert werden und möglicherweise ein
Problem für die Trinkwassergewinnung darstellen. Dass dieser Eintragspfad zu besorgniserregenden
Belastungen des Grundwassers führen kann, zeigen Untersuchungen aus dem Bereich der
Tierarzneimittel, die genau wie Biozide über die Gülle in den Boden gelangen. So wurde die
Verlagerung von Sulfamethoxazol aus einem sandigen Boden, der regelmäßig mit Gülle gedüngt
wurde, in das oberflächennahe Grundwasser beobachtet (Balzer et al. 2016). Die Konzentrationen der
Veterinär-Antibiotika lagen dabei über dem Schwellenwert für Grundwasser von 0,1 Mikrogramm pro
Liter (μg/L)
1
.
Ein Großteil der Biozide wird im urbanen Bereich eingesetzt. Zum einen gelangen die Biozide dort
direkt in den Boden, z. B. Materialschutzmittel durch Tropfverluste während der Aufbringung von Putz,
Farben, Lacken usw. oder auch Rodentizide (z. B. Wühlmausköder) oder Insektizide (z. B. Mittel
gegen Ameisen), die teilweise direkt oder in Köderboxen ausgebracht werden. Gelangen diese Mittel
1
Schwellenwert für Pflanzenschutzmittel und Biozide; derzeit noch kein rechtsverbindlicher
Vorsorgegrenzwert für Arzneimittel etabliert.

56
in den Boden, können sie von dort aus über Auswaschprozesse in tiefere Bodenschichten und bis hin
zum Grundwasser verlagert werden.
Ein weiterer wichtiger Prozess für Einträge von Bioziden in die Umwelt im urbanen Bereich ist das
Auswaschen diverser Schutzmittel mit dem Regenwasser. Dabei kann es sich um Biozide handeln,
die z. B. auf Holz, das der Bewitterung ausgesetzt ist, aufgebracht oder Putzen bzw. Farben
zugegeben werden, um Fassaden vor Algen- und Pilzbefall zu schützen oder um Biozide, die
Dachabdeckungen haltbarer für den Außenbereich machen sollen. Liegt ein
Trennkanalisationssystem vor, werden diese Schutzmittel entweder direkt in die Oberflächengewässer
eingeleitet oder sie werden ortsnah versickert. Der Anteil des Trennsystems an der öffentlichen
Kanalisation beträgt in Deutschland rund 45% (Brombach 2013), wobei es räumlich differenziert sehr
große Unterschiede zwischen den jeweiligen Anteilen des Misch- und Trennsystems gibt, so dass in
ganzen Regionen, vor allem im Norddeutschen Tiefland, das Trennsystem deutlich überwiegt. Zudem
werden immer mehr Biozide gerade an wärmegedämmten Kompaktfassaden und Fassaden sanierter
Gebäude eingesetzt, obwohl deren Einsatz laut einer im Jahr 2016 veröffentlichten Studie des
Umweltbundesamtes (Krueger et al. 2016) nicht zu einer erhöhten Zufriedenheit der Nutzer führt. Die
betreffenden bioziden Wirkstoffe sind teilweise als persistent und toxisch bekannt und oft altbekannte
Pflanzenschutzmittel-Wirkstoffe. Einige sind nach Pflanzenschutzrecht nicht mehr zugelassen, wie
z. B. Terbutryn.
Mit der Novellierung des Wasserhaushaltsgesetzes in Deutschland soll in dichtbesiedelten Gebieten
auf eine verstärkte Versickerung von Regenwasser mit dezentralen oder semi
zentralen
Regenwasserversickerungsmaßnahmen hingewirkt werden (Wasserhaushaltsgesetz (WHG). Mit Hilfe
solcher Maßnahmen soll eine angemessene Grundwasserneubildung gewährleistet werden. Die
Barrierewirkung dieser Regenwasserversickerungsmaßnahmen ist allerdings nicht immer
ausreichend, um den Eintrag von Schadstoffen ins Grundwasser zu verhindern.
Welche Relevanz diesem Eintragspfad zukommt, zeigt sich besonders deutlich in den beiden BMBF-
Forschungsprojekten „KURAS
2
(Konzepte für urbane Regenwasserbewirtschaftung und
Abwassersysteme)“ und „MUTReWa
3
(Maßnahmen für einen nachhaltigen Umgang mit Pestiziden
und deren Transformationsprodukten im Regionalen Wassermanagement)“.
Im Verbundforschungsvorhaben „KURAS“, bei dem das Umweltbundesamt als Partner fungierte,
wurden Lysimeterstudien mit Dachablaufwasser, das für die Regenwasserversickerung vorgesehen
ist, durchgeführt. Die Ergebnisse zeigten, dass z. B. der als Pflanzenschutzmittel zugelassene
Wirkstoff Mecoprop, der von Bitumendachbahnen ausgewaschen wird, auch nach der Passage durch
eine Bodensäule noch im Wasser nachgewiesen werden kann.
Im Forschungsprojekt „MUTReWa“ wurde im Umfeld einer Mulden-Rigolen-Versickerungsanlage die
Gefährdung des Grundwassers unter anderem durch biozide Wirkstoffe untersucht. Ausgewählt
wurden die Substanzen Diuron, Terbutryn und Octylisothiazolinon (OIT), die vor allem in Fassaden
und Schutzanstrichen verwendet werden. Der Grundwassereintrag von Biozid-Wirkstoffen und deren
Transformationsprodukten aus dem Stadtabfluss war zweifelsfrei nachweisbar. Dabei ergaben
Beprobungen von Sickerwasser an verschiedenen Versickerungsmulden Biozidkonzentrationen von
im Durchschnitt 0,2 Nanogramm pro Liter (ng/l) für Terbutryn und 1,2 ng/l für Diuron (Lange et al.
2017). Der gesamte Eintragspfad von der Hauswand über das Mulden-Rigolensystem bis hin zum
Grundwasser konnte lückenlos nachgewiesen werden.
Ein weiterer bedeutender Eintragspfad von Bioziden in die Umwelt ist der Weg über die
Mischkanalisation in die Kläranlage und von dort ins Oberflächengewässer beziehungsweise über den
Klärschlamm auf den Boden. Durch den Abbau in der Kläranlage und durch Sorption an den
Klärschlamm werden die Biozide und relevante Transformationsprodukte entfernt. Wird der
Klärschlamm im Faulturm behandelt, unterliegen die sorbierten Stoffe im abgezogenen Schlamm dem
anaeroben Bioabbau. Für einige Substanzen kann dies zu einer deutlichen Abnahme der Menge im
Schlamm führen, wie es zum Beispiel für Permethrin gezeigt wurde (Kupper et al. 2006). Werden die
sorbierten Biozid-Wirkstoffe allerdings nicht anaerob abgebaut oder erfolgt die Ausbringung von
Flüssigklärschlamm (ohne Faulturm-Behandlung), werden die Biozide zusammen mit dem
Klärschlamm in den Boden der landwirtschaftlich genutzten Flächen eingebracht.
2
http://www.kuras-projekt.de
3
http://www.mutrewa.de

57
Die Bedeutung dieses Eintragspfads zeigten Untersuchungsergebnisse, die im Rahmen des Projektes
des Umweltbundesamtes „Umweltmessprogramm für Biozide“ (Rüdel et al. 2017) erhoben wurden.
Dabei wurden Bodenproben von zwei langjährig mit Klärschlamm behandelten Flächen in
Niedersachsen beprobt und hinsichtlich der Stoffe Triclosan und Methyltriclosan analysiert. Es waren
auch noch etwa 19 Monate nach der letzten Ausbringung von Klärschlamm Rückstände von bis zu
0,5 μg/kg Trockengewicht (TG) Triclosan und ca. 1-2 μg/kg TG Methyltriclosan in Bodenproben
nachzuweisen. Dies bestätigt die Annahme, dass sich die persistenten Substanzen in den Böden
anreichern. Nach dem Aufbringen des Klärschlamms kann bei Regenereignissen ein Transport der
betroffenen Biozide bzw. relevanten Transformationsprodukte in tiefere Bodenschichten bis hin zum
Grundwasser nicht ausgeschlossen werden.
Letztendlich können weiterhin auch alle Stoffe, die in das Oberflächengewässer eingebracht werden,
abhängig von den Stoffeigenschaften, weiter in das Uferfiltrat befördert werden und dort
möglicherweise ein Problem für die Trinkwassergewinnung darstellen. Auch dieser Pfad sollte
grundsätzlich für Biozide und relevante Transformationsprodukte im Blick behalten werden.
Resümee
Viele Studien zeigen, dass es Einträge von Bioziden in die Umwelt gibt und die Biozide teilweise in
besorgniserregenden Konzentrationen gefunden werden. Für diverse Eintragspfade ist eine
Verlagerung von Biozidwirkstoffen oder deren Transformationsprodukte in das Grundwasser möglich.
Jedoch sind Studien, die das Vorkommen von Bioziden im Grundwasser und deren Eintragspfade
abbilden, rar. Sowohl nach Eintragspfaden differenzierte Forschungsprojekte als auch eine
systematische Erhebung und Auswertung von Messdaten für Biozide im Grundwasser würden es
erlauben, zu beurteilen, wie groß das Problem der Belastung der Umwelt und speziell des
Grundwassers mit Bioziden tatsächlich ist und welche Maßnahmen ggf. ergriffen werden sollten, um
den Eintrag von Bioziden zu reduzieren.
Literaturverzeichnis
Balzer, F., Zühlke, S., & Hannappel, S. (5 2016). Antibiotics in groundwater under locations with high
livestock density in Germany. Water Science and Technolovy: Water supply.
Biozid-Verordnung (EU) Nr. 528/2012. Verordnung (EU) Nr. 528/2012 des Europäischen Parlaments
und des Rates vom 22. Mai 2012 über die Bereitstellung auf dem Markt und die Verwendung von
Biozidprodukten.
Brombach, H. (2013): Im Spiegel der Statistik: Abwasserkanalisation und Regenwasserbehandlung in
Deutschland,
Korrespondenz Abwasser
2013,
60
(12), 1044–1053.
Hillenbrand, T., Toussaint, D., Böhm, E., Fuchs, S., Scherer, U., Rudolphi, A., Hoffmann, M.,
Kreißig, J., Kotz, C. (2005): Einträge von Kupfer, Zink und Blei in Gewässer und Böden - Analyse der
Emissionspfade und möglicher Emissionsminderungsmaßnahmen. UBA Texte 19-05,
Umweltbundesamt, Dessau.
Krueger, N., Schwerd, R., Hofbauer, W. (2016): Verbesserung der Umwelteigenschaften von
Wärmedämmverbundsystemen (WDVS) – Evaluierung der Einsatzmöglichkeiten biozidfreier
Komponenten und Beschichtungen. UBA Texte 17/2016, Umweltbundesamt, Dessau.
Rüdel, H., Fliedner, A., Schwarzbauer, J., & Wluka, A.-K. (2017). Development of cornerstones for a
monitoring. Dessau-Roßlau: UBA Texte 24/2017, Umweltbundesamt, Dessau.
UBA (2017): Sind Biozideinträge in die Umwelt von besorgnis-erregendem Ausmaß?
Empfehlungen des Umweltbundesamtes für eine Vorgehensweise zur Untersuchung der
Umweltbelastung durch Biozide. Dessau-Roßlau: UBA Texte 15/2017, Umweltbundesamt, Dessau.
Wasserhaushaltsgesetz (WHG): Gesetz zur Ordnung des Wasserhaushalts vom 31. Juli 2009, BGBl. I
S. 2585, zuletzt geändert am 4. August 2016, BGBl. I S. 1972.

58
Notizen zum vorangestellten Beitrag:

image
image
image
 
59
Abteilung Wasserressourcen-
management
Ausschläger Elbdeich 2
20539 Hamburg
Internet:
www.consulaqua.de
Institute of Bio- and
Geosciences (IBG) Institute
Institute 3: Agrosphere
52425 Jülich
Internet:
www.fz-juelich.de
Bereich Wasserressourcen-
management
Justus-von-Liebig-Str. 10
D-64584 Biebesheim
Internet:
www.iww-online.de
Dr. Carsten Hansen
Prof. Dr. Frank Wendland
Dr. Ralf Kunkel
Dr. Christine Kübeck
Korrespondierender
Autor:
Dr. Carsten Hansen
E-Mail:
carsten.hansen@consulaqua.de
Tel.:
040 7888-89-530
Redaktionsschluss:
10.08.2018
Ermittlung der Fließ- und Verweilzeiten im Grundwasser
Arbeitshilfe zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie
Auf landwirtschaftlich intensiv genutzten Flächen werden seit Jahrzehnten Stickstoffdünger zur
Ertragssteigerung ausgebracht, die in vielen Regionen zu einer hohen Nitratbelastung des
Grundwassers geführt haben. So finden sich in einigen Regionen im oberflächennahen Grundwasser
teils flächendeckend hohe Nitratkonzentrationen von deutlich über 50 mg/l.
Zu hohe Nitrateinträge sind die Hauptursache, dass die Nitratkonzentrationen im Grundwasser den
Grenzwert von 50 mg/l überschreiten, so dass der gute chemische Zustand gemäß EU-
Wasserrahmenrichtlinie (EU-WRRL, 2000) und der EU-Grundwasserrichtlinie (EU-GWRL, 2006) nicht
erreicht wird. Entsprechend den Anforderungen der EU-WRRL (2000) und EU-GWRL (2006) wurden
für die betreffenden Grundwasserkörper Maßnahmenprogramme zur Minderung der Stickstoff-
Einträge ins Grundwasser entwickelt und umgesetzt. Trotzdem wurde der gute chemische Zustand
des Grundwassers im Bezugsjahr 2015 für 267 von insgesamt 990 GWK aufgrund der Nitratbelastung
verfehlt.
Eine Ursache für einen – trotz zielführender und effizient umgesetzter Grundwasser-
schutzmaßnahmen – ausbleibenden Rückgang der Nitratkonzentrationen in den Messstellen der
Überwachungsmessnetze können lange Verweil- und Fließzeiten sein. Lange Verweilzeiten des
Sickerwassers in der ungesättigten Zone und lange Fließzeiten des Grundwassers im Aquifer können
dazu führen, dass sich Änderungen in der Eintragssituation erst mit einer deutlichen zeitlichen
Verzögerung an der Messstelle bemerkbar machen.
Trotz der großen Bedeutung der Verweil- und Fließzeitenermittlung für die Erstellung von
Zielerreichungsprognosen gemäß EU-WRRL (2000) fehlte es bislang an einer in sich konsistenten
Methodik / Vorgehensweise für die verschiedenen Anwendungsfelder des behördlichen Vollzugs.
In einem von der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) im Rahmen des Länderfinanzierungs-
programms Wasser-Boden-Abfall geförderten Vorhabens wurde eine Arbeitshilfe zur Ermittlung von
Fließ- und Verweilzeiten erarbeitet. Entscheidend für die Eignung eines Verfahrens ist dessen
allgemeine Anwendbarkeit, so dass die Kenngrößen zu den Verweil- und Fließzeiten mit
vergleichsweise geringem Aufwand abgeleitet werden können. Vor diesem Hintergrund lag der
Schwerpunkt des Projektes auf der Etablierung leicht anwendbarer, pragmatischer Verfahren, für die
hinsichtlich der Eingangsdaten durchweg auf verfügbare Daten auf Landesebene bzw. behelfsweise
auf robuste Annahmen und Abschätzungen zurückgegriffen werden kann.

60
Raumbezug
Für die GWK im schlechten Zustand stellt sich die Frage nach den Verweil- und Fließzeiten häufig in
Zusammenhang mit Zielerreichungsprognosen, d. h. der Abschätzung der Reaktionszeit, innerhalb
derer sich der Einfluss von Grundwasserschutzmaßnahmen auf abnehmende Nitratkonzentrationen
bemerkbar macht. In diesem Zusammenhang kommt der Fragestellung und dem Raumbezug, auf den
sich die Verweil- und Fließzeiten beziehen, eine große Bedeutung zu. So kann einerseits die Verweil-
und Fließzeit in Bezug auf punktuelle Bezugsorte, wie z. B. Grundwassermessstellen, in einem GWK
im Vordergrund stehen. Andererseits kann auch die flächenhafte Verweil- und Fließzeit des
Grundwassers bis zum Vorflutereintritt betrachtet werden. In der Praxis wird die Verweil- und
Fließzeitenermittlung für beide Fragestellungen häufig parallel vorgenommen, wobei, bedingt durch
den unterschiedlichen Betrachtungsmaßstab bzw. Raumbezug, verschiedene Ansätze zur
Anwendung kommen:
Punktbezogene Ansätze
für die Abschätzung der Verweil- und Fließzeit für
Grundwasserbeobachtungsmessstellen und Monitoringmessnetze, Entnahmebrunnen und
Quellen sowie
Flächenhafte Ansätze
für die Abschätzung der Verweilzeiten in der ungesättigten Zone und
Fließzeiten des Grundwassers bis zum Vorflutereintritt.
Im Unterschied zu Grundwassermessstellen sind Angaben zu Verweil- und Fließzeiten für Brunnen
und Quellen nur im weiteren Sinn als punktbezogen anzusehen, da diese immer ein Einzugsgebiet
aufweisen und innerhalb des Einzugsgebietes unterschiedliche Verweilzeiten und – je nach
Entfernung zum Brunnen – auch unterschiedliche Fließzeiten auftreten.
Verweilzeiten
Generell erfolgt die Ermittlung von Verweilzeiten für die ungesättigte Zone, d. h. für den gesamten
nicht vollständig mit Wasser gefüllten Bereich von der Bodenoberfläche bis zur
Grundwasseroberfläche, unterhalb der die gesättigte Zone beginnt.
Zur Ableitung der Verweilzeiten des Sickerwassers im Boden und in den Grundwasserdeckschichten
(ungesättigte Zone) wurden, bedingt durch die unterschiedliche Qualität der verfügbaren
Datengrundlagen, drei verschiedene Berechnungsansätze als relevant identifiziert. Diese können
sowohl für punkt- als auch für flächenbezogene Fragestellungen verwendet werden.
Für die Verweilzeitenermittlung im durchwurzelten Bodenbereich wird das Verfahren nach DIN
19732 zur Anwendung empfohlen. Die Verweilzeit in der Bodenzone wird aus dem
Wasserspeichervermögen des Bodens – quantifiziert durch die nutzbare Feldkapazität (nFK)
– und der Sickerwasserrate abgeleitet.
Für die Verweilzeitenermittlung in den Grundwasserdeckschichten von Lockergesteins-
regionen wird ebenfalls das Verfahren nach DIN 19732 zur Anwendung empfohlen. Anstelle
der nFK sollte hier aber die Feldkapazität (FK) verwendet werden. Die Berechnung der
Verweilzeiten erfolgt summarisch für alle lithologisch unterscheidbaren Schichten.
Für die Verweilzeitenermittlung in den Grundwasserdeckschichten von Festgesteinsregionen
ist dagegen in der Regel nur das Schätzverfahren nach Hölting et al. (1995) anwendbar.
Dieses Verfahren dient der Ableitung der Schutzfunktion der Grundwasserüberdeckung
anhand eines Punktwertes, der sich aus Gesteinsart, Schichtmächtigkeit, tektonischer Struktur
und Sickerwasserhöhe errechnet. Der Punktwert kann dann einem Anhaltswert für die
Verweilzeit in den Deckschichten zugeordnet werden.
Für die Ermittlung der Verweilzeiten in der ungesättigten Zone sind entsprechend des lithologischen
Untergrundaufbaus verschiedene Standortsituationen zu unterscheiden, je nachdem ob die
Grundwasserdeckschichten unterhalb des Bodens aus Lockergesteinen, aus Festgesteinen oder aus
Locker- und Festgesteinen aufgebaut sind. Vor allem in Festgesteinsregionen ist die Ermittlung der
Verweilzeiten für die Grundwasserdeckschichten mit größeren Unsicherheiten behaftet. Während für
die flächenhafte Anwendung der Verfahren auf GWK-Ebene in der Regel Daten aus überregionalen
Kartenwerken zur Verfügung stehen, sollten für punktbezogene Anwendungen – sofern vorhanden –
Daten aus lokalen Datenerhebungen bzw. Lokalstudien übernommen werden.

image
61
Bestimmung von Fließzeiten
Unter natürlichen Abstromverhältnissen strömt das neugebildete Grundwasser flächenhaft in Richtung
auf die Vorfluter ab. Grundwassermessstellen erfassen – je nach Filtertiefe – einzelne Bahnlinien des
Grundwasserabstroms. Mit zunehmender Filtertiefe werden üblicherweise ältere Grundwässer mit
entsprechend längeren Fließzeiten erfasst, deren Neubildungsgebiet weiter von der Messstelle
entfernt liegt. Bedingt durch die unterschiedlichen Fragestellungen im behördlichen Vollzug bzw. die
hierdurch bedingten unterschiedlichen Betrachtungsmaßstäbe und Raumbezüge wurden im Rahmen
des Projektes zwei verschiedene Typen von Ansätzen für die Ermittlung von Fließzeiten im
Grundwasserleiter als relevant identifiziert.
Das im Rahmen dieses Projektes entwickelte Teufe-Neubildungsverfahren als
punktbezogener Ansatz für eine einfache Abschätzung der Fließzeiten des Grundwassers für
Grundwasserbeobachtungsmessstellen und Monitoringmessnetze, Entnahmebrunnen und
Quellen. Die Fließzeit bezieht sich immer auf die Zeit, die das Grundwasser vom Ort der
Neubildung bis zum Erreichen dieses Bezugspunktes benötigt.
Das WEKU-Verfahren
4
als flächenhafter Ansatz für die Abschätzung der Fließzeiten des
Grundwassers bis zum Vorflutereintritt, bzw. der Reaktionszeit eines gesamten GWK
basierend auf zweidimensionalen, landesweit verfügbaren Datengrundlagen.
Beide Verfahren erlauben eine einfache und praxisorientierte Ermittlung punktbezogener bzw.
flächenbezogener Fließzeiten. Sie stellen aber zwangsläufig auch einen Kompromiss bezüglich der
erreichbaren Genauigkeit, der Aussagekraft bzw. der damit verbundenen Unsicherheiten dar. Letztlich
sind beide Verfahren als Schätzverfahren einzustufen, die aber eine schnelle und nachvollziehbare
Einordnung der Fließzeiten ermöglichen. Anders als Altersdatierungen oder
Strömungsmodellierungen sind hierfür keine erweiterten Kenntnisse und kein gesonderter Aufwand
(Expertenwissen, Modellierkenntnisse, Aufwand für Probenahme und Spezialanalytik) erforderlich.
Das im Rahmen des Projektes entwickelte Teufe-Neubildungsverfahren erlaubt eine einfache und
praxisorientierte Abschätzung punktbezogener Fließzeiten für einfache hydrogeologische Situationen.
Es stellt aber zwangsläufig auch einen Kompromiss bezüglich der erreichbaren Genauigkeit, der
Aussagekraft bzw. der damit verbundenen Unsicherheiten dar. Das Teufe-Neubildungsverfahren
basiert auf Kombination eines einfachen Wasserbilanzansatzes mit der Beschreibung der
Grundwasserströmung nach Darcy (Abb. 1). Die Wasserbilanz bezieht sich auf einen Stromstreifen
mit einer spezifischen Fläche im Anstrom einer Grundwassermessstelle. Für eine vereinfachte
Berechnung wird dessen Breite standardmäßig auf einen Meter festgelegt. Das im Anstrom (Abb. 1:
Fläche A
2
) neugebildete Grundwasser durchströmt auf Höhe der Messstelle eine definierte Fläche
(A
1
) mit einer bestimmten Filtergeschwindigkeit. Flächen und Geschwindigkeiten stehen entsprechend
Gleichung 1 im Verhältnis zueinander.
Abb. 1: Schematische Darstellung der zugrundeliegenden Abhängigkeiten des Teufen-
Neubildungsverfahrens
4
Kunkel, R. & F. Wendland (1997): WEKU - A GIS-supported stochastic model of groundwater residence times in upper
aquifers for the supraregional groundwater management. Environmental Geology, 30 (1-2), 1-9.

62
Die Bilanzfläche A
1
ergibt sich aus der grundwassererfüllten Mächtigkeit oberhalb eines
Bezugsniveaus (z. B. die Filtertiefe der Messstelle) sowie der Breite des Stromstreifens. Die
Filtergeschwindigkeit durch diese Fläche ergibt sich über den Darcy-Ansatz aus dem hydraulischen
Gradient und den k
f
-Wert des Grundwasserleiters im Bereich der Messstelle. Damit kann der
Volumenstrom durch die Bilanzfläche A
1
berechnet werden. Unter stationären Bedingungen sind die
Volumenströme durch die Bilanzflächen A
1
und A
2
gleich. Über die mittlere Grundwasserneubildung
kann somit die Größe bzw. bei vorgegebener Breite die Länge des Anstrombereichs der Messstelle
berechnet werden. Über diesen Ansatz kann jeder Filtertiefe eine entsprechende Fließstrecke und
damit die Entfernung bis zum Ort der Neubildung des in dieser Tiefe angetroffenen Grundwassers
zugewiesen werden (Gl .1). Die Fließzeit ergibt sich aus dem Verhältnis zwischen Fließstrecke und
Fließgeschwindigkeit des Grundwassers. Hierbei ist zu beachten, dass die Abstandsgeschwindigkeit
und nicht die Filtergeschwindigkeit in die Berechnung eingeht (Gl. 2). Durch Einsetzen der Gl. 1 in Gl.
2 ergibt sich eine vereinfachte Berechnung der Fließzeit des Grundwassers in einer bestimmten Tiefe,
die nur aus dem Verhältnis zwischen effektiver Porosität und mittlerer Grundwasserneubildung im
Anstrombereich beruht.
12
=
=(
)
∆ ∙
⟹ ∆
=
(
)∙
t=
∆l ∙n
=
(
)
∙n
eff
=
(
F
GWO
)
n
eff
Mit: A
1
:
durchströmte Querschnittsfläche im Grundwasserleiter [m²]
A
2
:
Fläche der Grundwasserneubildung im Zustrom [m²]
GWN
Mittel
: mittlere Grundwasserneubildung auf der Fläche A
2
[m
3
/m
2
s]
V
f
Filtergeschwindigkeit [m/s]
F:
Filtertiefe [m NHN oder m u GOK]
GWO
Lage der Grundwasseroberfläche [m NHN oder m u GOK]
b
Breite des Stromstreifens, standardmäßig 1 m [m]
∆l
Fließstrecke [m]
∆t
Fließzeit [s]
n
eff
speichernutzbares / durchflusswirksames Porenvolumen [-]
Gl. 1
Gl. 2
Das Teufe-Neubildungsverfahren ist für die Ermittlung der Fließzeiten von Grundwassermessstellen
mit einer Filterstellung im obersten Grundwasserleiter anwendbar. Es handelt sich um ein einfaches,
abschätzendes Verfahren, dessen Anwendbarkeit und Genauigkeit wie bei allen Verfahren von der
Güte der Eingangswerte und von der hydrogeologischen Situation abhängt. Die Anwendung des
Verfahrens sollte auf weitgehend homogen aufgebaute, hydraulisch unbeeinflusste
Porengrundwasserleiter mit freier Grundwasseroberfläche und ohne hydraulisch trennende Schichten
sowie ausreichend hohen Grundwasserneubildungsraten (mindestens 25 mm/a bei Festgesteinen und
50 mm/a bei Lockergesteinen) beschränkt bleiben. Ein komplexerer Aufbau des Grundwasserleiters
erfordert entweder eine vertikal differenzierte Grundwasserströmungsmodellierung oder eine
Altersbestimmung, um die Fließzeiten zu bestimmen.
Exemplarische Anwendung
Die Anwendbarkeit der oben aufgeführten flächenhaften und punktbezogenen Verfahren wurde von
den Projektpartnern für drei exemplarische Grundwasserkörper in Niedersachen, Hessen und
Sachsen-Anhalt überprüft. Bei der Auswahl der GWK wurde darauf geachtet, dass verschiedene, für
Deutschland repräsentative Grundwasserleitertypen (Poren- und Kluftgrundwasserleiter) sowie
verschiedene hydrologische und bodenkundliche Standortbedingungen abgedeckt sind. Über die
Anwendung der oben aufgeführten Verfahren in den drei Test-GWKs hinaus, wurden die Verfahren
zur Verweilzeitenermittlung sowie das Teufe-Neubildungsverfahren auch von Mitgliedern der LAWA-
Kleingruppe „Verweilzeiten“ zur Anwendung gebracht.

63
Reaktionszeiten von Messnetzen und Repräsentativität
In Kombination mit der Ermittlung der Verweilzeiten kann mit dem punktbezogenen Teufe-
Neubildungsverfahren die Reaktionszeit von Grundwasserbeobachtungsmessstellen als Teil des
Monitoringmessnetzes begründet abgeschätzt werden.
Im Rahmen der Umsetzung der EU-WRRL (2000) dienen Grundwassermessstellen vor allem dazu,
die Wirksamkeit von Maßnahmenprogrammen, z. B. zur Reduktion des Nitrateintrags ins
Grundwasser, zu überprüfen. In der Praxis werden Grundwassermessstellen in einem GWK dort
installiert, wo im Hinblick auf die hydrogeologische Standortsituation sowie die festgestellten
Belastungen eine große Repräsentativität vorliegt. Abnehmende Konzentrationen (Trends) an
repräsentativen Grundwassermessstellen können nach entsprechender Verweil- und Fließzeit eine
erfolgreiche und zielführende Umsetzung von Maßnahmenprogrammen an der betreffenden
Grundwassermessstelle belegen.
Die Repräsentativität einer Grundwassermessstelle ist aber weder ein Beleg für die konsistente und
flächendeckende Umsetzung von Maßnahmen im gesamten GWK, noch ist aus der Reaktionszeit der
Messstelle ein Rückschluss auf die Reaktionszeit des GWK möglich. In diesem Zusammenhang
besteht die Gefahr, dass kleinräumig und ausschließlich im Zustrom einer Messstelle umgesetzte
Grundwasserschutzmaßnahmen in Kombination mit den Verweil- und Fließzeitenergebnissen
unzulässigerweise für Zielerreichungsprognosen für einen GWK verwendet werden. Gleiches gilt für
die durch Aggregation der Ergebnisse abgeleiteten Reaktionszeit des Messnetzes. Auch die
Reaktionszeit des Messnetzes ist keineswegs einer repräsentativen Fließzeit in einem
Grundwasserkörper gleichzusetzen. Die Anwendung des punktbezogenen Verfahrens für diesen
Zweck ist nicht zulässig.

64
Notizen zum vorangestellten Beitrag:

image
 
65
Landesamt für Umwelt
Abteilung Wasserwirtschaft 1
(Genehmigungen/Grundlagen)
Seeburger Chaussee 2, 14476 Potsdam OT Groß Glienicke
Internet:
www.lfu.brandenburg.de
Bearbeiter:
Antje Oelze (BB), Heiko Ihling (SN), Dr. Simone Simon-O’Malley (BY)
E-Mail:
antje.oelze@lfu.brandenburg.de
Tel.:
033201/44433
Redaktionsschluss:
20.07.2018
Abgrenzung nitratbelasteter Gebiete im Grundwasser
gemäß § 13 DüV
Einführung
Gemäß § 13 Abs. 2 Satz 1 Ziffer 1 in Verbindung mit Satz 3 der Düngeverordnung (DüV) sind die
Bundesländer verpflichtet, in den dort genannten, den Parameter Nitrat betreffenden Gebieten von der
DüV abweichende Vorschriften zum Schutz der Gewässer vor Verunreinigungen zu erlassen.
In § 13 Abs. 2 DüV werden die Voraussetzungen für die Ausweisung von gefährdeten Gebieten wie
folgt definiert:
„Den Landesregierungen wird die Befugnis übertragen, zum Schutz der Gewässer vor Verunreinigung
durch Nitrat oder Phosphat durch Rechtsverordnung auf Grund des § 3 Absatz 4 Satz 1 in Verbindung
mit Satz 2 Nummer 3 und mit Absatz 5 des Düngegesetzes abweichende Vorschriften zu erlassen für:
1) Gebiete von Grundwasserkörpern im schlechten chemischen Zustand nach § 7 der
Grundwasserverordnung vom 8. November 2010 (BGBl. I S. 1513), die durch Artikel 3 des
Gesetzes vom 4. August 2016 (BGBl. I S. 1972) geändert worden ist, auf Grund einer
Überschreitung des in Anlage 2 der Grundwasserverordnung enthaltenen Schwellenwerts für
Nitrat, Gebiete von Grundwasserkörpern mit steigendem Trend von Nitrat nach § 10 der
Grundwasserverordnung und einer Nitratkonzentration von mindestens drei Vierteln des in Anlage
2 der Grundwasserverordnung enthaltenen Schwellenwerts für Nitrat oder Teilgebiete mit
Überschreitung von 50 Milligramm Nitrat je Liter in Grundwasserkörpern im guten chemischen
Zustand nach § 7 Absatz 4 der Grundwasserverordnung….“.
Die drei Bundesländer Sachsen, Bayern und Brandenburg gingen wie folgt bei der Erarbeitung einer
Fachkulisse Grundwasser für Nitrat und der Abgrenzung nitratgefährdeter Gebiete gemäß § 13 DüV
vom 15.02.2017 vor:
Sachsen
Gemäß
Erlass des SMUL vom 21.08.2017
wurde das LfULG gebeten, darauf aufbauend, die
fachliche Gebietskulisse (Fachkulisse) unter Beachtung nachstehender Vorgaben zu erarbeiten:

66
-
Als Fachkulisse sollen diejenigen Flächen ermittelt und zusammengefasst werden, die sich aus
einer Regionalisierung von Nitrat-Messwerten im Grundwasser als Flächen mit Überschreitung
des Schwellenwertes von 50 mg/l Nitrat ergeben.
-
Dabei sollen Flächen mit Nitrat-Schwellenwertüberschreitung sowohl in Grundwasserkörpern
(GWK), die im derzeit verbindlichen Bewirtschaftungsplan nach EU-Wasserrahmenrichtlinie
(WRRL) in den schlechten chemischen Zustand eingestuft wurden, berücksichtigt werden als
auch in GWK, die in den guten chemischen Zustand eingestuft sind.
-
Die Fachkulisse soll möglichst zusammenhängende Gebiete umfassen, kleinteilige Einzelflächen
sollen weitgehend vermieden werden.
-
Es wird davon ausgegangen, dass die Fachkulisse keine Bereiche mit steigendem Trend von
Nitrat und Nitratkonzentrationen > 37,5 mg/l enthalten wird, da GWK mit steigendem Nitrattrend
für Sachsen nicht ausgewiesen wurden und nach derzeitigem Kenntnisstand weder damals noch
aktuell entsprechende Teilflächen identifiziert werden konnten.
-
Die Fachkulisse sollte nach Möglichkeit auf der Grundlage einer aktuellen
Regionalisierungsrechnung unter Verwendung möglichst vieler aktueller und zuverlässiger
Grundwassermessdaten festgelegt werden, um veraltete Datengrundlagen zu vermeiden. Ist
dieses nicht leistbar, müssten die vorliegenden Regionalisierungsergebnisse (Bearbeitungsstand:
2014, Datenstand: Ende 2013) verwendet werden.
-
Das Regionalisierungsergebnis ist vom Bereich Wasser in Zusammenarbeit mit dem Bereich
Landwirtschaft fachlich zu plausibilisieren, u. a. um Recheneffekte zu eliminieren. Dazu sind alle
relevanten, im Sächsischen Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie (LfULG)
vorliegenden Informationen heranzuziehen.
Die
fachliche Grundlage für die Erarbeitung der Fachkulisse Grundwasser für Nitrat
bildet die
Recherche der Nitratanalysen der letzten drei Jahre (2015 bis 2017) folgender Quellen:
-
Nitratanalysen, die im Rahmen der staatlichen Messnetze für die WRRL gewonnen wurden
(Grundwassermessstellen (GWM) der überblicksweisen Überwachung, der operativen
Überwachung der diffusen Belastung, des SchAVO-Messnetzes sowie der operativen
Überwachung der Belastung aus den Bergbaugebieten),
-
Rohwasseranalysen von allen wesentlichen Wasserversorgern (insgesamt 18 Trinkwasserzweck-
verbände),
-
zusätzliche Nitratmessungen an vorhandenen, nicht im Landesmessnetz befindlichen 23 GWM
durch die Staatliche Betriebsgesellschaft für Umwelt und Landwirtschaft (BfUL) in Bereichen mit
ungenügender Messstellendichte im Januar 2018,
-
Berücksichtigung der Nitratdaten der Neubaumaßnahmen von GWM für die Messnetze gemäß
WRRL (Erstbeprobungen),
-
Nitratuntersuchungen im Grundwasser im Rahmen des FuE-Vorhabens „Umsetzung land-
wirtschaftlicher Maßnahmen zur N- und PSM-Eintragsminderung im prioritären Gebiet Delitzsch-
Eilenburg“ (GWK VM 1-1),
-
Nitratmessung anderer Bundesländer aus deren staatlichen Messnetzen und
-
Nitratanalysen des forstlichen Umweltmonitorings des Staatsbetriebes Sachsenforst (SBS).
Ergebnis der erarbeiteten Fachkulisse Grundwasser für Nitrat im Freistaat Sachsen
Die Gesamtgröße nitratgefährdeter Gebiete im Grundwasser gemäß § 13 Absatz 2 DüV beträgt auf
Grundlage der dafür neu durchgeführten Regionalisierung 2.210,65 km
2
. Das entspricht einem
prozentualen Anteil an der Landesfläche von Sachsen von 12,0 %.
Im Vergleich dazu betrug die Gesamtfläche der 17 Grundwasserkörper (GWK), die auf Grund von
Nitrat im schlechten chemischen Zustand eingestuft sind, 5.273,61 km
2
(28,6 % der Landesfläche).
In 16 GWK, die nach aktueller Regionalisierung im guten Zustand wären, wurden im Rahmen der
binnendifferenzierten Fachkulisse 10 Schwerpunktbereiche von Nitratbelastungen im Grundwasser
mit einer Flächengröße von 545,43 km
2
ermittelt.
Insgesamt wurden zur Regionalisierung der Nitrat-Messwerte 1.689 Messstellen der staatlichen
Messnetze sowie Rohwasseranalysen der Wasserversorger aus dem Zeitraum 01/2016 bis 12/2017
als Stützstellen verwendet. Nur vereinzelt lagen Analysendaten bis 2015 vor, die ebenfalls für die
Regionalisierung verwendet wurden. Zusätzlich wurden 46 Messstellen, bei denen keine aktuellen

67
Nitratanalysendaten zur Verfügung standen, zur Plausibilisierung der Modellrechnung herangezogen.
Es handelt sich um Messwerte aus dem Jahr 2013.
Die binnendifferenzierte Fachkulisse führt zu wesentlich kleineren nitratbelasteten Flächen als die
Fläche der GWK im schlechten chemischen Zustand gemäß der letzten WRRL-Bewertung von Juni
2014 sowie der aktuellen Zustandsabschätzung gemäß Grundwasserverordnung (GrwV).
Mit der Identifikation dieser Bereiche können nunmehr die Anstrengungen zur Verringerung der
Nitratbelastung des Grundwassers und zum Erreichen des guten Zustandes der GWK noch stärker
fokussiert werden, was auch im Sinne der WRRL ist, Maßnahmen in den nitratbelasteten
Grundwasserkörper wirksam anzusetzen sowie Maßnahmen an den nitratbelasteten Flächen der im
guten Zustand befindlichen GWK zu ergreifen, die dem Schutz der Gewässer- oder Landökosysteme
bzw. der GW-Nutzungen dienen.
Die Regionalisierung basiert auf Messwerten (Landesmessnetz durch Daten Dritter verdichtet) und
stellt ein Modell zur Übertragung dieser Punktdaten auf die Fläche dar. Weder das Messnetz noch die
Regionalisierung haben die Aufgabe oder ermöglichen es, punktuell einzelne Flächenbewirtschafter
als Verursacher der Nitratbelastung an einzelnen Stellen im Grundwasser zu identifizieren, sondern
sie dienen der Erfassung diffuser Belastungen insgesamt und der Identifizierung von
Schwerpunktbereichen der Nitratbelastung.
Im Zuge der Aktualisierung des Bewirtschaftungsplanes für den dritten Bewirtschaftungszyklus ab
2020/21 wird die Regionalisierung mit den dann aktuellen Daten aus dem zweiten
Bewirtschaftungszyklus wiederholt und der Zustand der Grundwasserkörper neu bewertet. Mit der
dafür im Rahmen der Ermittlung der Fachkulisse durchgeführten Regionalisierung zeigt sich, dass die
Flächenabgrenzung der nitratgefährdeten Gebiete gemäß § 13 DüV relativ unabhängig von der
Änderung der Kulisse der GWK im schlechten chemischen Zustand hinsichtlich des Parameters Nitrat
gemäß WRRL ist. Dies ist besonders unter dem Aspekt der GrwV und der vorgesehenen Gültigkeit
der Fachkulisse bis 2027 bedeutsam.
Bayern
Mit der neuen Düngeverordnung vom 26. Mai 2017 wird nach § 13 Abs. 2 Satz 1 Nr. 1 den Ländern
die Befugnis übertragen, Gebiete abzugrenzen, in denen bestimmte Nitratbelastungen vorliegen.
Diese bundesrechtlichen Vorgaben sollen in Bayern über eine „Verordnung über besondere
Anforderungen an die Düngung (Ausführungsverordnung Düngeverordnung – AVDüV)“ umgesetzt
werden. Die Verbändeanhörung zum Entwurf dieser Verordnung hat im Zeitraum Ende Mai bis Ende
Juni 2018 stattgefunden. Die Verordnung regelt die besonderen Anforderungen, die in der dazu
festzulegenden und im Entwurf vorliegenden Gebietskulisse nach § 13 Abs. 2 umzusetzen sind sowie
auch die nach § 13 Abs. 5 Nr. 1 und 2 genannten Erleichterungen.
Die fachliche Grundlage für die Gebietskulisse mit vorliegenden Nitratbelastungen bildet die
Einstufung des chemischen Zustands der Grundwasserkörper nach § 7 Grundwasserverordnung
(GrwV) für Nitrat. Diese basiert im Wesentlichen auf den Ergebnissen des zum Zwecke der
Überwachung der Grundwasserkörper (GWK) eingerichteten WRRL-Messnetzes
„Grundwasserbeschaffenheit“ nach den Anforderungen der EG-Grundwasserrichtlinie (RL
2006/118/EG) und § 9 der GrwV.
Für die Einstufung des chemischen Zustands für Nitrat wurde ein mehrstufiges, mit bis zu vier
Schritten durchzuführendes Verfahren gewählt. Dabei fließen in die Zustandseinstufung die
Messdaten der staatlichen Überwachung des WRRL-Messnetzes (Überblicks- und operatives
Messnetz) sowie unterstützend Rohwasseranalysen der Wasserversorger und Messdaten weiterer
Vorhaben wie z. B. der „Hydrogeologischen Landesaufnahme“ ein. Aus dem WRRL-Messnetz wurde
jeweils der Nitratmittelwert aus dem Jahr 2013 (bzw. 2012 oder 2014) herangezogen, für die weiteren
Nitratdaten wurden die Mittelwerte des aktuellsten Jahres aus dem Zeitraum 2009 bis 2013
verwendet.

68
Die einzelnen Schritte des mehrstufigen Beurteilungsverfahrens zur Zustandseinstufung der GWK
sind wie folgt:
(1) Überschreitung des Schwellenwertes an einer oder mehreren Messstellen des WRRL-Messnetzes
im GWK
(2) Überschreitung des Schwellenwertes im Rohwasser an mindestens einer
Wassergewinnungsanlage (WGA) mit einer Entnahmemenge > 100 m³/d im GWK
Liegt eine Überschreitung eines Schwellenwertes am WRRL-Messnetz vor sowie an mindestens einer
WGA im entsprechenden GWK, so wird der GWK bereits nach Schritt (2) in den chemisch schlechten
Zustand eingestuft. Ist dies nicht der Fall, erfolgt die Prüfung der weiteren Schritte (3) und
gegebenenfalls Schritt (4).
(3) Ausgehend von einer Überschreitung gemäß Schritt 1: Prüfung, ob der von der
Schwellenwertüberschreitung betroffene Flächenanteil größer gleich 20 % der jeweiligen
Gesamtfläche des GWK bzw. der GWK-Gruppe beträgt (* mind. sechs Messstellen im GWK/bzw.
GWK-Gruppe erforderlich)
(4) Bei weniger als sechs Messstellen des WRRL-Messnetzes: Regionalisierung der o. g.
Nitratanalysen des Rohwassers und weiteren vorliegenden Nitratdaten mittels geostatistischem
Interpolationsverfahren.
Liegt der nach Schritt (3) oder (4) ermittelte Flächenanteil im GWK mit einer Nitratkonzentration
oberhalb des Schwellenwertes größer gleich 20 %, erfolgt die Einstufung in „chemisch schlechter
Zustand“.
In Bayern wurden nach diesem Verfahren 48 von 256 GWK in den chemisch schlechten Zustand für
Nitrat eingestuft. Das entspricht einem prozentualem Anteil an der Landesfläche Bayerns von rund
23 % (rd. 16.450 km²). Diese bilden die Grundlage für die Gebietskulisse „nitratgefährdete Gebiete“
nach DüV §13 (2). Die Übertragung der GWK-bezogenen Kulisse auf landwirtschaftliche Flächen
erfolgt gemarkungsscharf. Dabei werden die Gemarkungen, die mit einem Flächenanteil von mehr als
50 % in einem GWK im „schlechten Zustand“ liegen, der Gebietskulisse „nitratgefährdete Gebiete“
zugeordnet. Der Flächenanteil der sich daraus ergebenden Kulisse beträgt 21,9 % der Landesfläche
Bayerns (rd. 15.440 km²). Bezogen auf die landwirtschaftlich genutzte Fläche Bayerns befinden sich
damit rd. 10.400 km² in der Gebietskulisse. Dies entspricht einem prozentualen Anteil der
landwirtschaftlich genutzten Fläche von rd. 28,8 %, in dem entsprechende Maßnahmen von den
Betrieben durchzuführen sind.
Brandenburg
Aufgrund der hydrogeologischen und hydrochemischen Verhältnisse in Brandenburg spielen erhöhte
Nitratkonzentrationen eine geringere Rolle als in anderen Bundesländern. An 7 % der Messstellen in
Brandenburg überschreiten die Nitratkonzentrationen den Schwellenwert von 50 mg/l. Die
Grundwasseroberfläche liegt auf 31 % der Landesfläche, vor allem in den Niederungen, bei weniger
als 2 m unter Gelände und auf weiteren 19 % der Landesfläche zwischen 2 und 5 m unter Gelände.
Die Böden in diesen Regionen weisen ein starkes Sorptionsvermögen auf, da sie hohe organische
oder tonige Anteile besitzen. Im Grundwasserleiter überwiegen in diesen Gebieten reduzierende,
sauerstoffarme bis sauerstofffreie Milieubedingungen. Das eingetragene Nitrat wird durch
Denitrifikationsprozesse umgewandelt.
Bevor eine Abgrenzung nitratbelasteter Gebiete im Grundwasser gemäß § 13 DüV für Brandenburg
erfolgt, soll in einem vorgeschalteten Projekt an 11 ausgewählten Messstellen mit stark erhöhten
Nitratkonzentrationen und langen Messreihen von fast 20 Jahren das nähere Umfeld untersucht
werden. Im Anstrombereich dieser 11 Messstellen dominiert die Ackernutzung.
Das Projekt hat das Ziel, die Frage zu klären, ob und in welcher Art und Weise die derzeitige
Bewirtschaftung der landwirtschaftlichen Flächen im Umfeld dieser Grundwassermessstellen eine
mögliche Ursache für die Schwellenwertüberschreitungen darstellt. Dafür sollen die
landwirtschaftlichen Bewirtschaftungsdaten für die relevanten Schläge, die Einfluss auf die belasteten

69
Grundwassermessstellen nehmen können, flächenscharf erfasst und die Nährstoffvergleiche dieser
Schläge für das Erfassungsjahr und 6 Jahre rückwirkend berechnet werden.
Ein weiteres Ziel des Projektes ist die Erfassung des Düngemanagements dieser Betriebe. Hierzu
gehört z. B. der bisherige Umgang mit der Düngebedarfsermittlung, die Frage welche Planungs- und
Bilanzierungsprogramme genutzt werden und inwieweit die Vorgaben des Ministeriums für ländliche
Entwicklung, Umwelt und Landwirtschaft (MLUL) und des Landesamtes für ländliche Entwicklung,
Landwirtschaft und Flurneuordnung (LELF) eingehalten werden. Zusätzlich werden andere mögliche
Belastungsursachen erfasst und bewertet. Das Projekt läuft bis zum Frühjahr 2019.
Parallel dazu werden die Analysendaten für die Regionalisierung der Nitratkonzentrationen als
fachliche Grundlage zur Bewertung des chemischen Zustands der Grundwasserkörper auf einen
aktuellen Stand gebracht. Dazu wurden und werden verschiedene Sonderuntersuchungsprogramme
beauftragt. Somit werden hauptsächlich die Nitratkonzentrationen für den Zeitraum 2017 bis 2018
ausgewertet. In Gebieten mit einer geringen Messstellendichte werden zusätzlich ältere
Analysendaten als sogenannte Stützmessstellen genutzt.
Die Regionalisierung der Nitratanalysen erfolgt mit Hilfe einer geostatistischen Interpolation. So
können Grundwassergebiete mit einer Überschreitung des Schwellenwertes von 50 mg/l Nitrat
ermittelt werden. Dafür werden folgende Datengrundlagen genutzt:
-
Nitratanalysen, die für die Umsetzung der Monitoringvorgaben der WRRL erhoben werden
(Grundwassermessstellen der überblicksweisen und operativen Überwachung),
-
Nitratanalysen aus der Überwachung der Belastung von Bergbaugebieten,
-
Rohwasseranalysen von allen aktiven Wasserwerken (insgesamt 430 Wasserwerke, die in 90
Wasserversorgungsunternehmen organisiert sind),
-
Nitratuntersuchungen des Grundwassers im Rahmen von Sonderuntersuchungsprogrammen,
-
zusätzliche Nitratmessungen an vorhandenen, nicht im Landesmessnetz befindlichen
Messstellen.
Die Ergebnisse des oben genannten Projektes und der aktualisierten Regionalisierung der
Nitratkonzentrationen bestimmen dann die Vorgehensweise für die Abgrenzung nitratbelasteter
Gebiete im Grundwasser gemäß § 13 DüV in Brandenburg.

70
Notizen zum vorangestellten Beitrag:

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image
image
image
71
Am Sportplatz 1, 99734 Nordhausen
Internet:
www.ihu-gmbh.com
Bearbeiter:
Ulrike Haferkorn, Heiko Ihling, Beate Klöcking, Gerd Knab, Bernd Pfützner,
Frank Reinicke, Andreas Rost, Dieter Wenske
E-Mail:
dwenske@ihu-gmbh.com
Tel.:
03631 890614; Fax: 03631 890629
Redaktionsschluss:
30.06.2018
Ergebnisse der gekoppelten N–Transportmodellierung in
der ungesättigten und gesättigten Zone am Beispiel des
WSG Diehsa
Zusammenfassung
Der Modellverbund ReArMo dient zur Simulation der Wasserbewegung und der Stickstoffausbreitung
in der ungesättigten und gesättigten Zone. Er besteht aus den Komponenten REPRO, ArcEGMO-
PSCN, MODFLOW und MT3D-FL und wurde in den zwei Sächsischen WSG Jahnaaue 2 und Diehsa
erfolgreich getestet. Der Modellaufbau des WSG Diehsa und die Modellanpassung erfolgte für den
Zeitraum 2000-2015. In Zusammenarbeit mit Landwirten und Wasserversorgern wurden
unterschiedliche Bewirtschaftungsszenarien entwickelt und hinsichtlich ihrer Wirksamkeit untersucht.
Dabei wurde auch die mögliche Klimaentwicklung in der nahen Zukunft durch Nutzung des
WETTREG-2010-Klimaszenarios berücksichtigt.
1. Einleitung
Im Ergebnis der Bewertung des Zustandes der Grundwasserkörper (GWK) in Deutschland nach der
Europäischen Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) mussten vielerorts GWK wegen hoher Nitratbelastung
in den schlechten chemischen Zustand eingestuft werden. Der Europäische Gerichtshof hat
Deutschland wegen Verletzung von EU-Recht verurteilt, weil die Regierung über Jahre zu wenig
gegen Nitrate im Grundwasser unternommen hat. Die Ableitung kosteneffizienter Maßnahmen zur
Verringerung von Stickstoffbelastungen erfordert das Verständnis der Eintragspfade und der
Stickstoffausbreitung in der ungesättigten und gesättigten Zone. Dazu wurde vom Freistaat Sachsen,
Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie (LfULG) ein Konzept für die gekoppelte
Stofftransportmodellierung im Boden und im Grundwasser besonders belasteter Gebiete erstellt
(Pfützner et al., 2011). Kern war die Entwicklung des Modellverbundes ReArMo zur
modelltechnischen Erfassung der Prozesse im Sicker- und Grundwasser mit dem Ziel einer
Abschätzung künftiger Entwicklungen von Grundwasser nach Menge und Beschaffenheit unter
geänderten Randbedingungen (Klima, Landnutzung, Bewirtschaftung) in Trinkwassereinzugsgebieten.

image
72
2. Der Modellverbund ReArMo
2.1. Struktur
Der Modellverbund ReArMo besteht aus den Komponenten
• REPRO für die Auswertung der landwirtschaftlichen Bewirtschaftungsdaten auf Betriebsebene und
Bilanzierung der Stickstoffsalden auf Teilschlagebene,
• ArcEGMO-PSCN für die deterministische Simulation der Sickerwasserbildung und des daran
geknüpften Stoffaustrags aus der Bodenzone sowie der Abflusskonzentration in den
Fließgewässern in Wechselbeziehung mit dem Grundwasser,
• MODFLOW/MT3D-FL für die Abbildung der zeitlichen Entwicklung und räumlichen Verteilung der
Nitrat- und Ammoniumkonzentrationen im Grundwasser.
Abb. 1: Schema des Modellverbunds ReArMo
REPRO
Das Modell REPRO (Hülsbergen, 2003) ist ein Instrument zur Abbildung eines landwirtschaftlichen
Betriebes als Gesamtsystem und zur Bewertung der ökologischen und ökonomischen Nachhaltigkeit
der landwirtschaftlichen Produktion in Bezug auf die Schutzgüter Boden, Wasser und Luft. Im
Mittelpunkt steht die detaillierte Abbildung betrieblicher Stoff- und Energieflüsse auf verschiedenen
Ebenen. Die benötigten Produktionsdaten ergeben sich aus den konkreten Betriebsdaten der zu
betrachtenden Bereiche des Pflanzenbaus, der Tierhaltung und der Lagerwirtschaft und umfassen alle
zeitlich konkret definierten Bewirtschaftungsmaßnahmen incl. der Abbildung der Mengen (Düngung,
Energie, Pflanzenschutz und Ertrag).
ArcEGMO-PSCN
Mit dem GIS-gestützten ökohydrologischen Modell ArcEGMO-PSCN (Pfützner, 2002, Becker et al.
2002, Klöcking, 2009) können räumlich und zeitlich hoch aufgelöst alle wesentlichen Komponenten
des Gebietswasser- und C/N-Haushaltes von den Wechselbeziehungen zwischen Atmosphäre-
Vegetation-Boden bis hin zu den ober- und unterirdischen Abflusskonzentrationsprozessen bei
Berücksichtigung von anthropogenen Steuerungen und natürlichen Störungen beschrieben werden.
Innerhalb des Modellverbundes ReArMo übernimmt ArcEGMO-PSCN die Simulation der Wasser-,
Wärme-, Kohlenstoff- und Stickstoffdynamik im System Pflanze-Boden in täglicher Auflösung. Die
Ergebnisse dieser Modellberechnungen sind Sickerwasserraten und Stoffkonzentrationen (Nitrat und
Ammonium), die in Tagesschrittweiten an die Programme MODFLOW und MT3D-FL übergeben
werden.
MODFLOW/MT3D-FL
Die Modellierung der Grundwasserströmung wird mit dem Programmsystem MODFLOW
(MC DONALD & HARBAUGH 1988) durchgeführt. Dieses leistungsfähige modular aufgebaute
Programmsystem zur Simulation der 3D-Grundwasserströmung, basiert auf der Finite-Differenzen-
Methode zur räumlichen Diskretisierung und Lösung der systembeschreibenden Differentialgleichung.
In das Programmsystem sind eine Vielzahl von Randbedingungen implementiert, die u. a. eine
vertiefende Darstellung und Einbeziehung von Oberflächengewässern ermöglicht.

73
Für die Realisierung der Stofftransportberechnungen zur Ermittlung der räumlich-zeitlichen
Verbreitung der Schadstoffkonzentration im Grundwasser kommt das Programmsystem MT3D-FL
zum Einsatz. Es beruht auf dem Verfahren der charakteristischen Bahnen kombiniert mit einem Front-
Limitation-Algorithmus (BOY, & HAEFNER, 1998, 2005). Das Programm MT3D setzt auf die
Berechnungsergebnisse von MODFLOW auf, d. h., es nutzt die von MODFLOW berechneten
Grundwasservolumenströme als Grundlage der Simulation des Stofftransports.
2.2 Kopplung
Im Rahmen der Modellkopplung dient REPRO primär der Bereitstellung der landwirtschaftlichen
Bewirtschaftungsdaten an das Modell ArcEGMO-PSCN (offline-Kopplung) sowie zur Prüfung der
simulierten Stickstoff- und Humusbilanzen.
Die Kopplung der anderen Modelle (ArcEGMO, MODFLOW und MT3D-FL), die sich auf die
Sickerwasser- und Grundwasserströmung bzw. den Stofftransport beziehen, erfolgt online. Durch die
IHU-GmbH wurde bereits eine direkte Kopplung von MODFLOW mit MT3D-FL (ROST, 2015) erstellt,
womit nach jedem Zeitschritt der MODFLOW-Strömungsberechnung die Simulation des
Stofftransportes für diesen Zeitschritt mit MT3D-FL erfolgt. Durch eine Erweiterung dieser
Modellkopplung wurde das Modell ArcEGMO-PSCN in diese Struktur einbezogen. Zur Realisierung
der Modellkopplung zwischen ArcEGMO-PSCN und MODFLOW/MT3D-FL waren umfangreiche
Änderungen in allen Teilprogrammen notwendig. Insbesondere wurde ein internes Datenmanagement
konzipiert und eine Programmsteuerung entwickelt, die einen effektiven Datenaustausch und eine
schnelle Berechnung ermöglichen. Der grafische Prä- und Postprozessor CADSHELL (ROST et al.
2015) integriert die Steuerung der Programmsysteme, kontrolliert gleichzeitig die gekoppelte
Abarbeitung von ArcEGMO mit MODFLOW/MT3D-FL und realisiert umfangreiche Auswertungen der
Ergebnisse.
Zur online-Kopplung war es notwendig, eine Modellrandbedingung (Transitschichten) in die
Programme MODFLOW und MT3D-FL einzuführen, die im gekoppelten Modellsystem die
ungesättigten Bodenschichten von ArcEGMO-PSCN mit dem obersten Grundwasserleiter verbindet.
In den Transitschichten findet eine ungesättigte vertikale Wasser- und daran gebunden
Stoffbewegung statt. Die Transitschichten im Grundwasserströmungsmodell bewirken, dass die
täglichen Sickerraten von ArcEGMO durch die Transformation stark geglättet und zeitlich verzögert als
Neubildungsdaten im Strömungsmodell ankommen. Um den Prozess der Stickstoffspeicherung in der
Transferzone im Programmsystem MODFLOW/MT3D-FL angenähert zu beschreiben, wurde den
Transitschichten ein Stickstoffspeicher zugeordnet. In Abhängigkeit vom Durchfluss durch die
Transitschichten werden somit die Sickerwässer aufkonzentriert.
2.3. Modellanwendungen
Zwischen 2011 und 2017 wurde dieser Modellverbund in zwei Sächsischen Trinkwasserschutz-
gebieten (WSG), Jahnaaue 2 und Diehsa getestet. In beiden WSG erfolgt aufgrund der kritischen
Nitratkonzentrationen an den Brunnenstandorten ein intensives Monitoring durch das LfULG (u. a.
Dilbat, et al. 2011, Dilbat & Ihling, 2014).
Nach dem Aufbau der einzelnen Modelle erfolgte eine umfangreiche Kalibrierung und Validierung des
Modellsystems. Unterschiedliche Bewirtschaftungsszenarien wurden in Zusammenarbeit mit den
Landwirten und Wasserversorgern für die beiden Pilotstudiengebiete entwickelt und hinsichtlich ihrer
Wirksamkeit untersucht. Dabei wurde auch die mögliche Klimaentwicklung in der nahen Zukunft
(2021-2050) durch Nutzung des WETTREG-2010-Klimaszenarios berücksichtigt.
Ein weiteres Ziel ist die Erstellung eines gekoppelten Modells für das WSG „Quellfassung Schleinitz“.
Dieses Projekt dient der Verifizierung der Modellgrundlagen und stellt eine weitere Möglichkeit zum
umfangreichen Test des gekoppelten Programmsystems dar. Schwerpunkte sind dabei die
Prognosevarianten und die Speicherfunktion in der Transitschicht.

image
74
Abb. 2: Freistaat Sachsen mit Grundwasserkörpern und Pilotanwendungen von ReArMo
3. Beispiel Wasserschutzgebiet Diehsa
3.1. Naturräumliche und hydrogeologische Verhältnisse
Das WSG Diehsa liegt im Osten Sachsens in der Oberlausitzer Heide- und Teichlandschaft.
Regionalgeologisch gehört das Gebiet zum Lausitzer Granodiorit-Massiv an der Grenze zum Görlitzer
Schiefergebirge (Ihling et al., 2009). Trockenheitsanfällige, wenig fruchtbare Sandflächen aber auch
vernässte und vermoorte Mulden sind bestimmende Naturmerkmale. Die Forstwirtschaft stellt mit
68 % die Hauptlandnutzungsform im Einzugsgebiet dar (Kiefernreinbestände, Kiefern-
Eichenmischbestände), gefolgt von den landwirtschaftlichen Flächen (28 %), Feuchtwiesen (3 %) und
Siedlungsflächen (1 %).
Geomorphologisch wird das Einzugsgebiet im Nordwesten durch den Höhenzug der
Grundgebirgsaufragung Hohe-Dubrau sowie Kollmer-Dubrau (Grauwacke der proterozoischen
Wüsteberg-Folge), östlich durch den Biotitgranit der Königshainer Berge und südlich durch die
oberflächennah anstehende Grauwackehochlage des Eichberges begrenzt. Zwischen den
Grundgebirgsaufragungen erstreckt sich eine präpleistozän angelegte Schmelzwasserrinne.
Hydrogeologisch relevant sind im Einzugsgebiet bzw. WSG Diehsa in erster Linie die quartären
Lockergesteine, welche von gering durchlässigen tertiären Lockergesteinen und Festgesteinen
unterlagert werden. Eine detaillierte Beschreibung der geologischen und hydrogeologischen
Gegebenheiten im WSG Diehsa wird durch Dilbat & Ihling (2014) gegeben. Die NO
3
-Konzentrationen
liegen vor allem im obersten Grundwasserleiter im Bereich der landwirtschaftlich genutzten Flächen
und im Brunnen 1 teilweise über dem Grenzwert der Trinkwasserverordnung.
3.2 Modellaufbau
Das 3,53 km² große Modellgebiet wurde in 200x200 Modellelemente auf 6 Schichten unterteilt. Die
horizontale Elementabmessung beträgt einheitlich 15.8x9.3 m. Das Modellgebiet schließt das
gesamte Einzugsgebiet des im Gebiet liegenden Flussabschnittes des Diehsaer Wassers ein.

image
75
Das GIS-Datenmodell ReArMo – WSG Diehsa enthält alle Eingangsdaten für die Modellierung in der
erforderlichen räumlichen und zeitlichen Auflösung. Das sind im Einzelnen:
Standortdaten,
- Topographie (Basis: Digitales Höhenmodell 2 m),
- Bodeneigenschaften (Bodenkarte des Freistaates Sachsen 1 : 25 000),
- Landnutzung (BTLNK: Biotoptypen- und Landnutzungskartierung 1 : 50 000,
Teilschlaggliederung),
- Witterungsdaten und atmosphärische N-Einträge (Deposition);
Bewirtschaftungsdaten der landwirtschaftlich genutzten Flächen,
- Fruchtfolge mit Saat- und Ernteterminen,
- N-Düngung (Art, Termin und N-Menge),
- Verbleib der Erntereste;
Bestandescharakteristik der forstlich genutzten Flächen,
Fließgewässer mit ihren oberirdischen Einzugsgebieten,
Hydrogeologie (Grundwasserströmung und Stofftransport)
- Geometrie der Schichten (Oberkanten, Unterkanten, Mächtigkeiten),
- geohydraulische Parameter (Durchlässigkeitsbeiwerte, Porositäten, Speicherkoeffizienten),
- hydraulische Randbedingungen (Fließgewässer, Brunnen),
- Anfangsbedingungen (Startwerte der Grundwasserstände),
- Parameter Stofftransport (Dispersivitäten, Porositäten, Retardationfaktoren),
- Randbedingungen Stofftransport (Konzentrationen Fließgewässer, Brunnen),
- Anfangsbedingungen Stofftransport (Startwerte der Konzentrationen).
Alle Modellparameter wurden diskretisiert und den jeweiligen Modellelementen zugewiesen.
3.3 Modellkalibrierung
Die Modellkalibrierung basiert auf dem
Vergleich der gemessenen und berechneten
Grundwasserstände des Strömungsmodells und der Nitrat-Konzentrationen des Stofftransportmodells.
Für die 24 Messstellen der Grundwasserstände konnte ein relativer Modellfehler von 3,1 % erreicht
werden, womit der angestrebte Zielwert des Modellfehlers von 5 % deutlich unterschritten wird.
Die gemessenen Nitrat-Konzentrationen konnten allein aus den von ArcEGMO bestimmten und an
MT3D-FL übergebenen Stoffströme nicht nachvollzogen werden, d. h. die Messdaten wurden durch
die Modellwerte unterschätzt. Nach den Erkundungsdaten wurden in den tieferen Bodenschichten
teilweise sehr hohe Nitratgehalte festgestellt. Daraus wurde abgeleitet, dass in den tieferen
Bodenschichten Stickstoffverbindungen eingelagert sind, die für die Sickerwässer als Stoffquelle
fungieren. Die von ArcEGMO-PSCN berechneten Neubildungsraten betragen im Mittel 3.01 l/(s km²).
Abb. 3: Mittlere Grundwasserneubildungsraten für das Gesamtgebiet

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76
Die Ganglinie der Grundwasserneubildungsraten verdeutlicht die gigantische Neubildung der Jahre
2010/2011 (Abb. 3). Dieser Peak sollte bei einem gleichbleibenden Stickstoffeintrag zu einem
deutlichen Abfall der Konzentrationen führen. Da im Gegenteil die Messdaten einen Anstieg der
Konzentrationen zeigen, muss man von einer Konzentrationserhöhung in der ungesättigten Zone
ausgehen. Den Transitschichten wurde deshalb ein Stickstoffspeicher zugeordnet, der in Abhängigkeit
vom Durchfluss die Sickerwässer aufkonzentriert. Im Ergebnis ergibt sich eine Mischkonzentration in
der Transitschicht aus dem Zufluss und dem Masseneintrag aus dem Speicher, womit den
gemessenen hohen Stoffkonzentrationen in den unteren Bodenschichten modellseitig Rechnung
getragen wird.
Die Abb. 4 verdeutlicht die gelungene Anpassung der Nitrat-Konzentrationen an den Förderbrunnen.
Tendenziell entsprechen die auf Basis der gekoppelten Modellierung berechneten Nitrat-
Konzentrationen in ihrer Gesamtheit den beobachteten Werten.
Abb. 4: Ganglinien der Nitrat-Konzentrationen an den Förderbrunnen

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77
Abb. 5: Nitrat-Konzentrationsverteilung im liegenden GW-Leiter - Ausgangszustand
Die berechneten räumlichen Konzentrationsverteilungen für die Modellschicht 4 in Abb. 5 zeigt
deutlich, dass die Nitratkonzentration in den Bereichen südlich der Fassungsstandorte, die mit Wald
bedeckt sind, deutlich geringer ausfallen, als im Grundwasser unter den Ackerflächen. Im Süden des
Untersuchungsgebietes heben sich die erhöhten Konzentrationen, die durch die hohen
Stickstoffeinträge auf der Äsungsfläche verursacht werden, deutlich hervor. Durch die Verdünnung im
Abstrombereich ist das beeinflusste Gebiet allerdings eng begrenzt und reicht damit nicht bis zu den
Fassungsstandorten.
3.4. Modellergebnisse und Prognosen
3.4.1. Bewirtschaftungsvarianten
Die Strömungs- und Stofftransportmodellierung liefert die räumlich-zeitlichen Veränderungen der
Nitrat-Konzentrationen in den Grundwasserleitern. Damit ist es möglich, verschiedene
Standortbedingungen, wie veränderte Landbewirtschaftungen oder Klimaveränderungen, mit dem
gekoppelten Modellsystem zu simulieren und zu bewerten.
Die Erarbeitung praxisorientierter, optimaler Bewirtschaftungsszenarien erfolgte auf der Basis des
umfangreichen Datenpools der Dauertestflächen (DTF) des Sächsischen LfULG (Reinicke & Wurbs
2012). Im Ergebnis standen für konventionelle Anbausysteme jeweils eine viehlose und eine
viehhaltende Fruchtfolge zur Verfügung. Für den ökologischen Landbau wurde nur eine viehhaltende
Fruchtfolge abgeleitet. Der Berechnungszeitraum wurde analog zur Grundvariante gewählt, um die
Ergebnisse vergleichen zu können. Es wurden folgende Varianten über einen Zeitraum von 1994 bis
Ende 2014 untersucht:
Grundvariante: basierend auf der gegenwärtigen Bewirtschaftung,
FF1: Prognosevariante einer konventionellen optimierten Landbewirtschaftung mit viehloser
Fruchtfolge (Variante FF1),
FF2: Prognosevariante einer konventionellen optimierten Landbewirtschaftung mit
viehhaltender Fruchtfolge (Variante FF2),

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78
Ökologisch: Prognosevariante für den ökologischen Landbau mit nur einer viehhaltenden
Fruchtfolge (Variante „Ökologisch“).
Das Ergebnis der Modellrechnungen aus ArcEGMO-PSCN zeigen mit Ausnahme des viehlosen
Szenarios FF1 eine deutliche Reduzierung der Stickstoff-Austräge aus dem oberen Bodenbereich
(Abb. 6).
Im Grundwasserbereich bewirken diese Bewirtschaftungsvarianten erst zeitverzögert eine
Veränderung gegenüber der Grundvariante. Die Prognosevariante FF1 mit einer konventionellen
optimierten Landbewirtschaftung (viehlosen Fruchtfolge) liefert Nitratkonzentrationen, die nur
geringfügig niedriger gegenüber der Grundvariante ausfallen. Die zweite Variante FF2 mit
viehhaltender Fruchtfolge senkt die Nitratbelastung deutlich ab. Für die letzte Variante mit
ökologischem Landbau würden die Konzentrationen von Nitrat noch weiter zurückgehen.
Für die Nitratgehalte in den Förderbrunnen sind die Stoffeinträge in den Grundwasserleiter
entscheidend, womit neben der Stofffracht auch der Volumenstrom (Grundwasserneubildungsrate)
wirksam wird.
Abb. 6: Simulierte N-Frachten differenziert nach den dominierenden Böden (BBn: Braunerde, YK-GG:
Kolluvisol-Gley, SSn: Pseudogley)
Abb. 7: Ganglinien der berechneten Nitrat-Konzentrationen am Standort Brunnen 2

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79
Die hohen Niederschläge 2002, 2007 und 2010 bewirken unterschiedliche Anstiege in den Nitrat-
Konzentrationen (Abb. 7). Die Varianten FF1 und FF2 zeigen nach 2002 erhöhte Werte, die eine
Folge der hohen Neubildungsraten verbunden mit einer Nitrat-Auswaschung sind. In der Grund- und
Ökovariante sind die Grundwasserneubildungsraten geringer und somit fällt der Anstieg der Nitrat-
Konzentrationen geringer aus. Nach 2007 findet zu den Varianten FF2 und Ökologisch nur ein
schwacher Anstieg der Nitrat-Konzentrationen statt, da die Nitrat-Anreicherungen im Boden für diese
Varianten nicht so hoch sind, dass eine verstärkte Auswaschung einsetzen konnte. Die extremen
Neubildungsraten 2010 zeigen deshalb auch nur für die Grundvariante und die Variante FF1 sehr
starke Anstiege der Nitrat-Konzentrationen an.
Einen Vergleich anhand der Nitrat-Konzentrationsverteilungen zwischen dem Ist-Zustand und einem
Szenarium mit ökologischem Landbau zeigt Abb. 8. Erwartungsgemäß entwickeln sich die Nitrat-
Konzentrationen im Grundwasser nur sehr langsam, zeigen aber den fallenden Trend im Bereich der
Ackerflächen an.
Abb. 8: Variantenvergleich auf Basis der NO
3
-Konzentrationsverteilungen

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80
3.4.2. Klimaszenarien
Die von der Climate & Environment Consulting Potsdam GmbH entwickelte Wetterlagen-basierte
Regionalisierungsmethode WETTREG-2010 liefert für Deutschland stationsgebundene, transiente
Zeitreihen für den Zeitraum 1951 bis 2100 in je zehn Realisierungen in täglicher Auflösung.
Die Simulationsergebnisse belegen den großen Einfluss der synthetischen Wetterdaten auf die Nitrat-
Konzentrationsverhältnisse im Grundwasser. Da die berechneten Grundwasserneubildungsraten des
Istzustandes deutlich über den auf Basis der WETTREG-Daten berechneten Werten liegen, überlagert
dieser Effekt die Einflüsse der verschiedenen Bewirtschaftungsszenarios. Die Abbildung 9 verdeutlicht
die starke Streuung der simulierten Nitrat-Konzentrationsentwicklung im Grundwasserleiter im Bereich
der Wasserfassungen aus den 10 synthetischen Klimareihen. Die Prognoserechnungen verdeutlichen,
dass mit dem Klimawandel eine Verschärfung des Nitratproblems eintreten könnte.
Dabei wurde nicht berücksichtigt, dass mit einem drastischen Rückgang der Grundwasserneubildung
die Wasserwerksförderung nicht in vollem Umfang weiterbetrieben werden kann und auch die
Bewirtschaftung der Ackerflächen umgestellt werden muss.
Abb. 9: Varianten der Konzentrationsentwicklung nach der Klimaprognose
5. Fazit und Ausblick
Die Ergebnisse der Bearbeitung zeigten, dass mit der gekoppelten Modellierung eine detaillierte
modelltechnische Abbildung der komplexen Prozesse der Stickstoffbilanz und des Nitrattransports mit
der Sicker- und Grundwasserströmung möglich ist. Die Qualität der Abbildung der realen Vorgänge
durch die eingesetzten Modelltools hängt naturgemäß stark von der Qualität der zur Verfügung
stehenden Daten ab. Hier werden in der Zukunft die Bemühungen noch weiter intensiviert, um noch
bestehende Kenntnislücken zu schließen. Auf Grundlage der Ergebnisse der gekoppelten
Modellsimulationen können Empfehlungen zur umweltgerechten landwirtschaftlichen Bewirtschaftung
abgeleitet werden. Geplant sind für die WSG Diehsa und Jahnaaue 2 weitere Prognoserechnungen
mit Bewirtschaftungsänderungen auf den Ackerschlägen oder Teilflächen. Ein weiteres Ziel ist die
Erstellung eines gekoppelten Modells für das WSG „Quellfassung Schleinitz“. Dieses Projekt dient der
Verifizierung der Modellgrundlagen und stellt eine weitere Möglichkeit zum umfangreichen Test des
gekoppelten Programmsystems dar. Schwerpunkte sind dabei die Prognosevarianten und die
Speicherfunktion in der Transitschicht.

81
Danksagung
Das Projekt ReArMo wird vom Freistaat Sachsen, Sächsisches Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft
und Geologie finanziert. Besonders soll auch den Landwirtschaftsbetrieben in den untersuchten
Gebieten und den zuständigen Wasserversorgern (OEWA Döbeln und Trinkwasserzweckverband
„Neiße-Schöps“) für die Bereitstellung der benötigten Daten und ihre konstruktive Mitarbeit bei der
Projektbearbeitung gedankt werden.
Literatur
BECKER, A., KLÖCKING, B., LAHMER, W., PFÜTZNER, B., 2002. The Hydrological Modelling
System ArcEGMO. In: Mathematical Models of Large Watershed Hydrology (Eds.: Singh, V.P.
and Frevert, D.K.). Water Resources Publications, Littleton/Colorado, 321-384. ISBN 1-887201-
34.
BOY, S., HAEFNER, F., 1998. Dokumentation zum Teilprogramm MT3DFL des Strömungs- und
Stofftransport-Simulationsmodells MODFLOW, MT3D - Lösung des Transportproblems durch
FRONT-LIMITATION. - Unveröff. Bericht, Technische Universität Bergakademie Freiberg,
Freiberg. 1998.
DILBAT, M., KNÖLLER, K., IHLING, H., 2011. Hydrochemische und isotopenhydrologische
Untersuchungen zur Klärung der Ursachen der hohen Nitratbelastung des Grundwassers im
Einzugsgebiet der Wasserfassung Jahnaaue 2. „Grundwasser – Altlasten – Boden aktuell“,
Schriftenreihe des LfULG, Heft 45/2011, 38-51.
DILBAT, M., IHLING, H., 2014. Nitratbelastung des Grundwassers im Einzugsgebiet der
Wasserfassung Diehsa im Landkreis Görlitz, „Grundwasser – Altlasten – Boden aktuell“,
Schriftenreihe des LfULG, Heft 38/2014, 5-17.
HÜLSBERGEN, K.J., 2003. Entwicklung und Anwendung eines Bilanzierungsmodells zur Bewertung
der Nachhaltigkeit landwirtschaftlicher Systeme. Habilitation. shaker Verlag, Aachen.
IHLING, H.; KNÖLLER, K., DILBAT, M., 1999. Hydrochemische und isotopenhydrologische
Untersuchungen zur Klärung der Ursachen der hohen Nitratbelastung des Grundwassers im
Einzugsgebiet der Wasserfassung Diehsa / Niederschlesischer Oberlausitzkreis. Grundwasser –
Altlasten – aktuell. LfULG. 1-16.
KLÖCKING, B. (Hrsg.), 2009. Das ökohydrologische PSCN-Modul innerhalb des Flussgebietsmodells
ArcEGMO, 53 S., [online verfügbar:
http://www.arcegmo.de/PSCN.pdf].
KLÖCKING, B., HAFERKORN, U., REINICKE, F., IHLING, H., 2013. Abschätzung künftiger
Entwicklungen des Grundwassers hinsichtlich Menge und Beschaffenheit - Modellierung und
Lysimeterbeobachtungen, 15. Gumpensteiner Lysimetertagung, ISBN-13: 978-3-902559-90-6.
LfUG, 2001. Bodenmonitoring in Sachsen, Materialien zum Bodenschutz 2001, Sächsisches
Landesamt für Umwelt und Geologie, Dresden, S. 58-72.
MCDONALD, M. G., HARBAUGH, A. W., 1988. MODFLOW - A Modular Three-Dimensional Finite-
Difference Ground-Water Flow Model. - U.S. Geological Survey.
PFÜTZNER, B. (Hrsg.), 2002. Dokumentation ArcEGMO. Online 2002. ISBN 3-00-011190-5.
PFÜTZNER, B., KLÖCKING, B., KNAB, G., WENSKE, D., ROST, A., WAGNER, B., STEININGER,
M., IHLING, H., KUHN, K., 2011. Konzept zur Erstellung eines gekoppelten Stofftransportmodells
als Prognoseinstrumentarium für die Beschaffenheitsentwicklung im Grundwasser, Schriftenreihe
des LfULG, Heft 41/2011
(
http://www.smul.sachsen.de/lfl/publikationen/download/52971.pdf
).
REINICKE, F., WURBS, D., 2012. Nitratausträge landwirtschaftlich genutzter Flächen, Schriftenreihe
des LfULG (Hrsg), Heft 40/2012.
ROST, A., WENSKE, D., 2015. CADSHELL - Ein grafischer Post- und Präprozessor für MODFLOW
und MT3D-FL- Programmbeschreibung: IHU-GmbH Nordhausen
ZHENG, C., 1993. A Modular Three-Dimensional Transport Model for Simulation of Advection,
Dispersion and Chemical Reactions of Contaminants in Groundwater Systems. -
S.S.Papadopulus & Associates Inc., Maryland.

82
Notizen zum vorangestellten Beitrag:

image
 
83
Abteilung Wasser, Boden, Wertstoffe
Halsbrücker Straße 31a, 09599 Freiberg
Internet:
www.boden.sachsen.de
Bearbeiter:
Natalja Barth
E-Mail:
Natalja.Barth@smul.sachsen.de
Tel.:
03731 294-2801; Fax: 03731 294-115
Redaktionsschluss:
27.06.2018
Konzept und Ergebnisse des Bodenmonitorings in
Sachsen
BDF-Stickstoffmonitoring
Zusammenfassung:
Mit dem Verfahren des Bodenmonitorings und den damit verbundenen
langfristigen repräsentativen Zeitmessreihen, können verschiedene Komponenten der Stoffkreisläufe
gut beschrieben und ein Prozessverständnis aufgebaut werden. Dafür stehen die in Sachsen
eingerichteten repräsentativen Boden-Dauerbeobachtungsflächen (BDF) zur Verfügung. Der
Stickstoffkreislauf der BDF wurde exemplarisch ausgewertet und dargestellt.
In den Jahren 2002 bis 2013 stehen den 64 % der BDF mit positiven Stickstoff-Bilanzüberschüssen
36 % der BDF mit negativen Stickstoff-Bilanzen nach Düngeverordnung gegenüber.
Für Sandböden kann bereits ein geringer positiver Stickstoff-Saldo auf Grund des niedrigen
Rückhaltevermögens des Bodens ein Gefährdungsrisiko für die Verlagerung des Nitrats mit dem
Sickerwasser darstellen.
Bei Lössböden kann aus einem jährlichen geringen positiven Saldo ein Stickstoff-Depot
(Gefährdungspotenzial) entstehen, welches einerseits für verfügbare Stickstoffvorräte für die Pflanzen
sorgt, anderseits aber (falls es nicht genutzt wird) als Stickstoff-Quelle für das Sickerwasser dienen
kann. Da die Sickerwasserraten in den Lössböden niedrig sind, wird sich die Nitrat-Verlagerungsfront
normalerweise langsam in die unteren Bodenhorizonte bewegen.
Bei extremen Ereignissen, wie z. B. sehr starken und länger anhaltenden Niederschlägen oder aber
intensiver Schneeschmelze und daraus resultierender massiver Sickerwasserbewegung, steigt die
Nitrat-Konzentration im Sickerwasser sprunghaft an und es kann zu einer raschen Nitrat-Verlagerung
kommen. Falls in Folge des Klimawandels die Anzahl der extremen Ereignisse steigt, steigt damit das
Risiko einer raschen Nitrat-Verlagerung.
1 Einleitung
Die landwirtschaftliche Nutzung der Böden muss wirtschaftlich und ökologisch verträglich erfolgen.
Dem Pflanzennährstoff Stickstoff kommt dabei eine besondere Bedeutung zu. Aus umfassenden und
mehrjährigen acker- und pflanzenbaulichen Untersuchungen auf Boden-Dauerbeobachtungsflächen
liegen zahlreiche und tiefgreifende Ergebnisse zu Stickstoff-Düngung, -Aufnahme, -Bilanz

84
und -Dynamik unter sächsischen Bedingungen vor. Aus diesen Ergebnissen kann eine
ressortübergreifende und standortbezogene Auswertung fundierte Erkenntnisse über entsprechende
Veränderungen, zum Status und zu der Dynamik des Pflanzennährstoffs Stickstoff liefern.
2 Zielstellung, Untersuchungsumfang und –methodik des BDF-Programms
Die Einrichtung der BDF verfolgte das Ziel, an ausgewählten Standorten über einen langen Zeitraum
kontinuierlich grundlegende Daten zu wesentlichen Bodenparametern zu gewinnen (BARTH et al.,
2000). Entsprechend den zu berücksichtigenden Standortkriterien wurden für Sachsen (Abb. 1) 50
BDF Typ I (pedoregionale Repräsentanz, ohne dauerhaft installierte Messgeräte) und 5 BDF Typ II
(Sonderstandorte mit dauerhaft installierten Messgeräten) eingerichtet. Die jetzt vorliegenden
langjährigen Messreihen sind Grundlage für die in diesem Beitrag dargestellten Stickstoffbilanzen an
den Standorten der BDF. Diese Bilanzen machen längerfristige Entwicklungstrends sichtbar, welche
wichtige Hinweise zur Bewirtschaftung und u. U. auch zu den Auswirkungen des Klimawandels geben
können.
Im Rahmen des Bodenmonitoringprogramms werden auf allen 55 BDF kontinuierlich Daten u. a. zum
Stickstoffhaushalt gewonnen:
• Erfassung der Bewirtschaftungsdaten zur Bestimmung des Eintrags durch Dünger und Entzug
durch Erntegut,
Messung der Gehalte im Boden.
Auf den fünf BDF II werden zusätzlich die bodenphysikalischen Parameter Bodenfeuchte und
Bodentemperatur in unterschiedlichen Tiefen sowie die klimatischen Kenngrößen
Windgeschwindigkeit, Windrichtung, Luftfeuchte, Lufttemperatur, Globalstrahlung und
Niederschlagsmenge als hochaufgelöste Zeitmessreihen kontinuierlich erfasst. Weiterhin erfolgt die
regelmäßige Erfassung der Parameter Menge und Inhaltsstoffe des Sickerwassers (gefasst in
Saugkerzen), Deposition und Pflanzeninhaltstoffe im Erntegut.
Eine zusammenfassende Darstellung zur Lage und instrumentellen Ausstattung sowie Angaben zur
Methodik im Hinblick auf Datenerfassung, Probenahme und analytische Untersuchungen sind unter
http://www.umwelt.sachsen.de/umwelt/boden/11656.htm
und
http://www.umwelt.sachsen.de/umwelt/boden/11655.htm
veröffentlicht.
3 Stickstoff-Bilanz und Stickstoff-Auswaschung durch Sickerwasser
Die Stickstoff-Bilanzen (einfache Flächenbilanz, nach DüV) bzw. -Salden wurden auf der Basis der
Stickstoff-Einträge (Summe der mineralischen und organischen Düngung) und der Stickstoff-Entzüge
(Abfuhr über pflanzliche Ernteprodukte) für die Jahre 2002 bis 2013 ermittelt (BARTH et al., 2014). Bei
der organischen Düngung wurden die Ausbringungsverluste abgezogen. Zu den Zufuhren über die
organischen Düngermittel zählen auch die Stickstoff-Einträge infolge der Beweidung. Im Ergebnis
konnten deutliche Unterschiede der kumulativen und durchschnittlichen jährlichen Stickstoff-Salden
für den Zeitraum 2002–2013 auf den BDF ausgemacht werden, wobei die positiven Salden
überwiegen.
Die Bodensubstrate des Standortes beeinflussen das Auswaschungsverhalten des Nitrats erheblich:
Düngergaben auf leichten Sandböden schlagen sofort auf die Nitratgehalte des Sickerwassers durch,
während tiefgründige Lössböden (hier gibt es so gut wie kein Sickerwasser, dementsprechend kann
Nitrat nur selten ausgewaschen werden) oder auch stark schluffig-tonige Böden das Nitrat ganz
offensichtlich akkumulieren können.
Die Gefahr erhöhter Nitratgehalte im Sickerwasser besteht z. B. in folgenden konkreten Situationen:
in Lössgebieten nach lang anhaltenden und starken Niederschlägen,
in Gebieten mit sandigen Substraten nach Düngergaben auch nach moderaten Niederschlägen,
• im Gebieten des Berg- und Hügellands nach starken Niederschlägen bzw. intensiver
Schneeschmelze.

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85
Abbildung 1:
Standorte der Boden-Dauerbeobachtungsflächen in Sachsen
4 Schlussfolgerung
Das Rückhaltevermögen des Bodens kann in Abhängigkeit von seinem Substrat im unterschiedlichen
Maß einerseits als Zeitverzug für die Nitrat-Verlagerung wirken, andererseits auch zum Um- und
Abbau von Stickstoff-Verbindungen im Boden führen. Die Ermittlung einer optimalen, auf die ganz
konkreten Standortverhältnisse (Böden, Grundwasserregime, Klima, Fruchtart) angepassten,
Düngung erfordert die Kenntnis der entsprechenden Parameter in hoher räumlicher (bzgl. der
Bodenparameter) und zeitlicher Auflösung (bzgl. des Bedarfs der verschiedener Fruchtarten). Es wird
deutlich, dass mit sich ändernden Rahmen- und Randbedingungen weiterführende Untersuchungen
notwendig sind.
5 Literatur
BARTH, N., BRANDTNER, W., CORDSEN, E., DANN, T., EMMERICH, K. H., FELDHAUS, D.,
KLEEFISCH, B., SCHILLING, B., J. UTERMANN (2000): Boden-Dauerbeobachtung. Einrichtung und
Betrieb von Boden-Dauerbeobachtungflächen. – In: Rosenkranz/Einsele/Harreß: Handbuch
Bodenschutz, Band 3, Kenn-Nr.: 9152.
BARTH, N., BEUGE, A., KARDEL, K., C. LAUSCH (2014): Zur zeitlichen Entwicklung ausgewählter
Parameter des Stickstoffs auf Boden-Dauerbeobachtungsflächen in Sachsen. – In: Grundwasser-
Altlasten-Boden Aktuell, LfULG-Schriftenreihe, Heft 38/2014.
BARTH, N., TANNERT, R., KURZER, H.-J., KOLBE, H., ANDREAE, H., JACOB, F.,
HAFERKORN, U., RUST, M., M. GRUNERT (2017): Stickstoffmonitoring sächsischer Böden.- Internet
unter https://publikationen.sachsen.de/bdb/artikel/2751.

86
Notizen zum vorangestellten Beitrag:

87
Grundwassermonitoring und –probennahme 2018 – Posterbeiträge
(Stand: 14.09.2018)
1
Sachsenweite Grundwasserstichtagsmessung zur Ermittlung der Grundwasserdynamik und
Anwendung der Ergebnisse im Umwelt- und Datenportal iDA
Düskau, T., Börke, P. (LfULG)
2
Resibil Wasserressourcenbilanzierung und -resilienzbewertung im Ostteil des sächsisch-
tschechischen Grenzraumes
Mihm, F. (LfULG)
3
Sensitivität des Wasserhaushaltes sächsischer Pegeleinzugsgebiete im rezenten Klimawandel
Mellentin, U., Schwarze, R., Wagner, M.
4
Vergleich der Bewirtschaftung landwirtschaftlicher Flächen und der Bewertung der Nitrataus-
waschung im Grundwasser in den ausgewählten Einzugsgebieten
Qureshi, M. M., Ihling, H., Matschullat, J.
5
Informationen, Daten & Bewertungen zu Wasser & Boden
Benning, R. (LfULG)
6
Laboratory and numerical investigations of biodegradation potential during combined treated
wastewater and rainwater infiltration to minimize pollution risk
Fichtner, T., Händel, F., Engelmann, C., Pinzinger, R., Gräber, P.-W., Blankenburg, R., Kuke, C.,
Liedl, R., Märtner, B., Mansel, H.
7
GRACE - Groundwater Absence in Cretaceous Sandstone Aquifers
Kalinova, M., Kuhn, K., Böhm, A. K.
8
Nitrat im Trinkwasser - hydrogeologische Untersuchungen im Wasserschutzgebiet Jahnaaue 2
Dilbat, M., Ihling, H., Knöller, K.
9
Lysimeteruntersuchungen zum Stickstoffaustrag landwirtschaftlich genutzter Böden im Vergleich zur
Schwarzbrache (2007 – 2017)
Winkler, A.
10 Temperaturmessungen zur Lokalisierung eisenreicher Grundwasserzuflüsse
Musche, F., Paufler, S., Grischek, T. (HTW Dresden)
11 Temperaturmessung im Uferfiltrat der Elbe in Dresden-Tolkewitz
Bartak, R., Grischek, T (HTW Dresden)
12 Thema offen
Krieg, R. (UFZ)
13 Labor für Wasser und Umwelt GmbH - kompetenter Partner für Grundwassermonitoring und
Umweltanalytik
Labor für Wasser und Umwelt GmbH
Grundwassermonitoring und –probennahme 2018 – Aussteller
(Stand: 14.09.2018)
1
OTT Hydromet
2
UGT GmbH
3
BWK Sachsen