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Sächsisches Staatsministerium für Umwelt und Landwirtschaft
vertreten durch das
Sächsische Landesamt für Umwelt und Geologie
Abschlussbericht
des
Forschungs- und Entwicklungsvorhabens Nr. 13-8802.3529/39
KliWEP – Abschätzung der Auswirkungen
der für Sachsen prognostizierten Klimaveränderungen
auf den Wasser- und Stoffhaushalt
im Einzugsgebiet der Parthe
Teil 3:
Vorstudie zur Simulation der Stoffflüsse von Stickstoff
und Kohlenstoff im Parthe-Einzugsgebiet
Jörg Scherzer, Gunter Wriedt, Dietrich Sames, Mike Müller,
Fred Hesser, Karsten Jasper, Hannaleena Pöhler
Durchführende Institutionen:
UDATA, Inh.: Dr. Jörg Scherzer
Maconring 98a, 67434 Neustadt/Wstr.
Buchstraße 27, 09599 Freiberg
Tel.: 06321/354379 Fax: 06321/921541 info@udata.de
www.udata.de
Department Hydrologische Modellierung; Departmentsleiter Dr. Michael Rode
INGENIEURBÜRO für GRUNDWASSER GmbH
_____________________________________________________________________________
04229 Leipzig, Nonnenstraße 9
Dr. Karsten Jasper, Postweg 11, CH 8143 Stallikon
Projektleiter Dr. Jörg Scherzer
28. Juni 2006
UDATA
Umweltschutz und Datenanalyse
Boden- und Grundwasserschutz - Simulationsmodelle - Messwertverwaltung
IBGW
®
LEIPZIG

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KliWEP Teil 3: Vorstudie zur Simulation von Stoffflüssen (C, N) im Parthe-Einzugsgebiet
UDATA - Umweltschutz und Datenanalyse
(federführend), Maconring 98a, 67434 Neustadt/Wstr.
UFZ Leipzig-Halle GmbH, Department Hydrologische Modellierung, Brückstr. 3a, 39114 Magdeburg
Ingenieurbüro für Grundwasser GmbH, Nonnenstraße 9, 04229 Leipzig
Dr. Karsten Jasper, Postweg 11, CH 8143 Stallikon
Berichtskennblatt
1. Zwischen- bzw. Abschlussberichts-Nr.:
Abschlussbericht KliWEP Teil 3 (Vorstudie)
2. Berichtszeitraum
November 2005 – Mai 2006
3. Titel des Berichts
KliWEP – Abschätzung der Auswirkungen der für Sachsen prognostizierten Klimaveränderungen auf den Was-
ser- und Stoffhaushalt im Einzugsgebiet der Parthe - Teil 3: Vorstudie zur Simulation der Stoffflüsse von Stick-
stoff und Kohlenstoff im Parthe-Einzugsgebiet
4. Autoren
5. Abschlussdatum
Dr. Jörg Scherzer (UDATA), Dr. Gunter Wriedt (UFZ), Dr. Dietrich Sames
(IBGW), Dr. Mike Müller (IBGW), Fred Hesser (UFZ), Dr. Karsten Jas-
per, Hannaleena Pöhler (UDATA)
31.05.2006
6. Durchführende Institution(en), Projektleiter
UDATA, Inh.: Dr. Jörg Scherzer (federführend)
Maconring 98a, 67434 Neustadt/Wstr.
Buchstraße 27, 09599 Freiberg
Tel.: 06321/354379 Fax: 06321/921541
info@udata.de
www.udata.de
UFZ Leipzig-Halle GmbH, Department Hydrologische Modellierung;
Departmentsleiter Dr. Michael Rode (Unterauftragnehmer)
Brückstr. 3a, 39114 Magdeburg
Ingenieurbüro für Grundwasser GmbH (Unterauftragnehmer)
Nonnenstraße 9, 04229 Leipzig
Dr. Karsten Jasper (Unterauftragnehmer)
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7. Aktenzeichen
13-8802.3529/39
Projektleiter: Dr. Jörg Scherzer
8. Fördernde Institution(en)
9. Gesamtlaufzeit
Sächsisches Staatsministerium für Umwelt und Landwirtschaft,
15.11.2005–31.05.2006
vertreten durch das sächsische Landesamt für Umwelt und Geologie
10. Zusätzliche Angaben, Sonstiges
11. Seitenzahl
137
12. Tabellen (Anzahl)
8
13. Abbildungen (Anzahl)
11
14. Anlagen (Anzahl)
1 CD
15. Kurzfassung:
Der gegenwärtige Kenntnisstand zur C- und N-Dynamik in Einzugsgebieten wird dargestellt. Wesentliche Ein-
flussfaktoren auf die C- und N-Dynamik sowie potenzielle Auswirkungen prognostizierter Klimaänderungen
werden diskutiert. Für den Aufbau des geplanten Modellverbundes zur Simulation der Stoffhaushaltsdynamik im
Einzugsgebiet der Parthe werden verschiedene Modelltypen und Modelle vorgestellt und die Spannbreite mögli-
cher Lösungsansätze aufgezeigt. Zur Erweiterung des bestehenden KliWEP-Modellverbundes um den Bereich
Stoffhaushalt wird vorgeschlagen, ein prozessorientiertes Bodenstickstoffmodul an das Wasserhaushaltsmodell
WaSiM-ETH anzukoppeln. Im Reaktionsraum Grundwasser wäre es sinnvoll, das Strömungsmodell
PCGEOFIM
®
durch eine Kopplung mit dem geochemischen Modell PHREEQC zu erweitern. Eine sequenzielle
Vorgehensweise könnte dazu beitragen, besonders relevante Prozesse für die KliWEP-Fragestellung zu identifi-
zieren. Die bestehende und die erforderliche Datengrundlage für Stoffhaushaltssimulationen im Parthe-Gebiet
wird dargestellt sowie eine Kosten-Nutzen-Analyse durchgeführt.
16. Schlagwörter, Deskriptoren
Stickstoff, Kohlenstoff, Stickstofftransport, Kohlenstofftransport, Stickstoffumsatz, Kohlenstoffumsatz, Wasserhaushalt,
Stoffhaushalt, Simulationsmodell, WaSiM-ETH, Parthe, Einzugsgebiet, Modellkopplung, PCGEOFIM
®
, KliWEP

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Inhaltsverzeichnis
1
Aufgabenstellung................................................................................................................................11
2
Gegenwärtiger Kenntnisstand über den Stickstofftransport und -umsatz im
Einzugsgebietsmaßstab.......................................................................................................................13
2.1 Darstellung der Kohlenstoffdynamik............................................................................................13
2.1.1 Kohlenstoffdynamik im Boden...............................................................................................13
2.1.2 Kohlenstoffdynamik in der ungesättigten Zone......................................................................14
2.1.3 Kohlenstoffdynamik im Grundwasser.....................................................................................14
2.1.4 Kohlenstoffdynamik in Oberflächengewässern ......................................................................15
2.2 Darstellung der Stickstoffdynamik...............................................................................................17
2.2.1 Stickstoffdynamik im Boden...................................................................................................17
2.2.2 Stickstoffdynamik in der ungesättigten Zone..........................................................................19
2.2.3 Stickstoffdynamik im Grundwasser........................................................................................19
2.2.4 Stickstoffdynamik im Oberflächengewässer...........................................................................22
2.3 Integrierte Betrachtung des Stofftransportes auf Einzugsgebietsebene ........................................23
2.4 Darstellung des prognostizierten Klimawandels...........................................................................25
2.5 Stickstofftransport und -umsatz im Kontext des prognostizierten Klimawandels ........................26
2.5.1 Auswirkungen auf den Wasserhaushalt ..................................................................................26
2.5.2 Auswirkungen auf die Kohlenstoffdynamik in terrestrischen Systemen.................................28
2.5.3 Auswirkungen auf die Stickstoffdynamik in terrestrischen Systemen ....................................30
2.5.4 Auswirkungen auf die Stoffdynamik in Oberflächengewässern.............................................31
2.5.5 Auswirkungen auf Landnutzung.............................................................................................32
2.5.6 Zusammenfassende Betrachtung des C- und N-Haushaltes von Einzugsgebieten
und der Auswirkungen von Klimaänderungen........................................................................32
3
Zusammenstellung geeigneter Tools für den C- und N-Haushalt im Parthe-Gebiet unter
Berücksichtigung der vorhandenen Wasserhaushaltsmodelle für das Parthe-Gebiet.........................35
3.1 Definition der Simulationsziele und Modellanforderungen..........................................................35
3.2 Erforderliche Prozesskomponenten, weitere Voraussetzungen für die
Modellkopplung............................................................................................................................36
3.2.1 Landnutzung
.......................................................................................................................36
3.2.2 Vegetation – Pflanzenwachstum und Nährstoffaufnahme ......................................................36
3.2.3 Boden
.......................................................................................................................37
3.2.4 Ungesättigte Zone...................................................................................................................37
3.2.5 Grundwasser .......................................................................................................................37
3.2.6 Drainagen .......................................................................................................................39
3.2.7 Oberflächengewässer ..............................................................................................................39
3.2.8 Interaktion zwischen Grund- und Oberflächengewässern.......................................................40
3.2.9 Erosion
.......................................................................................................................41
3.2.10 Punktuelle Einträge ..............................................................................................................41
3.2.11 Vegetationslose Flächen.......................................................................................................41
3.2.12 Kanalisation .......................................................................................................................41
3.2.13 Lange Prognosezeiträume ....................................................................................................42
3.2.14 C-Dynamik .......................................................................................................................42
3.2.15 Skalenproblematik................................................................................................................43
3.2.16 Rechenzeit .......................................................................................................................43
3.2.17 Online-/offline-Kopplung.....................................................................................................43
3.2.18 Verfügbarkeit des ausführbaren Modells, Lizenzfragen, rechtliche Aspekte.......................44
3.2.19 Verfügbarkeit des Quellcodes, Zusammenarbeit mit Entwicklern.......................................45
3.2.20 Dokumentation, Benutzerhandbuch.....................................................................................45
3.3 Kurzvorstellung geeigneter Modelle.............................................................................................45
3.3.1 Bodenwasserhaushalts- und Stickstoffmodelle.......................................................................46
3.3.1.1
ANIMO.....................................................................................................................46
3.3.1.2
CANDY....................................................................................................................48
3.3.1.3
CENTURY................................................................................................................49
3.3.1.4
CoupModel ...............................................................................................................50
3.3.1.5
PSCN-Modul.............................................................................................................51
3.3.1.6
RISK-N.....................................................................................................................53

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3.3.1.7
WHNSIM................................................................................................................. 54
3.3.1.8
Weitere Bodenmodelle............................................................................................. 55
3.3.2 Grundwassermodelle .............................................................................................................. 55
3.3.2.1
PCGEOFIM
®
............................................................................................................ 55
3.3.2.2
PHREEQC (hydrogeochemisches Modell) .............................................................. 58
3.3.2.3
TBC (Transport, Biochemie und Chemie) ............................................................... 59
3.3.2.4
MODFLOW und RT3D ........................................................................................... 59
3.3.3 Integrierte Einzugsgebietsmodelle ......................................................................................... 60
3.3.3.1
ArcEGMO................................................................................................................ 60
3.3.3.2
MODIFFUS.............................................................................................................. 61
3.3.3.3 INCA ...................................................................................................................... 63
3.3.3.4
IWAN ...................................................................................................................... 64
3.3.3.5
SWAT ...................................................................................................................... 65
3.3.3.6
SWIM ...................................................................................................................... 66
3.3.3.7
STOFFBILANZ....................................................................................................... 67
3.3.3.8
WaSiM-ETH............................................................................................................ 68
3.3.4 Spezielle Modelle................................................................................................................... 69
3.3.4.1
REPRO..................................................................................................................... 69
3.3.4.2
PASIM ..................................................................................................................... 70
3.3.5 Erosionsmodelle ..................................................................................................................... 72
3.3.5.1
AGNPS..................................................................................................................... 72
3.3.5.2
EROSION-3D.......................................................................................................... 72
3.3.6 Gewässergütemodelle............................................................................................................. 74
3.3.6.1
WASP7..................................................................................................................... 74
3.3.6.2
QUAL2E.................................................................................................................. 75
4
Diskussion von Lösungsansätzen für den KliWEP 3-Modellverbund im Rahmen eines
Workshops......................................................................................................................................... 77
5
Vorschlag eines geeigneten Modellverbunds .................................................................................... 82
5.1 Art der Kopplung (online/offline)................................................................................................ 82
5.1.1 Wirkungsraum Pflanze/Boden/ungesättigte Zone.................................................................. 82
5.1.2 Wirkungsraum Grundwasser/Oberflächengewässer............................................................... 82
5.2 Zeitschritt der Kopplung .............................................................................................................. 83
5.2.1 Wirkungsraum Pflanze/Boden/ungesättigte Zone.................................................................. 83
5.2.2 Wirkungsraum Grundwasser/Oberflächengewässer............................................................... 83
5.3 Interaktionen zwischen Wasser- und Stoffhaushalt ..................................................................... 83
5.3.1 Wirkungsraum Pflanze/Boden/ungesättigte Zone.................................................................. 83
5.3.2 Wirkungsraum Grundwasser/Oberflächengewässer............................................................... 85
5.4 Anforderungen an ein Stoffhaushaltsmodul im KliWEP-Modellverbund ................................... 86
5.4.1 Wirkungsraum Pflanze/Boden/ungesättigte Zone.................................................................. 86
5.4.2 Wirkungsraum Grundwasser/Oberflächengewässer............................................................... 87
5.5 Auswahl eines Stickstoff-Moduls für den Modellverbund .......................................................... 87
5.5.1 Wirkungsraum Pflanze/Boden/ungesättigte Zone.................................................................. 87
5.5.2 Wirkungsraum Grundwasser/Oberflächengewässer............................................................... 88
5.6 Schnittstellendokumentation WaSiM-ETH/Stoffhaushaltsmodul................................................ 89
5.7 Schnittstellendokumentation PCGEOFIM
®
/PHREEQC.............................................................. 89
5.8 Qualifizierung des bisherigen KliWEP-Modellverbundes für
Stoffhaushaltssimulationen .......................................................................................................... 90
5.8.1 Qualifizierung von WaSiM-ETH ........................................................................................... 90
5.8.2 Qualifizierung von PCGEOFIM
®
........................................................................................... 91
5.9 Sequenzielle Vorgehensweise zur Etablierung des KliWEP 3-Modellverbundes
(ergänzend zur Leistungsbeschreibung)....................................................................................... 92
6
Datengrundlage für die Stoffhaushaltsmodellierung ......................................................................... 95
6.1 Erforderliche Eingangsdaten zur Parametrisierung des Stoffhaushaltsmodells ........................... 95
6.1.1 Reaktionsraum Boden/Pflanze ............................................................................................... 95
6.1.1.1
Randbedingungen..................................................................................................... 97
6.1.2 Reaktionsraum Grundwasser.................................................................................................. 97
6.1.3 Reaktionsraum Oberflächengewässer..................................................................................... 98
6.1.4 Erosionsmodellierung............................................................................................................. 98

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6.2 Erforderliche Daten zur Kalibrierung und Validierung des Stoffhaushaltsmoduls.......................98
6.2.1 Reaktionsraum Boden/Pflanze................................................................................................98
6.2.2 Reaktionsraum Grundwasser...................................................................................................99
6.2.3 Oberflächengewässergüte........................................................................................................99
6.2.4 Erosionsmodellierung ...........................................................................................................100
6.3 Aufstellung von Landnutzungsszenarien, Generierung von Eingangsdaten...............................100
6.3.1 Grundlagen .....................................................................................................................100
6.3.2 Vorgeschlagene Vorgehensweise..........................................................................................100
6.3.3 Kurz- und mittelfristige Szenarien........................................................................................101
6.3.4 Langfristige Szenarien...........................................................................................................102
6.4 Verfügbare Messreihen zur Kalibrierung und Validierung der Modellrechnungen,
Teil Beschaffenheit.....................................................................................................................103
6.4.1 Reaktionsraum Boden/Pflanze..............................................................................................103
6.4.1.1
Luftmessnetz/Deposition ........................................................................................103
6.4.1.2
Lysimeterdaten........................................................................................................104
6.4.1.3
Dauerbeobachtungsfläche Brandis (DBF II)...........................................................105
6.4.1.4
Landwirtschaftliche Dauerbeobachtungsflächen ....................................................107
6.4.1.5
Bodenzustandserhebung im Wald...........................................................................108
6.4.2 Reaktionsraum Grundwasser.................................................................................................109
6.4.2.1
Verfügbare Daten....................................................................................................109
6.4.2.2
Vorschlag für ein Monitoringkonzept.....................................................................109
6.4.3 Reaktionsraum Oberflächengewässer ...................................................................................112
7
Aufwand-Nutzen-Betrachtung..........................................................................................................116
8
Zusammenfassung............................................................................................................................120
9
Literatur............................................................................................................................................122
10
Anhang.............................................................................................................................................136
10.1 Modellübersichtstabelle..............................................................................................................136
10.2 Programm des KliWEP 3-Workshops am 02.05.2006 im “Blockhaus” in Dresden...................142
10.3 Teilnehmerliste des KliWEP 3-Workshops am 02.05.2006 im “Blockhaus” in
Dresden.......................................................................................................................................143

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Tabellenverzeichnis
Tabelle 1:
Definition der Abbaufunktion ........................................................................................... 56
Tabelle 2:
Zahlenwerte zur Berechnung der Abbaufunktion (Beispiel)............................................. 57
Tabelle 3:
Potenzielle Denitrifikationsleistung (erarbeitet von der Deutschen Bodenkundlichen
Gesellschaft, Ergänzungen durch FA GB 6 "Bodennutzung und Wirkungen auf
Grundwasser" am 03.05.2005, Tabelle wurde übermittelt durch Fr. Dr. Haferkorn,
Lysimeterstation Brandis)................................................................................................. 96
Tabelle 4:
Übersicht der an der Lysimeterstation Brandis untersuchten Böden (aus: Haferkorn
2001) ............................................................................................................................... 107
Tabelle 5:
Übersicht der chemischen Messparameter für Niederschlag, Saugkerzenlösung und
Lysimeterauslauf an der Station Brandis......................................................................... 108
Tabelle 6:
Messstellen in Oberflächengewässern des Parthe-Gebietes ............................................ 113
Tabelle 7:
Übersicht der für KliWEP 3 potenziell relevanten chemischen, physikalischen und
sensorischen Messparameter in Oberflächengewässern des Parthe-Gebietes ................. 114
Tabelle 8: Vergleichende Abschätzung von Aufwand und Nutzen unterschiedlicher
Herangehensweisen für die geplante Stoffhaushaltsmodellierung im Rahmen von
KliWEP 3........................................................................................................................ 116

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Abbildungsverzeichnis
Abbildung 1:
Änderung der mittleren Monatstemperaturen und Niederschläge im Parthe-Gebiet
für die Zeiträume 1980-2003 und 2004-2050 (Daten aus: Hertwig 2004 - KliWEP 1,
Abschlussbericht)...............................................................................................................27
Abbildung 2: Einflussfaktoren auf die Dynamik der organischen Bodensubstanz (SOC – soil
organic carbon, DOC – dissolved organic carbon) (aus LAL 2004)..................................29
Abbildung 3: RISK-N Modellstruktur .....................................................................................................53
Abbildung 4: Abhängigkeit der Abbaurate nw-1 ds/dt vom Kinetikmodell (vgl. Tabelle 2)...................58
Abbildung 5: PASIM-Struktur, Umgebungsvariablen und Teilmodelle (aus Riedo et al. 1998).............70
Abbildung 6: Schema Blockdiagramm Realisierung der Kopplung PCGEOFIM
®
/PHREEQC (aus
Sames 2001).......................................................................................................................90
Abbildung 7: Bestehende Messeinrichtungen bzw. Messorte für Luftkonzentrationen und
Deposition ........................................................................................................................105
Abbildung 8: Bestehende Messeinrichtungen bzw. Messorte für den Reaktionsraum Boden/
Pflanze .............................................................................................................................106
Abbildung 9: Bestehende Grundwasser-Gütemessstellen im Parthe-Gebiet..........................................110
Abbildung 10: Vorschlag für die Standorte der Gütemessstellen ............................................................111
Abbildung 11: Bestehende Messeinrichtungen bzw. Messorte für den Reaktionsraum
Oberflächengewässer.......................................................................................................113

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Anlagenverzeichnis
Anlage 1:
CD mit digitalen Versionen des vorliegenden Berichts:
Abschlussbericht_KliWEP 3-Vorstudie.doc (editierbar)
Abschlussbericht_KliWEP 3-Vorstudie.pdf (nicht editierbar)

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Abkürzungsverzeichnis
AG Auftraggeber
AN Auftragnehmer
C Kohlenstoff
DOC
gelöster organischer Kohlenstoff (dissolved organic carbon)
DIN
gelöster anorganischer Stickstoff (dissolved inorganic carbon)
DON
gelöster organischer Stickstoff (dissolved organic nitrogen)
EU Europäische Union
EU-WRRL EU-Wasserrahmenrichtlinie
Geofim
Simulator des Programmsystems PCGEOFIM
®
GW Grundwasser
GWBM Grundwasserbeschaffenheitsmessstelle
GWN Grundwasserneubildung
GWM Grundwassermessstelle
GWO Grundwasseroberfläche
IBGW
Ingenieurbüro für Grundwasser GmbH, Leipzig
KliWEP
Abschätzung der Auswirkung der für Sachsen prognostizierten Klimaveränderun-
gen auf den Wasser-
und Stoffhaushalt im Einzugsgebiet der Parthe
LfL
Sächsische Landesanstalt für Landwirtschaft
LfUG
Sächsisches Landesamt für Umwelt und Geologie
LMBV
Lausitzer und Mitteldeutsche Bergbau- Verwaltungsgesellschaft
MHM-Richtlinie Montan-hydrologische Monitoring-Richtlinie
N Stickstoff
PCGEOFIM
®
Programsystem for Computation of GEOFIltration and geoMigration
POC partikulärer organischer Kohlenstoff
POM
partikulärer organischer Kohlenstoff (particular organic carbon)
SächsSchAVO
Sächsische Schutz- und Ausgleichsverordnung für die Land- und Forstwirtschaft
SBS: Staatsbetrieb Sachsenforst
SOM
organische Bodensubstanz (soil organic matter)
TIC
gesamter anorganischer Kohlenstoff (total inorganic carbon)
TP Gesamtphosphor (total phosphor)
TN
Gesamtstickstoff (total nitrogen)
TOC
gesamter organischer Kohlenstoff (total organic carbon)
UBG
Staatliche Umweltbetriebsgesellschaft Sachsen
UIS-Datenspeicher Umweltinformationsdatenspeicher
WaSiM-ETH Water
Flow and Balance Simulation Model
ZB Zwischenbericht

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1
Aufgabenstellung
Die EU-WRRL erfordert den Erhalt bzw. die Wiederherstellung des guten Zustandes der Oberflächenge-
wässer und des Grundwassers. Dabei zählt die Parthe zu den Oberflächenwasserkörpern, die nach der
vorläufigen Bewertung das Ziel der EU-WRRL bis 2015 ohne zusätzliche Maßnahmen nicht erreichen
werden. Der derzeitige Zustand zahlreicher Grundwasserkörper ist nach wie vor durch hohe Nitratgehalte
gekennzeichnet. Untersuchungen zur Effizienzkontrolle der Maßnahmen der SächsSchAVO zeigen, dass
sich im Mitteldeutschen Tiefland kein eindeutiger Zusammenhang zwischen aktueller Bewirtschaftung
(Belastung durch Wirtschafts- und Mineraldünger) und Zustand der untersuchten Gewässer herstellen
lässt. Ursache dafür sind die speziellen hydraulischen und chemischen Gebietseigenschaften (mächtige
Drainwasserzonen, geringe Abflüsse etc.) und ihre Auswirkungen auf den Stickstofftransport und -umsatz
(lange Transportwege und Verweilzeiten; große, stark differenzierte Reaktionsräume).
Klimastudien zeigen für Sachsen darüber hinaus gravierende Auswirkungen eines bereits beobachteten
und noch zu erwartenden Klimawandels. Für die Fachplanungen des Sächsischen Landesamtes für Um-
welt und Geologie (LfUG) und des Staatsbetriebes Sachsenforst (SBS) besteht somit die Notwendigkeit,
die Folgen sowohl von Klimaveränderungen als auch von Landnutzungsänderungen auf Wasser-, Land-
und Forstwirtschaft abzuschätzen. Zu untersuchen sind u. a. die Auswirkungen von Bewirtschaftungs-
maßnahmen, Waldmehrung und Waldumbau auf den Wasser- und Stoffhaushalt in mikro- bis mesoskali-
gen Gewässereinzugsgebieten.
Klimawandel und EU-WRRL stellen neue Anforderungen an die Bewirtschaftung und Prognose der Was-
serressourcen in den Einzugsgebieten. Infolge des prognostizierten Klimawandels werden sich die Bedin-
gungen für die Transport- und Umsatzprozesse verändern. Diese Veränderungen sind mittels Modellrech-
nung zu ermitteln. Dazu werden prognosefähige, interdisziplinäre d. h. gekoppelte Modellansätze benö-
tigt, die oberirdische und unterirdische Abflüsse und ihre Wechselbeziehungen ausreichend genau abbil-
den und dabei auch Transport und -umsatz von Wasserinhaltsstoffen berücksichtigen. Hierfür stellen
prozessorientierte Gebietswasserhaushaltsmodelle wie WaSiM-ETH und Grundwassermodelle wie
PCGEOFIM
®
bzw. dessen Simulator Geofim, ein geeignetes Tool dar.
Im Rahmen des Projektes ,,KliWEP - Abschätzung der Auswirkung der für Sachsen prognostizierten
Klimaveränderungen auf den Wasser- und Stoffhaushalt im Einzugsgebiet der Parthe“ wurden im Jahr
2004 hierfür die ersten Schritte absolviert. Im ersten Projektteil (KliWEP 1) wurde beispielhaft für den
sächsischen Teil des Mitteldeutschen Tieflandes das Bodenwasserhaushaltsmodell WaSiM-ETH für das
unterirdische Einzugsgebiet der Parthe bis zum Pegel Thekla (ca. 400 km
2
) parametrisiert, kalibriert und
validiert sowie mit dem aktualisierten Oberflächenwasser-/Grundwassermodell PART (Basis
PCGEOFIM
®
) gekoppelt. Gegenstand des derzeit noch laufenden Folgeprojektes KliWEP 2 (Juli 2005-
März 2006) ist die Weiterentwicklung von WaSiM-ETH sowie der Schnittstelle zu PCGEOFIM
®
.
Aufgabe dieser Vorstudie für das Projekt KliWEP 3 ist es, einen geeigneten Modellansatz (Modul) zur
Beschreibung des Stickstofftransportes und -umsatzes in der Boden- und Grundwasserzone des Parthe-
Gebietes zu recherchieren. Voraussetzung für den Einsatz dieses Modellansatzes ist die Möglichkeit einer
Kopplung an das bestehende Simulationssystem WaSiM-ETH/PCGEOFIM
®
, das Potenzial zur Simulati-
on langer Prognosezeiträume und die Einsatzmöglichkeit in anderen Einzugsgebieten.

Seite 12
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2
Gegenwärtiger Kenntnisstand über den Stickstofftransport
und -umsatz im Einzugsgebietsmaßstab
2.1
Darstellung der Kohlenstoffdynamik
Die Stickstoffdynamik ist eng verknüpft mit der Dynamik des Kohlenstoffes bzw. der organischen Sub-
stanz. Aus diesem Grund wird die Dynamik der organischen Substanz gesondert dargestellt und der Be-
schreibung der Stickstoffdynamik vorangestellt.
2.1.1
Kohlenstoffdynamik im Boden
Die Dynamik der organischen Bodensubstanz wird von vielfältigen Faktoren beeinflusst. Hierzu zählen
unter anderem das Klima und das Relief, im speziellen die Temperatur- und Feuchtedynamik, Bodenei-
genschaften, die Nutzungsform und die Düngung. Eine umfassende Darstellung würde den Rahmen die-
ses Berichtes übersteigen. Es soll an dieser Stelle daher nur ein allgemeiner Überblick unter Berücksichti-
gung der für das Vorhaben KliWEP 3 relevanten Faktoren und Interaktionen gegeben werden.
Organische Ausgangsstoffe des Kohlenstoffkreislaufs sind die oberirdische Biomasse, die nach dem Ab-
sterben als Streu auf den Boden fällt, abgestorbene Wurzeln, organische Ausscheidungsprodukte von
Wurzeln und Mikroorganismen sowie abgestorbene Organismen. In landwirtschaftlichen Böden ist zu-
dem auch die Applikation von organischem Dünger zu berücksichtigen. Kohlenstoff ist im Boden in den
verschiedensten Verbindungen enthalten. Diese unterliegen einem ständigen Ab- und Umbau durch Mi-
neralisations- und Humifizierungsprozesse. Dabei werden die organischen Ausgangsstoffe zu Huminstof-
fen umgewandelt oder veratmet. Die Zusammensetzung und Eigenschaften der Huminstoffe sind von den
jeweiligen Standortbedingungen abhängig. Wichtige Einflussgrößen sind zum Beispiel die Landnutzung
(Zusammensetzung der organischen Ausgangsstoffe), Bodenfeuchte- und Temperaturdynamik, Sauer-
stoffverfügbarkeit.
Der jährliche Anfall organischer Ausgangsstoffe hängt vom Klima, vom Vegetationstyp und den Boden-
verhältnissen ab. Das Pflanzenwachstum und damit der Aufbau von Biomasse ist neben der Temperatur-
und Feuchtedynamik auch vom Kohlenstoffdioxidgehalt der Luft abhängig. Sowohl die Biomasseproduk-
tion als auch der mikrobielle Abbau sind im gemäßigt humiden Klima eng mit der Temperatur korreliert.
Daher führt ein mit den Temperaturen steigendes Pflanzenwachstum und Streuzufuhr nicht unbedingt zu
einer Zunahme der organischen Bodensubstanz, da auch der mikrobielle Abbau zunimmt, welcher der
Akkumulation organischer Substanz entgegenwirkt. Trockenphasen und Kälte begrenzen demgegenüber
die mikrobielle Aktivität, so dass zum Beispiel Böden der kontinentalen Steppen hohe Gehalte an organi-
scher Bodensubstanz aufweisen. Die Mineralisierung bzw. der Abbau organischer Bodensubstanz wird
durch einen häufigen Wechsel der Bodenfeuchte gefördert, weil die organischen Kohlenstoffverbindun-
gen durch die damit verbundene Strukturdynamik besser zugänglich gemacht und zudem organische
Stoffe auch durch Desorption freigesetzt werden.
Die Kohlenstoffdynamik im Boden kann durch den so genannten Zwei-Komponenten-Ansatz (Gleichung
1) oder alternativ durch die so genannte Turnover-Rate (Gleichung 2) charakterisiert werden (Scheffer &
Schachtschabel 1998). Beim Zwei-Komponenten-Ansatz (dieser wird in allen gängigen Bodenkohlen-
stoff-Modellen eingesetzt, z. B. CANDY, Franko et al. 1995) wird der C-Eintrag als Summe von Nieder-
schlag, Streueintrag und organischer Düngung dem C-Austrag durch Atmung und Sickerwasseraustrag
gegenübergestellt.
C
Eintrag
C
Austrag
= ±
Saldo
Gleichung 1

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Eine positive Differenz bedeutet eine Humusakkumulation, während im negativen Fall eine Abnahme des
Humusgehaltes zu erwarten ist. In Ackerböden ist die Bilanz im Allgemeinen ausgeglichen.
Die Turnover-Rate setzt den Bodenhumus in Bezug zum Streueintrag.
Streueintrag
Humus im Boden
Turnover
Rate
=
Gleichung 2
Die Turnover-Rate ist somit ein Maß für die Zeitspanne, wie lange es bräuchte, um die organische Sub-
stanz einmal vollständig umzusetzen. Diese Zeitspanne variiert unter anderem in Abhängigkeit von Bo-
dentyp und Chemismus erheblich und kann Zeiträume von Jahrzehnten bis Jahrhunderten umfassen. Der
größte Teil des organisch gebunden Kohlenstoffs ist im Mineralboden lokalisiert (Scheffer & Schacht-
schabel 1998). In Waldböden ist in der Regel weniger als 5 % des gesamten organischen Kohlenstoffs
mobil und an der aktuellen Dynamik beteiligt (Scheffer & Schachtschabel 1998). Ähnliche Größenord-
nungen gelten auch für andere Bodenökosysteme (Grasland, landwirtschaftlich genutzte Böden).
In einem Boden stellt sich bei konstanten Umwelt- und Vegetationsbedingungen ein dynamisches
Gleichgewicht zwischen Anlieferung und Abbau organischer Substanzen ein. Dieses Gleichgewicht ist
mit einem charakteristischen Humusgehalt (und mit charakteristischen Humuseigenschaften) verknüpft.
Bei Änderung der Umweltbedingungen, z. B. durch Klimawandel, stellt sich nach einer kürzeren oder
längeren Übergangsphase ein neues Gleichgewicht ein. In diesem Zusammenhang besteht u. a. auch eine
Rückkopplung zum N-Haushalt: Der Abbau organischer Substanz wird durch die Stickstoffverfügbarkeit
beeinflusst, welche wiederum u. a. vom so genannten C/N-Verhältnis der Ausgangssubstanzen, von den
Stickstoffumsätzen im Boden und der N-Düngung abhängt.
2.1.2
Kohlenstoffdynamik in der ungesättigten Zone
Gelöste organische Substanz (DOC) kann über das Sickerwasser aus dem Boden ausgetragen werden.
Während der Versickerung in der ungesättigten Zone unterliegt die gelöste organische Substanz Sorpti-
onsprozessen und chemischen Umsatzprozessen. Generell kann von einer Abnahme der Konzentrationen
wie auch der Reaktivität der organischen Substanz mit der Tiefe (bzw. der Sickerzeit) ausgegangen wer-
den (Oswald et al. 1999, Kalbitz et al. 2000, Neff & Asner 2001, Kalbitz et al. 2003, Kalbitz & Geyer
2003, Marschner & Kalbitz 2003, Siemens 2003, Jorgensen et al. 2004). Quantitativ spielt die Versicke-
rung von DOC eine eher untergeordnete Rolle und wird daher auch in vielen Bodenmodellen vernachläs-
sigt. Qualitativ ermöglicht beziehungsweise limitiert sie jedoch Denitrifikationsprozesse in der ungesät-
tigten Zone und im oberflächennahen Grundwasser.
Derzeit existieren keine quantitativen Modelle, die eine realistische Simulation der C-Versickerung (und
der qualitativen Zusammensetzung des DOC) außerhalb von speziell instrumentierten Forschungsstandor-
ten erlauben.
2.1.3
Kohlenstoffdynamik im Grundwasser
In Sedimenten tritt organischer Kohlenstoff in Form von pflanzlichen bzw. tierischen Überresten, als
Biofilm um Sedimentkörner oder als Kleinstlebewesen auf. Die abgestorbene Biomasse wurde entweder
autochthon sedimentiert oder durch glaziale, äolische oder fluviatile Prozesse umgelagert. Autochthone
Biomasse findet sich u. a. in tertiären Sedimenten (bis hin zu Braunkohleflözen), Warmzeitablagerungen
von Eiszeiten, quartären Flussablagerungen und als Torf in Mooren. Der überwiegende Anteil allochtho-

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ner Biomasse im Norddeutschen Tiefland und im süddeutschen Molassebecken befindet sich in glaziflu-
viatilen Ablagerungen. In letzteren können organische Reste fein verteilt vorgefunden werden.
Lebende Organismen tragen im Grundwasser nicht zum Nettoumsatz von Kohlenstoff bei. Biofilme kön-
nen jedoch mit ihren Bakterien als Katalysatoren für Reaktionen mit Nettostoffumsatz fungieren. Im
Grundwasserraum erfolgt der Nettostoffumsatz von organischem Kohlenstoff durch mikrobiell induzierte
Reaktionen mit geeigneten Oxidationsmitteln. Als wichtigste Oxidationsmittel sind Sauerstoff, Nitrat und
Sulfat zu nennen. Die Sauerstoffatmung heterotropher Organismen läuft am Beispiel von Glukose unter
folgender Reaktion ab:
C
6
H
12
O
6
+ 6 O
2
-> 6 CO
2
+ 6 H
2
O Gleichung 3
Nach Aufzehrung des Sauerstoffs und damit verbundener Absenkung des Redoxpotentials ist die Oxida-
tion des Kohlenstoffs durch Nitrat thermodynamisch begünstigt. Diese Denitrifikation läuft ebenfalls
unter Beteiligung heterotropher Bakterien ab (heterotrophe Denitrifikation):
5 C
6
H
12
O
6
+ 24 NO
3
-
+ 24 H
+
-> 30 CO
2
+ 42 H
2
O + 12 N
2
Gleichung 4
Darüber hinaus ist auch die Oxidation des organischen Kohlenstoffs durch Sulfat von großer Bedeutung
(Organotroph-dissimilatorische Sulfatatmung, Desulfurikation), die nach Aufbrauch des Nitrats einsetzt:
C
6
H
12
O
6
+ 3 SO
4
2-
+ 6 H
+
-> 6 CO
2
+ 6 H
2
O + 3 H
2
S Gleichung
5
Der reduzierte Schwefel kann zusammen mit Eisen wieder als Eisensulfid ausgefällt werden. Auch unter
natürlichen Umständen gelangen geringe Mengen an Sulfat und Eisen in den Grundwasserraum. Diese
wurden über die letzten Jahrtausende zum Teil als Eisensulfide fixiert und stehen als Reaktionspartner für
Nitrat zur Verfügung (Kapitel 2.2.3).
Durch den sequentiellen Ablauf dieser Reaktionen kommt es je nach Reaktions- und Transportgeschwin-
digkeit zu einer mehr oder weniger ausgeprägten Zonierung des Grundwassers in eine oxidierte, sauer-
stoffhaltige (aerobe) Zone und in eine reduzierte Zone, die wiederum in eine sauerstofffreie (anaerobe)
Denitrifikationszone und in eine nitratfreie, sulfatreiche Desulfurikationszone mit Schwefelwasserstoff-
bildung gegliedert sein kann (Postma et al. 1991).
Neben dem an Feststoffphasen gebundenen organischen Material befinden sich auch gelöste kohlenstoff-
haltige Verbindungen (DOC) im Grundwasser, die mit dem neu gebildeten Grundwasser eingetragen
werden (Kapitel 2.1.2) oder sich durch Zersetzung von Biomasse autochthon bilden. Aufgrund der Sorp-
tion und der Umsatzprozesse im Grundwasserkörper sind die Austräge von DOC an chemisch weitgehend
inaktive Fraktionen gebunden, die nur bedingt an weiteren Stoffumsätzen teilnehmen. Lediglich bei kur-
zen Transportstrecken zum Gewässer, zum Beispiel in Feuchtgebieten und Uferrandbereichen, erfolgt ein
nennenswerter Weitertransport reaktiver organischer Substanz. Eine modellhafte Beschreibung der DOC-
Bildung und der Reaktivität des gebildeten DOC ist derzeit nicht hinreichend möglich.
2.1.4
Kohlenstoffdynamik in Oberflächengewässern
Auch in Oberflächengewässern unterliegt die C-Dynamik einer Vielzahl komplexen Wechselwirkungen,
die eng mit den biologischen Prozessen im Gewässer verknüpft sind. Im Folgenden erfolgt ein Überblick
über die wichtigsten Eintrags- und Austragspfade sowie die internen Prozesse:

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Im Fließgewässer tritt Kohlenstoff als gelöster organischer Kohlenstoff (DOC), als partikulärer organi-
scher Kohlenstoff (POC), als anorganischer Kohlenstoff (TIC als CO
3
2-
, HCO
3-
, H
2
CO
3
) sowie als pflanz-
liche und tierische Biomasse auf. In diesen Formen erfolgt sowohl ein Eintrag aus den obenliegenden
Gewässerabschnitten oder Zuflüssen als auch ein Austrag in die unterliegenden Abschnitte (A
LLAN
1995).
Ein weiterer Eintragspfad ist der Zustrom von bodenbürtigem DOC mit dem Grundwasserzufluss, Drai-
nagewasser und anderen Abflusskomponenten. Dazu kommen in besonderem Maße direkte Einträge von
organischen Substanzen mit dem Streueintrag (Laubfall) sowie infolge der Extraktion löslicher Substan-
zen aus der Vegetation mit Niederschlagswasser. Die Primärproduktion durch frei schwimmende Algen,
Periphyton (festsitzende Algen und Cyanobakterien) und Wachstum von Makrophyten führt ebenfalls zu
einem Eintrag von Kohlenstoff in das Gewässersystem in Form von pflanzlicher Biomasse, die nach
Absterben für den internen Umsatz als Energiequelle zur Verfügung steht. Die Primärproduktion im
Fließgewässer wird neben der Nährstoffverfügbarkeit insbesondere durch die Lichtverhältnisse bestimmt.
Intensive Beschattung durch Uferrandvegetation oder in Wäldern führen zu verringertem Algenwachstum
und Makrophytenbewuchs. Die Ausbildung einer stabilen Algenpopulation wird insbesondere von der
Fließgeschwindigkeit des Gewässers bestimmt, da der Transport der Ausbildung einer stabilen Population
entgegenwirkt.
Die Gewichtung einzelner Eintragspfade ist eng verknüpft mit der Gewässergröße sowie den Umlandbe-
ziehungen des Gewässers einschließlich ihrer saisonalen Dynamik. So hängt der Eintrag von Streu aus der
umgebenden Vegetation eng von der Vegetationsdynamik ab und erfolgt vorzugsweise über den Laubfall
im Herbst. Während der Grundwasserzustrom eine weitgehend konstante Last an DOC zuführt, können
bei Hochwasserereignissen auch schnelle Transportpfade aktiviert werden, die kurzzeitig erhebliche
Mengen von Kohlenstoff als DOC und POC von der Geländeoberfläche oder aus dem Oberboden zufüh-
ren. Auch die Primärproduktion im Gewässer folgt dem saisonalen Temperatur- und Lichtzyklus.
Durch die mechanische Zerkleinerung von abgestorbenen Pflanzen (Makrophyten, Periphyton und Al-
gen), Tieren und Streueinträgen wird der in Biomasse gebundene Kohlenstoff in POM und durch weitere
Zersetzung in DOC überführt. Es wird davon ausgegangen, dass DOC aus dem Bodenwasser- und
Grundwasserzustrom als Energiequelle für den Gewässerstoffhaushalt nur von untergeordneter Bedeu-
tung ist und den Gewässerabschnitt weitgehend unverändert wieder verlässt. Dies ist vor allem darauf
zurückzuführen, dass bereits im Boden und Grundwasser erhebliche Umsatzprozesse erfolgen, die eine
Umwandlung der gelösten und partikulären organischen Substanzen in refraktäre Moleküle mit weitge-
hend verminderter Reaktivität bewirken (A
LLAN 1995).
Neben dem Austrag von Algen, DOC und POC mit dem Wasserstrom sind Mineralisationsprozesse infol-
ge der Respiration von Tieren und Pflanzen als wichtigste Senke zu nennen. Dabei wird organischer Koh-
lenstoff zu CO
2
und Wasser zersetzt. CO
2
tritt im Wasser als Carbonat, Bicarbonat oder Kohlensäure auf
und steht über das Kalk-Kohlensäuregleichgewicht und den CO
2
-Partialdruck mit der Atmosphäre im
Austausch.
Grundsätzlich sind auch in Gewässern alle biochemischen Prozesse temperaturabhängig und nehmen mit
steigender Temperatur an Intensität zu.
Zusammenfassend bleibt festzuhalten, dass der laterale Zustrom von DOC über Grund- und Bodenwasser
zwar erhebliche C-Anteile zuführen kann, der aber nur begrenzt für die interne Dynamik zur Verfügung
steht und das System weitgehend unverändert wieder verlässt. Die interne Dynamik wird dagegen durch
den Streueintrag und die Primärproduktion gesteuert. Je kleiner das Gewässer ist, umso bedeutender ist
die Beziehung zum Umland für den Stoffeintrag in das Gewässersystem. In großen Flüssen dagegen ist
der natürliche Stoffeintrag aus der Umgebung von untergeordneter Bedeutung und die Primärproduktion
bestimmend für den Kohlenstoffhaushalt.

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2.2
Darstellung der Stickstoffdynamik
2.2.1
Stickstoffdynamik im Boden
Die Stickstoffdynamik im Boden und in der ungesättigten Zone wird durch eine Vielzahl biogeochemi-
scher und physikalischer Prozesse bestimmt. Wichtige Einflussfaktoren sind der Wasserhaushalt, die
Temperatur und die Vegetationsdynamik. Der Bodenstickstoffkreislauf setzt sich zusammen aus Einträ-
gen, Austrägen, verschiedenen Stickstoffspeichern (Stickstoffverbindungen) und den Flüssen (Umsatz-
prozessen) zwischen diesen Speichern (Abbildung 1).
Abbildung 1: Schema des Stickstoffkreislaufs im Boden (aus Wriedt 2004)
Die Hauptquellen sind der Eintrag von organischem und mineralischem Dünger aus der Landwirtschaft,
die Einbindung von Pflanzenresten in die organische Bodensubstanz, die Fixierung von Stickstoff aus der
Atmosphäre durch symbiontische Bakterien und Pilze sowie die atmosphärische Deposition. Die Einträge
werden entweder in die organische Bodensubstanz oder den mineralischen Stickstoff (als Ammonium
oder Nitrat) integriert. Übergänge zwischen den einzelnen Stickstoffkomponenten erfolgen durch die
Prozesse der Mineralisation (Degradation organischer Substanz und Freisetzung von Ammonium), der
Nitrifikation (Oxidation von Ammonium zu Nitrat) und der Denitrifikation (Reduktion von Nitrat zu
gasförmigen Stickstoff unter anaeroben Bedingungen). Austragspfade für Stickstoffkomponenten sind die
Aufnahme durch die Vegetation und Abfuhr von der Fläche über die Ernte, die Versickerung von Nitrat
zum Grundwasser und die bereits erwähnte Denitrifikation, durch welche gasförmiger Stickstoff wieder
in die Atmosphäre gelangt. Auch durch die Volatilisation, also die Umwandlung von gelöstem Ammoni-
um in gasförmiges Ammoniak führt zu einem Verlust von Stickstoff. Generelle Beschreibungen des
Stickstoffkreislaufs finden sich zum Beispiel in Lehrbüchern der Bodenkunde (Miller & Donahue 1995,
Scheffer & Schachtschabel 1998).
In den letzten Jahrzehnten wurden verschiedene Bodenstickstoffmodelle entwickelt, wie z. B. EPIC
(Sharpley & Williams 1990), WASMOD/STOMOD (Reiche 1991), WHNSIM (Huwe 1992), HERMES
(Kersebaum 1995), CANDY (Franko et al. 1995), ANIMO (Groenendijk & Kroes 1997) oder RISK-N
(Gusman & Marino 1999). Einen Überblick über den aktuellen Stand der Bodenstickstoffmodellierung
gibt z. B. Kersebaum (1999). Bodenstickstoffmodelle integrieren in der Regel mehrere Teilmodelle zur
Beschreibung des Bodenwasserhaushalts, von Ein- und Austrägen und von Umsatzprozessen. Die Be-
schreibung der Bodenwasserdynamik ist eine unabdingbare Voraussetzung für die Simulation von verti-
kalem Transport und von feuchteabhängigen Umsatzprozessen (Kersebaum 1999). Darüber hinaus ist
auch eine Beschreibung der Bodentemperaturdynamik erforderlich. Der Bodenwasserhaushalt wird teil-
weise mit Hilfe einfacher Speicheransätze (z. B. CANDY, Franko et al. 1995), zum Teil aber auch auf
Basis der prozessorientierteren Richards-Gleichung (z. B. WHNSIM, Huwe 1992, WASMOD/STOMOD,
Reiche 1991) modelliert. Der Stickstofftransport wird in komplexeren Modellen meist als eindimensiona-
ler Transport auf Basis der Konvektions-Dispersions-Gleichung simuliert (z. B. WHNSIM, Huwe 1992,
WASMOD/STOMOD, Reiche 1991). Einfachere Ansätze gehen teilweise auch von einem reinen Misch-
Residue
Harvest
Organic N
Denitrification
Mineralization
Nitrification
Manure
Mineral Fertilizer
Deposition
NO
3
-
N-Leaching
Volatilization
Plant N
NH
4
+
(adsorbed)
NH
4
+
N-Fixation
Residue
Harvest
Organic N
Denitrification
Mineralization
Nitrification
Manure
Mineral Fertilizer
Deposition
NO
3
-
N-Leaching
Volatilization
Plant N
NH
4
+
(adsorbed)
NH
4
+
N-Fixation

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zellenansatz aus, welcher nur den konvektiven Transport berücksichtigt (z. B. RISK-N, Gusman & Mari-
no 1999).
Die Mineralisation wird im Allgemeinen als Abbaufunktion erster Ordnung dargestellt, die durch einen
Temperatur- und Feuchtefaktor modifiziert wird. Damit wird ein potenziell mineralisierbarer N-Pool
beschrieben (Stanford & Smith (1972) in Kersebaum 1999), der aufgezehrt wird, wenn keine weitere
Zufuhr von organischer Substanz (organischem Stickstoff) erfolgt. Der organische Stickstoff wird im
Allgemeinen in zwei oder mehr Teilspeicher mit unterschiedlicher Abbaugeschwindigkeit (Reaktivität)
aufgeteilt. Für praktische Anwendungen hat sich eine Aufteilung in zwei Speicher als ausreichend erwie-
sen (Kersebaum 1999; Scheffer & Schachtschabel 1998). Zur Beschreibung der Feuchte- und Tempera-
turabhängigkeit wird die Mineralisationsrate durch Korrekturfunktionen modifiziert. Dabei kommen
unterschiedliche Korrekturfunktionen zum Einsatz, die zum Teil zu erheblichen Abweichungen (bis zu
einem Faktor von 5) in den berechneten Mineralisationsraten führen können (Kersebaum 1999). Zahlrei-
che Modelle koppeln die N-Mineralisation an die Kohlenstoffdynamik (z. B. CANDY, Franko et al. 1995,
CENTURY, Parton et al. 1987). Dabei wird die N-Mineralisierung durch die Umsatzraten der Kohlen-
stoff-Pools und das C/N-Verhältnis bestimmt. Als Mineralisationsmodell ist der Ansatz von Kersebaum
& Richter (1991) weit verbreitet, der auf Löss-Böden abgeleitet wurde. In diesem Modell werden Reakti-
onskonstanten von 0.01263 d
-1
für den schnell umsetzbaren N-Pool und von 0.0059 d
-1
für den langsam
umsetzbaren N-Pool verwendet. Neuere Untersuchungen von Heumann et al. (2002) hingegen zeigen,
dass für die Mineralisation auf Sandböden andere Reaktionskonstanten (0.00865 d
-1
und 0.0023 d
-1
)
zugrunde gelegt werden müssen, die Mineralisationskonstanten also keine universellen Größen darstellen
sondern als standortspezifische Größen zu betrachten sind.
Denitrifikation kann ebenfalls durch Reaktionsmodelle erster Ordnung beschrieben werden. Die Abhän-
gigkeit der Denitrifikationsraten von der Bodentemperatur und –feuchte wird wie bei den Mineralisati-
onsmodellen auch, durch Korrekturfunktionen dargestellt. Die Denitrifikation läuft nur unter sauerstoff-
armen Verhältnissen ab, die sich bei hoher Wassersättigung und Abschluss der Luftzirkulation einstellen.
Bei Temperaturen unter 5 °C wird im Allgemeinen von einer untergeordneten Bedeutung der Denitrifika-
tion ausgegangen. Die organische Bodensubstanz stellt den wichtigsten Reaktionspartner für die Denitri-
fikation dar. Viele Denitrifikationsmodelle enthalten daher Rückkopplungen zum Gehalt an organischer
Substanz (z. B. CANDY, Franko et al. 1995, CENTURY, Parton et al. 1987). Wie bei den Mineralisati-
onsmodellen gibt es auch verschiedene Denitrifikationsmodelle. Ein Vergleich unterschiedlicher Denitri-
fikationsfunktionen findet sich bei Marchetti et al. 1997. Die organische Bodensubstanz wird durch die
Humifizierung von abgestorbenem Pflanzenmaterial laufend erneuert, so dass auch das Denitrifikati-
onspotenzial des Bodens erhalten bleibt.
Die atmosphärische Deposition gasförmiger, partikulärer und gelöster Stickstoffverbindungen stellt einen
weiteren wichtigen Eintragspfad dar. In Modellen geht die atmosphärische Deposition als konstanter Wert
ein. Konventionelle Depositionssammler erlauben allerdings nur die Erfassung der partikulären und ge-
lösten, nicht aber der gasförmigen oder atmogenen Deposition. Neuere Untersuchungen am UFZ und
Langzeit-Düngungsversuche zeigen, dass auch über die gasförmigen (atmogenen) Deposition relevante
N-Einträge erfolgen: Mit der neu entwickelten ITNI-Methode (Integral Total Nitrogen Input) konnten
Böhme & Russow (2002) atmogene Depositonsraten von 46-74 kg N/(ha.a) für Sachsen-Anhalt nachwei-
sen. Diesen Raten steht eine konventionell ermittelte „Gesamt“-Deposition von lediglich 30-
35 kg N/(ha.a) gegenüber. In Langzeit-Düngungsexperimenten konnte nachgewiesen werden, dass die
atmogene Deposition zumindest teilweise als aktiver Aufnahmeprozess durch die Pflanzen erfolgt: So
stellte Merbach (2002) im Rahmen des statischen Düngungsversuchs in Bad Lauchstädt auf Referenzflä-
chen ohne Düngergabe eine Gesamtdeposition in der Größenordnung von 52 kg N/(ha.a) fest, wobei der
Anteil der gasförmigen Deposition pflanzenspezifisch war.
Insgesamt gilt es als erwiesen, dass die konventionell messbare Gesamtdeposition die tatsächliche Ge-
samtdeposition unterschätzt, weil der Anteil der atmogenen Deposition nicht erfasst wird. Es liegen bisher
jedoch noch nicht ausreichend Daten vor, um die atmogene Deposition quantitativ mit Modellen abzu-
schätzen. Als Folge davon können in Modellsimulationen erhebliche Bilanzfehler auftreten.
Modellansätze zur Beschreibung der Pflanzenaufnahme reichen von einfachen logistischen Entzugsfunk-
tionen bis hin zu komplexen Pflanzen- oder Vegetationsmodellen. Komplexe Modellansätze (z. B.
WHNSIM, Huwe 1992, PASIM, Riedo et al. 1998, EPIC, Sharpley & Williams 1990) werden oft durch
die Verfügbarkeit der erforderlichen Modellparameter eingeschränkt, zumal diese in der Natur sehr varia-

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bel sein können. Logistische Entzugsfunktionen (z. B. CANDY, Franko et al. 1995) gehen demgegenüber
von vorgegebenen Entzugsmengen aus und sind somit nicht in der Lage, Stressfaktoren wie ungünstige
Witterung, Dürre oder Mangel an verfügbarem N abzubilden. Insbesondere in regionalen Modellanwen-
dungen und Langzeitsimulationen werden die Angaben zur N-Aufnahme und Erntemengen aus Vegetati-
onsdatenbanken oder den Düngungsempfehlungen der Länder abgeleitet, welche die standortspezifischen
und witterungsbedingten Variationen nicht berücksichtigen. Die tatsächliche Variabilität des Pflanzen-
wachstums und der N-Aufnahme wird nur unzureichend berücksichtigt und stellt eine weitere Fehlerquel-
le in den N-Bilanzen dar.
Trotz jahrelanger intensiver Forschung bleibt eine Quantifizierung der am Stickstoffhaushalt beteiligten
Prozesse schwierig. Quellen der Unsicherheit bei numerischen Modellsimulationen liegen insbesondere in
der Parametrisierung der beteiligten Prozesse und in der Quantifizierung der Eingangsdaten. Dies wird
u. a. auch durch einen auf Grundlage von Lysimeterdaten der Station Brandis (Parthe-Gebiet) durchge-
führten Modellvergleich zur Bodenstickstoffmodellierung bestätigt. Die Ergebnisse der Simulationen mit
den Modellen Candy, EPIC, HERMES, MINERVA, STOTRASIM und SWIM zeigen erhebliche Abwei-
chungen zu den gemessenen Stickstoffausträgen der Lysimeter (Dreyhaupt 1999). Als primäre Ursache
hierfür werden Daten- und Prozessunsicherheiten angeführt.
2.2.2
Stickstoffdynamik in der ungesättigten Zone
Die Transportprozesse in der ungesättigten Zone unterhalb des Wurzelraumes sind prinzipiell vergleich-
bar mit den Bodenprozessen. Da hier jedoch keine Wechselwirkung mit der Vegetation stattfindet, kann
hier die Denitrifikation als wichtigster Umsatzprozess angesehen werden. Die Versickerung organischer
Substanz (als DOC) stellt die wichtigste C-Quelle für die Denitrifikation in der ungesättigten Zone dar.
Brye et al. (2001) konnten in Lysimeterstudien in den USA zeigen, dass unter landwirtschaftlicher Nut-
zung die Denitrifikation unterhalb des Wurzelraumes durch den DOC-Austrag limitiert wurde, während
in einem Grasland-Lysimeter die Nitratkonzentration der limitierende Faktor war. Die Untersuchungen
deuteten auch auf eine unterschiedliche Reaktivität der organischen Substanz unter den beiden Landnut-
zungen hin. An vielen Standorten ist die Denitrifikation unterhalb des Wurzelraumes allerdings prinzipiell
vernachlässigbar, weil die eingeschränkte Verfügbarkeit organischer Substanz die Denitrifikation limitiert
(z. B. Richards & Webster 1999, Springob & Böttcher 1999, Walther 2001).
An semiterrestrischen Standorten (Gleyböden, anmoorige und moorige Böden) versickert in der Regel
mehr organische Substanz zum Grundwasser als in terrestrischen Böden, da hier Sickerstrecke und -zeit
durch die ungesättigte Zone aufgrund des geringeren Grundwasserflurabstands verkürzt ist (Oswald et al.
1999). Insbesondere wenn der Grundwasserspiegel zumindest zeitweise innerhalb der Wurzelzone liegt,
kann die organische Bodensubstanz auch direkt Reaktionspartner für Denitrifikation im (oberflächenna-
hen) Grundwasser sein (Becker 1999, Well et al. 2005).
2.2.3
Stickstoffdynamik im Grundwasser
Nitrat ist eine reaktive Spezies, die in der Regel den Grundwasserraum nicht im Unfang des Eintrages
wieder verlässt, sondern dort erheblichen Stoffumsatz verursacht und selbst zu anderen Spezies umge-
wandelt wird. Einen guten Überblick über die nitratrelevanten Umsatzprozesse im Grundwasser gibt
Korom (1992). Der Anteil, der nicht mit dem grundwasserbürtigen Abfluss in die Oberflächengewässer
gelangt oder gefördert wird, verlässt den Grundwasserraum und die ungesättigte Zone gasförmig als mo-
lekularer Stickstoff und zu einem geringen Teil als Treibhausgas Distickstoffoxid (Lachgas).
In natürlichen Systemen ist Nitrat nach Sauerstoff das zweitstärkste Oxidationsmittel. Für die bakterielle
Atmung kann Nitrat analog zum Sauerstoff verwendet, und damit organischer Kohlenstoff, Pyrit und
andere reduzierte Feststoffphasen im Grundwasserraum oxidiert werden. Im Gegensatz zum gelösten Gas

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Sauerstoff ist Nitrat als hydratisiertes Ion im Wasser gelöst und kann in wesentlich höheren Konzentrati-
onen auftreten.
Die stoffspezifischen Eigenschaften des Nitrats, verbunden mit seinem anthropogen stark erhöhten Ein-
trag, haben eine tiefgründigere Oxidation der terrestrischen Lithosphäre zur Folge als es im natürlichen
Stoffhaushaltssystem möglich wäre. Ebenso wie die Verbrennung fossiler Energieträger führt dieser Pro-
zess zu einer vermehrten Rückoxidation von langfristig gespeichertem organischem Kohlenstoff.
Mit dem massiven Eintrag von Nitrat bildet sich eine fortschreitende nitratreduzierende Zone (Denitrifi-
kationszone) zwischen der im natürlichen System vorhandenen aeroben (Oxidationszone) und der sulfat-
reduzierenden Zone (Desulfurikationszone) aus. Die Kapazität eines Grundwasserraumes zur Reduktion
eingetragener Oxidationsmittel ist vom Gehalt an reaktiven Feststoffphasen abhängig, die in reduzierter
Form vorliegen.
In den bereits durch Sauerstoff oder Nitrat oxidierten Bereichen stehen die Feststoffphasen mit Nitrat im
chemisch-thermodynamischen Gleichgewicht und puffernde Redoxreaktionen laufen nicht mehr ab. Der
andauernde Nitrateintrag weitet diese Bereiche durch fortschreitende Oxidation aus und verringert die im
Grundwasserraum vorhandene Reduktionskapazität. Der Verlust an Reduktionskapazität ist innerhalb
historischer Zeiträume ein irreversibler Prozess. Neue reduzierte Feststoffphasen können sich innerhalb
der bereits oxidierten Bereiche bei der derzeitigen Beschaffenheit der Grundwasserneubildung nicht bil-
den (Postma et al. 1991, Korom 1992).
In Sedimentgesteinen bilden vor allem organischer Kohlenstoff und Eisensulfide die Reduktionskapazität
des Grundwasserraums. Die beiden Stoffgruppen unterscheiden sich stark hinsichtlich der Reaktionsge-
schwindigkeit in Kontakt mit Eisensulfiden. In Grundwasserräumen mit vorhandenem Pyrit sind sehr
scharfe Oxidationsfronten beobachtet worden. Dies lässt auf einen schnellen Umsatz schließen. Der Um-
satz mit organischem Kohlenstoff verläuft dagegen kinetisch gehemmt, ohne scharfe Fronten auszubilden.
Das größere Gefährdungspotenzial geht hierbei von den Eisensulfiden aus, da hier wandernde Fronten
erst erkannt werden, wenn sie Vorfluter oder Brunnen erreicht haben und dann ein massiver Nitrataustrag
erfolgt.
Die Reduktion von Nitrat kann allgemein wie folgt formuliert werden:
2 NO
3
-
+ 12 H
+
+ 10 e
-
-> N
2
+ 6 H
2
O Gleichung
6
Diese Reaktion läuft über mehrere Zwischenstufen ab und ist weitgehend irreversibel (Stumm & Morgan
1981).
Eine wichtige Reaktion des Oxidationsprozesses findet mit dem Disulfid-Schwefel im Pyrit unter Beteili-
gung von Thiobacillus Denitrificans statt (autotrophe Denitrifikation):
14 NO
3
-
+ 5 FeS
2
+ 4 H
+
-> 7 N
2
+ 10 SO
42-
+ 5 Fe
2+
+ 2 H
2
O Gleichung
7
Ist Nitrat im stöchiometrischen Überschuss zu Pyrit vorhanden, kann auch das freigesetzte Eisen(II) als
Reduktionsmittel wirken (anorganische NO
3
-
-Reduktion).
NO
3
-
+ 5 Fe
2+
+ 6 H
+
-> 0,5 N
2
+ 5 Fe
3+
+ 3 H
2
O Gleichung
8
Die bei dieser Redoxreaktion entstehen Fe
3+
-Ionen werden durch Ausfällung von Eisen(III)-Hydroxid
entfernt,
Fe
3+
+ n H
2
O <-> Fe(OH)
n3-n
+ n H
+
Gleichung
9

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weil Eisen(III)-Hydroxid nur ein sehr geringes Löslichkeitsprodukt besitzt. Bei dieser Ausfällungsreakti-
on werden H
+
-Ionen freigesetzt, die zur Erniedrigung des pH-Wertes und zur Verschiebung des Kalk-
Kohlensäure-Gleichgewichts führen und damit hohe Stoffumsätze über Säure-Basen-Reaktionen nach
sich ziehen können. Eisen(III)-Ionen können aber je nach Bildungsbedingungen auch als Oxide, Oxi-
hydrate, Phosphate und Sulfate ausgefällt werden (Füchtbauer 1988). Auch weitere Fe(II)-haltige und
sulfidhaltige Minerale können an nitratreduzierenden Prozessen beteiligt sein.
Neben der Oxidation von Pyrit stellt die mikrobielle Oxidation organischer Substanz durch Nitrat den
zweiten wichtigen Reaktionskomplex dar. Wichtige Reaktionen in diesem Zusammenhang sind die hete-
rotrophe Denitrifikation
5 C
6
H
12
O
6
+ 24 NO
3
-
+ 24 H
+
-> 30 CO
2
+ 42 H
2
O + 12 N
2
Gleichung
10
bzw.
C
6
H
12
O
6
+ 6 NO
3
-
+ 6 H
+
-> 6 CO
2
+ 9 H
2
O + 3 N
2
O Gleichung
11
und die Reduktion von Nitrat zu Ammonium (Nitratammonifikation):
C
6
H
12
O
6
+ 3 NO
3
-
+ 6 H
+
-> 6 CO
2
+ 3 H
2
O + 3 NH
4+
Gleichung
12
Die chemischen Prozesse bilden ein komplexes System aus gekoppelten Gleichgewichtsreaktionen, die in
ihrer Art und Geschwindigkeit von der jeweiligen Elementhäufigkeit, der Art ihrer Verbindungen, Druck
und Temperatur abhängig sind. So schreiben auch Eckart et al. (1996), dass es die komplexen Umset-
zungsvorgänge im Untergrund notwendig machen, dass neben der Art und Ausbreitung der betrachteten
Schadstoffe das hydrochemische Milieu in seiner Gesamtheit erfasst wird.
Nur wenige Studien geben Auskunft über die Geschwindigkeit der Denitrifikationsprozesse. So konnten
Frind et al. (1990) im pleistozänen Gebiet Fuhrberger Feld in der Nähe von Hannover unter Annahme
einer vereinfachten Reaktionsfunktion erster Ordnung Halbwertszeiten für die autotrophe Denitrifikation
(Pyritoxidation) in der Größenordnung von 1-3 Jahren bestimmen. Pätsch et al. (2003) geben Halbwerts-
zeiten von 1,3-3,4 Jahren für einen pleistozänen Grundwasserleiter in Thülsfelde in der Nähe von Olden-
burg (NdS) an. Es ist davon auszugehen, dass die Halbwertszeiten durch die qualitative Zusammenset-
zung und der Menge reaktiver Substanzen beeinflusst werden und spezifisch für die jeweiligen Grund-
wasserleiter sind. Obwohl die Oxidation organischer Substanz durch Nitrat der Pyritoxidation gegenüber
thermodynamisch begünstigt ist, läuft die Pyritoxidation bevorzugt ab, wahrscheinlich aufgrund der un-
terschiedlichen mikrobiellen Verfügbarkeit von Pyrit und organischen Substanzen (Postma et al. 1991,
Böttcher et al. 1991). Böttcher et al. (1991) gehen für die heterotrophe Denitrifikation durch Oxidation
organischer Substanz von Halbwertszeiten in der Größenordnung von 100 Jahren aus.
Organische Bodensubstanz kann als Substrat für die Denitrifikation dienen, wenn der Grundwasserspiegel
zumindest zeitweise in Kontakt mit der Wurzelzone gerät, wie das in semiterrestrischen Böden der Fall ist
(Well et al. 2005).
In pleistozänen Grundwasserleitern können die Verweilzeiten des Wassers Jahre bis Jahrzehnte betragen.
Kunkel & Wendland (1999) geben für das Einzugsgebiet der Elbe Verweilzeiten zwischen einem und 250
Jahren an. In diesen Grundwasserleitern kann aufgrund der Gehalte an Pyrit und organischer Substanz
eine weitgehende bis vollständige Nitratreduktion stattfinden. Neuere experimentelle Studien belegen die
engen Beziehungen zwischen Grundwasseralter, Eintragsgeschichte, Denitrifikationsprozessen und Nit-
ratbelastung (Böhlke & Denver 1995, Böhlke et al. 2002). Sie weisen insbesondere darauf hin, dass die
Effekte von Landnutzungsänderungen aufgrund von Verweilzeiten in ähnlicher Größenordnung stark
modifiziert werden.

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2.2.4
Stickstoffdynamik im Oberflächengewässer
Im Gewässersystem tritt N als gelöster organischer Stickstoff (DON), gelöster anorganischer Stickstoff
(DIN, als Nitrat, Nitrit, Ammonium) sowie gasförmig als N
2
und Lachgas (N
2
O) sowie in lebender und
toter pflanzlicher und tierischer Biomasse auf (A
LLAN 1995).
Ein wichtiger Eintrag erfolgt über den Streufall in Form von abgestorbener Biomasse aus dem Gewässer-
umland. Der organisch gebundene Stickstoff wird über die Verkleinerung und Abbau der organischen
Substanz in POC und DOC schließlich als DON bilanzierbar. Auch direkte Einträge über die Düngung
umliegender Flächen sind möglich. Weitere Einträge erfolgen über den Grundwasserzustrom und andere
Abflusskomponenten als DON sowie als DIN (vorzugsweise als Nitrat). Analog zum DOC-Eintrag über
das Grundwasser steht DON für weitere Umsatzprozesse aufgrund der geringen Reaktivität des DOC nur
eingeschränkt zur Verfügung. Der Eintrag von Nitrat über laterale Zuflüsse hängt insbesondere von den
Einträgen in die Fläche und den Denitrifikationsbedingungen während des Transports zum Gewässer ab.
Auch hier kann die Dynamik der Gewässer-Umland-Beziehungen zu einer unterschiedlichen Gewichtung
der Transportpfade und damit der N-Einträge führen. So führen zum Beispiel Grundwasserstandsschwan-
kungen u. U. zu einem temporären Anschluss von Gräben und Drainagen an das Gewässersystem, wo-
durch es zu einem intermittierenden Anschluss von Belastungsflächen kommt. Schließlich kann auch die
N-Fixierung durch autotrophe Organismen, Bakterien und Pilze zu erheblichen Einträgen in das Gewäs-
sersystem führen.
Auch in Oberflächengewässern unterliegt Stickstoff vielfältigen Umsetzungsprozessen, welche den Aus-
trag aus dem Einzugsgebiet beeinflussen können. Die Stickstoffumsetzungen in den oberirdischen Ge-
wässern sind im Wesentlichen die Nitrifikation, die Nitrat- und Ammoniumaufnahme durch autotrophe
Organismen, Pilze und Bakterien und die Ammoniumbildung bei der Mineralisierung organischer Sub-
stanz. Auch Denitrifikationsprozesse können eine Rolle spielen.
Die Mineralisierung organischer Substanz und die damit verbundene Ammonifikation ist an die Verfüg-
barkeit von Sauerstoff gebunden. Auch die Nitrifikation erfolgt unter Verbrauch von Sauerstoff. Die
Nitrifikation kann durch hohe Belastung und Mineralisation von organischem Kohlenstoff aufgrund der
Konkurrenz um den Sauerstoff gehemmt sein.
Die Denitrifikation ist im Freiwasser aufgrund der meist guten Sauerstoffversorgung der Oberflächenge-
wässer von geringer Bedeutung, jedoch kann Denitrifikation in der hyporheischen Zone, also im Sedi-
ment in der Gewässersohle auftreten und durch die Interaktion von Freiwasser und Sediment und beim
Übertritt vom Grundwasser zum Oberflächenwasser erheblichen Nitratabbau bewirken. Die Bedeutung
der Denitrifikation in fließenden Gewässern ist auch abhängig von Fließgeschwindigkeit und Gewässer-
größe. Insbesondere in Kleingewässern kann Denitrifikation aufgrund der im Verhältnis zum Gewässer-
körper großen Kontaktfläche zum Sediment eine wichtige Nitratsenke darstellen. In der hyporheischen
Zone ist aufgrund der geringen Sauerstoffverfügbarkeit für Nitrifikationsprozesse auch eine Anreicherung
von Ammonium möglich. Durch die Interaktion von freiem Gewässer und dem Sediment kommt es zu
gekoppelten Nitrifikations-Denitrifikationskreisläufen. Die Quantifizierung der Denitrifikation in Fließ-
gewässern ist Gegenstand laufender Forschungen und kann in Modellen bisher erst eingeschränkt darge-
stellt werden.
In unbelasteten schnell fließenden Bächen und Flüssen ist die Assimilation von Nitrat wie auch von Am-
monium durch autotrophe Organismen relativ klein, da der Gehalt an pflanzlichen Organismen und die
Konzentration der anorganischen Stickstoffverbindungen meist niedrig ist. Mit abnehmender Strömungs-
geschwindigkeit und steigender Belastung nehmen beide zu und entsprechend wird auch die Stickstoff-
aufnahme durch die Organismen größer.
Das Pflanzenwachstum und damit die Assimilation von Stickstoffkomponenten ist jedoch nicht nur an die
Verfügbarkeit von Stickstoff und die Limitierung von Licht gebunden. Insbesondere in Fließgewässern
stellt Phosphor häufig den das Pflanzenwachstum limitierenden Nährstoff dar (A
LLAN 1995).
Wie im Boden und Grundwasser sind die Reaktionsgeschwindigkeiten der einzelnen Umsatzprozesse
neben anderen Faktoren temperaturabhängig. In Fließgewässern spielt auch die Turbulenz und Fließge-
schwindigkeit eine Rolle, da sie den Sauerstoffgehalt im Gewässer beeinflusst.

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Ähnlich wie die C-Dynamik im Gewässer werden die N-Einträge neben den lateralen Zuflüssen von zu-
sätzlichen internen (N-Fixierung) und externen (Streueintrag, Düngung) Quellen bestimmt, die im einzel-
nen nur bedingt quantifizierbar sind. Auch bestehen noch erhebliche Kenntnisdefizite bezüglich der Um-
sätze im Sediment. Zur Beschreibung der Veränderungen der internen Dynamik muss Phosphor als
i. d. R. als limitierender Nährstoff für die Primärproduktion berücksichtigt werden.
2.3
Integrierte Betrachtung des Stofftransportes auf Einzugsgebietsebene
Durch den Erlass der Wasserrahmenrichtlinie durch die EU gelangt zunehmend der Einfluss von Mana-
gementmaßnahmen auf die Stickstoffbelastung der Wasserkörper in Flussgebieten in den Fokus der Auf-
merksamkeit. Neuere Studien haben daher insbesondere die Quantifizierung und Modellierung der Nitrat-
flüsse auf Einzugsgebietsebene zum Ziel. Auswirkungen des Klimawandels auf den Stoffhaushalt von
Einzugsgebieten wurden dagegen bisher noch nicht umfassend erforscht.
Im Vergleich zu natürlichen Ökosystemen haben Agroökosysteme aufgrund der anthropogenen Einträge
einen wesentlich höheren Durchsatz an Nährstoffen (Hendrix et al. 1992, Magdoff et al. 1997). Stickstoff
wird in Einzugsgebieten überwiegend als gelöstes Nitrat und Ammonium mit dem Wasser verlagert,
wobei dem Sickerwasser-Grundwasserpfad vor allem in Lockergesteinsbereichen eine besondere Rolle
zukommt. Ökosysteme werden auf verschiedenen Skalenebenen von N-Einträgen beeinträchtigt. Im loka-
len Maßstab sind vor allem Grundwasser und Kleineinzugsgebiete zu nennen, auf regionaler Ebene erhal-
ten vor allem Flüsse und Seen hohe N-Einträge (Werner 1994).
Landschaften sind heterogene „patch-works“, in denen räumliche Muster und Prozesse wechselwirken,
wobei transport- und retentionsdominierte Domänen entstehen. Die betreffenden Landschaftseinheiten
wirken dabei als biogeochemische Prozessoren, die den Stoffhaushalt auf der Landschaftsebene kontrol-
lieren (Frede und Bach 1995).
Entsprechend ihrer Rolle im Stoffhaushalt lassen sich Landschaftskomponenten als Retentionsgebiete
oder als Korridore für den Nährstoffhaushalt ausweisen. Korridore, wie zum Beispiel Makroporen, präfe-
rentielle Zwischenabflusspfade, Drainagerohre und Bäche bewirken einen schnellen Nitrattransport aus
der Fläche in die Flüsse. In den Retentionsgebieten erfolgt ein Rückhalt infolge Denitrifikation. Hierzu
gehören insbesondere Böden und Grundwasserleiter sowie die Übergangsbereiche zwischen ungesättigter
und gesättigter Zone (Kapillarsaum), Uferrandbereiche und die hyporheische Zone im Gewässer.
Das Retentionspotential für Stickstoff variiert räumlich und ist quantitativ begrenzt, eine genaue quantita-
tive Bestimmung ist mit großen Unsicherheiten behaftet (Haag & Kaupenjohann 2000). Auf Einzugsge-
bietsebene wird der überwiegende Teil der Stickstofffrachten im Gebiet zurückgehalten. Hierbei ist insbe-
sondere der additive Effekt der Transport- und Retentionsprozesse in verschiedenen Landschaftselemen-
ten ausschlaggebend, wodurch auch eine Verzögerung der Austräge in die Gewässersysteme von Jahren
bis Jahrzehnten erfolgt. Die Denitrifikationsprozesse führen jedoch auch in verstärktem Maße zur Emissi-
on von Stickoxiden, die in bedeutendem Maße zum anthropogenen Treibhauseffekt beitragen. Dadurch
führt die „Nutzung“ des natürlichen Retentionspotentials der Umwelt zur Verminderung der Nitratbelas-
tung im Gewässer zu einer teilweisen Verlagerung der Stickstoffproblematik in die Atmosphäre.
Derzeit existieren viele konkurrierende und alternative Modellansätze zur Beschreibung der vielfältigen
biogeochemischen Prozesse in Landschaftskompartimenten oder Ökosystemen, wobei generell gültige
Modelle nicht verfügbar sind (Hauha et al. 1996, Oreskes et al. 1994). Eine genaue quantitative Vorher-
sage der Stickstoffdynamik und Austräge erscheint derzeit unmöglich (Jury & Flühler 1992, Richter &
Benbi 1996), wobei unter anderen folgende Faktoren eine Rolle spielen:
Nichtlinearität der Transport- und Umsatzprozesse (Breckling 1992, Wagnet 1998)
Aufgrund der räumlichen Heterogenität auf allen Skalenebenen können die räumlichen Strukturen auf
keinem Maßstab ausreichend erfasst werden (Beven 1996). Die Abbildung unter- oder überskaliger
Prozesse entfällt oder erfordert spezielle Verfahren des Up- oder Downscalings, die ebenfalls proble-
matisch sind (Blöschl & Sivapalan 1995).

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Ein spezielles Problem stellen die Stoffaustauschprozesse zwischen den Landschaftskompartimenten
dar, zum Beispiel im Kapillarsaum zwischen ungesättigter und gesättigter Zone oder beim Übergang
vom Grund- zum Oberflächengewässer oder in der hyporheischen Zone (Del Re und Trevisan 1995,
Grunewald 1996). Selbst in speziellen Detailstudien konnte bisher noch kein hinreichendes Verständ-
nis der Austausch- und Umsatzprozesse erzielt werden.
Eine Verlagerung von Kohlenstoff mit den Wasserflüssen erfolgt durch gelöste Kohlenstoffverbindungen
(DOC). Bisher liegen jedoch nur unzureichende Erkenntnisse über die quantitative und qualitative Bedeu-
tung des C-Transportes vor. Als partikuläre Substanzen kann organischer Kohlenstoff und organischer
Stickstoff durch Erosion und Oberflächenabfluss verlagert werden. Mit dem Grundwasserstrom gelangt
überwiegend refraktäre organische Substanz in die Gewässer, die den Großteil ihrer Reaktivität bereits
eingebüßt hat.
Im Rahmen des Elbe-Ökologie-Projektes wurde bereits eine Simulation des Transportes diffuser Stick-
stoffeinträge aus landwirtschaftlichen Quellen bis zum Austritt in die Gewässer am Beispiel des Parthe-
Gebietes durchgeführt (Haferkorn et al. 2003). Basis der Modellierung war die Kopplung der Modelle
REPRO (Hülsbergen & Diepenbrock 1997) und CANDY (Franko et al. 1995) mit dem gekoppeltem
Grund-/Oberflächenwassermodell PART auf Basis des Programmsystems PCGEOFIM
®
(Boy & Sames
1997).
Als besondere Probleme wurden herausgestellt:
Konvektion, Dispersion und Reaktionen laufen zeitgleich ab. Die tiefenintegral gemessenen Grund-
wasserkonzentrationen erlauben keine Trennung der Prozesse und keine scharfe Abschätzung von Pro-
zessparametern.
Der reaktive N-Umsatz ist abhängig von der Verfügbarkeit und der Verteilung von Reaktionspartnern
und katalysierenden Mikroorganismen. Dadurch ergibt sich ein zeitlich und räumlich variabler N-
Umsatz, der im Modellraster nur erschwert abgebildet werden kann.
Eine Kalibrierung der simulierten flächenhaften N-Einträge mit der Grundwasserneubildung ist auf-
grund der Größe und Heterogenität des Gebiets nur mit sehr großem Aufwand möglich.
Gleiches gilt für die Erfassung der Abflusskomponenten und der daran gebundenen N-Einträge in die
Vorfluter sowie für die Erfassung des unterirdischen Austrags aus dem Gebiet.
Die räumliche Heterogenität der Umsatzbedingungen ist größer, als die für die Strömungsmodellierung
verwendete horizontale und vertikale Diskretisierung.
Die wesentlichen Schlussfolgerungen und Empfehlungen für weitergehende Studien sind:
Die Wasserversickerung und der Stoffaustrag aus dem CANDY-Modell wurden direkt dem jeweils
obersten Grundwasserleiter zugeführt. Dadurch konnte die Stoffretention und die Verzögerung des Si-
ckerwassers in der ungesättigten Zone unterhalb des Wurzelraumes nicht berücksichtigt werden. Die
explizite Berücksichtigung der Drainzone durch ein geeignetes Modell ist daher anzustreben.
Aufgrund der groben vertikalen Diskretisierung des Modells GEOFIM/PART wurde der Stofftransport
künstlich beschleunigt, da die Einträge jeweils über die gesamte Zellmächtigkeit vermischt werden.
Hier wäre eine Verfeinerung des vertikalen Rasters für eine realistischere Simulation wünschenswert.
Durch die 2-dimensionale Darstellung der Grundwasserleiter können die Reaktionszonen in den
Grundwasserstauern nicht berücksichtigt werden. Eine explizite Darstellung in einem dreidimensiona-
len Grundwassermodell sollte daher geprüft werden.
Der Einfluss der Grundwasserstandsschwankungen auf den Chemismus sowie die tatsächlichen Stoff-
einträge über die Grundwasseroberkante sind weitgehend unbekannt. Es werden spezielle Beschaffen-
heitsuntersuchungen gefordert.
Der Modellverbund CANDY und PCGEOFIM
®
/PART kann die Abflussbildung auf der Landoberflä-
che sowie laterale Flüsse in der ungesättigten Zone nicht abbilden. Daher wird eine entsprechende
Modellerweiterung empfohlen.
Insbesondere die Kenntnisse über den Belastungsstatus im Grundwasser sowie über die speziellen
Umsatzprozesse im Grundwasser und der ungesättigten Zone sind noch unzureichend. Auch hier wer-

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den weitere Untersuchungen gefordert, um hinreichend gute Parametersätze für die Simulation des Nit-
rattransportes im Einzugsgebiet zu erhalten.
Eine vergleichbare Studie zum Stickstofftransport wurde von Wriedt (2004) bzw. Wriedt et al. (2005) am
Beispiel des Schaugrabens bei Osterburg in der Altmark durchgeführt. Hierbei wurde das Bodenstick-
stoffmodell RISK-N mit den Grundwassermodellen MODFLOW und RT3D gekoppelt. Im Unterschied
zur Studie von Haferkorn et al. (2003) wurden bei Wriedt (2004) die reaktiven Stoffumsätze im Grund-
wasser explizit und in Abhängigkeit von den Reaktionspartnern berücksichtigt, wobei die Parametrisie-
rung des Modells auf Literaturwerten beruhte. Auch in dieser Studie erwiesen sich die Diskretisierung des
Untergrundes in Relation zur Heterogenität der Prozesse, die Modellkalibrierung sowie unzureichendes
Verständnis der Prozesse und der Verteilung reaktiver Substanzen im Untergrund als zentrale Probleme.
2.4
Darstellung des prognostizierten Klimawandels
Bei der Klimamodellierung konnten innerhalb der vergangenen Jahre deutliche Fortschritte erzielt wer-
den. So können vergangene Klimate gut abgebildet werden und die prognostizierten Temperaturen bis
2100 zeigen übereinstimmend einen weiteren, allerdings unterschiedlich stark ausfallenden Anstieg an
(Balzer et al. 1998, Schär et al 2003). Auf globaler Ebene existieren inzwischen eine Reihe von relativ
stabilen Prognosen für den zukünftigen Klimawandel (zusammenfassend z. B. Schönwiese et al. 2001,
Watson et al. 2001, Zebisch et al. 2005). Im Mitteleuropäischen Raum ist bis 2100 nach Enke (2001),
EEA (2004), SMUL (2005), Watson et al. (2001) und Zebisch et al. (2005) übereinstimmend eine Er-
wärmung zwischen 1,6 °C und 6,3 °C zu erwarten. Der große Schwankungsbereich ist vor allem auf ver-
schiedene angenommene Ausgangsbedingungen, die alle auf den im IPCC – Bericht (Watson et al. 2001)
dokumentierten Emissionsszenarien beruhen und auf verschiedene Regionalisierungsverfahren (z. B.
Enke 2003 oder Mitchell et al. 2004) zurückzuführen. Im sächsischen Bereich werden die Mitteltempera-
turen nach Enke (2003) zwischen +0,3 °C und +0,4 °C in Frühling und Winter bis +1,0 °C und +1,1 °C in
Sommer und Frühling zunehmen. Dabei werden die Erhöhungen wahrscheinlich analog zu den Tempera-
turtrends in der Vergangenheit insbesondere im Winter nicht gleichförmig über die Dekaden erfolgen.
Parallel wird wahrscheinlich auch die Sonnenscheindauer in Frühjahr und Sommer deutlich ansteigen.
Innerhalb des Landes Sachsen existieren nach den Untersuchungen von Enke (2001, 2003) in Bezug auf
den Anstieg von Temperatur und Sonnenscheindauer keine signifikanten räumlichen Unterschiede.
Im Unterschied zu Temperaturtrends sind Veränderungen im Niederschlagsregime bisher aufgrund star-
ker kleinräumiger Abhängigkeit und sich daraus ergebender Repräsentanzprobleme nur selten eindeutig
feststellbar. Für Deutschland sind im Gegensatz zur Temperatur über die vergangenen Jahrzehnte keine
signifikanten Trends im Niederschlagsverhalten feststellbar (Zebisch et al. 2005). In Bezug auf die Prog-
nose künftiger Niederschlagmuster schlagen sich die Unsicherheiten aus der Vergangenheit auch in der
Modellierung künftiger Niederschläge nieder. So ist nach Schär et al. (2003) bereits die Streuung der
globalen Modelle in Bezug auf Niederschlagsprognosen sehr groß. Auf regionalem Maßstab können vor
allem Veränderungen bei konvektiven Niederschlägen, die besonders im Sommer von Bedeutung sind,
kaum räumlich und zeitlich festgelegt werden (Enke 2003). Bei aller Vorsicht bei der Interpretation ver-
schiedener Szenarien können trotzdem gewisse Veränderungsmuster abgeleitet werden. Für den Zeitraum
bis 2080 erwarten Zebisch et al. (2005) im Mittel unter 10 % Änderung der Jahresniederschläge in
Deutschland. Dabei wird es nach Zebisch et al. (2005) vor allem im Westen und Süden Deutschlands eine
Niederschlagszunahme im Winter geben, während es im Nordosten Deutschlands tendenziell zu einer
Abnahme der Niederschläge kommen wird. Dies gilt insbesondere für das Einzugsgebiet der Elbe (siehe
auch Enke 2003, Wechsung 2005). Dieser künftige Trend ist wahrscheinlich auf das veränderte Verhalten
großräumiger Zirkulationsmuster zurückzuführen (SMUL 2005, Wechsung 2005, Zebisch et al. 2005).
Für Sachsen wird von Enke 2003 und Zebisch et al 2005 prognostiziert, dass es im Winter wahrscheinlich
über die Dekaden hinweg zu ungleichmäßig verteilten Niederschlagszunahmen kommen wird, während
es im Sommer vor allem im Norden Sachsens trockener werden wird. Allerdings könnte es zu signifikan-
ten regionalen Unterschieden kommen, die z. B. durch Lee-Lagen an Gebirgen hervorgerufen werden; so
ist für verschiedene Bereiche des Erzgebirges nach Enke (2003) auch mit einer leichten Niederschlagsab-
nahme im Winter zu rechnen, während im Sommer hier kaum Veränderungen zu erwarten sind. Es muss

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außerdem nach SMUL (2005) mit einem drastischen Rückgang der Niederschläge in der Vegetationsperi-
ode gerechnet werden. In der Prognose von Extremereignissen bei Niederschlag sind die Unsicherheiten
weit größer als bei Temperaturextremen, nicht nur, wie Frei (2003) ausführt, in Bezug auf Extremnieder-
schläge, sondern nach Hänsel (Lehrstuhl für Geochemie und Geoökologie, TU Bergakademie Freiberg
persönl. Mitteilung 2006) auch in Bezug auf Trockenperioden. Prognosen in diesem Bereich sind also
derzeit noch mit großer Vorsicht zu betrachten. Enke (2003) geht davon aus, dass Tage mit extremen
Niederschlägen wahrscheinlich besonders im Sommer zunehmen werden, während in Herbst und Winter
keine signifikanten Veränderungen von Extremereignissen zu erwarten sind.
Die für das KliWEP-Projekt des LfUG Sachsen verwendete Klimaprognose wurde 1999/2000 vom Insti-
tut für Meteorologie an der Freien Universität Berlin erstellt (Enke 2001). Die Klimaprognose bezieht
sich auf das Bundesland Sachsen und wurde für die Zeitscheibe 2040-2060 erstellt. Die Prognosen lassen
sich wie folgt zusammenfassen:
Zunahme der Häufigkeit warmer Wetterlagen in Verbindung mit vorherrschender Südwestanströmung
und Verstärkung der Lee-Effekte nördlich des Erzgebirges
Anstieg der mittleren Jahrestemperatur um bis zu 2.7 K und Anstieg der Maximumtemperatur im Früh-
jahr um bis zu 4 K.
Abnahme der jährlichen Niederschlagssummen vorwiegend durch Rückgang der Frühjahrs- und Som-
merniederschläge.
Zunahme der Sonnenscheindauer vor allem im Frühjahr und Sommer
Mit den „WEREX-Daten 2001-2050“ (Enke 2004) stehen stationsbezogene Klimadaten für den Progno-
sezeitraum 2001-2050 zur Verfügung. Die Veränderungen des mittleren Klimas für die Zeiträume 1980-
2003 und 2004-2050 finden sich in Abbildung 1.
2.5
Stickstofftransport und -umsatz im Kontext des prognostizierten Klimawandels
2.5.1
Auswirkungen auf den Wasserhaushalt
Als Folge eines weiter anhaltenden Temperaturanstiegs und einer möglichen Änderung von Nieder-
schlagsmenge und -verteilung könnten sich bedeutende Konsequenzen für den Wasserhaushalt und die
Abflussdynamik ergeben (u. a. Brouwer & Falkenmark 1989, Schulla 1997, Gurtz et al. 1997, Frederick
& Major 1997, IPCC 2001, Bronstert et al. 2002, Lahmer 2004 und 2005, Jasper et al. 2004, Kleinn et al.
2005):
weniger Winterniederschläge in Form von Schnee
Anstieg der Schneefallgrenze und früher eintretende Schneeschmelze
Zunahme der Häufigkeit und Stärke von Hochwassern vor allem im Winter
Zunahme der Häufigkeit und Stärke von Niedrigwassern vor allem im Sommer
Veränderungen im Abflussregime/Zunahme der Schwankungen in der Abflussdynamik: Schnelle
Abflusskomponenten erhöhen ihren Anteil am Gesamtabflussvolumen.
größere Schwankungen der jährlichen Niederschlagsmengen
vermehrte Starkniederschläge
Abnahme der jährlichen Niederschlagssummen: Die prognostizierte Zunahme der Winterniederschlä-
ge wird voraussichtlich den Rückgang der Niederschläge im Frühjahr und Sommer nicht ausgleichen
(Kapitel 2.4)

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Abnahme der Bodenfeuchte insbesondere während der Vegetationsperiode: Ein erhöhter Verduns-
tungsanspruch, evtl. verstärkt noch durch reduzierte Niederschläge, könnte im Vergleich zum Ist-
Zustand bereits im Frühjahr zu einer signifikanten Abnahme der Bodenwassergehalte führen. Insbe-
sondere im Sommer wäre dann mit einer verstärkten Bodenaustrocknung zu rechnen.
Abnahme der Grundwasserneubildung: Früher einsetzende Schneeschmelze und gleichzeitig kleinere
Schneevolumina reduzieren die Bereitstellung von potenziellem Infiltrationswasser im Frühjahr. Die
zunehmende Bodenaustrocknung vermindert die Tiefenversickerung von Bodenwasser und begüns-
tigt fallende Grundwasserspiegel. Dies gilt zunehmend auch für flussnahe Gebiete, die heute noch
von Grundwasserspeisung infolge Kapillaraufstieg profitieren.
mögliche Zunahme der Verweilzeiten im Untergrund infolge verminderten Grundwasserabflusses
Abbildung 1: Änderung der mittleren Monatstemperaturen und Niederschläge im Parthe-Gebiet für die
Zeiträume 1980-2003 und 2004-2050 (Daten aus: Hertwig 2004 - KliWEP 1, Abschluss-
bericht)
Zahlreiche Prognosen gehen auch von einer zukünftigen Häufung außergewöhnlicher Witterungsfälle aus.
Insgesamt ist mit einer Zunahme der Klimavariabilität und der Klimaextreme zu rechnen. Klimaszenarien
deuten an, dass insbesondere die Häufigkeit, Dauer und Intensität von sommerlichen Hitze- und Trocken-
heiten zunehmen wird. Daneben könnten aber auch andere Situationen wie winterliche Kälteeinbrüche
oder Stürme vermehrt auftreten.
Die Folgen der weiter schreitenden Klimaveränderung können dazu führen, dass Elemente des Wasser-
kreislaufes Werte annehmen, welche die heute gültigen Erfahrungswerte überschreiten. Deshalb ist mit
Konsequenzen für verschiedene wasserwirtschaftliche Aspekte zu rechnen:
sommerliche Wasserknappheit mit Konsequenzen für die Wasserqualität: Durch eine geringere Was-
serführung der Seen und Flüsse würden einerseits eingetragene Schadstoffe nicht mehr stark genug

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verdünnt werden, andererseits würde auch die Wassertemperatur stärker ansteigen. Insbesondere
kleinere Gewässer dürften einen überproportionalen Anstieg verzeichnen.
Beeinträchtigung von flussnahen Grundwasserversorgungseinrichtungen durch verringerte Infiltrati-
on von Regen und Exfiltration von Flusswasser sowie gleichzeitiger Zunahme der Verdunstung
höhere Ansprüche an den Hochwasserschutz durch vermehrtes Auftreten von extremen Abflüssen
politische Brisanz durch Veränderungen im Abflussvolumen und in der Abflussdynamik (zunehmen-
de Gefährdung der Schifffahrt, notwendige Anpassung in der Raumordnungspolitik und flexiblere
Bewirtschaftung von Speichern und Seen etc.)
Die Auswirkung der Klimaänderung auf die hydrologischen Verhältnisse könnte auch weit reichende
Konsequenzen für den landwirtschaftlichen Sektor nach sich ziehen. Es sei an dieser Stelle nur auf die
zunehmende Gefahr von sommerlichen Dürreperioden sowie auf die erhöhte Klimavariabilität insgesamt
verwiesen, die die Anpassungsfähigkeit der Landwirtschaft vor neue Herausforderungen stellen könnte
(z. B. Jasper 2004).
Im Rahmen von Teil 1 des KliWEP-Projektes (Abschluss November 1994) wurden erste Untersuchungen
zur Auswirkung des prognostizierten Klimawandels auf den Wasserhaushalt im Parthe-Gebiet durchge-
führt (Hertwig 2004). Für den Zeitraum 2004-2035 wurde eine Zunahme der Grundwasserneubildung
prognostiziert, ab 2050 dagegen eine Abnahme. Hinsichtlich des Grundwasserflurabstandes wurde in
dieser Studie ein Absinken um ca. 2 m bis zum Jahr 2050 vorausgesagt.
2.5.2
Auswirkungen auf die Kohlenstoffdynamik in terrestrischen Systemen
Die Abschätzung der klimabedingten Veränderungen in der Kohlenstoffdynamik ist aufgrund seiner
Komplexität eine der herausfordernden Forschungsfragen unserer Zeit und Gegenstand zahlreicher Unter-
suchungen (u. a. Apps & Kurz 1991; Mäkipää et al. 1999; Lal 2004; Allen et al. 2005). Das weltweit
größte Projekt zur Erforschung der Kohlenstoffdynamik und seiner Beeinflussung durch das Klima oder
die Bewirtschaftung ist der von der EU finanzierte europäische Forschungsverbund "CarboEurope"
(http://www.carboeurope.org/).
Er stellt einen Zusammenschluss von 15 europäischen Forschungsprojek-
ten dar (Beteiligung von 61 Forschungszentren aus 17 europäischen Ländern) und verfolgt das Ziel, die
Kohlenstoffbilanz der terrestrischen Biosphäre Europas zu verstehen und zu berechnen, und zwar auf der
kontinentalen, regionalen und lokalen Skala. Ein verbessertes Verständnis zur Kohlenstoffdynamik, sei-
nen Interaktionen und seiner zukünftigen Entwicklung ist auch das erklärte Ziel des „Global Carbon Pro-
ject“
(http://www.globalcarbonproject.org/).
Die Kohlenstoffspeicherung in Pflanzen und Böden ist ein komplexer Prozess, der Messungen und Mo-
dellierungen auf unterschiedlichsten räumlichen und zeitlichen Ebenen verlangt. Insbesondere die biolo-
gischen Prozesse bei der Zersetzung von organischer Substanz gelten als der bislang am wenigsten ver-
standenen Teil des Kohlenstoffkreislaufs. Die Abschätzung von Veränderungen in der Kohlenstoffdyna-
mik unter veränderten Klimabedingungen setzt zunächst die Kenntnis der beeinflussenden Faktoren und
der beteiligten Prozesse voraus (Abbildung 2).
Auf Grundlage des heutigen Kenntnisstandes zur Kohlenstoffdynamik lassen sich folgende wahrscheinli-
chen Einflüsse der Klimaänderung (erhöhtes CO
2
, erhöhte Temperatur, veränderter Wasserhaushalt, etc.)
auf den Kohlenstoff ableiten:
Zunahme des vegetativen Kohlenstoff-Pools (Biomasseproduktion) infolge Erhöhung des C/N-
Verhältnisses in den Pflanzen (verbesserte Stickstoffnutzungseffizienz); verlängerte Photosynthese-
zeiten; Verbesserung der Wassernutzungseffizienz der Vegetation.
Abnahme der Kohlenstoffspeicherung im Boden infolge Zunahme des Wurzelwachstums und damit
verbundener erhöhter mikrobieller Aktivität und Bodenrespiration. Eine vergrößerte C-Freisetzung
(CO
2
, CH
4
) könnte vor allem in Moorgebieten problematisch sein. Hier besteht die Gefahr einer posi-
tiven Rückkopplung, also einer Verstärkung des Treibhauseffektes.

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Abnahme der Kohlenstoffspeicherung im Boden infolge der Erhöhung der Mineralisation von organi-
scher Substanz (vor allem in den langsamen Kohlenstoff-Pools)
Erhöhung des Stoffumsatzes im Grundwasserraum infolge der Temperaturerhöhung
Abbildung 2: Einflussfaktoren auf die Dynamik der organischen Bodensubstanz (SOC – soil organic
carbon, DOC – dissolved organic carbon) (aus LAL 2004)
Abschließend sei an dieser Stelle auch auf den signifikanten Einfluss von Nutzungsstrategien (sowohl im
Forstwesen als auch in der Landwirtschaft) auf die Entwicklung der Kohlenstoff-Pools hingewiesen.
Die Absenkung des Grundwasserspiegels kann durch den Zutritt von Sauerstoff zu vormaligen Grund-
wasserbereichen zu einer Oxidation von Pyrit und organischem Kohlenstoff führen, wodurch sich weitere
Umweltprobleme (Versauerung, Sulfatfreisetzung) ergeben. Im Grundwasserkörper kann die Tempera-
turerhöhung ebenfalls eine Erhöhung der Umsatzraten hervorrufen.
Eine Schlüsselgröße für die Auswirkungen von Klimaänderungen auf den Kohlenstoff- und den Nähr-
stoffhaushalt ist die Primärproduktion bzw. das Pflanzenwachstum, da sie die Nährstoffentzüge aus dem
Boden sowie die Rückführung über die Streu und Wurzelreste beeinflusst. Die Veränderungen des Pflan-
zenwachstums oder der Produktivität natürlicher oder landwirtschaftlicher Systeme resultieren aus dem
gemeinsamen Wirken verschiedener Komponenten.
Das Ertragspotential landwirtschaftlicher Kulturen wird im Wesentlichen bestimmt vom Klima (Tempe-
ratur und Strahlung), dem CO
2
-Gehalt der Atmosphäre und Pflanzeneigenschaften. Dieses Potenzial kann
aufgrund weiterer natürlichen Standorteigenschaften wie Bodenfeuchte (Trockenstress oder Nässe) und
Nährstoffverfügbarkeit begrenzt werden. Darüber hinaus gibt es weitere ertragsmindernde Faktoren, wie
zum Beispiel Schädlingsbefall, Krankheiten, Konkurrenz (Unkräuter) und Luftverschmutzung (zum Bei-
spiel Ozon), deren Auftreten ebenfalls durch Klimaänderungen beeinflusst werden kann. Zum Teil kann
sich die Vegetation auch an veränderte Umweltbedingungen durch Erhöhung der Wasser- und Nährstoff-
nutzungseffizienz anpassen.
Generell ist durch die Temperaturzunahme und die Erhöhung des CO
2
-Gehaltes in der Atmosphäre ein
erhöhtes Pflanzenwachstum zu erwarten, sofern Trockenphasen und Hitzeperioden nicht begrenzend
wirken. Eine CO
2
-Limitation durch andere Faktoren, wie oben dargestellt, ist jedoch möglich (Goudriaan
& Zadoks 1995). In einer Studie von Gedney et al.
(2006) wurde dargestellt, das die Erhöhung der CO
2
-
Gehalte in der Atmosphäre gegenwärtig zu einer Verringerung der Transpirationsleistung führt, da die
Pflanzen aufgrund des erhöhten CO
2
-Partialdruckes den Gasaustausch mit der freien Atmosphäre verrin-
gern können. Neuere Modellrechnungen erklären z. T. auch die beobachtete Reduktion der globalen Ab-
flüsse um 3 % mit diesem Effekt.

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Darüber hinaus ist die kurzfristig beobachtbare Reaktion der Vegetation auf Klimaänderungen nicht
gleichbedeutend mit der langfristig möglichen Umstellung des Pflanzenstoffwechsels (Rustad 2001)
(Stichwort: N-Effizienz, Transpirationsleistung).
Insgesamt lässt sich die Veränderung des Ertragspotentials und der tatsächlichen Erträge infolge der Kli-
maänderungen daher gegenwärtig nicht sicher bestimmen.
2.5.3
Auswirkungen auf die Stickstoffdynamik in terrestrischen Systemen
Auch die Auswirkungen der Klimaänderungen auf die Stickstoffdynamik sind im Einzelnen sehr komplex
und können hier lediglich in Form eines Überblicks zusammengefasst werden. In der Vergangenheit stan-
den eher der Wasser- und der Kohlenstoffhaushalt im Blickfeld der Klimafolgenforschung. Zum The-
menkomplex „Klimawandel und Stickstoffhaushalt“ besteht noch erheblicher weiterer Forschungsbedarf.
Eine Erhöhung des Pflanzenwachstums infolge der Klimaänderungen hat möglicherweise auch einen
erhöhten N-Bedarf zur Folge. Jedoch kann dieser evtl. durch eine effektivere Ressourcennutzung und
Veränderung des C/N-Verhältnisses ausgeglichen werden, so dass möglicherweise keine Limitation des
Pflanzenwachstums durch die Boden-N-Verfügbarkeit gegeben ist. Wie bereits in Kap. 2.5.2 dargestellt,
sind langfristig mögliche Umstellungen des Pflanzenstoffwechsels derzeit nicht abzusehen. Auch deuten
neuere Untersuchungen daraufhin, dass N-Mangel durch zusätzliche Nutzung „externer“ Quellen (Sower-
by et al. 2005) kompensiert werden kann. Dies könnte zum Beispiel im Zuge der atmogenen Deposition
erfolgen (Russow & Böhme
2004).
Generell führt ein Temperaturanstieg auch zu einer Beschleunigung der Stoffumsätze im Boden. Sowohl
Mineralisation als auch Denitrifikation sind temperaturabhängig. Die Bodenfeuchtedynamik kommt als
weiterer Faktor ins Spiel, da Mineralisation durch Trockenheit und Wassersättigung limitiert wird, wäh-
rend die Denitrifikation nur unter Wassersättigung auftritt.
Parallel zur Kohlenstoffdynamik ist grundsätzlich eine Abnahme des organisch gebundenen Bodenstick-
stoffs infolge erhöhter Mineralisation und Bodenrespiration zu erwarten. Differenziert nach Jahreszeiten
ergibt sich folgendes Bild: Es ist mit einer erhöhten Mineralisation im Winter zu rechnen. Gleichzeitig
nimmt auch die Auswaschung durch das erhöhte N-Angebot und das gesteigerte saisonale Sickerwasser-
aufkommen zu. Die vermehrten Trockenperioden im Sommer haben eine verringerte Mineralisation und
damit auch eine geringere N-Verfügbarkeit im Boden zur Folge. Dadurch kann das Stickstoffangebot sich
wiederum limitierend auf das Pflanzenwachstum und die Biomasseproduktion auswirken. Ob dies tat-
sächlich der Fall ist, bleibt jedoch unklar, da der Stickstoffbedarf der Pflanzen möglicherweise auch aus
externen Quellen (atmogene Deposition) gedeckt werden kann (Sowerby et al. 2005, Böhme & Russow
2002, Merbach 2002).
Eine beschleunigte Mineralisation muss jedoch nicht zwangsläufig zur Abnahme des organischen N-
Pools und Verstärkung der Nitratauswaschung führen. Möglicherweise kann ein erhöhtes Pflanzenwachs-
tum (N-Aufnahme der Vegetation bzw. Anfall von Biomasse) diese Effekte wieder ausgleichen. Damit
verbunden kann sich auch der Nährstoffentzug aus dem Boden verändern.
Durch den Temperaturanstieg können sich die Denitrifikationsraten insbesondere im Winter und Frühjahr
im Boden erhöhen, die Gesamtdenitrifikationsleistung kann jedoch durch die Änderungen im Wasser-
haushalt herabgesetzt sein (wärmere Winter, aber weniger Feuchteperioden).
Eine Veränderung der Bodenausträge von Stickstoff wirkt sich unter Umständen nur langfristig in den
Einträgen zum Gewässernetz aus, weil die Verweilzeiten im Grundwasser zu einer Verzögerung des Sig-
nals führen und bei einem hohen Denitrifikationspotential des Grundwassers und der Uferrandbereiche
die Stickstofffrachten aus dem Boden durch Denitrifikation effektiv abgebaut werden. Lediglich Ände-
rungen in drainierten Flächen und in Flächen, die in deutlicher Nähe zum Gewässernetz liegen (kurze
Transportzeiten und unvollständige Denitrifikation) sind zeitnah auch im Gewässernetz bemerkbar.
Durch ein Absinken der Grundwasserstände und die Verringerung von Wassersättigungsphasen im Boden
kann es auch zu einer Verminderung der Drainageflüsse kommen. Dadurch wird auch die Nitratzufuhr zu

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den Oberflächengewässern über die Drainagen verringert. Wie beim Kohlenstoff bereits dargestellt, kann
die Temperaturerhöhung im Grundwasser ebenfalls zu einer Erhöhung der Umsatzraten (Denitrifikati-
onsprozesse) führen.
Insgesamt zeichnet sich ab, dass hinsichtlich der Auswirkungen des Klimawandels auf die Stickstoffdy-
namik in Abhängigkeit der jeweiligen Umweltfaktoren unterschiedliche Auswirkungen zu verzeichnen
sein werden. Diese könnten sich möglicherweise gegenseitig ausgleichen oder auch verstärken. Eine
fundierte Bewertung der komplexen Zusammenhänge kann nur mit Hilfe von numerischen Simulations-
rechnungen erfolgen.
2.5.4
Auswirkungen auf die Stoffdynamik in Oberflächengewässern
Der Einfluss der Klimaänderungen auf die Ökologie und Qualität der Fließgewässer ist bisher kaum vor-
herzusagen, da neben der Unsicherheit der Prognose klimatischer Änderungen und den Veränderungen
der lateralen Stoffeinträge auch die ökologischen Konsequenzen für die Biozönose nicht vorhersehbar
sind. Neben einer Verschiebung des Artenspektrums der Biozönosen sind hier wie im System Boden-
Pflanze auch eine Veränderung des N-Bedarfs, der N-Nutzungseffizienz und die Reaktion auf den CO
2
-
Gehalt zu berücksichtigen. Jedoch stehen diese Prozesse zurzeit noch nicht im Blick laufender Forschun-
gen. Die Auswirkungen des veränderten Wasserhaushaltes kann vermutlich als das wichtigste Problem
angesehen werden. Eine Veränderung des Abflussregimes mit z. B. einer Verminderung des Gesamtab-
flusses, verlängerte Niedrigwasserabflusszeiten und/oder veränderter Niedrigabflussmengen hat große
Wirkungen auf die aquatische Biozönose und den Stoffhaushalt des Fließgewässers, sie beeinflusst zudem
die Gewässer-Umland-Beziehungen. Höhere Temperaturen wirken sich auch in Gewässern beschleuni-
gend auf alle Umsatzprozesse aus. Welche Bedeutung Temperaturänderungen auf Stoffumsätze gerade in
kleinen Gewässern mit kurzen Verweilzeiten haben, ist bisher unklar.
Als Empfänger für die Wasser- und Stoffflüsse in Einzugsgebieten stellen die Oberflächengewässer das
Endglied in der Transportkette im Einzugsgebiet dar. Entsprechend führen Änderungen der Austräge aus
der ungesättigten Bodenzone zu einer zeitverzögerten Reaktion der Fließgewässer, wobei die Transport-
zeitverteilung der Stoffflüsse über die verschiedenen Transportpfade berücksichtigt werden muss. Ob
diese Reaktion quantitativ erfassbar ist, hängt auch von der relativen Bedeutung der weiteren Stoffein-
tragspfade Streueintrag, direkte Düngereinträge und N-Fixierung ab. Die Veränderung der Stoffeinträge
durch laterale Zuflüsse in das Gewässersystem infolge einer veränderten Belastung aus dem Einzugsge-
biet sowie der Verschiebungen im Wasserhaushalt (z. B. Veränderung der relativen Bedeutung einzelner
Abflusskomponenten) sind derzeit noch am ehesten im Rahmen von Modellrechnungen beschreibbar.
Aufgrund der kurzen Fließzeiten auch bei Niedrigwasserabflüssen in der Parthe (≤1-2 d) bzw. im
Schnellbach (≤1-2 h) ist nur mit begrenzten Änderungen infolge der internen Stoffumsatzprozesse im
Gewässer zu rechnen. Langfristig können sich Verschiebungen der internen Stoffflüsse ergeben, eine
Auswirkung auf die Gewässerqualität ist nur sehr schwer vorherzusagen.
Generell ist der Einfluss gewässerinterner Stoffumsatze auf die aquatische Biozönose in Niedrigwasserpe-
rioden und in der Regel höheren Temperaturen größer als bei höheren Abflüssen. Daher können diese
Stoffumsätze den Einfluss insbesondere veränderter Niedrigwasserabflüsse verstärken. Diese Aussage gilt
im Wesentlichen jedoch nur für Phosphor als i. d. R. eutrophierungsrelevantem Nährstoff. Nitrat-
Stickstoff kommt im mitteleuropäischen Raum nur eine untergeordnete Bedeutung für die Fließgewässer-
biozönose zu. Die Auswirkungen eines veränderten Stickstoffumsatzes im Fließgewässer auf dessen
Stickstofffracht werden als begrenzt eingestuft. Die Veränderung des Abflussregimes und der Einträge in
das Gewässersystem kann insgesamt als Faktor von größerer Bedeutung angesehen werden.

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2.5.5
Auswirkungen auf Landnutzung
Eine direkte Auswirkung der zukünftigen Klimaänderungen auf die Landnutzung lässt sich nur bedingt
abschätzen. Grundsätzlich ist eine Verschiebung des Artenspektrums in der natürlichen Umwelt entspre-
chend der erhöhten Temperaturen oder der veränderten Bodenfeuchte denkbar.
In der forstwirtschaftlichen Forschung sind im nordostdeutschen Tiefland bereits Tendenzen zum lang-
fristigen Umbau in Hinblick auf ökologisch angepasstere Baumarten erkennbar, wobei hier immer auch
der ökonomische Nutzen im Vordergrund steht (z. B.
www.OakChain.de,
www.enforchange.de).
Die landwirtschaftliche Nutzung wird noch in wesentlich stärkerem Maße als die Forstwirtschaft von
ökonomischen und rechtlichen Rahmenbedingungen bestimmt und sich v. a. entsprechend der zukünfti-
gen Marktsituation, der Nachfrage, der Förderungspolitik, der Naturschutzgesetzgebung und der techno-
logischen Entwicklung (z. B. Zucht, Gentechnik, Bewässerungstechnologien, Verdunstungssschutz) aus-
richten.
Insgesamt ist vermutlich zu erwarten, dass die Einflüsse von ökonomisch und politisch induzierten Land-
nutzungs- und Düngungsänderungen auf die N-Bilanzen größer sind als die direkt klimabedingten Aus-
wirkungen.
2.5.6
Zusammenfassende Betrachtung des C- und N-Haushaltes von Einzugsgebieten und
der Auswirkungen von Klimaänderungen
Die Prozessdynamik im System Boden-Pflanze im Zusammenwirken mit der Entwicklung der zukünfti-
gen Klimabedingungen und der Landnutzungsentwicklung bestimmt im Wesentlichen die Einträge an
Stickstoff in die nachfolgenden Reaktionsräume ungesättigte Zone, Grundwasser und Oberflächengewäs-
ser. Der Stoffumsatz in der ungesättigten Zone und im Grundwasser wird im Wesentlichen von der Anlie-
ferung reaktivem Stickstoffs (Nitrat) aus der Bodenzone und der Verfügbarkeit von Reaktionspartnern
bestimmt. Die veränderte Eintragssituation wirkt sich entsprechend der Transportzeitverteilung zeitverzö-
gert auf die Anlieferung von N an das Gewässersystem aus. Umsätze im Gewässersystem selbst unterlie-
gen wiederum einer eigenen Dynamik, bei der auch zusätzliche Eintragsquellen und Senken berücksich-
tigt werden müssen.
Es bestehen nach wie vor zahlreiche Erkenntnisdefizite, die eine Simulation zukünftiger Entwicklungen
erschweren. Als wichtige Punkte sind zu nennen:
Die Reaktion des Pflanzenwachstums und des Transpirationsverhaltens auf langfristig veränderte
CO
2
-Gehalte der Atmosphäre, Feuchte- und Temperaturverhältnisse
Langfristige Änderung der N-Nutzungseffizienz und der N-Aufnahme von Pflanzen unter veränder-
ten Wachstumsbedingungen
Diese beiden Punkte wirken sich insbesondere auf die N-Bilanz des Bodens (in Zusammenwirken mit den
bodeninternen Prozessen aus) und sind daher für eine Bestimmung der Bodenausträge (bei angenomme-
ner Landnutzung und Düngung) und damit der Einträge in die nachgeordneten Reaktionsräume (Grund-
wasser, Fließgewässer) maßgebend. Weitere relevante Punkt sind:
Die zukünftige Entwicklung der Landwirtschaft kann insbesondere für größere Zeithorizonte (mehre-
re Jahrzehnte) nicht prognostiziert werden. Neben ökologischen Faktoren sind auch die sozio-
ökonomischen Randbedingungen maßgeblich. Die durch Landnutzungs- und Düngungsänderungen
hervorgerufenen Änderungen der N-Bilanzen können die klimabedingten Einflüsse möglicherweise
deutlich übersteigen.
Daten zu Art und Intensität der Umsatzprozesse im Untergrund sowie zur Verfügbarkeit von Reakti-
onspartnern und zur Transportzeitverteilung sind für eine Modellierung im Allgemeinen unzurei-
chend und müssen gebietsspezifisch auf Basis von Prozessuntersuchungen erhoben werden.

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Die Quantifizierung der internen Gewässerdynamik ist insbesondere bei kleineren Fließgewässern
problematisch aufgrund der Wechselbeziehungen zum Umland und der unzureichenden Prozess-
kenntnis bezüglich der Interaktionen von Gewässer und Gewässersediment. Die Durchführung spezi-
fischer Prozessuntersuchungen im Gewässer ist für eine Quantitifizierung der Prozesse und eine Mo-
dellparametrisierung unerlässlich.
Die Veränderung der Gewässerökologie und der gewässerinternen Stoffumsätze infolge von Klima-
änderungen wurden bisher noch nicht wissenschaftlich untersucht.

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3
Zusammenstellung geeigneter Tools für den C- und N-
Haushalt im Parthe-Gebiet unter Berücksichtigung der
vorhandenen Wasserhaushaltsmodelle für das Parthe-Gebiet
3.1
Definition der Simulationsziele und Modellanforderungen
Auf Basis der Klimaprognose für das Land Sachsen sollen die Auswirkungen des Klimawandels auf den
C- und N-Haushalt im Einzugsgebiet der Parthe simuliert werden. Für die Auswahl geeigneter Modelle
und Entwicklung eines Modellverbundes ist eine detaillierte Zieldefinition erforderlich, in der die auszu-
wertenden Zielgrößen definiert werden. Darüber muss zunächst festgelegt werden, ob auf Basis der Kli-
maprognose Szenarioanalysen durchgeführt werden sollen oder quantitative Vorhersagen erwartet wer-
den.
Wie in Kapitel 2 ausführlich erläutert wurde, erlaubt der aktuelle Kenntnisstand des Stoffhaushalts in den
Reaktionsräumen Pflanze/Boden, Grundwasser und Oberflächengewässer in vielen Fällen noch keine
exakte Quantifizierung der entsprechenden Parameter und Prozesse. Darüber hinaus bestehen auch hin-
sichtlich der Klima- und Landnutzungsprognosen erhebliche Unsicherheiten. In Kap. 6 wird außerdem
noch eingehend auf die verfügbare Datengrundlage für die Modellparametrisierung, -kalibrierung und
-validierung eingegangen. Als Konsequenz dieser Unwägbarkeiten sollen sich die weiteren Überlegungen
zum Modellverbund für den N- und C- Haushalt im Rahmen dieser Vorstudie auf die Berechnung von
Szenarien konzentrieren. Dies entspricht der üblichen Vorgehensweise bei der Untersuchung des N- und
C- Haushalts auf der Ebene von mesoskaligen Einzugsgebieten wie der Parthe.
Aufbauend auf den Simulationszielen müssen die erforderlichen Prozesse und Reaktionsräume ausge-
wählt werden und die räumliche und zeitliche Auflösung der Modelle abgestimmt werden. Für die Kon-
zeption eines Modellierungsansatzes und die Bewertung alternativer Ansätze ist insbesondere zu prüfen,
ob die wesentlichen Prozesse und ihre Wechselwirkungen in den jeweiligen Modellen und im Modellsys-
tem insgesamt abgebildet werden. So lassen sich z. B. mit einem Grundwassermodell, welches eine grobe
räumliche Auflösung verwendet, zwar Stoffflüsse im Einzugsgebiet darstellen, reaktive Prozesse können
dann aber nicht adäquat abgebildet werden. Hierbei ist auch numerischen Effekten Rechnung zu tragen.
Insbesondere die C- und N- Dynamik im Boden wird von komplexen Wechselwirkungen mit dem Klima
und der Vegetation bestimmt, so dass die Anbindung detaillierter Vegetationsmodelle erforderlich sein
kann. Möglicherweise lassen sich jedoch dominierende Wirkungen isolieren, die auch in einfacheren
Modellen darstellbar sind. Dabei müssen auch die verfügbaren Datengrundlagen, die Unsicherheiten der
Eingangsdaten und Modellparameter und die Grenzen der Kalibrier- und Validierbarkeit der Modelle
berücksichtigt werden. Gerade die für eine Simulation der Umsatzprozesse im Grundwasserraum erfor-
derlichen Daten, insbesondere die Verteilung und die Gehalte an reaktiven Substanzen, sind nur schwer
und nur mit umfangreichem Messaufwand zu beschaffen. Bereits die Bestimmung von Stoffausträgen aus
dem Boden ist sehr aufwändig und kann lediglich an Einzelstandorten mit Hilfe von Lysimetern oder
durch chemische Analyse von Saugkerzenwässern in Verbindung mit numerischen Modellsimulationen
des Wasserhaushalts exemplarisch durchgeführt werden. Auf der Ebene von Einzugsgebieten sind derar-
tige Untersuchungen hingegen nicht realisierbar.
Auch der Zeithorizont der Modellrechnungen ist zu berücksichtigen. Aufgrund der relativ langen Ver-
weilzeit im Grundwasser (u. U. mehrere Jahrzehnte) ist davon auszugehen, dass Änderungen der N-
Dynamik erst langfristig im Austrag ins Gewässernetz feststellbar sind. Während sich im Bodenmodell
nach einer gewissen Simulationszeit ein den Umweltbedingungen entsprechendes Gleichgewicht zwi-
schen Ein- und Austrägen einstellt, unterliegt der Grundwasserraum bei Berücksichtigung von Stoffum-
sätzen einer permanenten Veränderung. Simulierte Änderungen des Stoffhaushalts im Grundwasser las-
sen sich unter diesen Voraussetzungen daher nicht ohne weiteres mit dem Ist-Zustand vergleichen. Es
muss vielmehr zunächst durch Fortschreibung der Ist-Einträge in die Zukunft ein Vergleichszustand ge-
schaffen werden. Im Gewässersystem ist dagegen aufgrund der kurzen Verweilzeiten (Stunden bis Tage)
keine kontinuierliche Simulation erforderlich.
Die Simulation soll nach Maßgabe des LfUG auf den bereits bestehenden Wasserhaushaltsmodellen für
das Parthe-Gebiet aufbauen. Dies sind namentlich gekoppelte Anwendungen der Modelle WaSiM-ETH
(Hydrologie) und PCGEOFIM
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(Grundwasserströmung und Transport). Mit dem Modellverbund

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WaSiM-ETH und PCGEOFIM
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kann der Wasserhaushalt gemäß den Resultaten der Vorstudien KliWEP
1 (abgeschlossen) und KliWEP 2 (Stand: 2. Zwischenbericht v. 15.11.2005) zufriedenstellend abgebildet
werden. Aufbauend auf diesen Modellen müssten in dem im Rahmen von KliWEP 3 geplanten Modell-
verbund noch die Stofftransport- und Stoffumsatzkomponenten zur Beschreibung der C- und N-Dynamik
in den einzelnen Reaktionsräumen implementiert werden. Durch diese Vorgehensweise könnten sich
technische und inhaltliche Einschränkungen hinsichtlich der Auswahl geeigneter Modellwerkzeuge erge-
ben. Darüber hinaus könnte die Anwendbarkeit des resultierenden Gesamtmodells aufgrund der räumli-
chen wie zeitlichen Auflösung und der erforderlichen Rechenzeit begrenzt sein.
Alternativ wäre auch ein mehrstufiges Verfahren denkbar, bei dem zunächst die Auswirkungen des Kli-
mawandels in Standortsimulationen für das System Boden-Pflanze mit detaillierten Modellen untersucht
werden, um die wesentlichen Einflussgrößen zu bestimmen. Auf dieser Basis könnte zum Beispiel ein
geeignetes Modell für die regionale Simulation gewählt werden. Nachgeschaltet würde dann das Grund-
wassersystem betrachtet oder ein integriertes Einzugsgebietsmodell angewandt.
3.2
Erforderliche Prozesskomponenten, weitere Voraussetzungen für die Modellkopplung
Die in Kapitel 2 durchgeführte Analyse des Stoffhaushaltes von Einzugsgebieten und seiner Beziehung zu
Klimaänderungen zeigte, dass insbesondere die temperatur- und feuchteabhängig Dynamik von Pflan-
zenwachstum, Nährstoffaufnahme und Umsatzprozessen im Boden entscheidend ist für die adäquate
Simulation der Auswirkungen von Klimaänderungen auf den Stoffhaushalt. Gemäß der Leistungsbe-
schreibung des Auftraggebers (Punkt 2.2) sind eine Reihe spezieller Punkte bei der Erstellung des Mo-
dellkonzeptes gezielt zu berücksichtigen. Weitere Voraussetzungen für die Realisierung der Modellkopp-
lung wurden im Lauf der Projektbearbeitung deutlich und wurden ebenfalls in dieses Kapitel integriert.
Diese Punkte werden im Folgenden im Hinblick auf ihre Relevanz in Hinblick auf die Darstellung der
erwünschten Wirkungszusammenhänge sowie hinsichtlich ihrer Implementierbarkeit in einem Modellsys-
tem vorgestellt und diskutiert.
3.2.1
Landnutzung
Die Verteilung der zukünftigen Landnutzung und die Bewirtschaftung sind zwingende Eingangsparame-
ter des Modells. Die entsprechenden Daten können in Form eines oder mehrerer Szenarien bereitgestellt
werden. Ein Verfahren zur Ableitung von Landnutzungsszenarien wird in Kap. 6.3 dargestellt.
3.2.2
Vegetation – Pflanzenwachstum und Nährstoffaufnahme
Ein geeignetes Wachstumsmodell sollte mindestens die Abhängigkeit des Pflanzenwachstums von der
Temperatur und der Bodenfeuchte darstellen können. Wenn möglich, wäre auch eine Reaktion des Pflan-
zenwachstums auf den CO
2
-Gehalt der Luft wünschenswert. Der N-Entzug aus dem Boden sollte in Ab-
hängigkeit vom N-Bedarf (Wachstum und Zielgehalte) und N-Verfügbarkeit erfasst werden. Wie bereits
in Kap. 2.5.3 dargestellt, ist die Modellierung dieser Prozesse mit erheblichen Unsicherheiten behaftet
und deren quantitative Bedeutung derzeit noch nicht abschätzbar.
Bei der Kopplung eines Wachstumsmodells, welches auf Umweltfaktoren reagiert, mit WaSiM-ETH
wäre außerdem zu beachten, dass die für den Wasserhaushalt relevante Vegetationsentwicklung in
WaSiM-ETH bisher durch Stützstellen in der Landnutzungstabelle gesteuert wird. Für die Realisierung
einer derartigen (online-) Kopplung wären somit möglicherweise größere Eingriffe in die Programmstruk-

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tur von WaSiM-ETH erforderlich. Analoges gilt für die am LfUG derzeit geplante Flexibilisierung der
Vegetationsperioden in WaSiM-ETH mit Hilfe eines so genannten Temperatursummenansatzes. Gängige
Stoffhaushaltsmodelle oder -module wie SWAT (vgl. Kap. 3.3.3.5) verfügen teilweise bereits über ver-
gleichbar konzipierte Ansätze, welche aber nicht unmittelbar mit der Landnutzungstabelle oder dem ge-
planten Temperatursummenansatz von WaSiM-ETH kompatibel wären.
3.2.3
Boden
Die Geschwindigkeit biochemischer Prozesse im Boden wie zum Beispiel die Mineralisation und die
Denitrifikation ist von der Temperatur und der Sauerstoffverfügbarkeit abhängig, wobei letztere durch die
Bodenfeuchtedynamik bestimmt wird. Das heißt, die Umsatzprozesse im Boden müssen temperatur- und
feuchteabhängig dargestellt werden. Voraussetzung ist eine vorhergehende Simulation von Bodentempe-
ratur und Bodenfeuchte. Der Austrag löslicher Komponenten (Nitrat und DOC) ist von der Versickerung
von Bodenwasser und der Umsatzdynamik abhängig. Ein Ferntransport von Boden-Dock kann aufgrund
der schnellen Degradation und der Sorption in der ungesättigten Zone in der Regel vernachlässigt werden.
Eine quantitative Modellierung der DOC-Austräge ist aufgrund der unzureichenden Prozesskenntnis nicht
möglich, es sind zudem auch keine Modelle verfügbar, mit denen ein C-Austrag in regionalen Simulatio-
nen halbwegs zuverlässig modelliert werden kann (vergleiche auch den Punkt C-Dynamik).
Gängige Bodenkohlenstoff- und Stickstoffmodelle bilden die Stoffumsätze in Abhängigkeit von der Bo-
denfeuchte und Bodentemperatur ab. Auch wenn hier unterschiedliche Ansätze zur Anwendung kommen,
werden diese Einflüsse prinzipiell berücksichtigt. Die wesentlichen Unterschiede bestehen hinsichtlich
der Anbindung oder Integration der Vegetationsdynamik in das Prozessgeschehen.
Falls ein Modellansatz für den Reaktionsraum Boden ausgewählt würde, welcher die Dynamik der Vege-
tation und deren Einfluss auf die Kohlenstoffdynamik im Boden nicht berücksichtigt, so wäre im geplan-
ten Modellverbund eine Kopplung des Stickstoffumsatzes im Boden an den Kohlenstoffkreislauf prinzi-
piell nicht notwendig. Man kann die N-Dynamik im Boden auch ohne C-Dynamik darstellen, wie auch in
vielen Modellen verwirklicht. Das Argument für die C-Dynamik ist vor allem prozessbezogen, weil die
N-Mineralisation eine Folgeerscheinung der Mineralisation organischer Bodensubstanz (entsprechend N-
Gehalt) darstellt und über die C-Dynamik auch eine Kopplung zum Pflanzenwachstum und Witterungs-
einflüssen auf das Pflanzenwachstum hergestellt werden kann, was auch die N-Entzüge bzw. den N-
Eintrag über abgestorbenes Material beeinflusst.
3.2.4
Ungesättigte Zone
Die Transportzeit durch die ungesättigte Zone sollte im Modellverbund berücksichtigt werden. Denitrifi-
kation ist an vielen Standorten aufgrund der mangelnden Verfügbarkeit reaktiven organischen Kohlen-
stoffs stark limitiert und kann daher vernachlässigt werden. Die ungesättigte Zone ist im Idealfall Be-
standteil des Bodenmodells.
3.2.5
Grundwasser
Im Grundwasser muss die Denitrifikation sowie die Verweilzeit im Grundwasser abgebildet werden. Hier
sind unterschiedlich komplexe Ansätze zur Beschreibung der Denitrifikation möglich, von einfachem
Abbau bis zur expliziten Kopplung an die Verfügbarkeit von Reaktionspartnern. Der C-Haushalt spielt im
Wesentlichen nur in Hinblick auf die Zehrung des sedimentären Kohlenstoffs durch Denitrifikation eine

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Rolle. Eisensulfide stellen einen weiteren sedimentären Bestandteil dar, der durch Denitrifikation aufge-
zehrt wird.
Veränderungen der Grundwasserneubildung wirken sich auch auf die Grundwasserstände bzw. die Poten-
ziale und damit auf die hydraulischen Gradienten und Fließgeschwindigkeiten aus. Dadurch wird eine
Veränderung der Verweilzeiten im Grundwasser bewirkt. Eine instationäre Strömungsmodellierung kann
diese Prozesse prinzipiell erfassen.
In integrierten Einzugsgebietsmodellen kommen allerdings in der Regel Speicheransätze für den Grund-
wasserbereich zum Einsatz, die im Vergleich zu einem numerischen Grundwasserströmungsmodell die
Bewegung des Grundwassers nur sehr vereinfacht abbilden. Eine Transportverzögerung wird durch die
Durchmischung des Speichervolumens erfasst, Denitrifikation kann je nach Modell vereinfacht z. B. als
Abbaureaktion erster Ordnung berücksichtigt werden. Es wird dabei vorausgesetzt, dass die Denitrifikati-
on nicht durch die Verfügbarkeit von Pyrit oder organischer Substanz limitiert wird.
Bei Verwendung eines komplexeren Grundwasserströmungs- und -transportmodells wie z. B.
PCGEOFIM
®
kann der Stoffumsatz durch Annahme eines einfachen Abbaus oder durch explizite Be-
rücksichtigung der Stoffumsätze (inklusive Zehrung der Reaktionspartner) auf Basis reaktionskinetischer
Ansätze berücksichtigt werden. Letztere können unterschiedlich komplex implementiert werden.
Denitrifikation durch eine einfache Abbaukinetik (erster Ordnung oder nach Michaelis-Menten)
Denitrifikation mit Umsatz der Reaktionspartner organische Substanz und Pyrit als Gleichgewichtsre-
aktion
Denitrifikation durch sofortigen stöchiometrischen Umsatz der Reaktionspartner organische Substanz
und Pyrit
Denitrifikation mit Umsatz der Reaktionspartner organische Substanz und Pyrit durch kinetische Reak-
tionsansätze (erster oder gemischter Ordnung oder nach Michaelis-Menten, Kopplung PCGEOFIM
®
mit PHREEQC)
Grundsätzlich ergibt sich hier das Problem, dass die erforderlichen Reaktionskonstanten und die Hinter-
grundkonzentrationen von Pyrit und organischer Substanz nur mit erheblichem experimentellen Aufwand
und großen Unsicherheiten zu bestimmen sind oder aus Literaturwerten abgeleitet werden müssen. Die
Simulation der Stoffumsatzprozesse im Grundwasserraum basiert also in jedem Fall auf Schätzwerten.
Desweiteren ist die Anwendbarkeit komplexer Reaktionsansätze auch durch die räumliche Auflösung des
Modellgitters beeinflusst, da die numerische Lösung der Transportgleichung in einem finiten Gitter eine
numerische Dispersion verursacht. Dieser Effekt beruht auf der mathematischen Formulierung des Trans-
portproblems: Ist der Zufluss innerhalb eines Zeitschrittes kleiner als das Zellvolumen, kommt es a) zu
einem künstlichen Verdünnungseffekt, weil die Stoffkonzentration nur über das gesamte Zellvolumen
bestimmt wird und b) zu einer künstlich verstärkten Ausbreitung, weil der Stoff sich über das gesamte
Zellvolumen verteilt. Diese numerische Dispersion führt insbesondere bei der Betrachtung diffuser Ein-
träge über die Grundwasserneubildung zu erheblichen Abweichungen der simulierten Stoffkonzentration
von der messbaren Stoffkonzentration. Die Grundwasserneubildung (Größenordnung: 100 l/(m².a) macht
in der Regel nur einen Bruchteil des Zellvolumens aus (Größenordnung: >1m³/m²). Als Folgeeffekt ist zu
berücksichtigen, dass viele Reaktionskinetische Ansätze konzentrationsabhängig sind und die künstliche
Verdünnung auch die Reaktionsraten beeinflusst.
Temperaturänderungen an der Erdoberfläche wirken sich im Grundwasserleiter nur geringfügig aus
(~Jahresmitteltemperatur) und führen allenfalls zu einer leichten Beschleunigung der Umsatzraten. Die
Umsatzmengen sind letztendlich abhängig von der Anlieferung reaktiver Substanzen mit dem Sickerwas-
ser und dem Angebot an Reaktionspartnern im Grundwasserleiter. Da letztere gegeben sind und sich
umsatzabhängig verändern, ist die Zulieferung von Stoffen mit dem Sickerwasser die steuernde Größe
des Umsatzgeschehens. Damit ist auch die Komplexität der Abbildung der Umsatzprozesse im Grund-
wasserraum von sekundärer Bedeutung. Bei geringem Angebot an Pyrit und organischer Substanz im
Grundwasserleiter sollte jedoch der Nitratumsatz stöchiometrisch an den Umsatz der Reaktionspartner
gekoppelt sein, da möglicherweise eine Limitierung der Umsätze durch die Aufzehrung der Reaktions-
partner erfolgen kann.

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Die Untersuchungen im Elbe-Projekt (Lahmer & Becker 2004) zeigen insbesondere für die Sedimente des
Tertiärs hohe Gehalte an C und S, die für Denitrifikation verantwortlich sein können. Batch-Versuche
lassen eine Bevorzugung der heterotrophen Denitrifikation vermuten (C-Konsum). In den Sedimenten des
Quartärs sind die Gehalte an C und S geringer und Denitrifikationsprozesse vermutlich quantitativ von
geringerer Bedeutung. Jedoch können an semi-terrestrischen Standorten im oberflächennahen Grundwas-
ser intensive Denitrifikationsprozesse durch DOC-Eintrag aus der Bodenzone ablaufen. Die Unsicherhei-
ten in den angegebenen C- und S- Gehalten sind aufgrund der Datendichte und der Heterogenität des
Untergrundes als sehr hoch einzustufen. Bei Vermeidung von aufwändigen Felduntersuchungen müssen
die C- und S-Gehalte auf Basis von Literaturwerten geschätzt werden.
Werden die Gehalte an Pyrit und organischer Substanz im Aquifer als langfristig nicht limitierend einge-
stuft, ist die Verwendung einer einfachen Abbaureaktion erster Ordnung oder nach Michaelis-Menten
ohne Berücksichtigung der Reaktionspartner ausreichend. Ist jedoch eine Zehrung der Reaktionspartner
und eine Limitierung der Umsatzraten durch Aufbrauch der Reaktionspartner zu erwarten, müssen die
stöchiometrischen Beziehungen mit einem geochemischen Modell, z. B. PHREEQC, explizit berücksich-
tigt werden. Um solche Gebiete zu identifizieren, sollte zunächst eine Bilanzierung der C- und S-Mengen
im Untergrund erfolgen. Hierbei wäre insbesondere zu testen, ob die verfügbaren Mengen an C und S im
Feststoff unterhalb der stöchiometrisch nötigen Mengen für eine vollständige Umsetzung liegen.
Hydrogeochemische Modelle wie PHREEQC sind allerdings wesentlich anspruchsvoller in Bezug auf die
erforderliche Rechenleistung. Es ist daher zu erwägen, beide Ansätze zu kombinieren und PHREEQC nur
dort einzusetzen, wo es auf Grund der äußeren Bedingungen (C und S-Gehalte) notwendig ist. Werden
die Gehalte an C- und S im Feststoff im Modell bilanziert, kann die Bestimmung der mit PHREEQC zu
berechneten Bereiche und die Schrittweite der Rechnung dynamisch im Modell ermittelt werden.
PHREEQC würde dann in diesem Zeitschritt an den ermittelten Orten rechnen und somit seine Rechen-
zeit signifikant verringern.
Dieser hybride Ansatz lässt auch einen direkten Vergleich zwischen den einfachen Ansätzen und
PHREEQC zu, da beide für das gleiche Gebiet gerechnet werden können.
3.2.6
Drainagen
Drainagen bewirken einen schnellen Stofftransport von der Bodenzone zum Fließgewässer. Aufgrund der
kurzen Transportzeiten in den Drainagen sind keine nennenswerten internen Stoffumsätze zu erwarten
und können daher vernachlässigt werden. Es existieren auch keine Modellansätze, die Umsatzprozesse
innerhalb der Drainagesysteme beschreiben.
3.2.7
Oberflächengewässer
Als Endglied in der Transportkette eines Einzugsgebietes ist für Oberflächengewässer zunächst die Anlie-
ferung von Stickstoff über die verschiedenen Abflusspfade und die Dynamik der Gewässer-Umland-
Beziehungen entscheidend. Diese lateralen Stoffeinträge in das Gewässersystem können theoretisch im
geplanten Modellverbund ohne weitergehende Gütesimulation der Oberflächengewässer berücksichtigt
werden. Über die lateralen Stoffeinträge kann auch eine Reaktion der Gewässerfrachten auf Klimaände-
rungen über die Wirkungskette Boden-Grundwasser-Fließgewässer simuliert werden. Es ist für eine Mo-
dellvalidierung jedoch zu berücksichtigen, dass die tatsächlichen Stoffeinträge unbekannt sind und Pegel-
frachten auch die Umsatzprozesse im Gewässersystem widerspiegeln. Die Einträge über Punktquellen
unterliegen anderen Wirkungszusammenhängen und bewirken zunächst eine additive Veränderung der
Grundlast.
Aufgrund der relativ kurzen Verweilzeiten in der Parthe bzw. in Teileinzugsgebieten ist nicht von quanti-
tativ relevanten Änderungen der Stofffrachten innerhalb dieser Verweilzeit zu rechnen. Jedoch kann De-

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nitrifikation insbesondere in Kleingewässern aufgrund des Wasser- und Stoffaustauschs zwischen Was-
serkörper und Sediment temperaturabhängig von Bedeutung sein.
Die interne Stoffumsatzdynamik wird neben den (simulierten) lateralen Einträgen von weiteren Stoffein-
tragspfaden bestimmt (Phytosynthese, N-Fixierung, Streueinträge, direkte Einträge, P-Einträge über Ero-
sion), die je nach Gewässer quantitativ von Bedeutung sein können. Umsatzprozesse beim Übergang vom
Grund- zum Oberflächengewässer können aufgrund mangelnder Prozesskenntnis zur Zeit nicht in Model-
len abgebildet werden und sind Gegenstand laufender Forschungsarbeiten.
Aus den hier dargestellten Überlegungen lässt sich schlussfolgern, dass eine explizite Simulation der
Oberflächengewässergüte für die Ermittlung klimabedingter Änderungen auf die Stickstofffracht der
Gewässer nicht prioritär ist. Die klimabedingten Änderungen der lateralen Stoffflüsse werden im Verbund
bereits berücksichtigt. Eine Betrachtung der internen Dynamik von Fließgewässern würde die Berück-
sichtigung zusätzlicher Eintragspfade und Umsatzprozesse erfordern, die insbesondere in Kleingewässern
nur unzureichend geschätzt werden können. Für eine Abschätzung der Relevanz gewässerinterner Stoff-
umsatzprozesse (wie zum Beispiel Denitrifikation) wären darüber hinaus spezifische Prozessuntersu-
chungen erforderlich.
Soll eine Gewässergütesimulation durchgeführt werden, ist eine online-Kopplung nicht erforderlich, weil
das Oberflächengewässersystem im wesentlichen Empfänger von Wasser und Stoffen aus den anderen
Reaktionsräumen ist und Rückkopplungen in nicht gestörten Systemen i. d. R. nur eine untergeordnete
Bedeutung haben. Vielmehr könnten die simulierten Stoffeinträge in das Fließgewässer für eine unabhän-
gige nachgeschaltete Simulation der Gewässergüte genutzt werden (Input-Output-Kopplung) und ein
Vergleich zwischen Ist- und prognostiziertem Zustand angestellt werden.
Für die Ermittlung langfristiger Frachten (z. B. Jahresfrachten) ist eine Langzeitsimulation aufgrund der
sich stets ändernden Rahmenbedingungen wie Nitratkonzentration, hydraulischem Radius und Tempera-
tur erforderlich.
Eine Gewässergütesimulation ist dann sinnvoll, wenn neben den Nährstofffrachten und -Konzentrationen
auch Fragen der Gewässerökologie betrachtet werden sollen. In diesem Fall wären für eine sinnvolle
Parametrisierung des Gewässergütemodells begleitende Prozessuntersuchungen zwingend erforderlich, da
die erforderlichen Parameter gewässerspezifisch sind und daher nicht aus Literaturwerten abgeleitet wer-
den können. Es müsste dann auch Phosphor simuliert werden, da dieser als limitierender Nährstoff für die
internen Prozesse von größerer Bedeutung ist als Stickstoff.
3.2.8
Interaktion zwischen Grund- und Oberflächengewässern
Interaktion zwischen Grund- und Oberflächenwasser kann in bestehenden Modellen, zum Beispiel im
Modellverbund WaSiM-ETH/PCGEOFIM
®
, in Form von Grundwasserexfiltration und -infiltration be-
rücksichtigt werden. Stoffumsätze beim Übergang vom Grund- zum Oberflächengewässer und zurück
(Hyporheische Zone) werden in bestehenden Modellen dagegen nicht abgebildet. Hier besteht auch noch
erheblicher Forschungsbedarf, um quantitative Modellanwendungen zu ermöglichen. Die Prozesse in der
hyporheischen Zone würden wahrscheinlich in einer weiteren Abnahme der N-Konzentrationen durch
Denitrifikation und einer Verschiebung zwischen Ammonium- und Nitratanteile resultieren. Für eine
genauere Einschätzung der Bedeutung von Umsatzprozessen bei der Interaktion von Grund- und Oberflä-
chengewässern sind gewässerspezifische Prozessuntersuchungen erforderlich.

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3.2.9
Erosion
Erosion ist in Hinblick auf den N-Umsatz und -Transport nicht in größerem Umfang relevant, da dieser
überwiegend in Form gelösten Nitrats mit dem Sickerwasser erfolgt. Mit dem Sedimenttransport kann
jedoch eine Verlagerung von organischem C sowie von Phosphor in nennenswertem Umfang erfolgen.
Auch die Erosion reagiert entsprechend der Vegetationsbedeckung und Bewirtschaftung auf Veränderun-
gen insbesondere des Niederschlagsregimes.
Eine Berücksichtigung der Erosion ist insbesondere dann erforderlich, wenn Sedimentfrachten und P-
Einträge in das Gewässersystem dargestellt werden sollen.
3.2.10
Punktuelle Einträge
Punktuelle Einträge aus der Abwasserbehandlung oder sonstigen Einleitern beeinflussen die Grundlast
der Gewässer an gelösten und suspendierten Stoffen. Punktuelle Einträge werden von ökonomischen,
technologischen und sozialen Faktoren bestimmt und müssen daher als Eingangsdaten für den Modell-
verbund bereitgestellt werden. Eine direkte Abhängigkeit zu Klimaänderungen ist nicht gegeben. Die
Punkteinträge wirken sich in der Regel ausschließlich auf die Stofffrachten und Stoffumsätze im Oberflä-
chengewässersystem aus. Die Berücksichtigung von Punkteinträgen wäre somit nur für eine nachgeschal-
tete Simulation der internen Stoffhaushaltsdynamik von Bedeutung, um die Grundlast des Gewässers
durch punktuelle Einträge berücksichtigen können. Ein Eintragsszenario für eine Prognosesimulation
könnte auf der Fortschreibung des Status Quo beruhen oder die prognostizierte demographische Entwick-
lung berücksichtigen. In jedem Fall müssen diese Daten extern bereitgestellt werden.
3.2.11
Vegetationslose Flächen
Die adäquate Berücksichtigung von Flächen ohne Vegetation (z. B. Siedlungen, Straßen, Halden) ist in
erster Linie für die Simulation des Wasserhaushalts (Infiltration, Verdunstung, Direktabfluss) von Bedeu-
tung. Bezüglich des C- und N-Umsatzes sind hier keine speziellen Prozesse zu erwarten, welche nicht in
den gängigen Modellen abgedeckt würden. Im Prinzip ist für „unbelebte“ Gebietsanteile gegenüber land-
wirtschaftlicher oder forstlicher Nutzung eine vereinfachte Herangehensweise hinsichtlich des Stoffhaus-
halts ausreichend.
3.2.12
Kanalisation
Bei Berücksichtigung der Kanalisation kommen weitere siedlungswasserwirtschaftliche Gesichtspunkte
hinzu:
Import und Export von Wasser außerhalb des Einzugsgebietes (Trinkwasserreservoire)
Wasserentnahmen und Einleitung von Wasser in die natürlichen Gewässer (Flüsse) über die Kanalisa-
tion
Stoffbelastung der Abwässer.
Wenn entsprechende Daten von Wasserver- und -entsorgern vorliegen, können diese im bestehenden
Wasserhaushaltsmodell sowie bei der Berechnung der Frachten für die Oberflächengewässer berücksich-
tigt werden

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Desweiteren wäre es ggf. erforderlich, Bedarfsszenarien für den Trink- und Brauchwasserkonsum (Ist-
Zustand, 2050, 2100) zu entwickeln. Für diesen Punkt ist allerdings keine direkte Verknüpfung mit den
Auswirkungen der Klimaänderung herzustellen. Der Wasserbedarf der Zivilisation dürfte weitaus stärker
von der Bevölkerungsdichte, der Nutzungseffizienz sowie von politischen, ökonomischen und rechtlichen
Faktoren abhängen als von den klimatologischen Gegebenheiten.
3.2.13
Lange Prognosezeiträume
Die Notwendigkeit langer Prognosezeiträume ergibt sich insbesondere aus den relativ langen Verweilzei-
ten im Grundwasser, welche in pleistozänen Grundwasserleitern unter Umständen mehrere Jahrzehnte
betragen können, wodurch die Austräge aus der Bodenzone mit entsprechender Verzögerung wirksam
werden.
3.2.14
C-Dynamik
Für die Modellauswahl ist entscheidend, welche Zielstellung mit der Abbildung der C-Dynamik verfolgt
wird. Dies könnte sein: Veränderung des C-Pools (Humusgehalte) im Boden; C-Austrag in die Gewässer
(Erosion); C-Austrag aus den Gewässern; C-Austräge aus dem Boden über den Sickerwasserpfad.
Im Boden ist eine Abbildung der C-Dynamik nur dann sinnvoll, wenn Aussagen über die Entwicklung
der Humusgehalte und der oberirdischen Biomasse getroffen werden sollen. Dann muss der C-Pool dy-
namisch angelegt sein und die Einträge pflanzlicher Biomasse als Streu und abgestorbene Wurzeln dem
Boden-C-Pool explizit zugeschlagen werden. Daher verzichten viele Stickstoffmodelle auf eine explizite
Abbildung des C-Haushalts. Die Bildung und Versickerung von DOC kann derzeit auf Standortebene nur
bedingt und auf Einzugsgebietsebene nicht simuliert werden. Das Modell ANIMO kann als einziges Bo-
denmodell eine Versickerung von DOC simulieren, eine Parametrisierung für die Verwendung außerhalb
von gut untersuchten Forschungsstandorten ist diesbezüglich jedoch nicht möglich. Aufgrund von Sorpti-
on und Abbauprozessen ändern sich die chemischen Eigenschaften gelöster Kohlenstoffverbindungen
während des Transports und verlieren ihre Reaktivität. Neben der Unsicherheit der quantitativen Be-
schreibung der DOC-Austräge ist also auch die Verfügbarkeit für weitere biochemische Umsatzprozesse
begrenzt.
Für den Grundwasserbereich existieren bisher noch keine Modellansätze zur Beschreibung der C-
Dynamik und des Transports gelöster Kohlenstoffverbindungen (DOC). Zwar können einfache Modelle
den Abbau eines C-Pools im Aquifer durch Mineralisation, Denitrifikation und Desulfurikation abbilden,
eine Quantifizierung der C-Umsatzdynamik und der Transportdynamik von DOC ist aufgrund der unzu-
reichenden Prozesskenntnis bisher allerdings noch nicht möglich.
Im Grundwasser stellt sedimentärer Kohlenstoff einen reaktiven Stoffpool für die Denitrifikation dar. Der
Ferntransport von gelösten Kohlenstoffverbindungen kann aufgrund der unzureichenden Prozesskennntis
nicht quantifiziert werden.
In Oberflächengewässern resultiert eine Belastung mit organischem Kohlenstoff vor allem aus Einträgen
über die Kanalisation oder sonstige Einleiter. Diese wirken aufgrund des Sauerstoffbedarfs belastend auf
die Gewässerqualität. Einträge über laterale Zuflüsse (Drainagen und Grundwasser) sind im Allgemeinen
unbekannt, weitere Einträge aus Photosynthese und Streueinträge sind ebenfalls nur bedingt quantifizier-
bar.

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Dr. Karsten Jasper, Postweg 11, CH 8143 Stallikon
3.2.15
Skalenproblematik
Zwischen einem realen System und einem Modell besteht aus prinzipiellen Gründen sowohl ein zeitlicher
als auch ein räumlicher Skalenunterschied (Beven 1993). Modelle sind somit nicht in der Lage, alle in der
Natur ablaufenden Prozesse in ihrer vollen Komplexität widerzuspiegeln. Dies hat zur Folge, dass Simu-
lationsmodelle in der Regel gezielt für die Modellierung in bestimmten Raum- und Zeitskalen entwickelt
werden.
Zur Skalenproblematik gehört neben der Verfügbarkeit der für die Modellierung erforderlichen Ein-
gangsdaten in ausreichender Auflösung (z. B. Bewirtschaftungsdaten) insbesondere auch das Spannungs-
feld zwischen räumlicher und zeitlicher Diskretisierung und der dafür erforderlichen Rechenzeit.
Vorgabe der KliWEP 3-Vorstudie ist es, einen geeigneten Modellverbund für das Parthe-Gebiet (Gebiets-
größe ca. 315 km
2
bis Pegel Thekla) vorzuschlagen. Der vorgeschlagene Modellverbund muss gemäß
Leistungsbeschreibung darüber hinaus auch auf andere Einzugsgebiete übertragbar sein. Aufgrund der
geschilderten Skalenproblematik wird dies als „Übertragbarkeit auf vergleichbar große Einzugsgebiete“
interpretiert.
Die bisherige horizontale räumliche Auflösung im WaSiM-ETH/PCGEOFIM
®
-Modellverbund für das
Parthe-Gebiet beträgt 125 x 125 m, der Zeitschritt von WaSiM-ETH sowie der Kopplungszeitschritt be-
trägt 1 d.
3.2.16
Rechenzeit
Um eine ausreichende Anzahl von Simulationen zur Kalibrierung und Validierung durchführen zu kön-
nen, sind auch Aspekte der Rechenzeit für den Modellverbund zu berücksichtigen. Wünschenswert wäre
eine maximale Rechenzeit im Bereich von einigen Stunden für einen gekoppelten Modellauf.
Die in KliWEP 2 erweiterte Modellversion von WaSiM-ETH benötigt für eine 20-jährige Wasserhaus-
haltssimulation im 8 km
2
großen Schnellbachgebiet (räumliche Auflösung 125 m x 125 m; Rechenzeit-
schritt 1 d) eine Rechenzeit von ca. 14 Minuten (Hardwareausstattung: INTEL Pentium M, 1.7 GHz;
verwendete Parameterkonfiguration entsprechend Kap. 5.4.1 der vorliegenden Studie). Bei der Extrapola-
tion dieser Werte auf das Parthe-Gebiet bis zum Pegel Leipzig-Thekla (ca. 315 km
2
) lässt sich hieraus ein
Rechenzeitbedarf von ca. 22 h ableiten. Zu beachten ist, dass der rechenzeitaufwendigste Prozess hierbei
die Abarbeitung der Richards-Gleichung für den ungesättigten Wassertransport im Boden ist. In diesem
Zusammenhang kommt der optimierten Konfiguration und Parametrisierung des Bodenmodells (vertikale
Horizontierung und Diskretisierung, notwendige Anzahl von Diskretisierungsschichten etc.) eine erhebli-
che Bedeutung zu. Die KliWEP 2-Testsimulationen haben gezeigt, dass diese Faktoren die Rechenzeit
sehr stark beeinflussen. So z. B. lassen sich im aktuellen Beispiel bei Verwendung eines weniger stark
strukturierten Bodenprofils Rechenzeitersparnisse von mehreren 100 % erzielen.
Die Rechenzeit des Grundwassermodells PCGEOFIM
®
für das Parthe- bzw das Schnellbach-Gebiet liegt
nach Untersuchungen von Herrn Sames (IBGW) etwa um einen Faktor 10 unterhalb der Rechenzeit von
WaSiM-ETH. Insgesamt wird die Rechenzeit des Modellverbundes derzeit somit im Wesentlichen durch
WaSiM-ETH bestimmt.
3.2.17
Online-/offline-Kopplung
Es muss unterschieden werden zwischen den Alternativen einer
online-
bzw. einer
offline-
Kopplung zwi-
schen WaSiM-ETH einerseits und dem Stoffhaushaltsmodul andererseits.

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Bei einer online-Kopplung interagieren die Modelle zur Laufzeit miteinander und tauschen Variablen aus.
Wenn z. B. im Stoffhaushaltmodul das Pflanzenwachstum aufgrund eingeschränkter Nährstoffverfügbar-
keit zum Erliegen kommen sollte, könnte im Transpirationsmodul ein geringerer Blattflächenindex wirk-
sam werden und so gegenüber dem jahreszeitlichen Optimum zu einer verringerten Transpiration führen.
Eine online-Kopplung impliziert hohe Anforderungen an die Kompatibilität der Programmstrukturen von
Wasser- und Stoffhaushaltsmodell. Darüber hinaus ist es hierzu erforderlich, programmseitig genau defi-
nierte Schnittstellen herzustellen, was in der Regel mit einem erheblichen Aufwand verbunden ist. Ein
Beispiel für eine online-Kopplung ist der KliWEP 2-Modellverbund zwischen
WaSiM-ETH/PCGEOFIM
®
. Wie die Erfahrungen bei der Kopplung zwischen WaSiM-ETH und PCGE-
OFIM
®
zeigen, kommt es trotz interaktiven Datenaustausches an der Modellschnittstelle immer noch zu
Informationsverlusten: So können WaSiM-ETH-seitige detaillierte bodenphysikalische Informationen im
Bereich der Modellschnittstelle nicht an PCGEOFIM
®
weitergegeben werden, da das Grundwassermodell
mit einer wesentlich einfacheren Parametrisierung des Untergrundes arbeitet. Umgekehrt ist die kapillare
Aufstiegsrate aus dem Grundwasser im KliWEP 2-Testgebiet (Schnellbach) von der örtlich sehr komple-
xen Aquifersituation abhängig (mehrere Grundwasserstockwerke, welche teilweise im Untersuchungsge-
biet ausstreichen und zudem teilweise temporär leer laufen). Diese Information kann wiederum nicht
ohne weiteres in die Modellstruktur von WaSiM-ETH integriert werden. Im Einzelfall sollte somit einge-
hend geprüft werden, ob das Kosten/Nutzen-Verhältnis bei einer online-Modellkopplung gewahrt ist. Die
Beantwortung dieser Frage hängt sehr stark von der Zielstellung des jeweiligen Projektes ab („Welche
Prozesse müssen im Gesamtmodell zwingend abgebildet werden?“).
Wenn Modelle offline gekoppelt werden, bedeutet dies, dass zunächst eines der Modelle (hier: Modell-
verbund WaSiM-ETH/PCGEOFIM
®
) über die komplette Simulationsperiode abgearbeitet wird und das
andere Modell (hier: Stoffhaushalt) anschließend mit einem Ausgabedatensatz des abgeschlossenen Mo-
dellaufes angetrieben wird. Diese Art der Kopplung ist technisch wesentlich einfacher realisierbar bzw.
erfordert teilweise keine programmseitige Herstellung einer Schnittstelle: Die Strukturen der Ausgabeda-
ten können zur Gewährleistung der Kompatibilität mit dem nachgeschalteten Modell ggf. manuell trans-
formiert werden. Erfahrungsgemäß wäre es allerdings auch für den Fall einer offline-Kopplung zweck-
mäßig, eine Schnittstelle entwickeln, welche die Ausgabedaten in die entsprechenden Eingabedaten trans-
formiert. Gerade bei einer hohen Anzahl von Simulationsläufen oder komplexen Modellen ist der Auf-
wand für manuelle Arbeiten nicht zu unterschätzen. Darüber hinaus sind häufig auch die Eingabedateien
so kompliziert aufgebaut, dass ein Programm zur Datenübertragung in die Steuerdateien wesentlich
schneller herzustellen ist als eine manuelle Übertragung. Voraussetzung für eine offline-Kopplung sind
i. d. R. Modelle, die mit ASCII-basierten Ein- und Ausgabedateien funktionieren, da auf diese leicht ma-
nuell oder mit anderen Programmen zugegriffen werden kann.
Insgesamt bleibt festzuhalten, dass eine online-Kopplung durch die Möglichkeit einer Rückkopplung
zwischen den Modellen bessere Voraussetzungen für prozessorientierte Simulationen bietet als die offli-
ne-Kopplung. Allerdings ist die Generierung einer online-Kopplung mit erheblichem Aufwand verbunden
und es kommt gegenüber integrierten Modellansätzen erfahrungsgemäß zu höheren Informationsverlusten
an der Schnittstelle.
3.2.18
Verfügbarkeit des ausführbaren Modells, Lizenzfragen, rechtliche Aspekte
Elementare Voraussetzung der Integrationsmöglichkeit eines Stoffhaushaltsmodells bzw. -moduls in den
KliWEP 3-Modellverbund als offline-Kopplung ist die Verfügbarkeit des ausführbaren Programms. In
der Praxis existiert eine Spannweite an Lizenzbestimmungen, welche teilweise allerdings nicht offen-
sichtlich sind bzw. sich in einer rechtlichen Grauzone bewegen. Je nach Programm bringen die Lizenzbe-
stimmungen unterschiedliche Einschränkungen mit sich: Die GPL (GNU General Public Licence) zum
Beispiel berechtigt zur freien Nutzung, Weitergabe und Modifikation des Quellcodes (bei Erhalt der
GPL!). Andere Lizenzmodelle beinhalten in der Regel Verbot der Quellcode-Modifikation (und
-Einsicht) sowie eine kostenfreie oder kostenpflichtige Weitergabe der ausführbaren Programme. Nicht
alle Modellentwickler stellen ihre Modelle für eine allgemeine Nutzung zur Verfügung. Bei den Modellen
handelt es sich oft Programme aus dem wissenschaftlichen Bereich, die im Rahmen der Forschungstätig-

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keit genutzt und weiterentwickelt werden. Rechtlich problematisch ist somit insbesondere, wenn eigent-
lich frei verfügbare Programme durch Drittautoren mit Änderungen versehen werden und dann unter
neuem Namen, möglicherweise unter Verletzung der GPL-Lizenz, kommerziell angeboten werden.
3.2.19
Verfügbarkeit des Quellcodes, Zusammenarbeit mit Entwicklern
Eine online-Kopplung mit Drittmodellen kann in der Regel nur erarbeitet werden, wenn auch der Quell-
code des jeweiligen Programms vorliegt und zur Modifikation freigegeben ist. Aus Effizienzgründen
bietet es sich zur Realisierung einer online-Kopplung an, die direkte Zusammenarbeit mit dem Modell-
entwickler bzw. der Entwicklergruppe zu suchen. Da viele der prinzipiell infrage kommenden Modelle im
Forschungssektor entwickelt wurden, ist im Einzelfall zu prüfen, ob eine (Auftrags-)Modifikation von
Entwicklerseite (mit festem Zeitrahmen) durchgeführt werden kann. Die Bereitschaft zur Kooperation
wird neben personellen und finanziellen Möglichkeiten auch vom wissenschaftlichen Interesse an der
Fragestellung abhängig sein.
3.2.20
Dokumentation, Benutzerhandbuch
Ein vielfach unterschätzter Problemkreis ist die Tatsache, dass viele Modelle nicht umfassend dokumen-
tiert sind und/oder kein Benutzerhandbuch vorliegt (Tiktak und van Grinsven 1995). Diese Modelle sind
somit im Wesentlichen nur durch den Entwickler selbst nutzbar (Landsberg et al. 1991).
3.3
Kurzvorstellung geeigneter Modelle
Bestehende Stickstoff- und Kohlenstoffmodelle sind meist disziplinär ausgerichtet und betrachten speziel-
le Reaktionsräume. Oft sind diese strukturell mit eigenen Wasserhaushaltsmodellen verknüpft. Grob
lassen sich die Modelle wie folgt gliedern:
Bodenstickstoffmodelle enthalten meist ein integriertes Bodenwassermodell und berücksichtigen in
vereinfachter Form den N-Entzug durch die Vegetation. Viele Modelle könnten prinzipiell auch zur
flächenverteilten Simulation der Bodenausträge auf Einzugsgebietsebene eingesetzt werden. Beispiel-
haft beschreiben wir hier die Modelle ANIMO, CANDY, CENTURY, CoupModel, RISK-N und
WHNSIM sowie das so genannte PSCN-Modul. Derartige Standortmodelle können durch Anbindung
an ein GIS auch für regionale Simulationen genutzt werden und im Verbund mit Grundwassermodel-
len eingesetzt werden. Sie liefern dann die für die Grundwassermodellierung erforderlichen Eingangs-
daten Grundwasserneubildung und Stickstoffausträge.
Grundwassermodelle zur Simulation von Stofftransport erfordern einen Modellverbund aus einem
Grundwasserströmungsmodell und einem Stofftransportmodell. Letztere beschreiben den Transport
von Substanzen zunächst ohne Berücksichtigung von Umsatz- und Transformationsprozessen. Zur Be-
schreibung spezifischer Umsatzprozesse und Reaktionen (z. B. Denitrifikation) müssen spezielle Reak-
tionsmodelle entwickelt werden. Einige Stofftransportmodelle bieten eine Softwareumgebung, in der
spezielle Reaktionen implementiert werden können. Für andere ist eine Kopplung mit externen geo-
chemischen Modellen erforderlich. Wir beschreiben hier die Modelle PCGEOFIM
®
+PHREEQC und
MOFLOW+RT3D. Wie oben bereits dargestellt, muss die Grundwasserneubildung und der Nitratein-
trag mit externen Modellen abgeschätzt werden.
Darüber hinaus existieren integrierte Modelle zur Beschreibung des Stickstoffhaushalts auf Einzugsge-
bietsebene. Diese verknüpfen Teilmodelle für die einzelnen Reaktionsräume, wobei je nach Modell

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empirische, konzeptionelle oder prozessorientierte Beschreibungen Anwendung finden. Als Beispiele
für die verschiedenen Ansätze führen wir hier die Modelle ArcEGMO, MODIFFUS, INCA und
SWAT an.
Zur Simulation von Stoffumsätzen in Oberflächengewässern können Gewässergütemodelle (z. B.
ATV-Modell, QSIM, WASP5, QUAL2E, Mike 11 und andere) eingesetzt werden. Diese verfügen in
der Regel über hydraulische Modellkomponenten zur Berechnung der Wasserspiegellagen und Fließ-
geschwindigkeiten im Fließgewässer. Der Stoffumsatz wird durch entsprechende Stoffumsatzmodule
beschrieben. Die verfügbaren Gewässergütemodelle wurden zwar für den Einsatz in größeren Gewäs-
sern entwickelt, sind aber prinzipiell auch für kleinere Gewässer einsetzbar, sofern die entsprechenden
Eingangsdaten verfügbar sind. Schnittstellen für die Anbindung von räumlich und zeitlich differenzier-
tem Grundwasserzustrom (Anbindung an ein externes Grundwassermodell) sind in der Regel nicht
vorhanden oder vorgesehen, da diese Modelle als eigenständige Modellanwendungen entwickelt wur-
den. Eine Kopplung an Einzugsgebietsmodelle ist i. d. R über Gewässerknoten möglich, an welche die
Zuflüsse aus Nebenflüssen oder -bächen oder punktuellen Quellen gekoppelt werden. Diese Zuflüsse
lassen sich für jedes Gewässerkompartiment definieren und prinzipiell mit einem räumlich geglieder-
ten Einzugsgebietsmodell engmaschig verknüpfen. Allerdings steigt mit zunehmender Anzahl der Ge-
wässerkompartimente im Fließgewässergütemodell auch dessen Rechenzeit deutlich. Segmentlängen
von 50-100 m können für kleinere Gewässer implementiert werden. Gewässergütemodelle wurden vor
allem für die Simulation von Flüssen und die Untersuchung des Einflusses punktueller Einträge entwi-
ckelt. Die Beschränkung der Simulation der Gewässergüte auf den Gewässerschlauch wird dadurch
ermöglicht, dass die Umlandbeziehungen gegenüber den gewässerinternen Prozessen von geringerer
Bedeutung sind. Die derzeit verfügbaren Gewässergütemodelle berücksichtigen i. d. R instationäre
Wasserflüsse. Aufgrund der hohen Fließgeschwindigkeiten in Fließgewässern im Vergleich zu
Grundwassermodellen sind für Stofftransport- und Umsatzsimulationen deutlich kleinere Zeitschritte
erforderlich, was zu sehr hohen Rechenzeiten führen kann, sofern das Fließgewässer räumlich hoch
aufgelöst mit einer großen Anzahl von Modellkompartimenten simuliert wird. Für die Kopplung z. B.
an hydrologische Modelle oder Grundwassermodelle wäre die Entwicklung entsprechender Schnittstel-
len erforderlich, die die Datenübergabe automatisieren. Schnittstellen müssten zudem unterschiedliche
Rechenschrittweiten der Modelle synchronisieren.
Erosionsmodelle wie AGNPS und Erosion-3D berechnen ausgehend vom Oberflächenabfluss den
Transport von Sediment und ggf. des im Sediment gebundenen Stickstoffs, Phosphors und Kohlen-
stoffs in das Gewässersystem.
Für besondere Fragestellungen existieren Spezialmodelle, zum Beispiel N-Dynamik im Grünland
(PASIM).
3.3.1
Bodenwasserhaushalts- und Stickstoffmodelle
3.3.1.1
ANIMO
Überblick
ANIMO (G
ROENENDIJK & KROES 1997, 1999) ist ein Modell zur Simulation der Kohlenstoff-, Stickstoff-
und Phosphordynamik in Böden. Es wurde am Institute for Land and Water Management Research in
den Niederlanden entwickelt und wird heute von ALTERRA in Wageningen betreut. Das ausführbare
Programm ist auf Basis individueller Nutzervereinbarung für Forschungszwecke kostenlos verfügbar.
Nähere Infos unter
http://www.alterra.wur.nl/nl/producten/modellen.htm.
Komponenten
Der Wasserhaushalt wird von ANIMO nicht berechnet, sondern muss von einem eigenständigen Wasser-
haushaltsmodell bereitgestellt werden. Die Ergebnisse der Wasserhaushaltssimulation werden anschlie-
ßend über eine Steuerdatei in ANIMO eingelesen.

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Der Stofftransport erfolgt auf Basis der Konvektions-Dispersionsgleichung. Die transportierten Stoffe
sind: DOC, NH
4
-N, NO
3
-N, DON, PO
4
-P, DOP.
ANIMO berücksichtigt vier organische C-Pools: Humus/Biomasse, frische organische Substanz, gelöste
organische Substanz sowie einen Wurzelexudat-Pool. Dabei kann die frische organische Substanz in
verschiedene Fraktionen mit unterschiedlichen Abbauraten, N- und P-Gehalten unterteilt werden. Die
Umsatzprozesse organischer Substanz werden in Abhängigkeit von Temperatur, Bodenfeuchte, pH-Wert
und Sauerstoffgehalt dargestellt.
Die Pflanzenaufnahme von Stickstoff und Phosphor wird über drei verschiedene Ansätze dargestellt:
Ackerfrüchte: Die Aufnahme von Ackerfrüchten erfolgt auf Basis eines „Water-Use Efficiency“ An-
satzes. Die Vegetationsperiode wird in zwei Wachstumsphasen eingeteilt. Für jede Phase werden die
erwartete kumulierte Transpiration und der erwartete optimale N-Bedarf definiert. In Jahren mit höhe-
rer oder niedrigerer Transpiration wird der optimale Gesamt-N-Bedarf proportional erhöht oder ernied-
rigt. Die reale Nährstoffaufnahme wird dann in Abhängigkeit von Nährstoffverfügbarkeit und Pflan-
zenbedarf angepasst. Der Nährstoffbedarf berücksichtigt ggf. den Bedarf aufgrund eines akkumulierten
N-Defizits in vorherigen Zeitschritten, den Bedarf aufgrund des Pflanzenwachstums (Trockenmasse-
produktion) und einen Luxuskonsum bei übermäßigem Angebot an Nährstoffen im Boden.
Grasland: Der Nährstoffbedarf von Grasland ergibt sich aus dem Pflanzenwachstum (Trockenmasse-
produktion) sowie dem potenziellen und aktuellen Nährstoffstatus der Pflanze. Für Grasland wurde im
Gegensatz zu Ackerfrüchten ein einfaches Wachstumsmodul auf Basis eines „Light use efficiency“-
Ansatzes (in Abhängigkeit von der Strahlung) implementiert. Auch Beweidung kann berücksichtigt
werden.
Externes Wachstumsmodell: Als dritte Möglichkeit können Daten zum Pflanzenwachstum extern be-
rechnet und über eine Steuerdatei eingelesen werden. Dabei werden für jeden Zeitschritt Angaben zur
N- und P-Aufnahme, Biomasseproduktion und N- und P-Mengen in Biomasseentzügen (Erntegut, Be-
weidung) übergeben.
Die Bodentemperatur kann wie der Wasserhaushalt extern berechnet und eingelesen werden. Zusätzlich
besteht die Möglichkeit, die Bodentemperatur über eine Sinusfunktion in Abhängigkeit von der Lufttem-
peratur und der Bodentiefe darzustellen, wobei die Amplitude mit der Tiefe abnimmt.
Stoffumsätze (Mineralisation, Nitrifikation, Denitrifikation) werden durch Umweltfaktoren wie Feuchte,
Temperatur, pH-Wert und Belüftung beeinflusst.
Räumliche und zeitliche Diskretisierung
ANIMO ist zunächst ein Standortmodell für die Abbildung der vertikalen Stoffflüsse. Das Modell wurde
durch Verknüpfung mit GIS auch bereits auf regionalem Maßstab angewendet. Drainagen und Grundwas-
sereinfluss können berücksichtigt werden. Das Modell rechnet in Tagesschritten.
Bemerkungen
Durch die Möglichkeit, die Ergebnisse externer Wasserhaushaltssimulationen einzulesen, stellt ANIMO
die einzige im Rahmen der Vorstudie aufgezeigte Möglichkeit dar, eine weitgehend prozessorientierte
Stoffhaushaltssimulation durchzuführen ohne programmtechnische Änderungen oder Erweiterungen am
bestehenden KliWEP-Modellverbund und/oder am Stoffhaushaltsmodell vornehmen zu müssen. Im
Rahmen der Entwicklung des Modellsystems IWAN (vgl. Kap. 3.3.3.4) wurde eine (offline-)Anbindung
von ANIMO an das Wasserhaushaltsmodell WaSiM-ETH erstellt. Ähnlich wie beim Wasserhaushalt
können N- und P-Entzüge von einem externen Wachstumsmodell übernommen werden.

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3.3.1.2
CANDY
Überblick
Das am Umweltforschungszentrum Leipzig-Halle GmbH entwickelte Modell CANDY (Carbon and Ni-
trogen Dynamics) (Franko et al. 1995) simuliert die Dynamik des Kohlenstoff- und Stickstoffhaushalts im
Boden sowie die Bodentemperatur und den Bodenwasserhaushalt als eindimensionale Prozesse. Eine
Regionalisierung des Modells erfolgt über eine GIS-Schnittstelle (ArcView). Das Modell wurde ur-
sprünglich zur Simulation von Klimaänderungseffekten auf die Kohlenstoff- und Stickstoffdynamik im
Boden sowie auf die Änderung von Bodeneigenschaften in Kombination mit Ertragsmodellen entwickelt.
Die ausführbare Version des CANDY-Modells kann im Internet
http://www.ufz.de/index.php?de=841
kostenlos bezogen werden.
Das CANDY-Modell wurde u. a. bereits im Parthe-Gebiet eingesetzt (Haferkorn 2003). Hierbei erfolgte
auch eine Kopplung mit dem Grundwassermodell PCGEOFIM
®
.
Komponenten
Bodenfeuchte und Wasserbewegung werden im Bodenwassermodul auf Basis der meteorologischen Da-
ten errechnet. Die Versickerung wird auf Basis eines Kapazitätsansatzes berechnet. Im Einzelnen werden
folgende Teilprozesse modelliert:
Versickerung von Bodenwasser durch Gravitationskräfte nach GLUGLA
Niederschlagsinterzeption
Potenzielle Evapotranspiration nach TURC
Schneeakkumulation und Tauen
Einfluss des Pflanzenbestandes über Durchwurzelungstiefe und Bedeckungsgrad/LAI
Die Bodenwärmedynamik wird nach dem Modell von Suckow (1969) simuliert.
Grundlage des Stoffhaushaltsmodells ist die enge Kopplung des C- und N-Kreislaufs im Boden. Die or-
ganische Bodensubstanz wird in verschiedene aktive und inerte Pools unterteilt. Die organischen Boden-
stickstoffgehalte berechnen sich aus dem jeweiligen C/N-Verhältnis der einzelnen organischen Pools. Das
Modell bildet folgende Teilprozesse ab:
Deposition und Düngung
Abbau und Mineralisierung organischer Substanz durch Simulation des C-Umsatzes unter Berücksich-
tigung von Bodenfeuchte, Durchlüftung und Temperatur. Daraus abgeleitet die Immobilisierung und
Mineralisierung von Stickstoff.
Nitrifikation
Denitrifikation
CANDY enthält kein detailliertes Pflanzenmodell. Die Stickstoffaufnahme wird mit einer logistischen
Entzugsfunktion dargestellt. In einer detaillierten Datenbank werden die erforderlichen Vegetationspara-
meter bereitgestellt.
Räumliche und zeitliche Diskretisierung
CANDY ist zunächst ein eindimensionales Standortmodell. Das Bodenprofil umfasst eine Tiefe von 2 m,
die in 20 homogene Bodenschichten von 10 cm Dicke aufgeteilt werden. Für den regionalisierten Ansatz
werden im GIS homogene Teilflächen erzeugt (Schläge), für welche die Simulationen durchgeführt wer-
den. Die Simulation erfolgt in Tagesschritten.
Bemerkungen
Nach Auskunft des Entwicklers, Herrn Dr. Uwe Franko (UFZ Leipzig-Halle GmbH), sind mögliche Pro-
zesse, welche innerhalb des Modellverbundes mit Candy abgedeckt werden könnten: Mineralstickstoff im
Boden, Nitratauswaschung, N-Entzug durch Pflanzen, Biomassebildung wichtiger Kulturpflanzen, Koh-

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lenstoff im Boden (Humus) und evtl. DOC-Auswaschung, u. a. auch in Abhängigkeit von der Daten-
grundlage. Bei Windows als Betriebssystem wäre eine online-Kopplung möglich, offline wäre auch bei
anderen Systemen eine Anbindung möglich. In beiden Fällen würde jedoch spezieller Anpassungsauf-
wand bestehen. Die Kopplung könnte in Tagesschritten erfolgen. Herr Franko schlägt weiterhin vor, die
Evapotranspiration in CANDY zu rechnen und nur den Wassertransport durch WaSiM-ETH durchzufüh-
ren. In diesem Fall wären nur die Wasserflüsse auszutauschen, der Wassergehalt wäre dann auf beiden
Seiten bekannt und man könnte auch eine Fehlerkontrolle einbauen. CANDY würde die Wasserentnahme
aus den Rechenschichten liefern und die Transportflüsse erhalten.
Der Bearbeitungsaufwand auf Seiten von Candy würde von den genauen Anforderungen abhängen. Im
Idealfall würde der Aufwand wenige Monate betragen.
3.3.1.3
CENTURY
Überblick
CENTURY (Parton et al. 1987; Parton et al. 1993; Parton & Rasmussen 1994) ist ein prozessorientiertes
Modell zur Beschreibung der Stoffdynamik (C, N, P, S) in Ökosystemen. Vordergründig wurde das Mo-
dell für die Simulation von Agrarökosystemen entwickelt (u. a. mit Berücksichtigung vielfältiger acker-
baulicher Massnahmen zum Anbau und Management). Allerdings verfügt es auch über Module und Pa-
rameter, die seine Anwendung in Grasland-, Savannen- oder Waldökosystemen erlauben. In seiner aktu-
ellsten Ausbaustufe gestattet CENTURY eine Simulation der Stoffdynamik in hoher zeitlicher Auflösung
(Tagesschritte) und unter Berücksichtigung der Bodenwasserdynamik in geschichteten Böden (Richards-
Ansatz). Außerdem enthält es Module zur Berechnung von Erosion und Deposition (CENTURY5;
http://www.nrel.colostate.edu/projects/century5/).
CENTURY5 ist in C++ codiert und auf verschiedenen Rechnerarchitekturen (Windows, Linux, Unix)
lauffähig. Es ist frei verfügbar (incl. Quelltext) und gut dokumentiert, letzteres allerdings ausschließlich
in Englisch
(http://www.nrel.colostate.edu/projects/century5/reference/index.htm).
Komponenten
CENTURY versucht ein breites Spektrum an Prozessen abzubilden (C, N, P, S Dynamik in verschiedenen
Ökosystemen – Agrarlandschaft, Wald, Savanne) und besteht demzufolge aus einer Vielzahl von Modell-
komponenten:
Teilmodell
„organische Bodensubstanz“
(Soil Organic Matter – SOM): SOM stellt einen der wich-
tigsten C-Pools innerhalb der Biosphäre dar. CENTURY unterscheidet 4 Fraktionen der Pflanzen-
rückstände (metabolische und strukturelle Fraktion jeweils für ober- und unterirdische Streu) sowie 3
Fraktionen für die organische Bodensubstanz (aktive, langsame bzw. intermediäre, passive). Die kür-
zesten Umsatzzeiten werden in der metabolischen Fraktion erzielt (0.1-1 Jahre), die längsten in der
passiven Fraktion (200-1.500 Jahre). Die Umsatzrate der Pflanzenrückstände wird durch den Lignin-
gehalt, die Bodenfeuchte, die Temperatur und die Kultivierung beeinflusst. Für die Umsetzung des
aktiven und passiven SOM-Pools ist dagegen die Bodentextur (insbesondere der Tongehalt) von Be-
deutung. CENTURY berücksichtigt Verluste über Leaching von gelösten Stoffen.
Teilmodell
„Wasserbilanz, Auswaschung und Bodentemperatur“
: CENTURY gestattet mit verein-
fachten Ansätzen die hydrologische Wasserbilanz abzubilden. Es simuliert die zeitliche Entwicklung
von Evapotranspiration (getrennt nach Evaporation und Transpiration), Bodenfeuchte, Schneewasser-
äquivalent, ober- und unterirdischer Abfluss. Zur Berechnung der potenziellen Evapotranspiration
werden ausschließlich Temperaturen verwendet (mittleres monatliches Maximum und Minimum).
CENTURY erlaubt die Berücksichtigung von Verluste durch Auswaschung in allen betrachteten
Pools (C, N, P und S). Die Berechnung der Bodentemperaturen basiert auf Ansätzen von Parton
(1984).

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Teilmodell
„Stickstoff“
: Das N-Modell besitzt eine ähnliche Struktur wie das C-Modell (SOM). Es
enthält Module zur atmosphärischen N-Deposition, symbiotischer und nichtsymbiotischer N-
Fixierung, N-Auswaschung (gelöstes N) und N-Verflüchtigung über die Gasphase.
Teilmodell
„Acker und Grünland“
: Mit Hilfe von CENTURY können verschiedenste Acker- und
Grünland-Ökosysteme parametrisiert werden. Ein umfassender Parameterkatalog gestattet die Anpas-
sung des Modells an den jeweiligen Standort. Das Wachstumsmodell umfasst Pools für lebendes
(shoots, roots) und totes (standing dead) Pflanzenmaterial. In CENTURY wird das Pflanzenwachs-
tum in Acker- und Grünland-Ökosystemen durch Temperatur, Bodenfeuchte, Abschattung, Nähr-
stoffverfügbarkeit, Weidung und Feuer beeinflusst. CENTURY berücksichtigt die Entwicklung von
Wurzel und Blattflächenindex sowie die Auswirkungen der Ernte (z. B. Grasschnitte) auf die Bio-
masseproduktion.
Teilmodell
„Wald“
: Das Waldmodell unterteilt die Bäume in Blätter, Geäst, Stammbereich, Fein-
und Grobwurzeln. Für die Berechnung der monatlichen (Brutto)Biomasseproduktion werden die
(Brutto)Produktionsrate, die Bodenfeuchte und –temperatur, der Blattflächenindex sowie die Nähr-
stoffverfügbarkeit berücksichtigt. Mit Hilfe des Waldmodells lassen sich der Einfluss von Abholzun-
gen und anderen forstlichen Maßnahmen auf die Biomasseproduktion abschätzen.
Andere Modellkomponenten
: CENTURY erlaubt den Einfluss von z. B. Bodenbearbeitung und
-bewirtschaftung, Düngung, Bewässerung, CO
2
-Anreicherung, Mikrokosmen und Erosion/Deposition
auf die Stoffdynamik (C, N, P, S) im Ökosystem abzuschätzen.
Räumliche und zeitliche Diskretisierung
CENTURY ist ein eindimensionales Standortmodell. Der Boden kann in maximal 10 Schichten unterteilt
werden. Die Schichten sind durch eine spezifische Schichtdicke sowie durch Angaben zur Bodenkörnung
(Bodenarten), der Lagerungsdichte, der Feldkapazität, dem Welkepunkt, der Porosität und dem Tiefen-
profil des organischen Bodenanteils definiert. Die kontinuierlichen Simulationen erfolgen in Tagesschrit-
ten (CENTURY5). Der meteorologische Modellantrieb wird in monatlicher Auflösung benötigt (maxima-
le und minimale Lufttemperaturen sowie Niederschlagssummen).
Bemerkungen
Neben den meteorologischen Daten erfordert die Anwendung von CENTURY Angaben zu nachfolgen-
den Grössen: (1) Ligningehalt des Pflanzenmaterials, (2) Gehalte von N, P und S in den Pflanzen, (3)
Bodentextur, (4) N-Einträge aus der Atmosphäre und dem Boden, (5) Initialwerte für die Gehalte an C, N,
P und S im Boden.
3.3.1.4
CoupModel
Überblick
Bei CoupModel (Jansson & Karlberg 2004) handelt es sich um ein prozessorientiertes gekoppeltes Was-
ser-, Wärme-, Stickstoff und Kohlenstofftransfermodell für Boden/Pflanze/Atmosphäre-Systeme. Es
gehört damit zur Gruppe der so genannten "Soil-Vegetation-Atmosphere-Transfer-Models" (SVATM).
CoupModel ist die weiterentwickelte gekoppelte Windows-Version des Wasserhaushaltsmodells SOIL
(Jansson & Halldin 1979, Jansson 1996) und des Stickstoff- und Kohlenstoffmodells SOILN (Johnsson et
al. 1987, Eckersten et al. 1998). Eine umfassende Dokumentation mit integriertem Benutzerhandbuch
befindet sich unter
ftp://www.lwr.kth.se/CoupModel/CoupModel.pdf.
CoupModel verfügt über mehrere
hundert internationale Referenzen. Eine erste Übersicht gibt die Bibliographie im Anhang von Jansson &
Karlberg (2004).
Die ausführbare Version von CoupModel ist frei verfügbar wird unter
ftp://www.lwr.kth.se/CoupModel/CoupModel.exe
zum download bereitgestellt. Der Quellcode (FORT-
RAN, Visual Basic) ist nicht Bestandteil des frei verfügbaren Pakets. Interessierten Anwendern wird der
Quelltext nach individueller Übereinkunft durch die Entwicklergruppe um P. E. Jansson zur Verfügung
gestellt.

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Dr. Karsten Jasper, Postweg 11, CH 8143 Stallikon
Komponenten
Der Wassertransport wird in CoupModel mit einer eindimensionalen Richards-Gleichung (Richards
1931) berechnet, welche mit Hilfe eines expliziten Finite-Differenzen-Näherungsverfahrens gelöst wird.
Im Modul Wasserhaushalt existieren zahlreiche Optionen, u. a. für Makroporen- und Oberflächenabfluss,
lateralen Grundwasserzu- und -abstrom, Verschlämmung der Bodenoberfläche usw..
Der Bodenwärmehaushalt wird durch das Gesetz nach Fourier und die Energieerhaltsgleichung abgebil-
det. Die Parametrisierung der thermischen Leitfähigkeiten sowohl des ungefrorenen als auch des gefrore-
nen Bodens erfolgt analog zu Kersten (1949).
Das Modul für den Stickstoff- und Kohlenstoffhaushalt verfügt über einen Simulator für das Wachstum
und die Stickstoffaufnahme der Vegetation. Als Steuerungsgrößen sind alternativ wählbar
-
eine extern vorzugebende Wachstumsfunktion,
-
die simulierte Transpiration („water use efficiency approach“) und
-
die Ausnutzung der verfügbaren Strahlungsenergie („light use efficiency approach“), welche
zusätzlich durch die jeweiligen Temperatur-, Wasser- und Stickstoffbedingungen limitiert
wird (= detaillierter Ansatz).
Im Boden können mehrere organische Stickstoff- (N
org
) und Kohlenstoff-Pools berücksichtigt werden,
welche über die mikrobielle Zersetzung miteinander interagieren. Hierzu zählen der Humus-Pool, der
Streufallpool und ein (optionaler) Pool für organische C- und N- Düngung. Transport und Umsatz von
gelöster organischer Substanz kann ebenso simuliert werden wie Wurzelaufnahme von N
org
über My-
korrhizen.
Mineralischer Stickstoff wird sowohl als relativ immobiles Ammonium (NH
4
) als auch als mobiles Nitrat
(NO
3
) berücksichtigt. Als Prozesse werden abgebildet: Flüsse zwischen den Stickstoff-Pools, Nitrifikati-
on, Aufnahme von mineralischem N durch die Vegetation, Denitrifikation, Auswaschung und vertikale
Redistribution.
Zusätzlich kann auch gasförmiger Stickstofftransport (z. B. NO, N
2
O, N
2
) vom Boden in die Atmosphäre
als Abbauprozess denitrifizierender Mikroben in mehreren Komplexitätsstufen simuliert werden. Unter-
schiedliche Bodenbearbeitungstechniken (Tiefpflügen usw.) können ebenfalls berücksichtigt werden.
Räumliche und zeitliche Diskretisierung
Es wird in erster Linie von vertikalem Transport an einem Standort ausgegangen. Durch die Berücksich-
tigung u. a. einer räumlichen Anordnung von Vegetationsspezies im Bestand, lateralem Grund- bzw.
Stauwasserzu- und –abstrom usw. können allerdings auch (Pseudo-)2D-Prozesse simuliert werden. Re-
zente Modellerweiterungen (Stand: 08/2005) ermöglichen im Rahmen von „2D-Multi-run-sessions“ eine
automatische Weitergabe lateraler Flüsse an hangabwärts gelegene Bodensäulen. Simulationen können
sowohl ereignisbezogen als auch kontinuierlich über eine Zeitskala von Tagen bis Jahrhunderten erfolgen.
3.3.1.5
PSCN-Modul
Überblick
PSCN (Plant-Soil-Carbon-Nitrogen Model) ist ein Abflussbildungsmodul welches als Erweiterung in das
Einzugsgebietsmodell ArcEGMO (Pfützner, 2002; Becker et al., 2002) aufgenommen wurde (vgl.
Kap. 3.3.3.1). Es simuliert neben der Wasserdynamik im System Vegetation-Boden auch den Kohlen-
stoff- und Stickstoffhaushalt. Das (Plant-Soil-Carbon-Nitrogen Model) entstand durch die Kopplung
bestehender Wachstumsmodelle für Wald und landwirtschaftliche Flächen mit einem Bodenwasser und
einem Bodenstickstoffmodell und enthält u. a. auch einen Fruchtfolgengenerator. Nach Angabe der Auto-
ren ist der Einsatzbereich die mittelmaßstäbige (1 bis 1.000 km²) Simulation des Wasser- und Kohlen-
stoff-/Stickstoffhaushaltes einer Region bei Berücksichtigung der Vegetations- und Ertragsentwicklung.
Die räumliche Auflösung erfolgt entsprechend des Aggregationsschemas von ArcEGMO auf Hydrotop-
ebene (Elementarfläche). Jedes Hydrotop ist durch eine bestimmte Landnutzung und einen Bodentyp
charakterisiert und hat einen festen Raumbezug innerhalb des Untersuchungsgebietes.

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Erste Anwendungen von PSCN (damals als Kopplung 4C/ArcEGMO, Näheres zu 4 C siehe unten) erfolg-
ten im Parthe-Gebiet (Schnellbach) (Suckow et al. 2001), für das Unstrutgebiet (Projekt Glowa-Elbe)
(Klöcking et al 2003, 2005b) und 2002-2006 im Nationalpark Bayerischer Wald (Klöcking et al. 2005a)
sowie für das Einzugsgebiet der Paar (Klöcking et al. 2006)
Für das PSCN-Modul existiert bisher (Stand: März 2006) eine Kurzdokumentation mit einem Umfang
von ca. 20 Seiten, einschließlich Bodenwasserhaushalt.
Die Benutzung von PSCN ist im Unterschied zu den anderen im Rahmen der Vorstudie vorgestellten
Stickstofftools kostenpflichtig. Eine Anwendung im Rahmen des KliWEP-Projektes würde somit eine
Lizenzvereinbarung bzw. einen Kooperationsvertrag mit BAH Berlin erfordern.
Komponenten
Hauptkomponenten von PSCN sind im Wesentlichen aus Drittmodellen übernommene Untermodule. Der
Datenaustausch zwischen den Modulen erfolgt über spezifische Schnittstellen. Gemäß der Dokumentation
ist es somit möglich, einzelne Teilmodelle auszutauschen bzw. auf verteilten Systemen zu führen. Diese
können dabei in unterschiedlichen Sprachen programmiert sein.
Das Waldwachstumsmodell, welches ursprünglich aus dem Modell 4C (Schaber et al., 1999, Suckow et
al. 2001) stammt, beschreibt die Sukzessionsdynamik von Waldbeständen, die entweder auf Basis von
simulierter natürlicher Regeneration oder ausgehend von einem durch eine Forstinventur definierten An-
fangszustand aufwachsen. Das Vegetationsmodell für Landwirtschaft wurde aus SWAT2000 (Neitsch et
al., 2001) übernommen, welches wiederum eine vereinfachte Version des EPIC-Wachstumsmodells (Wil-
liams et al., 1984; Engel et al., 1993) ist. Grundprinzip ist ein sortenspezifischer Temperatursummenan-
satz. Das Bodenmodell besteht aus einem Kohlenstoff-/Stickstoffmodell, einem Bodenwärmemodell und
einem Bodenfeuchtemodell, welche ebenfalls aus dem Modell 4C (Grote et al., 1999) übernommen wur-
den.
Bemerkungen
Das Waldwachstumsmodul 4C liegt gemäß Dokumentation in einer ersten Ausbaustufe vor und wird
gegenwärtig hinsichtlich der Bestandesdynamik getestet (Stand: Januar 2006). Außerhalb der Entwickler-
gruppe (Fr. Dr. Klöcking, PIK Potsdam, BAH Berlin) gibt es nach Auskunft von Frau Dr. Klöcking v.
14.03.2006 für das PSCN-Modul bisher die folgenden Drittanwendungen, welche sich v. a. auf den Was-
serhaushalt und die Vegetationsentwicklung konzentrieren:
- Hochwasservorhersage und Transport von Kalisalzen in Fließgewässern im Muldegebiet
[Anwender: Dr. Frank Voß, Lehrstuhl für Hydrologie, Wasserwirtschaft und Umwelttech-
nik der Ruhr-Universität-Bochum
(http://mulde.hydrology.rub.de/de/_index.html,
bzw. Dis-
sertation von Herrn Voß unter
http://nbn-resolving.de/urn:nbn:de:kobv:517-opus-6403).
- PSCN ohne C-, N- Haushalt: Diplomarbeit am Leibniz-Institut für Gewässerökologie und
Binnenfischerei Berlin, „Simulation des Bodenwasserhaushaltes unter Berücksichtigung der
Vegetationsentwicklung als Ergänzung der Zehrfunktion mittels Anwendung des ökohydro-
logischen PSCN-Moduls“, Beginn: 2006, Betreuerin Fr. Dr. Klöcking
Fr. Klöcking (pers. Mitteilung v. 10.3. und 14.3.2006) bewertet das Kosten-Nutzen-Verhältnis einer An-
kopplung des PSCN-Moduls an den bestehenden WaSiM-ETH/PCGEOFIM
®
-Modellverbund als ungüns-
tig. Sie schlägt stattdessen vor, an Stelle von das Gesamtmodell ArcEGMO/PSCN zu verwenden, in wel-
chem die bei KliWEP 3 geplante Kopplung bereits realisiert und Vorarbeiten für das Schnellbach-Gebiet
bereits durchgeführt worden seien (ArcEGMO/4C-Ergebnisse u. a. zum Schnellbach-Gebiet unter:
http://www.pik-potsdam.de/topik/t6scs/safe/home/publications/abschlussbericht_c_bilanz.pdf).
Die nach Fr. Klöckings Einschätzung ungünstigere Alternative Kopplung PSCN mit WaSiM-ETH sollte
nach ihrer Einschätzung ggf. online mit einem Kopplungsschritt von 1d durchgeführt werden. Es wäre
eine Übergabe von Niederschlag, Lufttemperatur, Strahlung, Luftfeuchte, Grundwasserflurabstand, allen
Rauminformationen und bodenchemischen und -physikalischen Bodenparametern pro Bodenhorizont und
Raumeinheit (Hydrotop/Raster) erforderlich. Das PSCN-Modul würde im Gegenzug NO
3
-
- und NH
4+
-
Auswaschung bereitstellen. Die Bearbeitungszeit für die Bereitstellung der Schnittstelle des PSCN-
Moduls wird in einer ersten Schätzung mit ca. 6 Monaten veranschlagt.

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3.3.1.6
RISK-N
Überblick
Das analytische Bodenstickstoffmodell wurde von Gusman
& Marino (1999) entwickelt. Das Modell
simuliert Stickstoffumsatzprozesse in der oberen- und unteren Wurzelzone und der ungesättigten Zone
auf Basis eines Mischzellenansatzes. Die mathematische Beschreibung basiert auf analytischen Gleichun-
gen im Gegensatz zu den weit verbreiteten numerischen Modellen. Dazu sind eine Reihe konzeptioneller
Vereinfachungen im Hinblick auf die zeitliche Auflösung und die Kompartimentierung erfolgt. Im Ver-
gleich zu anderen Modellen kommt RISK-N mit wenigen Daten aus. Die Modellgleichungen wurden in
der Modellpublikation von Gusman & Marino (1999) veröffentlicht. Auf Basis dieser Gleichungen wurde
ein modifiziertes Anwendungsmodell mRISK-N von Wriedt (2004) in VBA entwickelt.
Anwendungen des modifizierten RISK-N-Modells erfolgten durch Wriedt (2004) und Fiedler (2005). In
diesen Arbeiten wurde mRISK-N mit den Grundwassermodellen MODFLOW und RT3D gekoppelt, um
Nitrattransport in kleinen Einzugsgebieten zu beschreiben.
Das Zusatzprogramm RISKNREGIO (Wriedt 2004) erlaubt die Anwendung des 1D-Modells mRISK-N
für die flächenhafte Simulation auf Rasterbasis und die Aufbereitung der Ergebnisse zur Einbindung in
MODFLOW und RT3D.
Komponenten
Das Modell RISK-N wurde auf Basis analytischer Gleichungen konzipiert. Dabei wird der vertikale
Stofffluss im Boden und in der ungesättigten Zone sowie die Umsatzprozesse vereinfacht für die Kom-
partimente obere Wurzelzone, untere Wurzelzone und ungesättigte Zone dargestellt (Abbildung 3).
Grundwassertransport kann in einem einfachen analytischen 2D-Modell abgebildet werden. Das Wasser-
haushaltsmodell berechnet die Versickerung aus den Größen Niederschlag, Bewässerung und Verduns-
tung durch einen einfachen Bilanzansatz. In dem modifizierten Anwendungsmodell mRISK-N wurde der
einfache Wasserhaushaltsansatz durch ein Wasserhaushaltsmodell auf Basis des Modells SIMPEL (Hör-
mann 1998) ersetzt. Das Modell bildet alle relevanten Stickstoffumsatzprozesse ab. Dazu gehören Mine-
ralisation, Ammonium-Immobilisierung, Ammonium-Adsorption, Ammonium-Volatilisation, Nitrifikati-
on und Denitrifikation, Pflanzenaufnahme und Versickerung. Eingangsgrößen sind die Zugabe von mine-
ralischem und organischem Dünger. Der Entzug durch die Vegetation sowie die Rückfuhr von Pflanzen-
residuen werden als Randbedingung vorgegeben. Die zeitliche Diskretisierung erfolgt auf der Ebene
monatlicher oder saisonaler Zeitschritte. Das Modell wurde nicht für die Darstellung hochaufgelöster
Zeitschritte konzipiert.
NH4+
Residual-N
Boden-N
Org. Dünger N
NO3-
NO3-
NO3-
Organischer Dünger
Pflanzenresiduen
Pflanzenentzug
Denitrifikation
Niederschlag
Mineralisation
Obere
Wurzel-
Zone
Untere
Wurzel-
Zone
Ungesättigte
Zone
Denitrifikation
Denitrifikation
Mineralisation
Mineralisation
Pflanzenentzug
Nach: Gusman, Marino (1999)
Gesättigte
Zone
Grundwassermodell
NH4+
Residual-N
Boden-N
Org. Dünger N
NO3-
NO3-
NO3-
Organischer Dünger
Pflanzenresiduen
Pflanzenentzug
Denitrifikation
Niederschlag
Mineralisation
Obere
Wurzel-
Zone
Untere
Wurzel-
Zone
Ungesättigte
Zone
Denitrifikation
Denitrifikation
Mineralisation
Mineralisation
Pflanzenentzug
Nach: Gusman, Marino (1999)
Gesättigte
Zone
Grundwassermodell
Abbildung 3: RISK-N Modellstruktur

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Bemerkungen
Das Modell mRISK-N wurde als Forschungsmodell entwickelt. Für weitere Anwendung wäre eine Über-
arbeitung des Programmcodes erforderlich. Aufgrund seiner einfachen Konzeption kann das Modell nur
begrenzt direkt mit Messdaten verglichen werden.
Das Stickstoffmodell kann auch an andere Wasserhaushaltsmodelle angepasst werden. Dazu wäre eine
weitere Anpassung des Modells und die Erstellung einer Schnittstelle notwendig. Die Wasserhaushalts-
größen müssten dazu entsprechend der Kompartimentierung und zeitlichen Auflösung aggregiert werden
und dem Stickstoffmodell übergeben werden.
3.3.1.7
WHNSIM
Überblick
Das Modell wurde durch Huwe (1992) bzw. Huwe & Totsche (1995) zur Simulation des eindimensiona-
len Wasser-, Wärme- und Stickstoffhaushaltes von Standorten mit landwirtschaftlicher Nutzung entwi-
ckelt. Von den anderen im Rahmen dieser Vorstudie untersuchten Modellen ist WHNSIM am ehesten mit
CoupModel (vgl. Kap. 3.3.1.4) vergleichbar. WHNSIM verfügt anders als CoupModel allerdings nicht
über eine komfortable Benutzeroberfläche und die Anwendung des Modells ist weniger weit verbreitet.
Komponenten
Der Wasserhaushalt wurde auf Grundlage der Richards-Gleichung implementiert, als Quell- bzw. Sen-
kenterme stehen die Interzeption, Evaporation von der Bodenoberfläche, die Transpiration über das Wur-
zelsystem sowie Hangzugwasser oder Drainung zur Verfügung. Vor allem am unteren Rand können fle-
xible Randbedingungen (freie Drainage, undurchlässig etc.) gewählt werden.
Die Simulation der Vegetationsentwicklung gründet auf der Rate der Trockenmasseproduktion nach
FEDDES (1978). Es sind Angaben erforderlich zu
-
Verhältnis oberirdische/unterirdische Biomasse,
-
Anteil geernteter bzw. abgestorbener Biomasse,
-
Verteilung von aufgenommenem N auf ober-/unterirdische Biomasse,
- Verteilung des Stickstoffs auf leicht bzw. schwer zersetzbare Fraktionen der organischen
Substanz,
-
Bodenbedeckungsgrad, Blattflächenindizes,
-
Durchwurzelungstiefe und Gesamtwurzellänge als Funktion der Gesamttrockenmasse,
-
Funktion der relativen Vegetationszeit sowie
- Vorgaben von optimalen Entfaltungen des Wurzelsystems zu verschiedenen Vegetations-
zeitpunkten.
Quellen und Senken des Stickstoffhauhaltes sind die Nitrat-Mineralisation aus drei unterschiedlichen
Fraktionen, der Stickstoffentzug durch die Pflanzen, Immobilisierung und Denitrifikation. Als Anfangs-
bedingungen benötigt das Modell Konzentration oder Nitratvorräte pro Kompartiment, die obere Randbe-
dingung sind Stickstoffeintrag über den Niederschlag, mineralische Düngung und trockene Deposition.
Die unter Randbedingung wird rein konvektiv gebildet.
Die Stickstoffaufnahme der Pflanzen erfolgt sowohl konvektiv als auch diffusiv. Die reale Stickstofftrans-
formation ist sowohl abhängig von der Bodentemperatur, der Bodenfeuchte, pH-Wert, sowie leicht ver-
fügbaren C-Quellen (BSB5, potenzielle Denitrifikationskapazität, DOC). Die Denitrifikation kann als
Reaktion nullter, erster und gemischter Ordnung modelliert werden.
Bemerkungen
Bei WHNSIM handelt es sich um ein sehr detailliertes Bodenwasser- und -stickstoffmodell, welches über
die wesentlichen, für den KliWEP-Modellverbund relevanten Interaktionen verfügt. Bei praktischen An-
wendungen wird teilweise allerdings nur der Wasser- und Wärmehaushalt parametrisiert (z. B. Hörmann
und Meesenburg 2000).

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Zur Kopplung mit dem WaSiM-ETH/PCGEOFIM
®
-Modellverbund wäre es erforderlich, bei WHNSIM
eine entsprechende Schnittstelle zu schaffen. Prinzipiell wäre dies möglich. Der Quellcode von WHNSIM
steht zur Verfügung. Es bestehen Kontakte zum WHNSIM-Entwickler Prof. Bernd Huwe (Universität
Bayreuth). Herr Huwe wäre grundsätzlich bereit, an einer Kopplung mit dem bestehenden Verbund Wa-
SiM-ETH/PCGEOFIM
®
mitzuwirken. Den damit verbundenen Aufwand schätzt er als moderat ein. Kon-
kret wäre der Programmieraufwand abhängig von der Struktur der anderen Modelle (also
WaSiM-ETH/PCGEOFIM
®
).
3.3.1.8
Weitere Bodenmodelle
Neben den dargestellten Bodenwasser- und -stickstoffmodellen wurde eine Vielzahl weiterer Modelle
entwickelt, die aber auf ähnlichen, z. T. identischen Modellansätzen beruhen. Dazu gehören unter ande-
rem Modelle wie WASMOD/STOMOD (Reiche 1991, 1994), HERMES (Kersebaum 1995), EPIC (Shar-
pley & Williams 1990). Eine vergleichende Darstellung verschiedener Simulationsmodelle für mesoska-
lige Einzugsgebiete wurde von der Projektgruppe Elbe-Ökologie (1997) erarbeitet. Überwiegend bilden
diese Modelle nur die Stickstoffdynamik ab, während keine explizite Einbindung der Kohlenstoffdyna-
mik erfolgt. Das Rothamsted-Modell
(http://www.rothamsted.bbsrc.ac.uk/aen/carbon/download.htm)
stellt dagegen ein spezielles C-Modell für die C-Dynamik im Boden dar.
3.3.2
Grundwassermodelle
Im Grundwasser ist die kombinierte Betrachtung von Grundwasserströmung, Stofftransport und Stoffum-
satz erforderlich. Dabei kommen in der Regel mehrere aufeinander abgestimmte Modelle zum Einsatz.
Wir stellen hier zwei Modellverbünde vor, die für die Lösung reaktiver Stofftransportprozesse in Frage
kommen.
3.3.2.1
PCGEOFIM
®
Überblick
PCGEOFIM
®
(Sames et al. 2005, Sames 2001) wurde am Ingenieurbüro für Grundwasser (IBGW) in
Leipzig als Simulationsprogramm für Geofiltration und Geomigration entwickelt. Es berechnet die
Grundwasserströmung und den Transport von löslichen Stoffen im Lockergestein. Die Berechnung der
Grundwasserströmung erfolgt mit der finite Volumenmethode, die sich durch absolute Bilanztreue aus-
zeichnet und die Möglichkeit eröffnet, das Gitternetz beliebig zu verfeinern. Die hydraulische Anbindung
des Grundwassers an die im Einzugsgebiet vorhandenen Vorfluter und Standgewässer ist realisiert und
die Oberflächenwasserströmung wird zusammen mit dem Grundwasser berechnet. Die Grundwasserneu-
bildung wird ortsdiskret vorgegeben und zeitdiskret sowie flurabstandsabhängig bei der Simulation be-
rücksichtigt. Das Transportmodul ermöglicht die Berechnung des Stofftransportes von bis zu 15 Migran-
den im Grundwasser nach dem Front-Limitation-Algorithmus oder dem Random-Walk-Verfahren.
Komponenten
PCGEOFIM
®
kann in die grundsätzlichen Komponenten
-
Grundwasserströmung,
-
Stoffstransport und
-
Stoffwandlungen

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unterteilt werden. Die Betrachtung der Grundwasserströmung liefert auch für sehr komplexe Systeme mit
intensiven Wechselwirkungen zwischen Grundwasser und Oberflächengewässern, stark variierenden
Grundwasserständen oder komplizierten geologischen Verhältnissen realistische Ergebnisse. Weiterhin
sind die Stofftransportalgorithmen leistungsfähig und können die Bewegung von gelösten Stoffen gut
abbilden.
Stoffwandlungen werden in PCGEOFIM
®
mit verschiedenen Methoden abgebildet:
∂(n
w
ρ
w
+ n
f
ρ
f
)/∂t + div
ρ
w
v
Dar
- div(D
*
+n
w
D)grad
ρ
w
+
λ
w
n
w
ρ
w
+
λ
f
n
f
ρ
f
= q
q = q
w
+q
s
+q
f
- summare Quell-Senken-Belegung
Gleichung 13
n
f
-
volumetrischer Phasengehalt der Feststoffmatrix in m
f
3
/m
R3
,
ρ
f
-
Partialdichte des Stoffes k in der Feststoffmatrix in kg
k
/m
f
3
,
ρ
w
-
Partialdichte des Stoffes k in der wässrigen Phase in kg
k
/m
w
3
,
ρ
b
-
Rohdichte des Feststoffes (bulk density) in kg
f
/m
R
3
,
ρ
0
-
Reindichte des Feststoffes in kg
f
/m
f
3
,
Diese Gleichung stellt die Basisgleichung der Stofftransportmodellierung mit dem Programmsystem
PCGEOFIM
®
dar. Die Wandlung des Stoffes k wird durch die Terme
λ
w
n
w
ρ
w
und
λ
f
n
f
ρ
f
erfasst. Für den
Abbau durch radioaktiven Zerfall gilt
λ
w
=
λ
f
> 0. Für mikrobielle Abbauprozesse wird gewöhnlich
λ
f
= 0
gesetzt. Im Programmsystem PCGEOFIM
®
sind neben einer Reaktionskinetik erster Ordnung, beschrie-
ben durch
λ
= const., weitere Ansätze mit
λ
=
λ(ρ
w
) implementiert worden. Die folgende Tabelle gibt
eine Übersicht.
Tabelle 1:
Definition der Abbaufunktion
Kinetik
Abbaufunktion in der wässrigen Phase
Kinetik 1. Ordnung
λ
w
= const
Michalis-Menten-Kinetik
λ
w
=
λ
1/
(1 +
λ
2
ρ
w
)
Toxische Inhibierung
λ
w
=
λ
1
max(1 -
ρ
wtox
w
,0)
Kombination von aerober und toxi-
scher Inhibierung
λ
w
=
λ
1
max(1 -
ρ
waerob
w
,0) +
λ
2
max(1 -
ρ
wtox
w
,0)
Für relativ kleine
ρ
w
-Werte reflektiert die Michaelis-Menten-Kinetik einen Abbau 1. Ordnung und für
relativ große
ρ
w
-Werte einen Abbau 0. Ordnung. 1/λ
2
ist dabei die Halbsättigungskonstante, d. h. für
λ
2
=
1/ρ
w
erfolgt der Stoffabbau mit der Hälfte der Maximalrate. Die Michaelis-Menten-Kinetik (MM) lautet
in ihrer biologisch orientierten Schreibweise

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s
MM
= - max s
MM
ρ
w
/(K
MM
+
ρ
w
)
= - max s
MM/
K
MM
w
/(1 + (1/K
MM
)
ρ
w
)}
= -λ
1
{
ρ
w
/(1 +
λ
2
ρ
w
)}
Gleichung 14
mit s - Abbaurate und K
MM
- Halbwertkonstante. Ein Vergleich zeigt, dass
λ
1
= max s
MM/
K
MM
und
λ
2
=
1/K
MM
entspricht.
Auch die toxische Inhibierung stellt für kleine
ρ
w
-Werte eine Kinetik erster Ordnung dar. Wenn aber die
Partialdichte die Größenordnung der Grenzdichte
ρ
wtox
erreicht, wird die Abbaurate immer kleiner und
nimmt bei Überschreiten den Wert Null an. Die Wahl einer Kombination von zwei inhibierten Kinetiken
1. Ordnung ist sinnvoll, wenn die Zeitkonstanten und die Grenzdichten von sehr unterschiedlicher Ord-
nung sind, z. B. Abbau in der aeroben und in der anaeroben Zone.
Zur Verdeutlichung sind Zahlenwerte in der Tabelle 2 zu finden. In der nachfolgenden Abbildung ist die
Abbaurate graphisch dargestellt.
Tabelle 2:
Zahlenwerte zur Berechnung der Abbaufunktion (Beispiel)
Kinetik
Abbaufunktion in der wässrigen Phase
Kinetik 1. Ordnung
λ
w
= 1/125d
-1
= 9,25926 10
-8
s
-1
Michalis-Menten-Kinetik
λ
1
= 9,25926 10
-8
s
-1
,
λ
2
= 10 m
w3
/kg
k
,
λ
w
=
λ
1/
(1 +
λ
2
ρ
w
)
Toxische Inhibierung
λ
1
= 9,25926 10
-8
s
-1
,
ρ
wtox
= 0,1 kg
k
/ m
w3
,
λ
w
=
λ
1
max(1 -
ρ
wtox
w
,0)
Kombination von aerober und toxi-
scher Inhibierung
λ
1
= 2,31481 10
-5
s
-1
,
ρ
waerob
= 0,001 kg
k
/m
w3
,
λ
2
= 9,25926 10
-8
s
-1
,
ρ
wtox
= 0,075 kg
k
/m
w3
,
λ
w
=
λ
1
max(1 -
ρ
waerob
w
,0) +
λ
2
max(1 -
ρ
wtox
w
,0)

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0
0,005
0,01
0,015
0,02
0,025
0
0,02
0,04
0,06
0,08
0,1
0,12
Reaktionskinetik 1.Ordnung
Michaelis-Menten-Kinetik
Inhibierte Kinetik 1. Ordnung
kombinierte inhibierte Kinetik
1. Ordnung
Partialdichte k in der wässrigen Phase in kg
k
/m
w
3
Abbaurate in 10
-6
kg
k
/m
w3
Abbildung 4: Abhängigkeit der Abbaurate nw-1 ds/dt vom Kinetikmodell (vgl. Tabelle 2)
3.3.2.2
PHREEQC (hydrogeochemisches Modell)
Überblick
PHREEQC (Parkhurst 1995, Parkhurst & Appelo 1999) ist ein geochemisches Modell zur Lösung kom-
plexer chemischer Reaktionenssysteme. Mit dem Modell ist die Berechnung der Chemie wässriger Lö-
sung unter Berücksichtigung von Gleichgewichtsreaktionen, kinetisch bestimmten Reaktionen, Lösungs-
und Fällungsvorgängen und Ionenaustauschprozessen möglich. In einer Datenbank werden die chemi-
schen Eigenschaften der einzelnen Substanzen sowie die möglichen Reaktionsgleichungen hinterlegt. In
einer Steuerdatei erfolgt die Definition des Ausgangschemismus der Lösung sowie gegebenenfalls der
Transportvorgänge, Mischungen von Lösungen oder Zugabe externer Substanzen. Anschließend wird der
resultierende Chemismus der Lösung berechnet. Transportprozesse werden in vereinfachter Form und
eindimensional dargestellt. PHREEQC wurde bereits mehrfach an Grundwassertransportmodelle zur
Lösung reaktiver Stofftransportprobleme gekoppelt. Grundsätzlich stellt PHREEQC ein Werkzeug dar,
mit dem beliebige Reaktionssysteme gelöst werden können. Das spezielle zu lösende Reaktionssystem
muss je nach Fragestellung implementiert werden.
Komponenten
Mit PHREEQC können u. a. folgende Aufgaben bearbeitet werden:
-
die Speziierung von Lösungen,
-
die Bestimmung deren Sättigungsindizes,
-
die Berechnung der Verteilung der aquatischen Spezies,
-
die Gleichgewichtsrechung zwischen gelösten und festen Phasen,
-
der Ionenaustausch an aktiven Oberflächen,
-
das Gleichgewicht mit einer definierten Gasphase,
-
frei definierbare kinetische Reaktionen,
-
Mischungsrechnungen mehrerer Lösungen sowie
-
eindimensionale Transportrechnungen.

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Bemerkungen
Bei PHREEQC handelt es sich um ein flexibel einsetzbares Werkzeug bzw. einen „Modellbaukasten“. Es
wird von vielen Anwendern weltweit für unterschiedlichste Anwendungen genutzt. Deshalb stehen be-
reits zahlreiche Beispielanwendungen zur Verfügung, die als Ausgangsbasis für Prozessabbildungen in
neuen Untersuchungsgebieten genutzt werden können.
3.3.2.3
TBC (Transport, Biochemie und Chemie)
Überblick
TBC (Schäfer et al. 1998, Schäfer 2006) ist ein reaktives Transportmodell, das die Gleichungen für den
reaktiven Transport in der gesättigten Grundwasserzone im dreidimensionalen Raum numerisch löst. Es
wird die Finite-Element-Methode mit den Standard-Galerkin-Ansatz genutzt. Der Stofftransport ist mit
dem mikrobiell unterstützten Abbau organischen Kohlenstoffs gekoppelt. Die Monod-Kinetik kommt für
die Beschreibung von mikrobiellen Wachstumsprozessen zum Einsatz. Diese Prozesse sind durch Er-
trags-Koeffizienten und stöchiometrische Verhältnisse mit dem Substratabbau und der Freisetzung von
Abbauprodukten verknüpft. Weiterhin kann die Wirkung mikrobieller Aktivitäten auf ausgewählte anor-
ganische Stoffe im Grundwasserleiter berücksichtigt werden. Unterschiedlichste biochemische Reaktio-
nen können vom Anwender spezifiziert werden.
Komponenten
TBC ermöglicht die Modellierung von
-
Transport und chemischen Vorgängen im mobilen Porenwasser,
-
biochemischen Vorgängen in der Biophase (Mikroorganismen und reaktive Spezies),
-
biochemischen und chemischen Vorgängen an der Feststoffphase und
-
Lösungsprozessen in der immobilen organischen Phase.
Dabei werden fünf Prozessgruppen abgebildet:
-
gesättigte Grundwasserströmung,
-
advektiver und dispersiver/diffusiver Transport,
-
mikrobiell katalytische biochemische Umsetzungen,
-
chemische Gleichgewichtsreaktionen,
-
kinetisch gesteuerte chemische Reaktionen.
Bemerkungen
Die Funktionalität, die TBC in Bezug auf die Abbildung der Stoffwandlungsreaktionen bietet, ist mit
denen von PHREEQC (Kapitel 3.3.2.2) vergleichbar. Die Modellteile Strömung und Transport sind je-
doch nicht für die Abbildung der Prozesse im KliWEP-Modellgebiet geeignet und können deshalb
PCGEOFIM
®
als Grundwasserströmungs- und –transportmodell nicht ersetzen. Eine Kopplung der Teile
Biochemie und Chemie von TBC an PCGEOFIM
®
könnte analog zur Kopplung mit PHREEQC erfolgen.
Der Aufwand für die Kopplung ist ungefähr mit dem der Kopplung von PCGEOFIM
®
mit PHREEQC
vergleichbar. Da eine Kopplung mit PHREEQC schon besteht und PHREEQC mehr Flexibilität bietet,
wird diese Variante favorisiert.
3.3.2.4
MODFLOW und RT3D
Überblick
MODFLOW (McDonald & Harbaugh 1988) ist ein Finite-Differenzen-Modell zur Beschreibung der
Grundwasserströmung in ein, zwei oder drei Dimensionen. Das Modell wurde am USGS (United States
Geological Service) entwickelt und liegt mittlerweile in der Version MODFLOW2000 vor. Das ausführ-

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bare Programm wie auch der FORTRAN-Quellcode sind frei verfügbar unter
http://water.usgs.gov/nrp/gwsoftware/modflow2000/modflow2000.html.
Es gibt jedoch auch Adaptionen,
die mit kommerziellen Benutzeroberflächen wie GMS oder PMWIN vertrieben werden. Die Grundwas-
serneubildung kann stationär aber auch orts- und zeitdiskret vorgegeben werden. Eine hydraulische An-
bindung an Vorfluter und Oberflächengewässer kann realisiert werden. Wasserflüsse im Gewässernetz
werden jedoch nicht berücksichtigt, es gibt aber auf MODFLOW aufbauende Oberflächengewässermo-
delle.
RT3D (Clement 1997) ist ein Programm zur Simulation von Stofftransport im Grundwasser. Das Aus-
führbare Programm und der Source-Code sind unter
http://bioprocess.pnl.gov/rt3d.htm
frei verfügbar. Es
kann die von MODFLOW errechneten Wasserflüsse direkt für die Simulation des Stofftransportes nutzen.
RT3D löst die dreidimensionale Konvektions-Dispersions-Gleichung simultan unter Berücksichtigung
von Sorptionsprozessen. Dabei kommen verschiedene Lösungsalgorithmen zur Anwendung (Finite Diffe-
renzen, Characteristiken-Verfahren, Total Variation Diminishing Algorithmus). Stoffumsätze können als
Abbauprozesse erster Ordnung (ohne Wechselwirkungen) berücksichtigt werden. Darüber hinaus können
auch Reaktionssysteme simuliert werden, in denen Wechselwirkungen zwischen den Substanzen berück-
sichtigt werden. Dazu gibt es vorgefertigte Reaktionsmodule, überwiegend zur Simulation des Abbaus
von Kohlenwasserstoffen. Benutzerdefinierte Reaktionsmodule können über ein Programmierinterface
eingebunden werden. Die Einbindung der Reaktionen erfolgt dabei auf Basis der stöchiometrischen Reak-
tionsgleichungen und der reaktionskinetischen Ansätze (Nullter, erster oder gemischter Ordnung, Michae-
lis-Menten-Kinetik, Monod-Kinetik etc.). Die Reaktionsgleichungen können individuell über die Schnitt-
stelle programmiert werden, daher können spezifische Reaktionsmodelle unterschiedlicher Komplexität
berücksichtigt werden. Neben MODFLOW ist auch RT3D in kommerziellen Benutzeroberflächen wie
GMS oder PMWIN enthalten.
Bemerkungen
Die Einbindung eines Reaktionsmoduls zur Beschreibung der Stickstoffdynamik im Grundwasser wurde
bereits am UFZ (Wriedt 2004) durchgeführt und in einem Kleineinzugsgebiet (ca. 20 km²) angewandt.
Dieses Reaktionsmodul berücksichtigt die Degradation organischer Substanz durch Sauerstoff (Minerali-
sation), Nitrat (heterotrophe Denitrifikation) und Sulfat (Desulfurikation) sowie die Oxidation von Pyrit
durch Sauerstoff und Nitrat (autotrophe Denitrifikation). Damit wird die Abhängigkeit der Denitrifikation
vom Sauerstoffgehalt und der Verfügbarkeit von Reaktionspartnern explizit berücksichtigt.
Der Modellverbund MODFLOW-RT3D entspricht prinzipiell dem Vorgehen bei der Kopplung
PCGEOFIM
®
und PHREEQC. Auch die Beschreibung des Stickstoffumsatzes kann analog implementiert
werden. Umgekehrt kann das bestehende RT3D-Reaktionsmodul analog mit PHREEQC implementiert
werden.
Wie bei der Anwendung von PCGEOFIM
®
und PHREEQC ist die Anwendung aufgrund zu erwartender
hoher Rechenzeiten auf kleine Gebiete beschränkt.
Zur Anwendung von MODFLOW und RT3D ist weitere Software zum Pre- und Postprozessing erforder-
lich. Hierzu existieren eine Reihe von kostenpflichtigen Softwarepaketen, zum Beispiel das Groundwater
Modelling System GMS 6.0 und Processing Modflow (PMWIN).
3.3.3
Integrierte Einzugsgebietsmodelle
3.3.3.1
ArcEGMO
Überblick
ArcEGMO ist ein Modell- und Programmsystem zur GIS-basierten, flächendifferenzierten, multiskaligen
hydrologischen Modellierung von Landflächeneinheiten, einschließlich Flussgebieten. Als Eingangsdaten
werden meteorologische Zeitreihen, gemessene Gewässerabflüsse, Landnutzung, Boden, Topographie,
Grundwasserflurabstände, Gebietsstrukturierung und Gewässernetz benötigt.

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Die Verwendung von ArcEGMO ist kostenpflichtig. Die Lizenzkosten für das Gesamtmodell betragen ca.
5.700 €, zuzüglich Java-Oberfläche (700 €), diverse Pre- und Postprocessing-Tools (je 300-800 €), War-
tungsvertrag (600 €/Jahr) und ggf. Schulungskosten (z. B. eintägige Schulung beim Auftraggeber:
1.000 €; eintägige Schulung in Berlin bei 1-8 Teilnehmern 300-2.400 €) (Quelle: ArcEGMO-Homepage
www.arcegmo.de).
Komponenten
In ArcEGMO ist eine Modellstrukturierung in die beiden Domänen Abflussbildung (vertikale Prozesse)
und Abflusskonzentration (laterale Prozesse) realisiert.
Die potenzielle Verdunstung kann nach Haude, Turc/Ivanov oder Penman berechnet werden. Das
Schneemodell arbeitet nach dem Temperatur-Grad-Verfahren. Die reale Evapotranspiration wird über
einen feuchteabhängigen Reduktionsansatz (erweiterter Priestley-Taylor-Ansatz) realisiert. Die Interzep-
tion ist als vegetationsabhängiger linearer Speicheransatz konzipiert, die Infiltration nach Holtan. Im
Boden wird für die Sickerwasserbildung ein Speicheransatz verwendet.
Die Abflusskonzentration auf der Landoberfläche erfolgt über einen kinematischen Wellenansatz, Spei-
cher- und Translationsansätze. Für die unterirdischen Abflussprozesse können Ansätze unterschiedlicher
Komplexität gewählt werden. Einfachster Ansatz ist ein Einzellinearspeicher in Reihen- und Parallel-
schaltung. Die Abflusskonzentration im Gewässernetz erfolgt nach dem Einheitsganglinienverfahren
(Unit Hydrograph), Speicherkaskaden oder dem Verfahren nach Kalinin-Miljukov (Quelle:
www.arcegmo.de).
Räumliche und zeitliche Diskretisierung
Die zeitliche Diskretisierung liegt im Bereich von Stunden bis Monaten, die Raumskala reicht von ca.
einem bis mehreren 10.000 km
2
.
Bemerkungen
Es existiert eine Erweiterung von ArcEGMO mit dem so genannten PSCN-Modul (vgl. Kap. 3.3.1.5).
Eine Kopplung von ArcEGMO mit dem Grundwassermodell PCGEOFIM
®
ist derzeit in Bearbeitung.
Im Januar 2004 wurde im Rahmen eines Workshops am LfUG Sachsen bereits ein Vergleich zwischen
ArcEGMO/PSCN einerseits und WaSiM-ETH andererseits durchgeführt. Mit Fokus auf den Wasserhaus-
halt (WaSiM-ETH: prozessorientiertere Richards-Gleichung, Modell kostenfrei verfügbar, größere An-
wendercommunity) erfolgte damals die Entscheidung zugunsten WaSiM-ETH.
3.3.3.2
MODIFFUS
Überblick
MODIFFUS (
Mo
dell zur Abschätzung
diffus
er Stoffeinträge in die Gewässer) ist ein mesoskaliges Emis-
sionsmodell zur Bestimmung von diffusen Phosphor- und Stickstoffverlusten im Einzugsgebiet (Prasuhn
1999, 2004a und b; Prasuhn & Braun 1999; Prasuhn & Mohni 2002, 2003; Prasuhn & Spiess 2003, 2004;
Prasuhn et al. 2004). Das Modell stellt ein empirisch-statistisches Expertensystem dar und bezieht in
seine GIS-basierte Analyse sowohl Standortfaktoren (Landnutzung, Boden, Topographie, Klima, etc.) als
auch Bewirtschaftungsfaktoren (Düngung, Bodenbearbeitung etc.) ein. Prinzipiell werden durch
MODIFFUS P- und N-Verluste aufgrund von Abschwemmung, Auswaschung, Drainage, Erosion, Depo-
sition und diffuse Direkteinträge berechnet. Die Stoffverluste werden weiterhin in einen gelösten und
partikulären Anteil sowie in natürliche Hintergrundlast und anthropogen diffuse Belastung unterteilt.
MODIFFUS wurde bislang hauptsächlich in verschiedenen geographischen Regionen der Schweiz ange-
wendet.

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Komponenten
MODIFFUS berechnet die Stofffrachten in Abhängigkeit von den zuvor ermittelten Wasserflüssen. Das
Modell unterscheidet folgende Abflusskomponenten:
Oberflächenabfluss
(= Abfluss über die Geländeoberfläche): Für die Berechnung des Oberflächenab-
flusses berücksichtigt MODIFFUS die potenzielle Abflussmenge (= Niederschlag minus Verduns-
tung), die Landnutzung, die Hangneigung und die Bodeneigenschaften.
Drainagenabfluss
(= Abfluss aus geschlossenen, künstlichen Drainagen): Die Abschätzung der Ab-
flussmengen durch Drainagen erfolgt entweder anhand von Literaturangaben oder anhand einer sta-
tistischen Beziehung, bei der 60-80 % der potenziellen Abflussmenge als Drainagewasser in Abhän-
gigkeit von der Sickerwassermenge ermittelt werden können.
Zwischenabfluss, Quellenabfluss und Grundwasserabfluss
(= Sickerwasser): Die totale Sickerwas-
sermenge (exkl. Drainageabfluss) errechnet sich aus der Differenz zwischen der potenziellen Ab-
flussmenge und der Summe aus Oberflächenabfluss und Drainagenabfluss.
Die Berechnung der Stofffrachten erfolgt durch Multiplikation der Wasserflüsse mit den entsprechenden
nutzungs- und gebietsspezifischen Stoffkonzentrationen. Es werden folgende Stoffflüsse berücksichtigt:
Nährstoffeinträge durch Abschwemmung
: In diesem Teilmodell wird der Transport von nicht an
Bodenpartikel gebundenen Nährstoffen mit dem auf der Bodenoberfläche fließenden Wasser betrach-
tet (ohne Erosion). Die abgeschwemmten Nährstoffe entstammen der obersten Bodenschicht oder
nach einem Düngeraustrag der Boden- oder Pflanzenoberfläche. Die im Niederschlag enthaltenen
Nährstoffe werden ebenfalls berücksichtigt. Anhand von Literaturwerten wird zunächst eine mittlere
P- und N-Abschwemmungskonzentration (P- bzw. N-Ausgangswert) pro Landnutzung festgelegt.
Anschließend erfolgt die regionale Anpassung und die Verrechnung mit dem Oberflächenabfluss.
Nährstoffeinträge durch Erosion
: Die Höhe der Bodenerosion erfolgt auf Grundlage der USLE (Uni-
versal Soil Loss Equation) unter Berücksichtigung der Faktoren Hangneigung (S-Faktor), Hanglänge
(L-Faktor), Erodibilität des Bodens (K-Faktor), Erosivität der Niederschläge (R-Faktor) und eines
gebietsspezifischen Kultur- und Bearbeitungsfaktors (C-Faktor) (vgl. Schwertmann et al. 1990). Des
Weiteren wird noch ein Faktor berücksichtigt, der „sonstige Erosion“ berücksichtigt. Vom erodierten
Bodenmaterial gelangt nur ein kleiner Anteil direkt oder indirekt in die Gewässer, der größte Teil
wird auf der betroffenen Fläche selbst oder auf angrenzenden Flächen akkumuliert.
Nährstoffeinträge durch Auswaschung
: Die Berechnung der nutzungsspezifischen Auswaschungsra-
ten von N und P erfolgt unter Einbeziehung einer Faktorenmatrix bestehend aus landnutzungsabhän-
gigen N- und P-Ausgangswerten, Sickerwassermenge, Drainage, Geländehöhe, Bodentextur, Hof-
düngeranteil, Graslandintensität, Denitrifikation, P-Bilanz und P-Testzahl. Im Weiteren wird die be-
rechnete N-Auswaschung noch durch Angaben zu Fruchtfolgen und Zwischenfrüchte modifiziert (Er-
stellung einer Nitratauswaschungsmatrix).
Atmosphärische Nährstoffdeposition auf die Gewässer
: Es wird nur die aus der Atmosphäre direkt
auf die Gewässeroberfläche gelangende Menge abgeschätzt. Die Deposition von N und P werden auf
Basis von Literaturwerten berechnet.
Nährstoffeinträge durch landwirtschaftliche und sonstige Direkteinträge
: (1) Einträge von Hofflä-
chen, (2) Direkteinträge beim Weiden entlang von Gewässern, (3) Düngeraustrag entlang von Ge-
wässern und/oder Strassen, (4) sonstige diffuse Direkteinträge (Laub- und Streueintrag, Badebetrieb,
Futter- und Düngemittel für fischereiliche Zwecke und Wassergeflügel)
Natürliche Hintergrundlast
: Diese wird auf Basis von Literaturwerten bzw. Annahmen errechnet.
Räumliche und zeitliche Diskretisierung
Die Berechnungen der Wasser- und Stoffflüsse erfolgen über das Tabellenprogramm Excel für jeden
Rasterpunkt einzeln. Die Frachtergebnisse werden als Jahreswerte [kg/ha] ausgegeben.
Bemerkungen
MODIFFUS wurde bisher in mehreren mesoskaligen Einzugsgebieten angewendet. Das Modell ist sehr
flexibel einsetzbar und kann in Abhängigkeit von der jeweiligen Fragestellung und den verfügbaren Ein-

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gangsdaten angepasst werden. Die benötigten Daten sind zum großen Teil routinemäßig (in der Schweiz)
verfügbar (Stichwort: amtliche Betriebszählungsdaten). Der hydrologische Teil des Modells ist recht
einfach strukturiert und sollte ggf. in einem neu zu erstellenden Modellsystem ersetzt werden.
3.3.3.3
INCA
Überblick
Das INCA (Integrated Nitrogen model for multiple source assessment in Catchments) (Whitehead et al.
1998a, 1998b) stellt die wesentlichen Mechanismen des Stickstoffhaushalts auf Einzugsgebietsebene auf
Grundlage prozessorientierter und reaktionskinetischer Ansätze dar. Das Modell berücksichtigt Pflanzen-
aufnahme, Oberflächen- und Untergrundtransport und sechs verschiedene Landnutzungstypen. Das Mo-
dell stellt das Einzugsgebiet nicht flächendifferenziert dar, sondern basiert auf einer semi-verteilten Dar-
stellung des Gebietes unter Berücksichtigung des Gewässernetzes. Stickstoffeinträge erfolgen über atmo-
sphärische Deposition, aus der terrestrischen Umwelt (Landnutzung), aus städtischen Gebieten oder di-
rekte Einträge aus Kläranlagen oder intensiv-landwirtschaftlichen Einheiten. Ergebnisse werden als Zeit-
reihen auf Tagesbasis für ausgewählte Standorte oder als Längsprofile oder als statistische Verteilungen
ausgegeben. Das Modell verfügt über eine benutzerfreundliche Schnittstelle und kann beim Entwickler
für Evaluierungszwecke kostenlos bezogen werden. Über die Verfügbarkeit des Quellcodes ist nichts
bekannt.
Komponenten
Das INCA-Modell setzt sich aus fünf Teilkomponenten zusammen:
Ein GIS-Interface zur Ableitung der Teileinzugsgebiete und der Berechnung der Flächenanteile der
einzelnen Landnutzungsklassen für jedes Teileinzugsgebiet.
Das Stickstoffeintragsmodell, welches die gesamten N-Einträge aus allen Quellen in jedes Teilein-
zugsgebiet berechnet. Trockene Deposition und Düngergabe wird je nach Landnutzungsklasse skaliert.
Das Hydrologische Modell, welches den Fluss des effektiven Niederschlags durch die reaktiven und
Grundwasserzonen sowie im Gewässernetz simuliert. Diese Komponente treibt auch den N-Transport
durch das Einzugsgebiet an.
Das Einzugsgebiet-Stickstoff-Prozess-Modell, mit dem die N-Umsätze und der N-Transport im Boden
und Grundwasser dargestellt werden. Diese Komponente berücksichtigt Pflanzenaufnahme und mikro-
bielle Umsatzprozesse wie Mineralisation, Denitrifikation, Nitrifikation etc.. Im Grundwasser werden
keine Umsatzprozesse berücksichtigt.
Das Fluss-Stickstoff-Prozess-Modell, mit dem die Verdünnung und Stickstoffumsätze im Gewässer-
netz (Nitrifikation und Denitrifikation) dargestellt werden. Der Stickstoffzufluss zum Gewässernetz
ergibt sich aus dem Netto-Austrag für jedes Teileinzugsgebiet.
Die Landnutzungsdaten können individuell für die einzelnen Nutzungsklassen angepasst werden. Als
Landnutzungsklassen werden Wald, Grassland (unbeweidet), Grassland (beweidet, ungedüngt), Grassland
(gedüngt), Ackerland und Siedlungsbereiche abgebildet.
Zur Beschreibung der Wasserflüsse sind die Verweilzeiten im Boden- und Grundwasser landnutzungs-
spezifisch anzugeben. Das hydrologische Modell berechnet den effektiven Niederschlag aus dem gefalle-
nen Niederschlag und der Verdunstung, wobei eine Berücksichtigung der Bodenfeuchtedynamik in Form
des Bodenfeuchtedefizits erfolgt. Auch die Stickstoffumsätze im Boden können so abhängig von der
Bodenfeuchte dargestellt werden. Alle Ratenkoeffizienten sind temperaturabhängig. Damit können auch
die Einflüsse klimatischer Änderungen simuliert werden.
Räumliche und zeitliche Diskretisierung
Das INCA-Modell simuliert Stoffumsätze und Stofftransport in Tagesschritten und kann somit die Dy-
namik eines Gebietes abbilden. Das Modell basiert auf der integrierten Betrachtung der Teileinzugsgebie-

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te. Stoffumsätze und –flüsse werden separat für die einzelnen Landnutzungsklassen berechnet. Flächenan-
teilig werden dann die Stoffflüsse im Teilgebiet addiert und an das Gewässernetzmodell übergeben.
Bemerkungen
Das INCA-Konzept unterscheidet sich in seiner Konzeption deutlich von üblichen flächenverteilten, pro-
zessorientierten Modellen. Es stellt ein in sich geschlossenes Modellsystem dar. Eine Berücksichtigung
der C-Dynamik findet nicht statt. Es ist nicht bekannt, inwiefern künstliche Einflüsse auf den Wasser-
haushalt (Grundwasserentnahme, Flussbauwerke, Überleitungen) abgebildet werden können. Im Grund-
wasser werden keine Umsatzprozesse berücksichtigt.
3.3.3.4
IWAN
Überblick
Das “Integrated Winter
Erosion and Nutrient Load Model” IWAN ist ein Modellsystem zur Beschreibung
von Wasser- und Stoffhaushalt in Einzugsgebieten mit besonderer Berücksichtigung von P-Dynamik und
Erosion. Das Modellsystem setzt sich aus vier eigenständigen Modellen zusammen, die in einer Java-
Umgebung zusammengeführt wurden. Der IWAN-Modellverbund wird am UFZ von Dr. Ollesch und
Irina Kistner entwickelt.
Komponenten
In IWAN wird WaSiM-ETH (Water balance Simulation Model ETH, Schulla 1997, vgl. auch
Kap. 3.3.3.8) für die Simulation des Wasserhaushaltes im Einzugsgebiet verwendet. Das Modell wurde
um ein empirisches Bodentemperaturmodul ergänzt, um den Oberflächenabfluss bei gefrorenem Boden
besser darstellen zu können (Ollesch et al. 2005a). Dieses wurde gekoppelt mit:
SMEM (Snowmelt erosion model, Sukhanovski et al. 2004), ein rasterbasiertes Modell zur Simulation
von Bodenerosion durch Schneeschmelzereignisse.
AGNPS (Agricultural Non-Point Source Model, vgl. auch Kap. 3.3.5.1), ein rasterbasiertes Modell zur
Simulation von Oberflächenabfluss, diffusen Stoffbelastungen und Stoffeinträgen in Gewässernetze (Y-
oung et al. 1995). Die Simulation von Oberflächenabfluss wird dabei durch den von WaSiM-ETH simu-
lierten Oberflächenabfluss ersetzt.
ANIMO (Agricultural Nitrogen Model, Groenendijk &Kroes 1999, vgl. auch Kap. 3.3.1.1), zur Simulati-
on der P-Dynamik im Boden.
Die Kopplung der Modelle erfolgt offline. Die von WaSiM-ETH simulierten Wasserflüsse können den
anderen Modellkomponenten als Eingangsdaten zur Verfügung gestellt werden. Dabei werden zum Teil
modellinterne Variablen durch die Ergebnisse der anderen Modelle ersetzt.
Räumliche und zeitliche Diskretisierung
Die räumliche Diskretisierung erfolgt auf Rasterbasis analog zum WaSiM-ETH-Modell. Die zeitliche
Diskretisierung erfolgt in Tages- oder Stundenschritten.
Bemerkungen
Mit dem Modellsystem IWAN wurde eine Kopplung der Modelle WaSiM-ETH, ANIMO, AGNPS und
SMEM erstellt. ANIMO kann neben der Phosphor-Dynamik auch die N-Dynamik im Boden simulieren.
Damit wäre prinzipiell eine Erweiterung des IWAN-Modells zur Simulation von N-Transport möglich. Es
müsste lediglich eine Grundwasserkomponente ergänzt werden, was z. B. mit MODFLOW/RT3D oder
PCGEOFIM
®
/PHREEQC möglich wäre.

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Ingenieurbüro für Grundwasser GmbH, Nonnenstraße 9, 04229 Leipzig
Dr. Karsten Jasper, Postweg 11, CH 8143 Stallikon
3.3.3.5
SWAT
Überblick
Das Soil and Water Assessment Tool (SWAT, Neitsch et al. 2002) ist ein umfangreiches Modell zur Si-
mulation von Stofftransport in Einzugsgebieten. Es wurde von Dr. Jeff Arnold vom Agricultural Research
Service des USDA entwickelt. Das Modell wurde entwickelt, um die Einflüsse von Landnutzungsände-
rungen auf den Wasserhaushalt, den Sedimentabtrag, und den Austrag von Nährstoffen und Pestiziden in
komplexen Einzugsgebieten über lange Zeiträume hinweg zu simulieren. Das Modell ist prozessorientiert
und kann mit einer Datengrundlage, wie sie von Behörden zur Verfügung gestellt werden kann, betrieben
werden. SWAT stellt eines der umfangreichsten Modellsysteme zur Simulation von Einzugsgebieten dar.
Die ausführbare Version des Modells ist frei verfügbar und kann im Internet unter der Adresse
http://www.brc.tamus.edu/swat/index.html
bezogen werden. Hier finden sich auch Links auf weitere
Publikationen zum Modell. Insgesamt sind 156 Publikationen mit Peer-Review verzeichnet.
Komponenten
SWAT enthält eine Vielzahl von Modulen, die unterschiedlichste Reaktionsräume und Prozesse in einem
Einzugsgebiet darstellen.
Klimamodul: Das Klimamodul berechnet aus den Eingangsdaten alle abgeleiteten Größen des Strah-
lungshaushaltes sowie die Schneedynamik. Darüber hinaus steht ein Wettergenerator zur Verfügen, der
eine Ableitung von Datenreihen auf Basis von Mittelwerten und statistischen Kenngrößen ermöglicht.
Hydrologisches Modul: Das hydrologische Modul berechnet Oberflächenabfluss, Evapotranspiration,
Bodenwasserhaushalt und den Grundwasserspeicher.
Stoffumsatzmodul: Das Stoffumsatzmodul simuliert die Umsatzprozesse von Stickstoff, Phosphor und
Pestiziden. Für den Stickstoff werden alle Umsatzprozesse abgebildet.
Erosionsmodul: Das Erosionsmodul simuliert Bodenerosion und Sedimenttransport auf Basis der
MUSLE-Gleichung. Zusätzlich wird der Nährstofftransport (N) und Pestizidtransport über Erosion und
Oberflächenabfluss simuliert.
Landnutzungsmodul: Das Landnutzungsmodul erlaubt eine detaillierte Beschreibung der Vegetations-
dynamik. Dabei können optimales (potenzielles) Pflanzenwachstum und Nährstoffaufnahme und das
tatsächliche Pflanzenwachstum und die Nährstoffaufnahme berücksichtigt werden.
Managementmodul: Das Management-Modul erlaubt eine detaillierte Berücksichtigung von Düngung,
Saat und Ernte, Bearbeitungspraktiken, Bewässerung und Drainage sowie Abfluss und Stoffaustrag aus
städtischen Gebieten.
Gewässernetzmodul: Das Gewässernetzmodul simuliert den Wasser- und Sedimenttransport im Ge-
wässernetz. Zusätzlich werden Stoffumsätze von C, N, O, P und Algenwachstum sowie Pestizide im
Oberflächengewässer berücksichtigt.
Wasserkörpermodul: Das Wasserkörpermodul erlaubt die Einbindung von Talsperren, Feuchtgebieten
und Seen. Auch hier können Sedimenttransport, Nährstoffumsätze und Pestizide berücksichtigt wer-
den.
Die Module zur Beschreibung von Vegetation, Management und Bodenprozessen beruhen im Wesentli-
chen auf dem Modell EPIC (Sharpley & Williams 1990).
Räumliche und zeitliche Diskretisierung
Die räumliche Diskretisierung des SWAT-Modells basiert auf einem Hydrotop–Ansatz. In diesem Ansatz
werden Flächen gleicher hydrologischer Eigenschaften zusammengefasst. Die Berechnungen erfolgen
dann für die einzelnen Teilflächen unter Berücksichtigung der lateralen Stoffflüsse zwischen den Teilflä-
chen. Ein Einzugsgebiet kann in weitere Teilgebiete gegliedert werden, die sich wiederum aus einzelnen
Hydrotopen zusammensetzen. Die zeitliche Auflösung der Prozesse erfolgt in Tagesschritten.

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Bemerkungen
SWAT stellt eines der umfangreichsten Modellsysteme dar, die den Wasser- und Stoffhaushalt in Ein-
zugsgebieten simulieren. Es lässt sich die komplette Prozesskette vom Eintrag auf die Landoberfläche bis
zum Gebietsaustrag simulieren. Auch das Pflanzenwachstum kann sehr dynamisch simuliert werden.
Ebenso ist die Stickstoffdynamik sehr detailliert abgebildet. Es erfolgt jedoch keine Berücksichtigung der
C-Dynamik, vielmehr werden Gehalte an organischer Bodensubstanz als Konstanten vorgegeben. Das
HRU-Konzept eignet sich insbesondere für die Anwendung in mesoskaligen Einzugsgebiete >100 km².
An der Uni Jena wird auf Grundlage von SWAT derzeit ein modulares Modellsystem für Wasser- und
Stoffhaushalt entwickelt. Diese umfasst u. a. die Module Bodenwasserhaushalt, Stickstoff-Pool im Bo-
den, Landnutzungsmanagement und Pflanzenwachstum. Die Autoren dieses Modellsystems, Frau Dr.
Ulrike Bende-Michl und Herr Dr. Manfred Fink (Uni Jena), hätten ggf. Interesse, bei der Weiterentwick-
lung des KliWEP-Modellverbundes zu kooperieren.
3.3.3.6
SWIM
Überblick
Das Modell SWIM (Krysanova et al. 1998) stellt eine Weiterentwicklung des SWAT-Modells dar und
wurde von Valentina Krysanova am Potsdamer Institut für Klimafolgenforschung entwickelt. Wie dieses
simuliert SWIM Hydrologie, Erosion, Pflanzenwachstum und Nährstoffe (Stickstoff und Phosphor). An-
wendungsziele sind unter anderem die Untersuchung der Auswirkungen von Landnutzungs- und Klima-
änderungen auf den Wasser- und Stoffhaushalt (Krysanova & Becker 2004a und b). Das Handbuch ist
unter der Adresse
http://www.pik-potsdam.de/~valen/swim_manual/
verfügbar.
Konzeption
Die Konzeption ist weitgehend mit dem SWAT-Modell vergleichbar. Die Stickstoffumsatzprozesse basie-
ren jedoch auf Konzepten der Modell MATSALU und CREAMS, während in SWAT die EPIC-Ansätze
verwendet werden. Mittlerweile wurde eine Kopplung mit dem Stickstoff- und Kohlenstoffmodell SCN
hergestellt, so dass auch die C-Dynamik erfasst werden kann (Post et al. 2004, Krysanova et al. 2004a
und b). Daneben wurden Verbesserungen im Grundwassermodul vorgenommen (Hattermann et al. 2004).
Das Modell SWIM enthält eine GIS-Schnittstelle zu GRASS.
Räumliche und zeitliche Diskretisierung
Die räumliche Diskretisierung basiert wie in SWAT auf der Untergliederung des Einzugsgebietes in Teil-
einzugsgebiete und Hydrotope. Die zeitliche Auflösung erfolgt ebenfalls in Tagesschritten.
Bemerkungen:
Anwendungen von SWIM wurden bisher v. a. am PIK oder durch Projektpartner durchgeführt. Nach
Auskunft der Entwicklerin, Frau Krysanova, wären einige SWIM-Module (z. B. Denitrifizierung) relativ
einfach zu transferieren und an ein Drittmodell anzukoppeln. Bei anderen Modulen wäre dies allerdings
komplexer. Insgesamt hält Frau Krysanova das Herauslösen von Modulen aus SWIM nicht für empfeh-
lenswert. Insgesamt würde Fr. Krysanova eher dazu raten, SWIM oder SWAT zu verwenden, als eines
der Modelle an WaSiM-ETH/PCGEOFIM
®
zu koppeln. Konkret würde Fr. Krysanova SWIM empfehlen,
falls die Anwendung durch das PIK erfolgen sollte, in anderen Fällen, also bei Drittanwendern, SWAT.

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3.3.3.7
STOFFBILANZ
Überblick
Das Modell STOFFBILANZ dient der flussgebietsspezifischen Ermittlung und Quantifizierung diffuser
Stoffausträge aus der Fläche. Mit einfachen Schätzverfahren werden neben diesen Flächenausträgen (E-
missionen) auch die Einträge in die Oberflächengewässer quantifiziert (Immissionen). Das Modell wurde
für die Anwendung in mesoskaligen Einzugsgebieten konzipiert und vermittelt dabei zwischen klein- und
großmaßstäbigen Verfahren. Einsatzgebiete sind insbesondere die wasserwirtschaftliche Planung im
Rahmen des Flussgebietsmanagements und der EU-Wasserrahmenrichtlinie. Es werden Stickstoff- Phos-
phor und Sedimenteinträge betrachtet. Die Ergebnisse stellen räumlich differenzierte Größenordnungen
der Stoffeinträge als Jahresbilanzen dar.
Konzeption
In den Datenspeichern werden die erforderlichen flächenbezogenen Eingangsdaten als Jahreswerte vor-
gegeben. Mit einfachen Bilanzgleichungen werden die Wasser-, Stickstoff-, Phosphor- und Sedimentflüs-
se berechnet. Dabei werden die Unterschiede zwischen unterschiedlichen Landnutzungen sowie boden-
spezifische Unterschiede berücksichtigt.
Komponenten
Im Datenspeicher Stoffbilanz werden Naturraumparameter, Nutzungsparameter und hydrologische Para-
meter festgelegt. Dazu gehören (Auszug): Bilanzgebiet, Flächennummer, Nutzungsform, Bodenart, Bo-
dentyp, Hangneigung, Jahresmitteltemperatur, Jahresverdunstung, Winterniederschlag, Sommernieder-
schlag, Gewässerdistanz, und andere flächenspezifische Parameter.
Im Datenspeicher N-Bilanz werden nutzungsspezifische Bewirtschaftungsparameter hinterlegt. Dazu
gehören die administrative Zuordnung des Datensatzes, die Anbaufläche pro Fruchtartengruppe und ad-
ministrativer Einheit, die mineralische und wirtschaftseigene Düngung, der Ernteertrag und die N-
Deposition. Allen Rasterzellen innerhalb einer administrativen Einheit wird dabei die gleiche Agrarstruk-
tur zugeordnet. Die Daten können benutzerspezifisch festgelegt werden oder aus programminternen Ta-
bellen übernommen werden.
Im Modul Wasserbilanz (Modellierung der Abflusskomponenten) wird eine Aufteilung in Oberflächenab-
fluss, Basisabfluss und Zwischenabfluss sowie den Drainabfluss vorgenommen.
Die einzelnen Stickstoffumsatzprozesse im Boden und Grundwasser sind im Modul N-Bilanz (Stickstoff-
Modellierung) implementiert. Dabei wird von einfachen Prozessbeschreibungen ausgegangen, die keine
Rückkopplungen zum Klima beinhalten. Weitere Module sind das Modul Bodenabtrag (Bodenabtrag und
Sedimenteintrag) und das Modul P-Bilanz (Phosphor-Modellierung). Die Gebietsabflüsse und –frachten
ergeben sich als Summer der einzelnen Abflusskomponenten bzw. Frachtanteile.
Räumliche und zeitliche Diskretisierung
Raster- oder Polygonbezug, jede Zelle (Fläche) wird einem Bilanzgebiet zugeordnet, Datenaufbereitung
im GIS erforderlich, Bewirtschaftungsdaten können nach administrativer Zugehörigkeit und Flächenanteil
der jeweiligen Fruchtartengruppe in der administrativen Einheit hinterlegt werden.
Bemerkungen
Zur Berechnung der Nitratverlagerung bzw. Nitratbilanzierung wurde STOFFBILANZ bereits im Rah-
men des MoNit-Projektes („Entscheidungshilfesystem zur Bewertung der Wirkung von Maßnahmen und
veränderten Rahmenbedingungen auf die Nitratbelastung des Grundwassers im Oberrheingraben“,
http://monit.server.de)
auf Jahresbasis offline mit dem Grundwasserneubildungsmodell GWN-BW ge-
koppelt.
Das Modell STOFFBILANZ ermöglicht nach unserer Einschätzung den Vergleich von Stickstoffumsät-
zen in verschiedenen Landnutzungssystemen auf Jahresbasis. Es eignet sich daher für Fragen des Ein-
zugsgebietsmanagements.

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Zur Untersuchung der Auswirkungen von Klimaänderungen erscheint das Modell weniger geeignet, da
die verschiedenen Prozesse keine Rückkopplungen zum Klima aufweisen. Dies gilt insbesondere für
folgende Prozessdarstellungen:
Keine Berücksichtigung der Abhängigkeit von Pflanzenwachstum und Ernteentzug von Tempe-
ratur und Bodenfeuchte
N-Umsätze durch Mineralisation und Denitrifikation sind nicht temperatur- und feuchteabhän-
gig.
Betrachtung auf Jahresbasis ist für Analyse von klimabedingten Veränderungen nicht hinrei-
chend, da nicht nur die mittlere Änderung von Klimaparametern, sondern auch die Verschiebung
der saisonalen Verteilung von Bedeutung ist.
Durch STOFFBILANZ werden lediglich Veränderungen des Niederschlagsregimes insoweit erfasst, als
eine Verschiebung von Sommer- und Winterniederschlägen sich auf die Nitratauswaschung aus dem
Boden auswirken kann.
3.3.3.8
WaSiM-ETH
Überblick
WaSiM-ETH (Schulla 1997, Schulla & Jasper 1998, 2001) ist ein an der ETH Zürich entwickeltes pro-
zessorientiertes hydrologisches Einzugsgebietsmodell. Es erlaubt die flächendifferenzierte (rasterbasierte)
Simulation der Wasserflüsse über und unter der Landoberfläche. Seine ursprüngliche Konzeption zielte
auf die Erfassung der Auswirkungen von Klimaänderungen auf den regionalen Abfluss und Wasserhaus-
halt. Inzwischen ist das nachgewiesene Anwendungsspektrum von WaSiM-ETH wesentlich breiter. Eine
Vielzahl von publizierten Arbeiten zeigt, dass das Modell für die Lösung verschiedenster hydrologischer
Aufgabenstellungen eingesetzt werden kann, z. B. für die Bewässerungssteuerung in ariden und semi-
ariden Einzugsgebieten (Schulla et al. 1997), zur Untersuchung des Einflusses von Landnutzungsände-
rungen auf Abfluss und Wasserhaushalt (Niehoff et al. 2002), zur gekoppelten Hochwasservorhersage
(Jasper et al. 2002), zur Rekonstruktion von historischen Extremabflüssen (Reist et al. 2002) oder zur
Simulation von Gletscherschmelze und -abfluss (Klok et al. 2001, Verbunt et al. 2003).
Komponenten
WaSiM-ETH ist modular aufgebautes Modell. Seine Module (Komponenten) sind: Niederschlagskorrek-
tur, Interpolation der meteorologischen Eingangsdaten (verschiedene Methoden), Abschattungsberech-
nung, Hangneigungs- und Expositionskorrektur für Temperatur und Strahlung, Evapotranspiration (z. B.
nach Penman-Monteith Ansatz), Interzeptionsberechnung (Mehrschichtspeichermodell), Schneeakkumu-
lation und Schneeschmelze (verschiedene Methoden), Gletscherschmelze und Gletscherabfluss, Boden-
wasserdynamik in geschichteten Böden (Richards-Ansatz), Grundwasserdynamik (FE-Methode, iterative
Lösung der Strömungs- und Transportgleichung, Berücksichtigung geschichteter Grundwasserstockwer-
ke), Stofftransport (konservative Tracer) sowie Abflussrouting (Translations-Retentions-Verfahren, ki-
nematischer Wellenansatz; Berücksichtigung von Ab-, Zu-, Um- und Überleitungen sowie von Speichern)
(vgl. auch Zwischenbericht zu KliWEP 2; Scherzer et al. 2005).
Räumliche und zeitliche Diskretisierung
WaSiM-ETH kann in verschiedenen räumlichen und zeitlichen Skalenbereichen angewendet werden.
Bisherige Modellanwendungen erstrecken sich von Lysimeterstandorten (z. B. Gurtz et al. 2003) bis hin
zu makroskaligen Anwendungen (z. B. Schulla et al. 1999, Kleinn 2002). Zeitliche Auflösungen reichen
von Minuten bis zu mehreren Tagen.
Bemerkungen
Das geschichtete Bodenmodell enthält verschiedene Erweiterungen, um beispielsweise die Berücksichti-
gung von Bewässerung (verschiedene Managementoptionen) oder künstlichen Drainagen (Angabe von
Tiefe und Abstand der Drainagerohre) zuzulassen. Das in WaSiM-ETH gebildete Drainagewasser erhöht

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dabei den Interflow für jene Schicht, in welcher die Drainagerohre liegen. Drainagen wirken sich nicht
nur auf den Bodenwassergehalt der Drainageschicht aus, sondern beeinflussen auch die Wassergehalte
der darüber liegenden Schichten, da aus diesen nun schnelles Bodenwasser in die Drainageschicht nachsi-
ckern kann.
In WaSiM-ETH ist bereits eine einfache Kopplung des Stofftransportes an den Wasserfluss realisiert. So
ist es mit Hilfe des Modells möglich, den Transport und die Mischung von konservativen (idealen) Tra-
cern zu simulieren. Es können radioaktive Zerfallsprozesse (z. B. für Tritium), Vermischungsprozesse
sowie Konzentrationsveränderungen für Salze (z. B. Anreicherung bei Verdunstung) modelliert werden.
Allerdings wird lediglich advektiver Transport und Vermischung berücksichtigt, die Diffusion wird als
gegenüber den advektiven Komponenten vernachlässigbar angesehen. Für Salze werden in den Speichern
(z. B. Interzeption, Schnee, Boden- und Grundwasserspeicher) die absoluten Massen berechnet, alle ande-
ren Tracer werden über ihre Konzentrationen erfasst und mitgeführt. Dies ermöglicht beispielsweise die
Modellierung von Salzverkrustungen. Derzeit können maximal 9 Tracer gleichzeitig modelliert werden,
wobei sich einzelne Tracer gegenseitig nicht beeinflussen. Einflüsse von salzigen Lösungen auf Boden-
saugspannungen und Leitfähigkeiten werden nicht berücksichtigt. Der Dichteeffekt salziger gegenüber
salzfreier Lösungen wird ebenfalls vernachlässigt.
WaSiM-ETH enthält bereits vorgefertigte Schnittstellen, um den Datenaustausch mit externen Modellen
durchzuführen. Die folgenden Modellkopplungen mit WaSiM-ETH wurden bereits realisiert:
Stofftransport- und Erosionsmodell AGNPS (Arbeiten an der Universität der Bundeswehr [Modell-
system ASGi; Kleeberg et al. 1994] und am UFZ Leipzig-Halle [Kopplung im Modellverbund mit
ANIMO und SMEM; vgl. Lindenschmidt et al. 2004, Ollesch et al. 2004]),
Grundwassermodell PCGEOFIM
®
(Kopplung im Rahmen von KliWEP 2),
Atmosphärenmodelle (Klima- oder Wettermodellen; z. B. Jasper et al. 2002) und
ökonomische Modelle (z. B. GAMS im GLOWA Volta Project; Mast & Kunstmann 2005).
3.3.4
Spezielle Modelle
3.3.4.1
REPRO
Überblick
Der REPRO-Ansatz (Diepenbrock et al. 1999, Dubsky et al. 1997, Hülsbergen & Diepenbrock 1997)
beschränkt sich auf die Analyse und Bewertung von Stoff- und Energieflüssen in Abhängigkeit von der
Betriebsstruktur, der Bewirtschaftungsintensität und der Verfahrensgestaltung. Diese Vereinfachung wird
in der Annahme getroffen, dass damit wesentliche Umweltwirkungen direkt oder indirekt erfasst werden.
Ziel ist es, mit möglichst wenigen Indikatoren eine hinreichend genaue Abbildung des Betriebssystems zu
erreichen.
Konzeption
Eine Voraussetzung für Szenariorechnungen ist die Verkopplung der einzelnen Betriebszweige über die
Stoffflüsse (die Stoffflüsse dürfen an keiner Stelle "abreißen". Veränderungen im Betriebssystem müssen
anhand veränderter Bilanzgrößen sichtbar werden.
Die Koeffizienten und Bilanzierungsmethoden werden überwiegend experimentell aus Dauerversuchen
standortbezogen abgeleitet. Anstelle konstanter Koeffizienten werden zunehmend variable, den jeweili-
gen Bedingungen angepasste Koeffizienten verwendet. Die Übertragbarkeit wird durch Praxisanwendun-
gen und Modellkalkulationen geprüft.
Die Bilanzierungsergebnisse werden mit standortbezogenen Agrar-Umweltindikatoren bewertet. Eine
quantitative Kennzeichnung von Umweltbelastungspotentialen wird dadurch möglich. Es werden vorran-
gig
indirekte Indikatoren
verwendet.

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Durch den modularen Aufbau soll eine hohe Flexibilität gewährleistet werden. So können je nach Daten-
lage, Genauigkeitsanforderungen und Zielstellung Stoffbilanzen mit unterschiedlicher Detailliertheit
erstellt werden.
Vorgesehen ist die Kopplung mit Bodenprozess- und Pflanzenmodellen.
3.3.4.2
PASIM
Überblick
PASIM (Pasture Simulation Model) ist ein prozessbasiertes Simulationsmodell für Dauergrünland-
Ökosysteme (Riedo et al. 1998, 1999, 2000, 2001). Es wurde entwickelt, um folgende Hauptfragen zu
untersuchen:
Wie entwickelt sich die Pflanzenbiomasse eines Dauergrünland-Ökosystems in Beziehung zum Koh-
lenstoff-, Stickstoff-, Energie- und Wasserhaushalt, unter dem Einfluss der Umgebungsvariablen
Strahlung, Temperatur, Niederschlag, Dampfdruck, Windgeschwindigkeit und CO
2
, und der Bewirt-
schaftungsmaßnahmen Schnitt und mineralische Düngung während einer Vegetationsperiode?
Wie sensitiv reagiert Dauergrünland auf eine Zunahme der CO
2
-Konzentration und auf Szenarien für
das Klima an repräsentativen Standorten des Schweizerischen Mittellandes?
Komponenten
PASIM besteht aus den vier Teilmodellen ‘Pflanzenbestand’, 'Mikroklima’, ‘Bodenphysik’ und ‘Boden-
biologie'. Diese sind durch Flüsse von C, N, Energie und Wasser miteinander verknüpft (Abbildung 5).
Pflanzenbestand
Teilmodell
Mikroklima-
Teilmodell
Bodenphysik
Teilmodell
Bodenbiologie
Teilmodell
Dampfdruck
Wind
Globalstrahlung
Temperatur
Niederschlag
N-Düngung
N-Deposition
Wassergehalt
Temperatur
Schnitt-
Regime
CO
2
-
Konzentration
Abbildung 5:
PASIM-Struktur, Umgebungsvariablen und Teilmodelle (aus Riedo et al. 1998)
Das Teilmodell
Pflanzenbestand
berechnet das Wachstum von Pflanzenbiomasse über eine Vegetati-
onsperiode. Es wurde auf der Basis desjenigen Teilmodells des HURLEY-Pasture-Modells entwi-
ckelt, welches das Wachstum eines vegetativen Grasbestandes abbildet (Thornley & Verberne 1989).

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Im HURLEY-Modell ist die Pflanzenbiomasse aufgeteilt auf die Komponenten C-Substrat, N-
Substrat, strukturelle Blattmasse, strukturelle Stengelmasse und strukturelle Wurzelmasse. Um dem
schnellen Umsatz der Pflanzenbiomasse Rechnung zu tragen, sind die strukturellen Anteile weiter in
je vier Alterskategorien aufgeteilt. Jeder dieser Komponenten ist im HURLEY-Modell eine Zu-
standsvariable zugeordnet, wie auch vier Blattflächenindex-Komponenten für die vier Blattmassen.
Im PASIM sind zusätzlich noch weitere Zustandsvariablen vorhanden, welche die N-Masse im struk-
turellen Pflanzenteil und je vier Alterskategorien für die Ährenmasse und den Stängelflächenindex
repräsentieren. Diese Erweiterungen wurden vorgenommen, damit auch das generative Entwick-
lungsstadium und die Dynamik der N-Konzentration des strukturellen Pflanzenmaterials dargestellt
werden.
Das Teilmodell
Mikro-Klima
dient der Berechnung des Profils von PAR und NIR im Pflanzenbe-
stand, der Bestandestemperatur, der Transpiration, also der Verdunstung von Wasser durch die Spalt-
öffnungen der Blätter, und der Nettostrahlung oberhalb des Pflanzenbestandes und an der Bodenober-
fläche. Das Teilmodell enthält keine Zustandsvariablen, da angenommen werden kann, dass sich das
Mikroklima stets in einem näherungsweise stationären Zustand befindet (in Bezug auf den Zeitschritt
des Modells).
Das Teilmodell
Bodenphysik
dient der Darstellung der Temperatur- und Bodenwasserverhältnisse. Es
enthält für jede der horizontalen Bodenschichten je eine Zustandsvariable für die Temperatur und den
volumetrischen Wassergehalt. Jeder Zustandsvariablen ist eine Kontinuitätsgleichung zugeordnet,
welche für jeden Zeitschritt die Temperatur- bzw. Wassergehaltsänderungen bestimmt. Die oberste
und unterste Bodenschicht werden speziell behandelt, weil sie an die Bodenoberfläche bzw. an den
Boden unterhalb des modellierten Bodenraums angrenzen, und damit von den Verhältnissen dieser
Nachbarschichten beeinflusst sind.
Das Teilmodell
Bodenbiologie
dient der Berechnung der für die Pflanzen verfügbaren Menge an
Ammonium und Nitrat, basierend auf der Betrachtung des N- und C-Haushalts im Boden. Dieses
Teilmodell beruht in seiner Struktur auf den Teilmodellen Boden und Abbau und Stickstoff des
CENTURY-Modells (Parton et al. 1987; Parton et al. 1993; Parton & Rasmussen 1994). Das
CENTURY-Modell unterteilt die organische Bodensubstanz in strukturelle und metabolische Be-
standteile von abgestorbener Spross- und Wurzelbiomasse, und in die so genannten aktiven, langsa-
men und passiven Komponenten des organischen Bodenmaterials. Die aktive Komponente entspricht
ungefähr der mikrobiellen Biomasse und dem Nährhumus, die langsamen und passiven Pools bilden
zusammen den Dauerhumus. Neben je zwei Zustandsvariablen für jeden dieser Pools, welche deren
N- und C-Masse darstellen, enthalten die zwei erwähnten Teilmodelle des CENTURY-Modells auch
eine Zustandsvariable für mineralischen Stickstoff (Ammonium und Nitrat). Diese Zustandsvariablen
wurden größtenteils übernommen, außer dass für das abgestorbene Pflanzenmaterial die Aufteilung
in Spross und Wurzel weggelassen wurde, und der mineralische Stickstoff in Ammonium und Nitrat
aufgeteilt ist.
PASIM benötigt drei Gruppen von Inputdaten: Die ‘Umgebungsvariablen’ bestimmen die Einwirkung der
Umgebung auf das System, die ‘Standortsparameter’ legen Eigenschaften des Standortes fest, und die
‘Anfangsbedingungen’ bestimmen den Anfangszustand des Systems zu einem bestimmten Zeitpunkt. Die
Umgebungsvariablen umfassen die Witterungsvariablen Globalstrahlung, Temperatur, Niederschlag,
Dampfdruck und Windgeschwindigkeit, die atmosphärische CO
2
-Konzentration, optional die Schnittzeit-
punkte, die nach den Schnitten verbleibende Sprossbiomasse, die N-Inputs (Mineraldünger und Depositi-
on) und die Temperatur- und Wasserverhältnisse unterhalb des betrachteten Bodenraums. Die An-
fangsbedingungen beinhalten die Anfangswerte aller Zustandsvariablen.
Räumliche und zeitliche Diskretisierung
PASIM ist ein detailliertes, eindimensionales Standortmodell. Im Modell ist das repräsentierte System
'Dauergrünland' räumlich begrenzt durch a) eine horizontale Referenzschicht oberhalb des Bestandes, b)
eine horizontale Ebene unterhalb dem Bewurzelungsraum der Pflanzen und c) eine horizontale Ausdeh-
nung, für die das System als homogen angenommen werden kann. Die zeitliche Auflösung für die Mo-
dellsimulationen beträgt eine Stunde.

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Allgemeine Bemerkungen
Die originale PASIM Modellversion ist in ACSL (Advanced Continuous Simulation Language) codiert.
Inzwischen liegt PASIM aber auch in Fortran 90 Code vor.
3.3.5
Erosionsmodelle
3.3.5.1
AGNPS
Überblick
AGNPS (Young et al. 1995) ist ein Modell zur Simulation von Oberflächenabfluss und Erosion. Der
erosive Transport von organischem Kohlenstoff, Stickstoff und Phosphor wird ebenfalls erfasst. AGNPS
wird vom US Geological Survey entwickelt und das ausführbare Programm wird kostenlos bereitgestellt.
Die derzeitige aktuelle Version ist AnnAGNPS. Nähere Informationen unter:
http://www.ars.usda.gov/Research/docs.htm?docid=5199.
Komponenten
Das Modell basiert auf dem so genannten SCS-Curve Number Ansatz zur Berechnung des Oberflächen-
abflusses und der RUSLE-Gleichung zur Modellierung der Erosion.
Räumliche und zeitliche Diskretisierung
AGNPS arbeitet auf Rasterbasis. Die zeitliche Auflösung erfolgt in Stunden- oder Tagesschritten. Mit der
neuen Version AnnAGNPS ist eine kontinuierliche Simulation möglich. Frühere Versionen konnten Ero-
sion nur ereignisbezogen simulieren.
Bemerkungen
Für die ereignisbezogene Version AGNPS 4.0 existiert eine Kopplung zum WaSiM-ETH-
Wasserhaushaltsmodell. Dabei wird das Oberflächenabfluss auf Basis des Curve-Number-Ansatzes durch
den von WaSiM-ETH simulierten Oberflächenabfluss ersetzt, wodurch eine deutliche Verbesserung der
räumlichen Differenzierung der Abflussbildung erzielt wird. Die Kopplung erfolgt offline und wurde
zunächst ebenfalls ereignisbezogen für einzelne Oberflächenabflussereignisse durchgeführt.
Darüber hinaus besteht mittlerweile besteht im Rahmen der Entwicklung von IWAN (vgl. Kap. 3.3.3.4)
die Möglichkeit, kontinuierliche gekoppelte WaSiM-ETH/AGNPS-Simulationen durchzuführen.
3.3.5.2
EROSION-3D
Grundlage des neu entwickelten Bodenerosionsmodells EROSION-3D bildet die Arbeit von Schmidt
(1991, 1994), dessen Modell auf einem vorherrschend physikalischen Ansatz basiert: Die in den aufpral-
lenden Regentropfen und im Oberflächenabfluss enthaltenen Impulsströme werden mit einem kritischen
Impulsstrom verglichen, der durch die Erodierbarkeit des jeweiligen Bodens charakterisiert ist. Das Er-
gebnis dieses Vergleiches ist eine Kennzahl, die durch Einsetzen in eine Korrelationsgleichung den Fest-
stoffaustrag liefert (Schmidt 1991).

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Abbildung 1: Ein- und Ausgabeparameter von EROSION-3D
EROSION-3D simuliert die Stoffumlagerungen in kleinen Einzugsgebieten. Das Gebiet wird durch ein
gleichmäßiges quadratisches Raster dargestellt. Innerhalb einer Rasterzelle werden die Bodeneigenschaf-
ten als homogen angesehen. Die Rasterzellenweite muss daher hinreichend klein gewählt werden. Die zur
flächenhaften Modellierung der Bodenerosion benötigten topographischen Parameter, wie Hangneigung,
Exposition und Einzugsgebietsgrenze, werden mit Methoden der digitalen Reliefanalyse auf der Basis
eines Geländemodells (DGM) ermittelt.
Die übrigen Eingabeparameter sowie die Ausgabeparameter zeigt Abbildung 1.
Für die Abflussverteilung wird das FD8- Verfahren eingesetzt. Bei diesem Verfahren werden zuerst die
Höhenunterschiede zu den Nachbarelementen bestimmt. Die Diagonalstrecken werden mit dem Faktor
gewichtet. Der Abfluss des Rasterelementes wird zu allen tiefer liegenden Nachbarn proportional in Ab-
hängigkeit von den Höhenunterschieden aufgeteilt (Abbildung 2) (Freeman 1991).

image
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Abbildung 2:
Abflussverteilung in EROSION-3D
Zur automatischen Bestimmung des Vorfluternetzes wird das Einzugsgebiet jeden Elementes bestimmt.
Der hierbei verwendete D8-Algorithmus erlaubt den Abfluss nur zum tiefsten Nachbarn. Die Wasser-
scheiden-Elemente tragen daher den Wert 0, während sich an den topographisch tiefsten Stellen die größ-
ten Werte für das Element-Einzugsgebiet ergeben. Über einen frei wählbaren Schwellenwert wird festge-
legt, ob ein Rasterelement eine Zelle ist, in der nur Oberflächenabfluss stattfindet (niedriger Wert des
Element-Einzugsgebietes), oder ob es einen Vorfluter enthält (hoher Wert des Element-Einzugsgebietes).
Der Schwellenwert gibt folglich an, welche Element-Einzugsgebietsfläche der Oberflächenabfluss min-
destens benötigt, um einen Vorfluter zu bilden. Der Schwellenwert wird so eingestellt, dass das Gewäs-
sernetz realitätsnah abgebildet wird.
Die Niederschlagsdaten werden in Form von Intensitäten eingegeben, die auf ein gleichmäßiges Intervall
bezogen sind (z. B. 10 min-Schritte). Bei der Berechnung des Oberflächenabflusses werden zunächst alle
Elemente als Elemente mit Oberflächenabfluss behandelt, unabhängig davon, ob das Element einen Vor-
fluter enthält. Von Nachbarzellen, die als Elemente mit Gerinneabfluss gekennzeichnet sind, wird jedoch
kein Abfluss und Sediment übernommen. Erst mit der Berechnung des letzten Niederschlagsschrittes wird
jeder Zelle, die einen Vorfluter enthält, von allen ihren Nachbarn, die ebenfalls Elemente mit Vorfluter
sind und deren Hauptabflussrichtung zu diesem Element weist, der über die Niederschlagsdauer kumu-
lierte Abfluss und das transportierte Sediment übergeben. Diese Daten werden in einer anderen Informa-
tionsschicht gehalten und können später separat ausgegeben werden.
Bemerkungen
Für Erosion-3D wurde bereits ein Parametersatz für Sachsen abgeleitet. An der BA TU Freiberg (Arbeits-
gruppe Prof. Dr. Schmidt) ist derzeit geplant, eine Kopplung mit WaSiM-ETH durchzuführen (Bearbeite-
rin: Frau Weigert).
3.3.6
Gewässergütemodelle
3.3.6.1
WASP7
Überblick
Das Water Quality Analysis Simulation Program (WASP7), ist eine Erweiterung des ursprünglichen
WASP (Di Toro et al. 1983; Connolly and Winfield 1984; Ambrose et al. 1988). Das Modell kann zur
Interpretation und Vorhersage der Auswirkungen natürlicher und anthropogener Einflüsse auf die Gewäs-
sergüte eingesetzt werden. WASP7 ist ein dynamisches Kompartimentmodell für aquatische Systeme und
kann sowohl das freie Wasser als auch den unterliegenden Benthos berücksichtigen. Die zeitvarianten
Prozesse der Advektion, Dispersion, punktuelle und diffuse Einträge und Randflüsse werden im Modell
abgebildet. WASP kann auch mit externen hydrodynamischen Modellen und Sedimenttransportmodellen
gekoppelt werden (offline), welche Flüsse, Wassertiefen, Geschwindigkeiten, Temperatur, Salzgehalt und
Sedimentfrachten bereitstellen.
Komponenten
WASP setzt sich aus zwei eigenständigen Modellen zusammen, DYNHYD und dem eigentlichen WASP.
DYNHYD ist ein hydrodynamisches Modell zur Berechnung des instationären Durchflusses im Gewäs-

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sernetz. Die Ergebnisse der hydrodynamischen Simulation sind die Grundlage für die anschließende
Transport- und Gütemodellierung. Neben DYNHYD können auch externe Modelle verwendet und die
Daten über eine Steuerdatei an WASP übergeben werden. WASP selbst besteht aus den Untermodulen
EUTRO zur Simulation von Nährstoffen (N, P), Sauerstoff und Algen sowie TOXI, zur Simulation von
organischen Schadstoffen und Schwermetallen.
Räumliche und zeitliche Diskretisierung
In WASP können ein-, zwei- und dreidimensionale Systeme betrachtet werden. Die zeitliche Auflösung
kann je nach Problemstellung variabel gewählt werden und Stundenschritte wie auch saisonale Zeitschrit-
te erfassen.
3.3.6.2
QUAL2E
Überblick
QUAL2K (oder Q2K) ist ein Modell zur Simulation der Gewässergüte in Fließgewässern und baut auf
dem Modell QUAL2E (oder Q2E) von Brown and Barnwell (1987) auf. Das Modell bildet den eindimen-
sionalen Stofftransport ab. Dabei wird von einem stationären Strömungszustand ausgegangen. Wärme-
haushalt und Umsatzreaktionen werden auf Tagesbasis berechnet. Diffuse und punktuelle Ein- und Aus-
träge können abgebildet werden. Q2K wurde in „Visual Basic for Applications“ (VBA) programmiert
und nutzt Excel als graphische Benutzerschnittstelle. QUAL2K simuliert organischen Stickstoff, Ammo-
nium, Nitrit und Nitrat als eine Gruppe. Dabei kann das Algenwachstum und die damit verbundene N-
Fixierung und Mineralisation sowie die Nitrifikation (in zwei Stufen von Ammonium über Nitrit zu Nit-
rat) modelliert werden. Denitrifikation im Gewässersystem wird nicht berücksichtigt.
Räumliche und zeitliche Diskretisierung
In QUAL2E können eindimensionale Systeme betrachtet werden. Die zeitliche Auflösung kann je nach
Problemstellung variabel gewählt werden und Stundenschritte wie auch saisonale Zeitschritte erfassen.

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4
Diskussion von Lösungsansätzen für den KliWEP 3-
Modellverbund im Rahmen eines Workshops
Am 2. Mai 2006 wurde im „Blockhaus“ in Dresden ein Workshop durchgeführt mit dem Titel „KliWEP -
Abschätzung der Auswirkungen der für Sachsen prognostizierten Klimaveränderung auf den Wasser- und
Stoffhaushalt im Einzugsgebiet der Parthe/Generierung eines Modellverbundes zur Simulation der Stoff-
flüsse von Stickstoff und Kohlenstoff“.
Ziel des Workshops war es, alternative Lösungskonzepte für den um den Bereich Stoffhaushalt erweiter-
ten KliWEP-Modellverbund mit internen und externen Experten intensiv zu diskutieren. Zentrale Themen
waren die Berücksichtigung der bei Klimaänderungen wesentlichen Prozesse, die Erörterung von Vor-
und Nachteilen einzelner Modellansätze, Fragen der Modellkopplung (online/offline, Schnittstelle, usw.)
sowie Möglichkeiten der Bereitstellung von Eingangsdaten. Das Programm des Workshops sowie die
Teilnehmerliste befinden sich im Anhang dieses Berichtes. Die im Rahmen der Diskussionen aufgewor-
fenen Aspekte sollen bei den Vorschlägen für einen geeigneten Modellverbund (vgl. Kap. 5) berücksich-
tigt werden.
Zusammenfassung der Diskussionen im Rahmen des Workshops
Diskussion Modellkonzept/-verbund Boden
Es wurde Wert auf die Feststellung gelegt, dass die Modellauswahl anhand der Fragestellung (Molnar)
und anhand der Datengrundlage erfolgen sollte (z. B. Feldhaus, Franko, Casper). Es solle darauf geachtet
werden, dass die Genauigkeitsanforderungen an das Modell vor dem Hintergrund der Datenunsicherhei-
ten definiert würden. Mehrere Teilnehmer plädierten für ein Vorgehen nicht nach dem Prinzip „so genau
wie möglich“, sondern „so genau wie nötig“. Es sei vor dem Hintergrund vorhandener Messunsicherhei-
ten sicher zu stellen, inwiefern eine ausreichende Datenverfügbarkeit sowohl in zeitlicher wie in räumli-
cher Hinsicht gewährleistet sei und wie diese in aller Regel punktförmig vorliegenden Informationen in
korrekter Weise über das Gebiet interpoliert werden könnten (Franko, Feldhaus).
Mehrere Diskussionsteilnehmer plädierten dafür, die Komplexität des Modells nicht zu reduzieren, son-
dern den Stand des Wissens aufzugreifen. Insbesondere betreffe dies den Einbezug des C- und S-
Haushaltes in die Modellierung des N-Haushaltes im Boden. Besonders vor dem Hintergrund einer Mo-
dellierung von Prognosen über z. B. 100 Jahre könnten beide Systeme nicht getrennt betrachtet werden
(Franko, Klöcking, Kurzer, Casper).
Diese Aussage steht allerdings im Widerspruch dazu, dass das Modell auf Grundlage vorhandener Daten
gewählt werden sollte und zu der vielfach bestätigten Aussage, dass durch die mangelnde Prozesskenntnis
beim Verhalten von N und C im Boden gravierende Probleme bei der Modellierung auftreten können
(z. B. Franko, Fank).
Des Weiteren wurde angemerkt (Franko, Fank), dass auch die Sensitivität der Modelle auf Klimaände-
rungen zu prüfen sei, zunächst für den Wasserhaushalt, anschließend für den Stoffhaushalt. Grundsätzlich
bestehe die Gefahr, dass Modelle zu sensitiv oder nicht ausreichend sensitiv seien und so Auswirkungen
über- oder unterschätzt würden. Für WaSiM-ETH wurde die grundsätzliche Eignung für die Untersu-
chung von Klimaänderungen hervorgehoben (Jasper, Kleinhaus).
Bei Fragen des Stoffhaushaltes nehme das Lernen aus der Vergangenheit anhand vorhandener Daten
einen wichtigen Raum ein, um die Prozesskenntnis zu erweitern und zu vertiefen (Fank, Casper). Die
Entwicklung von Landnutzungsszenarien könne dann anhand des gesammelten Wissens auf der Skalen-
ebene Schlag/Lysimeter/Plot erfolgen, d. h. in Regionen hoher Datendichte bzw. überhaupt vorhandener
Daten (Jäger, Kurzer, Casper). Für Teilaspekte könnten getrennte Modellsysteme genutzt werden, da
diese in der Lage seien, die aufgeworfenen Fragen gut zu beantworten (Casper). Als weitere Anregung
wurde ein konkreter Modellvergleich im Schnellbach-Gebiet sowie eine Bündelung der Arbeit und der
Modelle vorgeschlagen (Klöcking). Denkbar seien beispielsweise Berechnungen auf Basis sich ändernder
Erträge oder der Nachvollzug von Nitrateinträgen als Funktion von Temperatur, CO
2
-Konzentration,

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Wasserverfügbarkeit, Bodeneigenschaften und Bewirtschaftungspraxis. In Zukunft seien dann beispiels-
weise zu berücksichtigen: Reaktionen auf geänderte Rahmenbedingungen, Einflüsse ökonomischer Fak-
toren, Anbau neuer Arten und neue Techniken in Forst- und Landwirtschaft. Aufbauend darauf könnten
dann Regionalisierungsansätze zur Übertragung auf die Fläche entwickelt werden. (Casper, email
04.05.2006). Hierfür könnten beispielsweise Erfahrungen aus dem GLOWA Elbe-Projekt genutzt werden
(Klöcking).
Wegen der sehr geringen Niederschläge im Parthe-Gebiet würden vor allem bei der Verwendung von
komplexeren Pflanzenwachstumsmodellen (die zunächst eine Prognose auf der Plotskala erlauben) Pha-
sen mit Wasserstress auftreten. Hier müssten dann auch Fragen einer möglichen Bewässerung geklärt
werden, ohne die möglicherweise bei höheren Temperaturen gar keine Pflanzenentwicklung mehr mög-
lich sei. Der Einsatz solcher Modelle erfordere jedoch eine sehr hohe Expertise und einiges an Kenntnis
des Realsystems. Um die Modelle an die lokalen Gegebenheiten anzupassen, seien zudem Daten über die
reale Biomasseentwicklung von großem Vorteil. Hierzu könnten die Daten der Lysimeter in Brandis
verwendet werden (Casper, email 04.05.2006).
Es scheine bisher kein Konzept zu geben, das eine direkte Kopplung eines Bodenmoduls auf Grundlage
der Richards-Gleichung (z. B. WaSiM-ETH) mit einem gängigen Pflanzenwachstumsmodell ermögliche.
Diese Modelle basierten meist noch auf Speicheransätzen (Casper, Klöcking). Die Verdunstung auf A-
ckerstandorten hänge von der Art und Dichte des Pflanzenbestandes ab. Um WaSiM-ETH verwenden zu
können, müssten die Parameter für die Verdunstungsberechnung für die Prognosen auf der Basis von
detaillierteren Simulationen im Pflanzenwachstumsmodell ermittelt werden. (Casper, email 04.05.2006)
Diskussion Modellkonzept/-verbund Grundwasser
In einem Diskussionsbeitrag von Herrn Herlitzius wird das Modell TBC (Ansprechpartner: Dr. habil.
Schäfer) als mögliche Alternative oder Ergänzung zu PHREEQC vorgeschlagen. Herr Müller (IBGW)
wurde darum gebeten, das Modell TBC dahingehend prüfen.
In Bezug auf die Modellkopplung Wasserhaushaltsmodell-Grundwassermodell wird Wert darauf gelegt,
dass eine korrekte Abbildung von Schwankungen der Grundwasseroberfläche bzw. der Mächtigkeit der
ungesättigten Zone nicht trivial und zudem von enormer Bedeutung für die Modellierung des N-
Haushaltes sei (Fank, Gräber). Der Stoffaustausch und der Stoffumsatz im Schwankungsbereich Grund-
wasser/ungesättigte Zone sei jedoch bisher noch nicht ausreichend untersucht.
Im Parthe-Gebiet stehe das Grundwasser als Transportpfad im Vordergrund. Deshalb solle eine Abbil-
dung des Wasserhaushalts in der ungesättigten Zone als quasi-1D-Modell wegen des geringen Reliefs und
der hohen Drainagedichte ausreichen (Diskussionsbeitrag Casper, präzisiert in email v. 04.05.2006). Eine
räumliche Fehleinschätzung der real Abfluss beitragenden Flächen aufgrund des Konzeptes von
WaSiM-ETH sollte daher nicht all zu groß sein.
Hinsichtlich der N-Modellierung im Grundwasser wird angemerkt, dass derzeit sowohl die Datenlage
lückenhaft als auch die Ermittlung von Modellparametern zur Abbildung der biologisch katalysierten
Redoxprozesse sehr aufwändig bzw. unsicher sei (z. B. Grischek). So sollten grundsätzlich DOC/TOC-
Quellen Berücksichtigung finden. Diese könnten aber in aller Regel für eine Modellierung nicht ausrei-
chend spezifiziert werden. Aufgrund dessen wird von einer geochemischen Modellierung abgeraten (Cas-
per). Auch wird angemerkt, dass die numerischen Probleme bei der Lösung der Transportgleichung für
diffuse Einträge nicht ausreichend gelöst seien (Fank).
Es wird vorgeschlagen, zunächst in einer sequenziellen Vorgehensweise Teilaspekte zu modellieren (Ro-
de). So könne beispielsweise zunächst eine Bodensimulation klären, ob Klimaänderungen sich überhaupt
auf die Nitratausträge aus dem Boden auswirken. Erst wenn relevante Änderungen festgestellt würden,
solle eine Grundwassermodellierung erfolgen, mit der die Auswirkungen auf Transport und Austrag in
die Gewässer untersucht werden könnten. Kontrovers dazu wird es jedoch auch als sehr wichtig angese-
hen, die Modelle zur Abbildung der gegenseitigen Abhängigkeiten zu koppeln (Gräber).
Herr Prof. Casper (email 04.05.2006) schlägt trotz aller Bedenken als Leitidee des geplanten Projektes im
Detail ein "ideales" Modell mit möglichst vollständiger Prozessabbildung vor, bei dem man sich schritt-
weise an die räumliche Differenzierung herantasten könne. Dabei müsse man sich allerdings im Klaren
sein, dass komplexe Modelle ohne die Detailkenntnis über die räumliche Verteilung der Parameter eine

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wesentlich stärkere Abstraktion des Realsystem darstellten als es die räumliche Diskretisierung suggerie-
re: Ein komplexes Modell mit sehr wenigen (unterschiedlichen) Eingangsdaten werde durch die geringe
Parameterdifferenzierung quasi zum Konzeptmodell, da die Wirkung räumlicher Inhomogenitäten (Mak-
roporenfluss, Verfügbarkeit von DOC, Wurzeldichte, O
2
-Verfügbarkeit etc.) meist einen größeren Ein-
fluss habe als die Interaktion der Einzelprozesse auf der parametrisierten Skala.
Diskussion Modellkonzept/-verbund Fließgewässer
Prozessuntersuchungen seien hier unbedingt erforderlich, um die Relevanz einzelner Umsatzprozesse im
Gewässer abschätzen zu können. Die Stoffumsätze seien als gewässerspezifisch anzusehen (Rode). Dabei
seien Wechselwirkungen mit dem Grundwasser zu erwarten, so dass eine Kopplung als nötig angesehen
wird (Fank, Gräber). Diese Prozesse seien aber bisher kaum quantifizierbar und vor allem bei kleinen
Gewässern herrschten noch große Wissensdefizite. Zudem sei ein erheblicher Messaufwand zu erwarten
(Rode). Deshalb sei eine Modellierung der Umsatzprozesse im Rahmen von KliWEP nicht bearbeitbar,
lediglich eine hydraulische Kopplung oder eine nachgeschaltete Gütemodellierung (offline-Kopplung)
ohne Berücksichtigung der Wechselwirkungen in der hyporheischen Zone sei handhabbar.
Diskussion Modellkonzept/-verbund Erosion
Die direkte Relevanz der Erosion für den N-Transport sei gering (Rode). Langfristig seien zwar deutliche
Landschaftsveränderungen durch Erosion zu erwarten (Franko, Rode), diese könnten aber in den bekann-
ten und benannten Modellen nicht abgebildet werden (Wriedt).
Bei der Erosionsmodellierung müsse sichergestellt werden, dass auch die Sedimentation von Bodenmate-
rial vor dem Eintrag in Gewässer erfasst werde. Die Darstellung von erosionsbeeinflussten Stoffbilanzen
sei sonst mit grundsätzlichen, sich vor allem langfristig stark auswirkenden Fehlern behaftet (Feldhaus).
Erosion-3D sei physikalischer ausgerichtet, AGNPS dagegen ein robusteres Modell. Aufgrund zu erwar-
tender Lücken bei den benötigten Eingangsdaten für Erosion-3D sei zu erwarten, dass die Ergebnisse
nicht besser sein würden als unter Verwendung von AGNPS.
Diskussion Aufwand – Nutzen
Der im Rahmen des Workshops vorgestellte erste Vergleich des Aufwands bzw. Nutzens verschiedener
Modell(-verbünde) wird kritisch diskutiert. Dabei wird Wert auf die Feststellung gelegt, dass der Auf-
wand allgemein eher höher sei, als vorgeschlagen. Zudem wird festgestellt, dass viele Modelle nicht in
der vorgeschlagenen vereinfachten Weise vergleichbar sind, insbesondere, wenn z. B. ArcEGMO/PSCN
mit PCGEOFIM
®
gekoppelt würde (z.
B. Gebel, Klöcking). Der prozessorientierte Ansatz von
WaSiM-ETH auf Grundlage der Richards-Gleichung wird von einigen Diskussionsteilnehmern relativiert
bzw. der Vorteil gegenüber konzeptionellen Ansätzen in Frage gestellt (z. B. Casper, Gebel, Klöcking).
Diese Aussage bleibt allerdings nicht unwidersprochen (z. B. Jasper).
Wichtig für die Erstellung eines sinnvollen Systems sei v. a. die Zielvorgabe der Landesbehörden (Mol-
nar, Casper (email 04.05.2006)). Seitens dieser solle Wert auf eine Konservierung und Vermehrung des
Wissens über Gewässereinzugsgebiete erfolgen. Dies könne durch raumzeitliche (Mess-)Daten, Projekt-
berichte und gut dokumentierte und parametrisierte Simulationsmodelle sowie kompetente Anwender
erfolgen. Weitere Voraussetzungen für den Projekterfolg seien eine effiziente (Meta-)Datenhaltung sowie
funktionierende Modellsysteme, die kontinuierlich verwendbar seien und auch außerhalb kurzlebiger
Projektstrukturen gepflegt würden. Das erworbene bzw. vorhandene Wissen müsse zur Bewirtschaftung,
Planung und Prognose verwendet werden (präzisierte Aussage von Casper, nach email v. 04.05.2006).
Die Aufwand-Nutzen-Beziehung der konzipierten Kopplung von WaSiM-ETH mit einem C/N-Modell
wird teilweise als kritisch eingeschätzt, da schon gekoppelte Modelle existierten, die den aktuellen Stand
des Wissens abbildeten (z. B. ArcEGMO-PSCN) (Klöcking). Es wurde vorgeschlagen, alternativ auf ein
bestehendes integriertes Modell zurückzugreifen (Klöcking).
Als weiterer Vorschlag wurde ein schrittweises oder genestetes Vorgehen empfohlen. Möglich sei bei-
spielsweise die schlag- oder betriebsbezogene Anwendung vorhandener Modelle wie REPRO (Jäger).

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Daneben wird vorgeschlagen, „globale“ Überblicksmodelle mit detaillierten Modellen für Teilgebiete
oder Teilaspekte zu kombinieren. So könnten Daten von gut untersuchten Punkten möglicherweise auf
die Fläche übertragen werden. Auch könne das Modell STOFFBILANZ zur Schaffung eines ersten Über-
blicks angewendet werden. Da STOFFBILANZ für ganz Sachsen angewendet werden solle (Kuhn), wäre
hier bereits ein erster Schritt erfolgt. Zudem ermögliche es die Überprüfung der Eingangsdaten, so dass
zunächst die Daten und Prozessvorstellungen getestet werden könnten und eine saubere Inputmodellie-
rung gewährleistet sei. Möglicherweise vorhandene Muster könnten genutzt werden, um dann schrittwei-
se komplexere Modelle anzuwenden oder auch nicht anzuwenden (Gebel, Casper, Klöcking, Gräber).
Ebenso möglich sei die Verwendung anderer „globaler“ Modelle, ergänzt durch die Anwendung detail-
lierterer Modelle in Teilgebieten.
Zur Berechnung von Szenarien sei Prozesskenntnis notwendig. Dabei stelle sich auch hier die Frage nach
der Zielstellung: Was genau soll übertragbar sein (Eulitz, Fank)? Vorgeschlagen wird eine Validie-
rung/Kalibrierung über sehr lange Zeitreihen/Zeiträume in der Vergangenheit, in denen möglicherweise
der Klimatrend bereits erkennbar sei (Fank). Zudem wird angemerkt, dass die ökonomische Komponente
berücksichtigt werden sollte (Kurzer). Die Prognosefähigkeit wird von mehreren Teilnehmern als fraglich
bezeichnet.
Eine Realisierung der Projektziele sei nur über einen Modell- und Entwicklerverbund möglich (u. a. Ro-
de, Klöcking). Es wird darauf hingewiesen, dass Felduntersuchungen zur Parametrisierung der Modelle
und der Untersuchung der Prozessrelevanz erforderlich seien; allgemein solle der Aufwand für die Daten-
gewinnung nicht unterschätzt werden (Grischek).
An der Stoffhaushaltsmodellierung für das Parthe-Gebiet besteht u. a. auch von Seiten der Wasserwerke
Naunhof großes Interesse (Jäger).

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5
Vorschlag eines geeigneten Modellverbunds
In den Kap. 5.1 bis Kap. 5.8 wird ein Vorschlag für die Etablierung eines um den Bereich Stoffhaushalt
erweiterten KliWEP-Modellverbundes auf Grundlage der Leistungsbeschreibung der vorliegenden Vor-
studie unterbreitet.
Im Rahmen der Workshop-Diskussionen am 2. Mai 2006 wurde von mehreren Teilnehmern ergänzend
dazu eine sequenzielle Vorgehensweise vorgeschlagen (vgl. Kap. 4). Diese könnte dazu beitragen, in den
einzelnen Reaktionsräumen zunächst die für den Stoffhaushalt im Parthe-Gebiet und die KliWEP-
Fragestellung relevanten Prozesse zu identifizieren und anschließend die Modellierung des Gesamtsys-
tems auf die so ermittelten wesentlichen Zusammenhänge zu konzentrieren. Die entsprechenden Überle-
gungen befinden sich in Kap. 5.9.
5.1
Art der Kopplung (online/offline)
5.1.1
Wirkungsraum Pflanze/Boden/ungesättigte Zone
Aufbauend auf dem bestehenden KliWEP 2-Modellverbund zwischen WaSiM-ETH und PCGEOFIM
®
ist
prinzipiell eine online-Kopplung zwischen WaSiM-ETH und einem Stoffhaushaltsmodul für die ungesät-
tigte Zone erforderlich. Diese Prämisse ergibt sich aus dem Umstand, dass vor dem Hintergrund der kom-
plexen hydraulischen Bedingungen im Einzugsgebiet der Parthe die Berechnung der Stickstoffverfrach-
tung im Grundwasser mit Hilfe des rasterbasierten Strömungsmodells PCGEOFIM
®
erfolgen sollte. Die-
ses wiederum ist online mit WaSiM-ETH gekoppelt, um die Interaktionen zwischen ungesättigter Zone
und Grundwasser prozessorientiert abbilden zu können.
Würde demgegenüber eine offline-Kopplung zwischen WaSiM-ETH und dem Stoffhaushaltsmodul reali-
siert, so müsste das Grundwassermodell zweimal laufen: Einmal für den Wasserhaushalt und ein zweites
Mal für den Stoffhaushalt. Der zweite Modellauf würde mit den Ergebnissen des Stoffhaushalts für die
ungesättigte Zone als obere Randbedingung erfolgen. Beide Läufe von PCGEOFIM
®
müssten zudem
gekoppelt mit WaSiM-ETH durchgeführt werden. Eine Berücksichtigung von kapillar aufsteigendem
Nitrat würde dabei zudem Einschränkungen unterliegen.
Eine offline-Kopplung erscheint unter diesen Voraussetzungen als ungünstige Lösung. Neben fachlichen
Gründen sind dabei auch Rechenzeitaspekte und der erforderliche Speicherplatzbedarf kritisch zu bewer-
ten: Bei einer offline-Kopplung müssten für jeden Zeitschritt der Kopplung rasterbasierte Variablen als
Datei abgespeichert werden. Der Speicherplatzbedarf würde bei einem Zeitschritt von 1 d voraussichtlich
im Bereich von Gigabytes liegen.
5.1.2
Wirkungsraum Grundwasser/Oberflächengewässer
Im Wirkungsraum Grundwasser wäre eine online-Kopplung mit dem hydrogeochemischen Modell
PHREEQC sinnvoll. Hierbei kann auf bereits bestehende Entwicklungen (vgl. Kap. 5.3.2) aufgebaut
werden. Eine online-Kopplung mit PHREEQC ist erforderlich, da eine Rückwirkung der chemischen
Stoffwandlungen auf den Transportprozess erfolgt. Die in PHREEQC ermittelten Konzentrationsände-
rungen der gelösten Stoffe müssen im nächsten Transportschritt Berücksichtigung finden, um die Prozes-
se sinnvoll abbilden zu können.
Die Oberflächengewässer werden in PCGEOFIM
®
als gekoppelte Randbedingungen widergespiegelt und
sind in ihrer hydraulischen Wirkung somit online gekoppelt. Die Flüsse werden mit der Fließformel nach
Manining-Strickler vereinfacht hydraulisch abgebildet. Für jeden Fluss wird ein Zufluss in das Modellge-
biet als Funktion der Zeit vorgegeben. In einer iterativen Berechnung wird der Austausch zwischen dem

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Fluss und den Grundwasserzellen entsprechend den Gradienten und dem Leitwert als Randbedingung 3.
Art bestimmt, so dass ein zeitlich variabler Abfluss aus dem Modellgebiet ausgewiesen werden kann.
Stoffwandlungsrechnungen im Oberflächengewässer sind in PCGEOFIM
®
nicht möglich. Es können die
Frachten, die aus dem Grundwasser in den Fluss fließen für jede Grundwasserzelle ausgewiesen werden.
Diese können bei einer offline-Kopplung mit einem Wasserbeschaffenheitsmodell als Eingabewerte ver-
wendet werden. Hierbei ist zu beachten, dass sich typischerweise die Zeitskalen des Grundwassermodells
von Jahren und Jahrzehnten stark von denen des Oberflächenwassergütemodells im Bereich von Tagen
oder Monaten unterscheiden.
5.2
Zeitschritt der Kopplung
5.2.1
Wirkungsraum Pflanze/Boden/ungesättigte Zone
Der Zeitschritt der Kopplung zwischen Wasser- und Stoffhaushalt sollte, analog zum Kopplungsmecha-
nismus zwischen WaSiM-ETH und PCGEOFIM
®
, einen Tag betragen. Bei einem gröberen Kopplungsin-
tervall (z. B. 1 Monat, 1 Jahr) wäre eine realitätsnahe Abbildung von Interaktionen zwischen Wasser- und
Stoffhaushalt nicht möglich: Unter anderem könnte dann die N-Aufnahme nicht in Abhängigkeit von der
aktuellen Bodenfeuchte variieren und der N-Transport könnte nicht mit schnellen Sickerwasserflüssen
gekoppelt werden.
5.2.2
Wirkungsraum Grundwasser/Oberflächengewässer
Der Zeitschritt der Kopplung zwischen dem Grundwassermodell PCGEOFIM
®
und dem hydrogeochemi-
schen Modell PHREEQC wird in Abhängigkeit der Änderung der Konzentration in Folge des Stofftrans-
ports seit dem letzten Kopplungszeitpunkt dynamisch ermittelt. Ist diese Änderung größer als ein vorge-
gebener Schwellenwert oder ist eine ebenfalls vorgegebene Maximalzeit ohne Kopplung überschritten,
wird eine PHREEQC-Rechung für die Zelle des Grundwassermodells durchgeführt. Mit dieser Methode
erfolgt in Gebieten mit hoher Stoffdynamik häufig und in Gebieten geringer Dynamik selten eine Rech-
nung mit PHREEQC.
Der Kopplungszeitschritt zwischen Grundwasser und Oberflächenwasser wird durch den Zeitschritt der
Kopplung zwischen PCGEOFIM
®
um WaSiM-ETH bestimmt und beträgt somit ebenfalls einen Tag.
Prinzipiell wäre auch ein größerer Zeitschritt möglich. Für Langzeitbetrachtungen ohne Kopplung mit
einem Wasserhaushaltsmodell kommt deshalb oft ein Monat als Austauschzeitschritt in Betracht.
5.3
Interaktionen zwischen Wasser- und Stoffhaushalt
5.3.1
Wirkungsraum Pflanze/Boden/ungesättigte Zone
Idealerweise sollte das Stoffhaushaltsmodul für den Boden die gekoppelte C- und N-Dynamik abbilden
können, um die enge Verknüpfung der damit verbundenen Prozesse im Boden berücksichtigen zu können.
Aufgrund der hohen Unsicherheiten und der unzureichenden Prozesskenntnis in der C-N-Modellierung
sollte jedoch auch die Beschränkung auf ein reines N-Modell nicht grundsätzlich ausgeschlossen werden.
Die Entscheidung für ein konkretes Modell bzw. Modul wird auch von der praktischen Verfügbarkeit
geeigneter Modelle abhängen (unter Berücksichtigung lizenzrechtlicher Aspekte und möglicher Koopera-
tionen).

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UFZ Leipzig-Halle GmbH, Department Hydrologische Modellierung, Brückstr. 3a, 39114 Magdeburg
Ingenieurbüro für Grundwasser GmbH, Nonnenstraße 9, 04229 Leipzig
Dr. Karsten Jasper, Postweg 11, CH 8143 Stallikon
Eine zentrale Komponente des Stoffhaushaltsmoduls stellt die Simulation des Pflanzenwachstums dar.
Das Pflanzenwachstum ist eng mit den Klimafaktoren Temperatur und Niederschlag verknüpft und eine
wesentliche Steuergröße der Kohlenstoff- (Aufbau von Biomasse) und Stickstoffflüsse (N-Entzüge und
-Speicherung). Dabei können sowohl Wasser- als auch Nährstoffmangel das Pflanzenwachstum beein-
flussen, wobei wiederum Nährstoffbedarf und Verdunstungsstrom verändert werden.
Im Rahmen der Erweiterung des Modellverbundes stellt sich also das Problem, wie die Interaktion von
Bodenwasserhaushalt, -stoffhaushalt und Pflanzenwachstum möglichst prozessgerecht implementiert
werden kann.
Es existieren unterschiedliche Ansätze zur Abbildung der Interaktionen zwischen Wasser- und Stoffhaus-
halt (z. B. Jansson und Karlberg 2004). Diese unterscheiden sich elementar, insbesondere durch die Steu-
ergrößen des Pflanzenwachstums bzw. der Stickstoffaufnahme. Bei einigen Kohlenstoff- und Stickstoff-
modellen können unterschiedliche Ansätze alternativ gewählt werden. Sie sind daher bei den folgenden
Beispielen mehrfach aufgeführt.
a)
Es wird kein Wachstum berücksichtigt
Bei Modellen mit einer relativ groben zeitlichen Auflösung besteht u. U. keine Notwen-
digkeit einer expliziten Berücksichtigung des Pflanzenwachstums (Beispiel: STOFFBI-
LANZ)
b) Extern vorgegebene Wachstumsfunktion als Steuergröße
Bei diesem relativ einfachen Ansatz wird die Entwicklung der Pflanze und die Stick-
stoffaufnahme durch eine rein zeitabhängige Funktion vorgegeben und ist somit
nicht
abhängig von Umweltfaktoren wie Bodenfeuchte oder Bodentemperatur (Beispiele:
CoupModel, WHNSIM).
c)
Simulierte Transpiration als Steuergröße („water use efficiency approach“)
Hier wird Pflanzenwachstum und Stickstoffaufnahme durch die transpirative Verduns-
tung in Verbindung mit einem sortenspezifischen Effizienzparameter für die Wasser-
nutzung gesteuert (Beispiele: CENTURY, CoupModel, WHNSIM).
d) Strahlungsenergie als Steuergröße („light use efficiency approach“)
Dieser (detaillierteste) Ansatz basiert auf der Ausnutzung der verfügbaren Strahlungs-
energie als Steuergröße für Wachstum und Stickstoffaufnahme. Die Prozesse werden
hierbei zusätzlich durch die jeweils aktuellen Temperatur-, Wasser- und Stickstoffbe-
dingungen limitiert. Dieser Faktorenkomplex dient dann auch zur Steuerung der Trans-
piration (z. B. CoupModel, PASIM, PSCN-Modul, MINERVA, SWAT, SWIM).
Durch die Kopplung der Modelle WaSiM-ETH und PCGEOFIM
®
im Rahmen von KliWEP 1 und Kli-
WEP 2 konnte hinsichtlich des Wasserhaushalts ein hohes Maß an Prozessorientiertheit erzielt werden.
Zu den Merkmalen des Modellverbunds zählen die Penman-Monteith-Gleichung unter Einschluss mehre-
rer Vegetationsschichten für die Evapotranspiration, die RICHARDS-Gleichung für den ungesättigten
Wassertransport im Boden und die Darcy-Gleichung für die Grundwasserströmung (vgl. Scherzer et al.
2005). Das Erreichen der bisherigen KliWEP-Ziele war mit einem erheblichen finanziellen und zeitlichen
Aufwand verbunden. Eine Dynamisierung der Vegetationsentwicklung in WaSiM-ETH ist ebenfalls
geplant (Stand: 31.05.2006). Grundsätzlich soll WaSiM-ETH auch eigenständig lauffähig bleiben. Es
wäre daher wünschenswert, den bisher erreichten Stand im Bereich Wasserhaushalt beibehalten zu kön-
nen und die Stoffhaushaltsimulationen aufbauend auf den Wasserhaushaltssimulationen (d. h. also Alter-
native a), b) oder c)) durchzuführen. Die Vegetationsentwicklung sollte dabei von WaSiM-ETH kontrol-
liert werden.
Es wird vorgeschlagen, die online-Ankopplung des Stoffhaushaltsmoduls so zu realisieren, dass die Ent-
wicklung der Vegetation weiterhin durch die im Rahmen von KliWEP 2 weiterentwickelte so genannte
Landnutzungstabelle von WaSiM-ETH gesteuert wird. Dies ermöglicht u. a. auch die Berücksichtigung
von Fruchtfolgen und/oder Waldwachstum, indem innerhalb eines batch-gesteuerten Modellaufes mehre-
re Landnutzungstabellen sequenziell abgearbeitet werden. Die Stickstoffaufnahme der Pflanzen würde
dann sortenspezifisch durch den weiter oben als Variante c) bezeichneten „water use efficiency approach“
gesteuert werden. Stickstoffumsetzungsprozesse im Boden könnten im Modellverbund darüber hinaus in

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Abhängigkeit von Bodenfeuchte und Bodentemperatur (zu Bodentemperatur vgl. auch Kap. 5.8.1) darge-
stellt werden. Aufgrund der in den Kap. 2.3.1 und Kap. 3.2 ausführlich dargelegten Prozessunsicherheiten
im Bereich der Stickstoff- und Kohlenstoffmodellierung sowie der Datendefizite im Bereich Stoffhaushalt
hätte die Verwendung des „water use efficiency approach“ darüber hinaus den Vorteil, als Steuergröße
des Wasserhaushalts nicht auf Stoffhaushaltsprozesse zurückgreifen zu müssen, welche insbesondere im
Maßstab von Einzugsgebieten mit relativ großen Unsicherheiten behaftet sind.
Die Abbildung der Wirkungszusammenhänge nach Alternative c) „water use efficiency approach“ im
Modellverbund könnte sowohl für ein reines Stickstoffmodell als auch für ein Kohlenstoff- und Stick-
stoffmodell implementiert werden, da die Biomasse-Prozesse über die Landnutzungstabelle von WaSiM-
ETH mitgesteuert würden.
Bei Verwendung eines C- und N-Modells kann auf eine Abbildung des C-Austrages (als gelöster organi-
scher Kohlenstoff, DOC) mit dem Sickerwasserstrom verzichtet werden, da derzeit keine Modellansätze
existieren, um die komplexen Prozesse auf dem Pfad vom Kompartiment Pflanze/Boden (v. a. Humusauf-
lage) über die ungesättigte Zone und das Grundwasser in Oberflächengewässer in Einzugsgebieten abzu-
bilden. Wesentliche Ursache dafür sind Wissensdefizite v. a. im Bereich DOC-Abbau, -Transformation
und -Sorptionsprozessen (vgl. Kap. 2.1.2 und Kap. 2.1.3).
5.3.2
Wirkungsraum Grundwasser/Oberflächengewässer
Wenn im Grundwasser hydrochemische Reaktionen eine große Rolle spielen, bestimmen diese Reaktio-
nen im System Sedimentmatrix des Grundwasserleiters und Grundwasser die Konzentration der einzelnen
gelösten Komponenten. Um solche Probleme mit dem Programmsystem PCGEOFIM
®
lösen zu können,
wurde bereits eine Kopplung mit dem geochemischen Modell PHREEQC (Parkhurst 1995) hergestellt,
das als Quasi-Standard weite Verbreitung in der hydrochemischen Modellierung gefunden hat. Die Kopp-
lung von PHREEQC und PCGEOFIM
®
wurde mit Mitteln des Bundesministeriums für Bildung, Wissen-
schaft, Forschung und Technologie unter dem Förderkennzeichen 02-WB9672/2 gefördert.
Die Berechnung des reaktiven Stofftransportes mit den Programm PCGEOFIM
®
und PHREEQC erfolgt
auf folgende Art und Weise:
Simulation der Mengenströmung für einen Zeitschritt, der die Grundlage für die Berechnung des
konvektiven und dispersiven Transportes ist.
Berechnung des konvektiven und dispersiven Transports mit dem Front-Limitation-Algorithmus
(Häfner et al. 1995).
Jedes finite Volumenelement wird als ein chemischer Reaktor betrachtet. Mit Hilfe von PHREEQC
erfolgt eine Berechnung des hydrochemischen Gleichgewichts in diesem Reaktor, indem PHREEQC
die aktuelle Konzentration der im Grundwasser gelösten Stoffe zusammen mit der Zusammensetzung
und dem Vorrat der Feststoffphase übergeben wird. Das von PHREEQC berechnete hydrochemische
Gleichgewicht ergibt sowohl geänderte gelöste Konzentrationen, als auch eine Änderung der Fest-
stoffgehalte in Abhängigkeit von den für die chemischen Komponenten zulässigen Reaktionen. Die
Änderungen in der wässrigen Phase ergeben neue Anfangskonzentrationen, die zugehörigen Quellen
bzw. Senken werden berechnet und ausgewiesen. Die geänderten Gehalte in der Feststoffphase
verbleiben im zugehörigen finiten Volumenelement und spielen für den Transport im Grundwasser
keine Rolle.
Eine gleichzeitige Abarbeitung von PCGEOFIM
®
, WaSiM-ETH und PHREEQC ist möglich, insbesonde-
re wenn WaSiM-ETH auch die stofflichen Eigenschaften der Grundwasserneubildung in speziellen Grids
zur Verfügung stellen könnte. Wenn dies nicht möglich sein sollte, müsste auf andere Art und Weise der
Nitrateintrag in das Grundwasser zur Verfügung gestellt werden.
Es ist zu berücksichtigen, dass die Lösung reaktiver Stofftransportprozesse sehr rechenzeitintensiv ist.
Eine großräumige Modellierung ist mit PHREEQC ist daher nicht ohne weiteres möglich. Für das
Schnellbach- bzw. Parthe-Gebiet könnte die Anzahl der jeweils aktiven Zellen für die Berechnung mit
PHREEQC und die Häufigkeit der Berechnung, also der Zeitschritt für PHREEQC dynamisch in Abhän-
gigkeit der aktuellen Bedingungen bestimmt werden. Mit dieser Vorgehensweise können, je nach Stand-
ortbedingungen Rechenzeiteinsparungen um den Faktor 10 oder mehr erreicht werden. Weiterhin besteht

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die Möglichkeit, PHREEQC parallel auf einem Cluster oder einem Rechnerverbund eines Standard-
Netzwerkes, wie es üblicherweise in Universitäten und Ingenieurbüros anzutreffen ist, zu rechnen (Müller
2004). In Voruntersuchungen zeichnete sich bereits ab, dass bei den zu erwartenden großen Mengen an
Zellen ein Wirkungsgrad von 99 % erreichbar ist. Die Kopplung mit PHRREQC kann auf Grundlage des
neuen Programm PHAST, das PHREEQC mit einem anderen Grundwassermodell mit anderen Technolo-
gien gekoppelt, programmtechnisch modifiziert werden, was zu einer weiteren Verringerung der Ausfüh-
rungszeiten des Programms führt.
Unter Umständen empfiehlt sich ein mehrstufiges Verfahren, bei dem der Nitrattransport kleinräumig mit
PHREEQC nachgebildet wird und Reaktionskoeffizienten (zum Beispiel für einen reaktionskinetischen
Ansatz nach Michaelis-Menten) ermittelt werden, die auf das Einzugsgebiet der Parthe übertragen wer-
den. Diese Verfahrenskombination kann mit dem oben erwähnten dynamischen Methoden ergänzt wer-
den, so dass das kleinräumige Gebiet signifikant vergrößert werden kann. Für ausgewählte Szenarien
könnte das Gesamtgebiet mit PHREEQC gerechnet werden, die dann direkt mit dem zweistufigen Ansatz
vergleichbar sind.
Die Interaktionen zwischen Wasser- und Stoffhaushalt für die Oberflächengewässer beschränken sich in
PCGEOFIM
®
auf eine Bilanzierung der dem Fluss aus dem Grundwasser zugegangenen Stoffmengen.
Für jede Grundwasserzelle, die mit einem Fluss gekoppelt ist, kann die In- bzw. Exfiltrationsrate und die
Konzentration des im Grundwassermodell PCGEOFIM
®
transportierten Stoffes über die Zeit ausgewiesen
werden. Die daraus im Postprocessing ermittelbare Fracht stellt die grundwasserbürtige Quelle für den
Fluss dar. Da im Fluss kein Stofftransport modelliert wird, kann eine Speisung des Grundwassers mit
Flusswasser nicht als Stoffquelle dienen. Eine solche Quelle müsste explizit als Randbedingung für die
Migrationsrechnung im Grundwasser angegeben werden. Am Ausfluss des Vorfluters aus dem Modell
kann die grundwasserbürtige Stofffracht zeitlich aufgelöst dargestellt werden.
Stofffrachten, die aus dem Interflow oder dem Oberflächenabfluss (Erosion) stammen, können mit
PCGEOFIM
®
nicht erfasst werden. Diese Stofffrachten müssen vom Wasserhaushaltsmodell ermittelt
und in den Vorflutern gesammelt werden.
5.4
Anforderungen an ein Stoffhaushaltsmodul im KliWEP-Modellverbund
5.4.1
Wirkungsraum Pflanze/Boden/ungesättigte Zone
Grundsätzliche Anforderungen an das Stoffhaushaltsmodul für diesen Wirkungsraum sind die Möglich-
keit
-
einer online-Kopplung mit dem bestehenden KliWEP-Modellverbund. Das Stickstoffmodul
müsste dabei als Unterprogramm von WaSiM-ETH aufrufbar sein.
-
Das Pflanzenwachstum sollte von WaSiM-ETH auf Basis des Water Use Efficiency Ansat-
zes steuerbar sein.
-
rasterbasiert zu arbeiten (KliWEP derzeit 125 x 125 m-Raster)
-
schichtspezifisch auf Grundlage der räumlichen Vertikaldiskretisierung von WaSiM-ETH zu
arbeiten. Die Vertikaldiskretisierung von WaSiM-ETH in der ungesättigten Zone ist prinzi-
piell flexibel und könnte ggf. (innerhalb bestimmter Grenzen) auch auf das Stickstoffmodul
abgestimmt werden. Wesentlich Kriterien für die Vertikaldiskretisierung von WaSiM-ETH
sind
das so genannte Courant-Kriterium („Zeitschritt muss kleiner sein als der Ausbrei-
tungsschritt“),
die Rechenzeit, welche insbesondere von der verwendeten Horizont- und Schich-
tenanzahl abhängt und
die prozessorientierte Herangehensweise: Die zeitliche Dynamik der Bodenwasser-
flüsse ist in der Nähe der Bodenoberfläche am höchsten, hier sollte also möglichst
fein diskretisiert werden.

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Die KliWEP 2-Testsimulationen werden derzeit (Stand: 30.05.2006) mit der folgenden (Re-
gel-)Vertikaldiskretisierung gerechnet:
2 Diskretisierungsschichten á 10 cm; 0-10 cm, 10-20 cm
4 Diskretisierungsschichten á 20 cm; 20-40 cm, 40-60 cm, 60-80 cm, 80-100 cm
6 Diskretisierungsschichten á 50 cm; 100-150 cm, 150-200 cm, 200-250 cm, usw.
-
N-Aufnahme- und Umsetzungsprozesse sowie ggf. auch die C-Dynamik abzubilden
-
Feuchte- und Temperatureinflüsse auf die N-Aufnahme sowie ggf. auch auf die C-Dynamik
abzubilden.
5.4.2
Wirkungsraum Grundwasser/Oberflächengewässer
Die Anforderungen an das Stickstoffmodul für das Grundwasser bestehen in der Abbildung der Prozesse
in der gelösten Phase und in der Feststoffmatrix. Sind die Reaktionspartner C und S in der Feststoffmatrix
im Überschuss vorhanden, kann auf eine explizite Abbildung der Feststoffphase verzichtet werden. Be-
steht die Möglichkeit, dass diese Stoffe für die Stoffwandlungsvorgänge limitierend wirken könnten, ist
eine explizite Erfassung im Modell essenziell.
Die Anforderungen an ein Modul im Oberflächenwasser hängen u. a. von der zeitlichen Betrachtungsebe-
ne ab. Für langfristige Betrachtungen kann eine Behandlung als nichtreaktiver Tracer mit einem geschätz-
ten Abbautermin als erste Näherung auseichend sein. Für kurzfristige Betrachtungen sind die Prozesse im
Oberflächenwasser detailliert abzubilden, wobei der Aufwand für die Modellerstellung und die Paramet-
risierung als hoch einzuschätzen ist.
5.5
Auswahl eines Stickstoff-Moduls für den Modellverbund
5.5.1
Wirkungsraum Pflanze/Boden/ungesättigte Zone
Keines der in Kap. 3.3 vorgestellten Modelle bzw. Module verfügt bereits über eine Schnittstelle für eine
online
-Kopplung an ein externes Wasserhaushaltsmodell. Primäre Voraussetzung einer Integration in den
KliWEP-Modellverbund wäre daher die Mitwirkung des Autors/der Autorin des Stickstoffmoduls. Vor
diesem Hintergrund haben in den vergangenen Wochen die folgenden Wissenschaftler prinzipielles Inte-
resse an einer Kooperation geäußert:
Wissenschaftler Modell
Herr Dr. Uwe Franko (UFZ Leipzig-Halle GmbH)
Candy
Fr. Dr. Beate Klöcking (BAH München)
PSCN-Modul
Frau Dr. Bende-Michl, Herr Dr. Manfred Fink (Universität Jena)
SWAT-Module
Dr. Micha Gebel (TU Dresden)
STOFFBILANZ
Herr Prof. Bernd Huwe (Universität Bayreuth)
WHNSIM
Eingeschränktes Interesse äußerte darüber hinaus die ebenfalls angefragte Autorin des Modells SWIM,
Fr. Dr. Valentina Krysanova (PIK Potsdam). Aufgrund der komplexen Verflechtungen zwischen Stoff-
und Wasserhaushalt innerhalb des Modellsystems SWIM wäre aus ihrer Sicht allerdings die Anwendung
des Gesamtsystems SWIM gegenüber der Herauslösung einzelner Module und anschließender Ankopp-
lung an WaSiM-ETH/ PCGEOFIM
®
zu bevorzugen. Einen ähnlichen Standpunkt vertritt Fr. Dr. Beate

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Klöcking (BAH München), welche das PSCN-Modul verantwortet. Fr. Dr. Klöcking erklärte sich auf
Anfrage allerdings bereit, ggf. an einer Kopplung mit dem KliWEP-Modellverbund mitzuarbeiten, falls
die von ihr vorgeschlagene Lösung durch das LfUG nicht favorisiert würde. Von Herrn Dr. Kemmesies
(KP Ingenieurgesellschaft für Wasser und Boden mbH, Gunzenhausen) wurde der Vorschlag eingebracht,
das Modellsystem SiWaPro aus dem Altlastenbereich auf die Eignung für den KliWEP-Modellverbund
zu prüfen. SiWaPro bildet den Boden auf Grundlage der RICHARDS-Gleichung ab und enthält für den
Stofftransport neben der Konvektions-Dispersionsgleichung auch Abbaufunktionen für Schadstoffe.
Abgesehen von der Bereitstellung einer online-Schnittstelle erfüllen prinzipiell mehrere der in Kap. 3.3
vorgestellten Modelle die in Kap. 5.4.1 skizzierten Anforderungen. Hierzu zählen u. a. Candy, CoupMo-
del, das PSCN-Modul, die SWAT-Module und WHNSIM.
Möglicherweise ergeben sich im Rahmen des Workshops am 02.05.2006 weitere Argumente, welche für
oder gegen die Ankopplung bestimmter Ansätze sprechen.
Wichtige weitere Punkte bei der endgültigen Auswahl eines geeigneten Stickstoffmoduls sind Zeit- und
Kostenerwägungen:
-
Welche Alternative stellt die für das LfUG kostengünstigste Lösung dar?
- Welche(r) der angefragten Wissenschaftler bzw. Arbeitsgruppen könnte innerhalb der
(durch das LfUG noch nicht näher spezifizierten) Projektlaufzeit die erforderliche Kapazität
bereitstellen, um das Projekt auch tatsächlich zu bearbeiten.
Diese Punkte ließen sich z. B. im Rahmen einer KliWEP 3-Ausschreibung beantworten.
Bei dem hier skizzierten Lösungsansatz handelt es sich um einen aus fachlicher Sicht wünschenswerten
Optimalvorschlag, welcher im Sinn der Leistungsbeschreibung der KliWEP 3-Vorstudie auf Grundlage
der bestehenden Kopplung von WaSiM-ETH/PCGEOFIM
®
entwickelt wurde. Falls eine Realisierung
dieses Vorschlags aus Zeit- oder Kostengründen nicht möglich sein sollte, wären zu einer einfachen Ab-
schätzung des Nitrataustrages u. U. auch einfachere Alternativen denkbar. Hierzu zählt z. B eine offline-
Übergabe der WaSiM-ETH/PCGEOFIM
®
-Simulationsergebnisse für den Wasserhaushalt an das Modell
STOFFBILANZ. In diesem Fall könnten allerdings keine Wechselwirkungen zwischen Stoffumsatz und
Klimaänderungen abgebildet werden und kein Stofftransport und -umsatz im Grundwasser gerechnet
werden.
5.5.2
Wirkungsraum Grundwasser/Oberflächengewässer
Für das Grundwasser kommen zwei grundsätzliche Lösungsansätze in Frage:
1.) Die Verwendung der in PCGEOFIM
®
integrierten Abbauprozesse (1.Ordnung, Michaelis-
Menten-Kinetik) oder
2.) Die Nutzung von PHREEQC für die Abbildung der Reaktion in der gelösten Phase und am Fest-
stoff.
Für Gebiete mit großem Überschuss an S und C in der Festphase ist der erste Ansatz durchaus anwend-
bar. Für Gebiete, in denen C und S durch die Umsatzprozesse aufgebraucht werden könnten, ist allerdings
eine thermodynamisch fundierte Abbildung der Reaktionen mit der Festphase nötig, die z. B. mit
PHREEQC berechnet werden können. Ein hybrider Ansatz, der modellintern anhand von vorgegebenen
Kriterien das Berechnungsverfahren auswählt, scheint ein gangbarer Weg zu sein. An Stellen und zu
Zeitpunkten mit genauem Abbildungsbedarf wird PHREEQC eingeschaltet. Damit können die Rechenzei-
ten gegenüber der Berechnung aller Zellen je nach aktuellen Bedingungen um ein Mehrfaches verringert
werden.

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In den Oberflächengewässern kann durch das Postprocessing der Ausgabewerte von PCGEOFIM
®
zu
Stoffkonzentration und der Volumenströme zu den Flüssen eine erste Massenbilanz im Fließgewässer
erstellt werden. Eine Alternative hierzu wäre eine Nutzung eines expliziten Gewässergütemodells. Auf-
grund der geringen Gewässergröße und der dadurch bedingten besonderen Relevanz der Gewässer-
Umland-Beziehung sind im Parthe- und insbesondere im Schnellbach-Gebiet Gewässergütemodelle aller-
dings nur bedingt anwendbar. Zur quantitativen Schätzung der Relevanz einzelner Umsatzprozesse und
ggf. zur Anpassung eines Gütemodells wären in jedem Fall umfangreiche Prozessuntersuchungen im
Gewässer erforderlich. Für langfristige Betrachtungen ist die Verwendung eines Wassergütemodells aus
Gründen der Rechenzeit und des mit dem Modellaufbau verbundenen Aufwands derzeit nicht praktikabel.
Von einer weitergehenden Gewässergütemodellierung wird daher eher abgeraten.
5.6
Schnittstellendokumentation WaSiM-ETH/Stoffhaushaltsmodul
Die Schnittstelle zwischen Wasser- und Stoffhaushalt in der ungesättigten Zone sollte folgende Spezifika-
tionen aufweisen:
Schritt 1: WaSiM-ETH berechnet Wasserhaushalt für 1d
Schritt 2: WaSiM-ETH schreibt in Austauschdatei
Bodenwassergehalte (vertikales und horizontales Raster)
evtl. Bodentemperatur (vertikales und horizontales Raster) (vgl. auch Kap. 5.8.1)
LAI (vertikales und horizontales Raster)
Bedeckungsgrad (vertikales und horizontales Raster)
transpirative Wasseraufnahme (vertikales und horizontales Raster)
Der Stickstofftransport kann alternativ in WaSiM-ETH als konservativer Tracer oder im
Stoffhaushaltsmodul gerechnet werden.
Variante a) Stickstofftransport durch WaSiM-ETH:
Stickstoffkonzentration (vertikales und horizontales Raster)
Variante b) Stickstofftransport durch Stickstoffmodul:
Bodenwasserfluss (vertikales und horizontales Raster)
Schritt 3: Stoffhaushaltsmodul berechnet Stoffhaushalt für 1d
Schritt 4: Stoffhaushaltsmodul schreibt in Austauschdatei
Variante a) Stickstofftransport durch WaSiM-ETH:
Stickstoffkonzentration (vertikales und horizontales Raster)
Variante b) Stickstofftransport durch Stickstoffmodul:
Keine Ausgabe erforderlich
weiter mit Schritt 1
Die Übergabe der Stickstoffkonzentrationen an das Grundwassermodell PCGEOFIM
®
würde bei
Variante a) durch WaSiM-ETH erfolgen, bei Variante b) durch das Stickstoffmodul
5.7
Schnittstellendokumentation PCGEOFIM
®
/PHREEQC
Die Schnittstelle zwischen PCGEOFIM
®
und PHREEQC ist in Sames (2001) dargestellt. Mit Hilfe der
Methode des Operatorsplitting werden die Stoffkonzentrationen der im Grundwasser transportierten Stof-
fe in jedem Kopplungszeitschritt mit PHREEQC neu berechnet und danach in PCGEOFIM
®
weitertrans-

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portiert. Der Datenaustausch erfolgt über PHREEQC-Eingabe- und -Ausgabe-Dateien. Abbildung 6 zeigt
die Schnittstelle schematisch.
PCGEOFIM
®
Datenbasis
PHREEQC
Einlesen der Eingabedatei-
en, Aufbau der internen
PCGEOFIM
®
-Strukturen
dBASE-Dateien in ho-
me\database
t = t
Anfang
F
Berechnung der Men-
genströmung für
einen Zeitschritt
Ü
R
Berechnung des
Transportes aller im
Grundwasser gelösten
Spezies
A
L
L
Aktualisierung der
PHREEQC-
Inputdatei
Muster der PHREEQC-
Inputdatei
home\input\{proj}phre.inp
E
Z
für jedes finite Volu-
men
PHREEQC-Inputdatei
home\result\{proj}phre.inp
für jedes finite Volumina
E
I
T
PHREEQC-Call PHREEQC-Datenbasis
home\input\{proj}phre.dat
Berechnung des hydrogeo-
chemischen Gleichge-
wichts für jedes finite
Volumina
S
C
H
R
I
T
Auswertung der
PHREEQC-
Ergebnisdatei:
Bestimmung der
Partialdichten,
Ausweis der
Quellen und Sen-
ken
PHREEQC-Ergebnisdatei
home\result\{proj}phre.pun
T Ausgabe der Ergeb-
nisse
home\save\{kz}datum
E
t = t +
∆t
↑↓
Test:
t > t
Ende
Ende der Berechnung
Abbildung 6:
Schema Blockdiagramm Realisierung der Kopplung PCGEOFIM
®
/PHREEQC (aus Sa-
mes 2001)
5.8
Qualifizierung des bisherigen KliWEP-Modellverbundes für
Stoffhaushaltssimulationen
5.8.1
Qualifizierung von WaSiM-ETH
Entsprechend Kap. 3.3.3.8 ist WaSiM-ETH bereits in seiner aktuellen Ausbaustufe in der Lage, eine
vereinfachte Modellierung des wasserflussgebundenen Stoff
transportes
durchzuführen. Das implemen-
tierte Stofftransportmodul gestattet den advektiven Transport und die Vermischung von konservativen
(=idealen) Tracern (Salzen) zu simulieren (maximal 9 Tracer gleichzeitig). Prozesse wie Diffusion, Dis-

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persion, Adsorption oder auch Wechselwirkungen von Tracern untereinander werden hingegen vernach-
lässigt.
Zur Qualifizierung des Modells im Hinblick auf den Nitrattransport im Boden wäre prinzipiell denkbar,
die Dispersion im Boden über die Einführung der so genannten Konvektions-Dispersions-Gleichung für
instationäre Bedingungen, die wiederum über ein explizites „Finite Differenzen“ Verfahren gelöst würde,
zu berücksichtigen. Erfahrungsgemäß existieren allerdings erhebliche Schwierigkeiten bei der Parametri-
sierung des dispersiven Transportanteils. Die tatsächliche Dispersion im Boden hängt u. a. von der Textur
und der Bodenstruktur ab. Für eine Parametrisierung des Dispersionsmodells wären somit ggf. Feldexpe-
rimente erforderlich. Bei der Modellierung des rein konvektiven Transports mit Mischungszellenansatz
entsteht zudem auch eine numerische Dispersion, die von der Diskretisierung abhängig ist und durch
entsprechende Gitterkriterien eingeschränkt wird. Dieser Effekt kann genutzt werden, natürliche Disper-
sion darzustellen. Nach Einschätzung der Bearbeiter würde die zusätzliche Implementierung der Disper-
sionsgleichung somit keine wesentlichen Vorteile für den Stickstofftransport bei KliWEP 3 mit sich füh-
ren. Es wird daher vorgeschlagen, auf eine Umsetzung zu verzichten.
Zur prozessorientierten Modellierung von Stickstoff
umsetzungsprozessen
ist zusätzlich eine Berücksich-
tigung der Bodentemperatur erforderlich. Die entsprechenden Temperatursimulationen könnten alternativ
durch WaSiM-ETH oder durch das Stickstoffmodul erfolgen. Die konkrete Vorgehensweise bzgl. Boden-
temperatur hängt von den Möglichkeiten und Grenzen des einzubindenden Stickstoffmoduls ab. Eine ggf.
erforderliche Qualifizierung von WaSiM-ETH kann erst nach endgültiger Auswahl des entsprechenden
Moduls beschrieben werden.
Die Implementierung eines Bodentemperaturmoduls in WaSiM-ETH würde neben der Stoffhaushaltssi-
mulation auch eine verbesserte Simulation der Wasserflüsse gestatten. Dies gilt u. a. für die Berücksichti-
gung des Bodenwärmestromes bei der Verdunstungs- und Schneeschmelzberechnung sowie von Boden-
frost bei der Infiltrationsberechnung und Abflussbildung.
Die Schnittstellen für den vorzunehmenden Datenaustausch mit einem prozessorientierten N-Modul (vgl.
Kap. 4.6) könnten auf der Seite von WaSiM-ETH mit relativ geringem Aufwand angepasst werden. Im
Vorhaben KliWEP 2 wurden mit der Einrichtung einer Online-Schnittstelle zu PCGEOFIM
®
(Austausch
von Daten zur Grundwasseroberfläche, zur Grundwasserneubildung und zu Abflusskomponenten) bereits
erhebliche Vorleistungen erbracht, um auch andere Daten (z. B. Landnutzungsdaten, Stoffkonzentratio-
nen, weitere Wasserflüsse) auszutauschen. Das in WaSiM-ETH neu integrierte
Exchange
-Modul enthält
darüber hinaus auch bereits eine Funktion zur Zeitschrittsynchronisation, d. h. es gestattet auch den Da-
tenaustausch in einer vom Simulationszeitschritt abweichenden Zeitschrittweite.
5.8.2
Qualifizierung von PCGEOFIM
®
Das Gesamtmodell kann in finite Volumina der Größe 125 m x 125 m x 5 m eingeteilt werden. In die
Berechnung einbezogen werden müssen sowohl die Grundwasserleiter als auch die Nichtleiter. Die Be-
rücksichtigung der Stauer ist für den Nitrat- und Kohlenstofftransport von großer Bedeutung, weil die
Stoffaustauschprozesse mit den in den Stauern befindlichen Mineralien den Stofftransport stark beeinflus-
sen.
Die Ingenieurbüro für Grundwasser GmbH hat in den letzten zehn Jahren Schadstofftransportmodelle für
das Werksgelände Schwarze Pumpe, die Deponie Zerre, die Abproduktehalde Terpe und die ökologi-
schen Großprojekte Bitterfeld und Böhlen aufgebaut. Es hat sich gezeigt, dass eine adäquate Abbildung
der gemessenen Schadstoffkontaminationen nur möglich ist, wenn im Untersuchungsraum wesentlich
kleinere Abmessungen gewählt werden. Im Programm PCGEOFIM
®
sind dafür Zwei- und Drei-D-Lupen
realisiert, mit deren Hilfe das globale Raster verfeinert werden kann.
Die Migrationsgeschwindigkeit im Parthe-Gebiet liegt im Allgemeinen bei 25 m/a. Nur in der Nähe der
Wasserwerke werden 100 m/a erreicht. Daraus folgt, eine Netzverfeinerung ist selbst bei einem Untersu-
chungszeitraum von 100 Jahren nur 2,5 km um das Untersuchungsgebiet herum notwendig. Nach den
Erfahrungen der Ingenieurbüro für Grundwasser GmbH sollte hier wie folgt vorgegangen werden:

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KliWEP Teil 3: Vorstudie zur Simulation von Stoffflüssen (C, N) im Parthe-Einzugsgebiet
UDATA - Umweltschutz und Datenanalyse
(federführend), Maconring 98a, 67434 Neustadt/Wstr.
UFZ Leipzig-Halle GmbH, Department Hydrologische Modellierung, Brückstr. 3a, 39114 Magdeburg
Ingenieurbüro für Grundwasser GmbH, Nonnenstraße 9, 04229 Leipzig
Dr. Karsten Jasper, Postweg 11, CH 8143 Stallikon
62,5 m x 62,5 m x 5 m bzw. 31,25 m x 31,25 m x 5 m und in der Nähe von Brunnen
16,125 x 16,125 x 2,5 m.
Im KliWEP-Modellverbund beträgt die Zeitschrittweite der Kopplung mit dem Bodenwasser-
haushaltsmodell WaSiM-ETH einen Tag. Im Transportmodell ist eine automatische Zeitschritt-
weitensteuerung realisiert, um das Courant-Kriterium einzuhalten. Die Einhaltung dieses Kriteriums ga-
rantiert die korrekte Lösung der Transportgleichung.
Im Zwischenbericht zum Forschungsvorhaben KliWEP 2 (Scherzer et al. 2005) wurde der Lösungs-
algorithmus für die Strömungsgleichung vorgestellt. Für die Berechnung des Nitratumsatzes im Grund-
wasser kann die Option Migration des Programms PCGEOFIM
®
genutzt werden. Hierbei sollte eine dy-
namische Kopplung mit dem hydrologischen Modell WaSiM-ETH erfolgen.
Im Rahmen des vom BMBF geförderten Forschungsvorhabens "Gebietswasserhaushalt und Stoffhaushalt
in der Lößregion des Elbegebietes als Grundlage für die Durchsetzung einer nachhaltigen Landnutzung"
wurde das Programmsystem PCGEOFIM
®
eingesetzt, um den Nitratstrom im Grund- und Oberflächen-
wasser im Einzugsgebiet der Parthe zu simulieren (Haferkorn et al. 2003). Im Ergebnis des Forschungs-
vorhabens wurde angeregt, für die Simulation des N-Umsatzes im Grundwasser, die im Programmsystem
PCGEOFIM
®
integrierte Michalis-Menten-Kinetik zu nutzen. Darüber hinaus wurde empfohlen, ein geo-
chemisches Modell mit PHREEQC aufzubauen, welches mit PCGEOFIM
®
gekoppelt werden sollte.
5.9
Sequenzielle Vorgehensweise zur Etablierung des KliWEP 3-Modellverbundes
(ergänzend zur Leistungsbeschreibung)
Um die Grundlagen für die Etablierung des KliWEP 3-Modellverbundes hinsichtlich der im Parthe-
Gebiet relevanten Prozesse im Bereich Stoffhaushalt und vor dem Hintergrund der prognostizierten Kli-
maveränderungen zu optimieren, wurde während des KliWEP 3-Workshops am 2. Mai 2006 mehrfach
eine schrittweise oder „genestete“ Vorgehensweise vorgeschlagen (vgl. Kap. 4). Nach Identifizierung der
in den einzelnen Reaktionsräumen relevanten Prozesse im Rahmen von Pilotstudien könnten sich die
weiteren Anpassungs- und Modellierungsarbeiten im Anschluss daran auf die wesentlichen Zusammen-
hänge konzentrieren.
Bei einer sequentiellen Vorgehensweise werden zunächst Teilaspekte geklärt und mit spezifischen Mo-
dellen geklärt. Schrittweise können weitere Aspekte hinzugenommen werden, wenn weiterhin eine Rele-
vanz im Sinne der Fragestellung gegeben ist:
(1) In einem ersten Schritt kann mit Hilfe von Wasserhaushaltssimulationen untersucht werden, ob
Klimaänderungen im Parthe-Gebiet überhaupt zu Änderungen bei der Grundwasserneubildung
von Standorten und resultierend daraus auch des Gesamtgebietes führen. Sollten sich die Aus-
tragsmengen und deren zeitliche Verteilung infolge von Klimaänderungen nicht verändern, so
kann hinsichtlich der KliWEP-Projektziele von einer Stoffhaushaltsmodellierung abgesehen
werden.
(2) Anschließend können Standortsimulationen des Boden-C- und N-Haushalts für ausgesuchte Bö-
den und Landnutzungen klären, ob Klimaänderungen zu Änderungen der Nitratausträge führen.
Ein Vergleich verschiedener Bodenmodelle könnte eine Abschätzung der Belastbarkeit der Pro-
gnosen erlauben. Sollten sich die Austragsmengen und deren zeitliche Verteilung infolge Klima-
änderungen nicht verändern, so kann von einer nachfolgenden regionalen Betrachtung oder einer
Betrachtung des Grundwasserraumes und der Gewässer abgesehen werden.
(3) Mit einem flächendifferenzierten Bodenmodell kann geprüft werden, wie sich Klimaänderungen
und Landnutzungsveränderungen flächenspezifisch und summarisch auf die Stoffausträge aus
der Bodenzone auswirken. Desweiteren lassen sich Hauptaustragsflächen und ggf. eine Verlage-
rung der Austragsflächen infolge Landnutzungs- oder Klimaänderung untersuchen. Eine Be-