Gefahr für Ökosysteme und Wasserqualität

Die in den letzten Jahren erzielten Fortschritte in der Ökosystemforschung haben das Muster erkennen lassen, das der Komplexität von Ökosystemen zugrunde liegt. Im folgenden wird dieses Muster (Ulrich 1992, 1993, 1994a) sehr verkürzt dargestellt. Die möglichen Auswirkungen von Klimaveränderungen (Änderungen von chemischem, Wärme-, Feuchte-, mechanischem Klima) werden auf der Grundlage der Prozeßhierarchie diskutiert. Dadurch wird das Erkennen von Wechselwirkungen erleichtert, und es wird der Übergang von der Veränderung kurzfristiger Prozesse auf kleiner Raumskala zu den langfristigen Prozessen einer Ökosystemveränderung mit Änderung der Sickerwasserqualität auf großer Raumskala kontrolliert möglich.

Ende der 50er Jahre, mit den Ergebnissen des “European Precipitation Chemistry Network“, wurden die Zusammenhänge zwischen “sauren Niederschlägen“, Versauerung basenarmer Binnengewässer und dem Verlust von Fischpopulationen aufgedeckt. In den 60er und 70er Jahren wurden schließlich in den skandinavischen und nordamerikanischen Ländern Forschungsprogramme initiiert, deren Ergebnisse wesentliche Erkenntnisse zu den grundlegenden Prozessen der Gewässerversauerung erbrachten. Zu Beginn der 80er Jahre traten teilweise auch für den Laien erkennbare Waldschäden in weiten Bereichen Mitteleuropas auf. In Skandinavien und im Nordosten Nordamerikas wurde zur gleichen Zeit eine großflächige Versauerung von Gewässern festgestellt. Bald war die Rede vom “sauren Regen“ und dem “Waldsterben“ in allen Medien, wurden Waldschadenserhebungen durchgeführt und veröffentlicht, fanden nationale und internationale Konferenzen statt (Almer et al. 1974; Braekke 1976; Drabløs u. Tollan 1980; D’Itri 1982; Haines 1981; Harvey et al. 1981; Hölscher u. Walther 1986; Last u. Watling 1991; Lenhart u. Steinberg 1984; Martin 1985; Overrein et al. 1980; Papke et al. 1986; Ulrich 1990; Wieting et al. 1984; Wright et al. 1980).

Im Dreieck von Niedersachsen, Sachsen-Anhalt und Thüringen liegt der Harz. Etwa 90% seiner Gesamtfläche sind bewaldet bzw. Waldstandorte. In diesem typischen Mittelgebirge mit Höhen von knapp 300 bis über 1000 m ü.NN (Brocken: 1142 m ü.NN) ziehen sich tief eingeschnittene Kerbtäler von den nordbis südwestlichen Rändern bis auf die Oberharzer Hochfläche hinauf (ca. 600 m ü.NN). Vor allem im Südwesten und Osten des Harzes gibt es heute noch bis auf 500 m Höhe eine Bewaldung mit Buchenmischwald. Noch im 15. Jahrhundert reichten diese Bestände bis auf Höhen von etwa 800 m ü.NN (→ 2.5).

Der Harz ist neben dem Rheinischen Schiefergebirge eines der am längsten intensiv geowissenschaftlich bearbeiteten Gebiete Europas. Parallel zur bergbaulichen Entwicklung dieser Region (→ 2.10) wurden schon früh — zunächst ausschließlich für Zwecke der Rohstofferkundung — geologische Kartierungen und mineralogisch-petrographische Bearbeitungen durchgeführt. Das dominierende Strukturelement im Bereich des Westharzes ist die vom hoch aufragenden Nordwestrand nach SW abtauchende Harzscholle mit ihrer internen SW-NE streichenden Gliederung nordwestvergenter Falten paläozoischer Gesteine (Mohr 1984). Neuere Erkenntnisse zum komplizierten tektonischen Aufbau des Harzes und vor allem auch zur Lagerstättengenese der hydrothermalen Gangvererzungen konnten durch die Entwicklung der Geowissenschaften vor allem seit den 60er Jahren dieses Jahrhunderts erarbeitet werden (Agiri 1969; Gies 1960; Hinze 1971, 1984; Hinze et al. 1976; Jordan et al. 1976; Kochmann 1968; Meischner u. Schneider 1970; Ouw u. Stork 1973; Saeed 1969; Schüffler 1975; Simon 1979; Stork u. Ouw 1973; Straaten 1969; Wachendorf 1986; Walther 1984).

Der Harz liegt an der Grenze der subozeanisch and subkontinental geprägten Klimabereiche Norddeutschlands. Bereits östlich des Acker-Bruchberg-Zuges ist das Klirna deutlich stärker subkontinental gepragt als im Westharz. Als höchstes Mittelgebirge nördlich der Mainlinie setzt das Gebirge den anströmenden Luftmassen aus westlichen Richtungen einen erheblichen Widerstand entgegen (Staulagen). Dies ist die Hauptursache für die z.T. hohen Niederschläge bis über 1600 mm/a (Steigungsregen). Langjährige Messungen zeigen in der Regel ein Ansteigen der Niederschlagsmengen mit zunehmender Höhe über dem Meeresspiegel (Hawse et al. 1470).

Für den Bereich des Forstamts Riefensbeek, der den größten Flächenanteil der Untersuchungsregion stellt, liegen derzeit keine standortkundlichen Daten vor (→ 2.9). Durch eine Übertragung der Verhältnisse in anderen Oberharzer Forstamtsbereichen läßt sich jedoch ein Überblick über die im Untersuchungsgebiet vorherrschenden Bodentypen gewinnen. So lassen sich für die Sösemulde, basierend auf den Angaben von Jordan et al. (1976) und Schwietert (1989) im allgemeinen folgende Bodengesellschaften ausweisen:

Das heutige Waldbild des Zentralharzes ist das Ergebnis von mehr als tausend Jahren anthropogener, insbesondere industrieller Beeinflussung des Naturraums. Während dieser Zeit kam es zu einer nachhaltigen Umgestaltung der Landschaft als Folge einer seit dem Mittelalter intensiv betriebenen Montanindustrie. Sie war geprägt durch eine enge Vernetzung von Waldnutzung, Bergbau und industrieller Tätigkeit (→ 2.6 und 2.10). Dabei spielte der Wald als Rohstoff- und Energielieferant nicht nur für Bergbau und Verhüttung, sondern auch für die Versorgung der anwachsenden Bevölkerung eine wesentliche Rolle.

Der Waldzusammensetzung nach (Firbas 1949; Schubart 1978; Steinsiek 1984; Hillebrecht 1989), befanden sich die Waldböden des Zentralharzes bis 800 n. Chr. im Carbonat- (Diabase) bzw. im Silikat-Pufferbereich (Grauwacken-Tonschiefer), die Ökosysteme in einem stationären Zustand mit hoher Elastizität (Ulrich 1980, 1987a; Ulrich u. Meyer 1987). Der bodenchemische Zustand war mutmaßlich von einem mehr als 75prozentigen Anteil basisch wirkender Kationen an der AK_e und pH-Werten > 5 geprägt. Die Humus- und Stickstoffvorräte im Mineralboden stiegen mit zunehmender Höhenlage, da ihre Mineralisierung temperaturabhängig ist, und mit abnehmender Temperatur die Humusakkumulation im Mineralboden zunimmt (Ulrich 1980). Die für solche Ökosysteme anzunehmende Humusform ist Mull oder mullartiger Moder. Lediglich auf Standorten extremer Lage, wie z.B. exponierten Kammlagen oder Blockmeeren (Acker-Bruchberg), ist mit der Ausbildung von Auflagehumus zu rechnen (Ulrich 1980).

Die vorliegende Übersicht basiert auf zahlreichen Publikationen zur Flora und Vegetation des Harzes, insbesondere seines westlichen Abschnittes. Einen Überblick über diese Literatur geben die Bibliographien von Pohl (1975, 1983, 1989). Eine zusammenfassende Darstellung des Naturraums Harz vor allem im Hinblick auf Naturschutzaspekte hat Drachenfels (1990) verfaßt. Floristische Grundlagen lassen sich den Verbreitungskarten bei Haeupler (1974) sowie Haeupler und Schönfelder (1988) entnehmen. Eine umfangreiche Analyse der Waldvegetation bieten z.B. Hartmann und Jahn (1967), der Grönlandgesellschaften Hundt (1964) und Vogel (1981), während Dierschke et al. (1983), Dahl und Hullen (1989) sowie Herr et al. (1989) die Fließgewässer- und Auenvegetarion, Wiegleb (1979) und Pardey (1992) die Stillgewässerflora und -vegetation ausführlich beschreiben. Die Pflanzenformationen der Moore schließlich bearbeitete Jensen (1961, 1987, 1990).

Lage, Klima, Böden und Vegetation sind die wesentlichen Faktoren, die die Zusammensetzung der Fauna des Harzes prägen (→ 2.1 bis 2.4 und 2.7). Dies sind auf der einen Seite zahlreiche euryöke Arten, die keine besonderen Ansprüche an den Lebensraum stellen. Als Beispiele können Amsel (Turdus merula) und Buchfink (Fringilla coelebs) dienen, die beide in den unterschiedlichsten Habitaten vorkommen. Auf der anderen Seite ist die flächenhafte Bedeckung des Gebirges mit Wald die Ursache für das Vorkommen vieler stenotoper Waldarten. Beispiele dafür finden sich bei den Laufkäfern (Carabiden) mit den Carabus-Spezies C. glabratus, C. auronitens, C. problematicus etc., aber auch in vielen anderen Tiergruppen.

Die Emission säurebildender Luftverunreinigungen führte seit Beginn der industriellen Revolution im 19. Jahrhundert zu akuten Vegetationsschäden und chronischen Veränderungen des Bodens in hockindustrialisierten Gebieten oder im unmittelbaren Einflußbereich lokaler Emittenten (Stöckart 1872; Wieler 1897). Die vorherrschende Windrichtung und die Windstärke bestimmten den Ort und das räumliche Ausmaß der Schädigung. Im Harz traten bereits im Mittelalter Vegetationsschäden in der Nähe von Hüttenbetrieben auf (Steinsiek 1984). Rettstadt (1845) und von Schroeder und Reuss (1883) beschreiben als typische Symptome der durch Hüttenrauch verursachten Schäden Vergilbungen von Nadeln, Wipfeldürre und Absterbeerscheinungen in der Krone sowie eine hochgradige Bodenverarmung durch gesteigerte Säurezufuhr in der Nähe der Quellen (→ 2.5 und 2.10).

Die wirtschaftliche Bedeutung des Harzes wurde spätestens seit dem frühen Mittelalter (10. Jahrhundert) und bis zur ersten Hälfte des 20. Jahrhunderts durch den Bergbau auf Edel- (Silber) und Buntmetalle (Kupfer, Blei, Zink) sowie Eisenerze geprägt. Die Arbeiten im Westharz konzentrierten sich auf die Lagerstätte Rammelsberg bei Goslar, auf die Oberharzer Gangerze und die Eisenerzvorkommen des Diabaszuges (Morich 1954). Weitere Vererzungen sind auf kleine Vorkommen begrenzt, die oft nur für kurze Zeit abgebaut wurden. Einen Überblick über die montanarchäologischen Arbeiten im Harz geben zwei Ausgaben der “Berichte zur Denkmalpflege in Niedersachsen“ (2/89 und 4/92). Ließmann (1992) stellt die Geschichte des gesamten Harzer Bergbaus in knapper und übersichtlicher Form dar.

Nach Daten des Umweltbundesamtes (1992) betrugen im Jahre 1988 die Emissionen der Säurebildner NO_x respektive SO₂ bezogen auf die Fläche der alten Bundesländer 2,85 bzw. 1,25 Mio. Tonnen. Das entspricht Emissionsdichten von 35 kg Stickstoff bzw. 25 kg Schwefel pro Hektar und Jahr. Umgerechnet in die Säureäquivalente ergibt sich daraus eine annuelle Gesamtemission von 4,1 kmol H+ pro Hektar und Jahr. Zum Vergleich 1980: 6,6 kmol H+/(ha•a) und 1989: 3,6 kmol H+/(ha•a). Von 1985 bis 1989 wurden auf der Fläche der alten Bundesländer insgesamt ca. 25 kmol H+/(ha•a) durch anthropogene Aktivitäten freigesetzt.

Für die Bodenbildung sind neben klimatischen und morphologischen Faktoren die Verwitterungsbeständigkeit und chemische Zusammensetzung der Ausgangsgesteine maßgebend. Die Böden bilden das Substrat für eine gesunde Waldernährung. Sie filtern und reinigen Niederschläge, reichern dabei allerdings Schadstoffe an. Der Mineralboden wird durch lithogene Komponenten (Gesteinsuntergrund, äolische und solifluidale Deckschichten) und durch bodengenetische Prozesse (Tonverlagerung, Podsolierung, Bioturbation etc.) geprägt (→ 5; Rappen u. Schmidt 1987). Im Einzugsgebiet der Sösetalsperre ist die chemische Zusammensetzung der anstehenden Gesteine wesentlich für alle weiteren Fragen nach der Chemie der Böden (→ 5.1; Böttcher 1992) und der Gewässer (→ 6.2). Für die Probleme der Boden– und Gewässerversauerung sind nicht die primären Vorgänge der Gesteinsbildung, sondern die sekundären der Umbildung (Verwitterung) von sedimentären, magmatischen und metamorphen Gesteinen von Bedeutung. Weitere Zusammenhänge wie zwischen der Verteilung geochemisch unterschiedlicher Gesteine und verschiedenartigen Ausprägungen von Waldschäden konnten nachgewiesen werden (Stock 1990; → 2.9). Der Schwerpunkt liegt im folgenden auf den geochemischen Untersuchungen im Einzugsgebiet des Sösestausees (Sösemulde) mit kurzen Hinweisen auf die granitischen Gesteine im Einzugsgebiet des Oderteiches (Siewers u. Roostai 1990; → 2.2 und 7).

Der Schwerpunkt dieser Arbeit liegt auf der Untersuchung der Wechselwirkungen der sauren Deposition mit dem System Boden. Die Modellierung von Mineralreaktionen mit Lösungen ist seit langem Gegenstand der Forschung. Im Vordergrund steht die Frage nach Freisetzungsraten von Kationen bei der Verwitterung von Feldspäten (z.B. Busenberg 1978; Holdren u. Berner 1979; Dahmke et al. 1988) und Tonmineralen (z.B. Heydemann 1966; Novák u. Cícel 1978; Lear u. Stucki 1985; Stucki 1988; Tardy 1990). Experimentelle Ergebnisse sind jedoch schwer mit natürlichen Systemen zu vergleichen. Das Hauptproblem ist die Variabilität der Minerale und ihrer Reaktionen mit wäßrigen Lösungen. Unter atmosphärischen Bedingungen gegenüber kontinentalen Gewässern instabile Minerale (Glimmer, Chlorite, Feldspäte) können mit der Bodenlösung zu stabilen Formen (Vermikulit, Illit, Kaolinit) reagieren. Im Zuge der sauren Deposition werden jedoch sonst stabile Formen instabil und reagieren zu weiteren Folgeprodukten, z.B. Al-Chloriten (Tributh 1976; Verhoff u. Brümmer 1989). Ein weiterer Schwerpunkt der Untersuchungen ist die Speicherung und Mobilisierung von Schadstoffen. Matzner (1988) hat an Schwefelumsätzen im Solling bis 1975 eine Schwefelspeicherung, ab 1978 eine Schwefelfreisetzung errechnet. Von großem Interesse sind natürlich auch Schwermetallakkumulationen. Vor allem Spurenstoffe wie Pb, Zn und Cd reichern sich im Boden vorwiegend in der Humussubstanz an (z.B. Heinrichs u. Mayer 1980; Schultz 1987; Lamersdorf 1988; Martin et al. 1991; → 5.3).

Die depositionsbedingten “neuartigen Waldschäden“ (Forschungsbeirat Waldschäden/Luftverunreinigungen 1986) beleuchten nur einen Teilaspekt der Wirkung der sauren Deposition auf Waldökosysteme (Hauhs 1985; DVWK 1989, Ulrich 1991a). Ein anderer Aspekt ist die Tiefenversauerung der Böden, die über den Wurzelraum hinaus weit in den Sickerwasserleiter greift und zunehmend den Bachwasserchemismus dominiert (Shrivastava 1976; Eder 1979; Gehrmann et al. 1987; Rastin u. Ulrich 1988; Bodem 1991; Schulte-Bisping u. Lülf 1991; Malessa 1993; → 6.1).

Für den größten Teil der Schwermetalle überschreiten Emissionen aus anthropogenen Quellen signifikant diejenigen natürlichen Ursprungs (Pacyna 1986). Anthropogene Emissionen von Schadmetallen in die Atmosphäre haben, vor allem in diesem Jahrhundert, zu einer Erhöhung der ökologisch wirksamen Bodenvorräte und Konzentrationen selbst in scheinbar entlegenen Regionen Europas und Nordamerikas geführt (Zezschwitz 1986; Page u. Steinnes 1990; Andersson et al. 1991). Trotz der nachweislichen Erfolge bei der Emissionskontrolle stellt der grenzüberschreitende Ferntransport im Falle der umweltrelevanten Elemente Cadmium, Kupfer und Blei immer noch den vorherrschenden Belastungspfad dar (Rühling et al. 1992; → 3.1).

Die Verteilung der Schwermetalle Blei, Cadmium, Kupfer und Zink wurde in Profilen dreier Moore des Hochharzes untersucht: Im Bruchbergmoor und Hörstemoor in Luv- bzw. Leeseite in bezug auf die Lage der Emissionsorte, im Sonnenberger Moor (Lee) in drei verschiedenen mikrotopographischen Lagen mit unterschiedlichem Bezug zum mooreigenen Grundwasser (Bult, Stillstandsfläche, Schlenke). Die Ergebnisse wurden sowohl mit datierten Torfprofilen als auch mit den Aktivitäten des Oberharzer Erzbergbaus verglichen. Dabei sollte geprüft werden, ob es einen chronologischen Zusammenhang zwischen dem Alter der Torfschichten und den darin befindlichen Schwer-metallanreicherungen gibt. Dieser Zusammenhang konnte nicht nachgewiesen werden. Vielmehr scheinen die Schwermetalle in unterschiedlicher Weise einem Transport durch den Moorkörper zu unterliegen. Es wird die Möglichkeit einer Auswaschung von Schwermetallen in die Fließgewässer und die damit verbundene Kontamination von Trinkwasserreservoiren diskutiert. Die Faktoren, die eine Akkumulation und Remobilisierung bewirken können, werden ebenso angesprochen wie die Funktion unterschiedlicher hydrologischer Bedingungen.

Die Aufgabenstellung der Fallstudie Harz erfordert eine Analyse und Diskussion der Transportprozesse im Boden. Infiltriertes Niederschlagswasser wird im Wurzelraum der Waldbestände und in den tieferen Bodenschichten physikalisch und chemisch verändert, bevor es in ein Oberflächengewässer gelangt. Der instationäre Transport gelöster Stoffe in einem porösen Medium unter gesättigten oder ungesättigten Bedingungen kann bisher nur mit indirekten Methoden beobachtet werden. Zu dieser allgemeinen Einschränkung treten die Schwierigkeiten hinzu, die mit der Untersuchung ungestörter Waldökosysteme unter Freilandbedingungen verbunden sind. Neben den vorhandenen empirischen Beziehungen zwischen atmosphärischer Deposition von Luftverunreinigungen und Veränderungen in der Chemie und Biologie von Oberflächengewässern (→ 2, 5.1 bis 5.4 und 8) wird nach einem angemessenen Verständnis der Transportprozesse im Boden gesucht. Ziel ist es, diese empirischen Beziehungen im Hinblick auf zukünftige Depositions-szenarien extrapolieren zu können. Eine wichtige Frage ist dabei das Problem der Stationarität des derzeitigen Gewässerzustandes im Verhältnis zur aktuellen Depositionsrate: Führen die Transportprozesse sowie chemische und biologische Einflüsse des Bodens zu einer verzögerten Gewässerreaktion?

In Westdeutschland wird Trinkwasser in erheblichem Umfang aus bewaldeten Einzugsgebieten gefördert, da diese Grund- und Oberflächengewässer nur geringfügig von Abwässern und Landwirtschaft beeinflußt werden. Das mittlere Niederschlagsvolumen Westdeutschlands beträgt rund 208 Mrd. m3/Jahr. Davon verdunsten ca. 62%. Somit verbleibt allein aus den Niederschlägen ein Abflußvolumen von ca. 79 Mrd. m3/Jahr (Umweltbundesamt 1986, 1992). Rund 63 Mrd. m3 gelangen als sogenannter Grundwasserabfluß in die Oberflächengewässer, während nur ca. 15 Mrd. m3 direkt oberirdisch abfließen. Die Gesamtmenge des jährlich genutzten Wassers beträgt 44,6 Mrd. m3. Für die öffentliche Wasserversorgung werden davon ca. 4,9 Mrd. m3 verbraucht (Umweltbundesamt 1992). Etwa 74,8% dieser Menge werden aus Grund- und Quellwasser und 9,3% aus See- und Talsperrenwasser gedeckt. Die jährliche Wassergewinnung für die öffentliche Wasserversorgung hat von 1963 bis 1983 um ca. 35% zugenommen und von 1983 bis 1987 um ca. 3% abgenommen. Die Wassergewinnung für die öffentliche Versorgung in den neuen Bundesländern liegt bei ca. 1,3 Mrd. m3.

Im hydrologischen Einzugsgebiet kann die Entwicklung der Wasserqualität durch Bilanzen der Ein- und Austräge in Form von Alkalinitätsmengen beurteilt werden. Die Neutralisation durch Verwitterung wird als Reaktion der zugeführten Säuren mit den Basen der Minerale (CO₃2-, Silikat, Oxid) aufgefaßt. Im Einzugsgebiet der Sösetalsperre herrscht Silikatverwitterung vor. Mit Ausnahme von Quarziten könnten alle vorherrschenden Gesteinstypen kleinere Mengen Calcit enthalten, der sich bisher nur in Grauwacken mit 0,3–1% und als Hohlraumfüllung in Spiliten nachweisen ließ (Böttcher 1992; → 4.1). Mit der Zersetzung von Silikatmineralen und der Freisetzung von Kationen werden Ca, Mg, Na und K zunächst an- und durch zeitlich verzögerte Fällungsreaktionen wieder abgereichert, so daß die Lösungszusammensetzung nicht der Stöchiometrie der verwitternden Minerale entspricht. Die Mineralauflösung und Elementfreisetzung nimmt mit zunehmender Wasserstoffionenkonzentration disproportional zu. Sie zeigt eine deutliche Abnahme mit anhaltender Verwitterung bei Anhäufung von SiO₂ und Al₂O₃. Die Konzentrationsänderungen für Ca, Mg, Na, K, Al, Fe und Si in den Verwitterungslösungen werden auch durch Lösungs- und Fällungskinetik kontrolliert und nicht nur durch Gleichgewichtsreaktionen mit den Silikatmineralen. Die Anionen (CO₃2-, SiO₄4-, O2-, OH-) können in nichtionische Formen übergehen. Sie verhalten sich nicht konservativ (Schnoor u. Stumm 1985). Auch organische Säuren gehören zu den nicht konservativen Komponenten, wenn sie sich durch Mineralisation in CO₂ überführen lassen.

Im interdisziplinären Projekt “Fallstudie Harz“ wurde eine hydrogeologische Charakterisierung des Einzugsgebietes des Sösestausees vorgenommen. Die insgesamt schwache Wasseraufnahmekapazität der Gesteine im Arbeitsgebiet und der ihnen auflagernden flach- bis mittelgründigen Braunerdeböden bedingen einen sehr hohen Anteil des Oberflächenabflusses (A_o, einschließlich Zwischenabfluß) am Gesamtabfluß, während der längerfristige unterirdische, aus der Verwitterungszone und dem (Kluft-) Grundwasser stammende Abfluß (A_u) nur einen kleinen Teil (etwa 20%) ausmacht.

Alle heutigen Seen und Teiche im Harz sind künstlich und erst innerhalb der vergangenen Jahrzehnte und Jahrhunderte angelegt. Während die zahlreichen Teiche, einschließlich des Oderteiches, primär für die wasserkraftbetriebenen Anlagen des Bergbaus genutzt wurden, dient ihre Pflege heute vor allem der Erhaltung des Landschaftsbildes und der Wasserwirtschaft. Die erst in diesem Jahrhundert errichteten Talsperren sind dagegen moderne Multifunktionsbauwerke. Sie dienen der Wasserspeicherung für die Trinkwassernutzung, dem Hochwasserschutz, zum Teil der Erholung und in geringerem Umfang der Stromerzeugung.

Die meisten Fließgewässer in den Einzugsgebieten des Westharzes sind typische Mittelgebirgsbäche mit zum Teil sehr hohen Fließgeschwindigkeiten und entsprechender Transportkraft. Die Wasserstände schwanken im Laufe eines Jahres sehr stark, die Bäche reagieren relativ schnell auf Niederschlagsereignisse (→ 6.3). Dies gilt uneingeschränkt für die Bäche im Einzugsgebiet des Sösestausees, des Oderteiches und für die Lange Bramke. Im folgenden werden nur die Bachsedimente im Einzugsgebiet des Sösestausees betrachtet; aus den anderen Gebieten liegen zu diesem Thema bislang nur punktuelle Bearbeitungen vor bzw. sie werden derzeit bearbeitet.

Der Mangel an verläßlichen früheren Meßdaten heute versauerter Oberflächengewässer 1äßt keine direkte Beurteilung ihrer Versauerungsgeschichte zu. Hier bietet die Diatomeenanalyse eine geeignete Methode, historische Versauerungstendenzen in den Seesedimenten aufzuspüren. Das Ziel paläolimnologischer Untersuchungen ist es, die ökologischen Faktoren, die die aktuelle Verteilung der Diatomeenassoziation steuern, auf die in den Sedimentkernen abgelagerten Kieselalgengesellschaften zu übertragen (→ 8.1).

Bereits mehr als 20 Jahre zurückliegende Untersuchungen erbrachten sehr niedrige pH-Werte in vielen Fließgewässern des Harzes. Bei faunistischen Untersuchungen wurden im Jahr 1968 im oberen und mittleren Bereich der Oder pH-Werte bis weit unter 4,0 gemessen (Grashof 1972). Anfang der 70er Jahre wiesen bereits alle untersuchten Quellabflüsse auf Acker-Bruchberg-Quarzit pHWerte > 5 auf (Alicke 1974). Untersuchungen an der Großen Romke Mitte der 70er Jahre erbrachten pH-Werte zwischen 4 und 5 (Brock u. Blum 1977). Bei Untersuchungen an der Sieber wurden starke Veränderungen der Biozönosen infolge der Gewässerversauerung deutlich (Heitkamp et al. 1985). Die Versauerung hat heute im Harz ein solches Ausmaß erreicht, daß bereits die Gewässer eines Fünftels der niedersächsischen Harzfläche keinen Fischbestand mehr aufweisen (Leßmann u. Heitkamp 1990).

Der Eintrag von Luftschadstoffen und die damit korrelierte Versauerung hasenarmer Oberflächengewässer ist ein Phänomen, das bereits seit längerer Zeit existiert, dessen Kausalität jedoch erst sehr spät erkannt worden ist (→ 1.2). Bereits um 1910 wurde aus Südnorwegen von einem Fischsterben des Lachses (Salmo salar) berichtet. In den 20er und 30er Jahren begann die Forelle (Salmo trutta) aus einigen Gebirgsseen zu verschwinden, und in den 50er Jahren waren bereits zahlreiche südnorwegische Seen fischleer (Norw. State Poll. Contr. Auth. 1986). In Mitteleuropa wurde man auf das Phänomen der Gewässerversauerung erst sehr spät aufmerksam, da, anders als in Skandinavien und Nordamerika, hier nur wenige oligotrophkalkarme Seen existieren und man von den Fließgewässern in den Hochlagen der Mittelgebirge annahm, daß gerade sie unbelastet seien. Die teilweise extrem hohen Belastungen mit Säuren, Aluminium und Schwermetallen wurden, mit einer Ausnahme (Ziemann 1975), erst in den 80er Jahren nachgewiesen (Bauer et al. 1988; Heftkamp et al. 1985; Matthias 1983; Schoen et al. 1984; Umweltbundesamt 1987).

Im Rahmen umfangreicher hydrochemischer und vegetationskundlicher Untersuchungen im Harz wie im übrigen südniedersächsischen Berg- und Hügelland wurden im Bereich der Sösemulde 13 Stillgewässeranlagen mit 78 einzelnen Teichen bearbeitet. Die umfangreichen Messungen an einem Teich im Quellbereich der Alten Riefensbeek sowie die stichprobenartig erhobenen wasserchemischen Daten im gesamten Gebiet bestätigen die relativ basenreiche Situation im durch Diabase beeinflußten nördlichen Abschnitt des Untersuchungsgebietes. Die Ergebnisse lassen aber keine Rückschlüsse auf deutliche Versauerungserscheinungen zu. Stark saure Untersuchungsgewässer wurden mit wenigen Ausnahmen nur im Gebiet zwischen Bad Harzburg und Braunlage festgestellt. Die Analyse der Vegetation der Teiche der Sösemulde kann unter Berücksichtigung der Situation im gesamten Westharz Versauerungstendenzen einzelner Gewässergruppen im Bereich des Acker-Zuges sowie im Nordwesten des Teilgebietes erkennen lassen. Hierauf deuten niedrigere mittlere Reaktionszahlen der Artenbestände sowie Dominanzbestände von Juncus bulbosus hin.

Die meisten Waldböden in Mitteleuropa sind infolge der Jahrhunderte dauernden Nutzung der Wälder und der in den letzten Jahrzehnten hohen Säuredeposition aus der Atmosphäre stark versauert. Ihre Pufferwirkung gegenüber dem atmosphärischen Säureeintrag ist weitgehend erschöpft, und sie sind an den “basischen“, austauschbar gebundenen Kationen Calcium und Magnesium sehr verarmt (→ 5). Dies hat zur Folge, daß die Versorgung der Bäume vor allem mit Magnesium in der Regel sehr schlecht ist und daß das Risiko von Säuretoxizität für die Organismen im Boden erhöht ist. Außerdem können wegen des sauren Sickerwassers Untergrund- und Oberflächengewässer im Wald versauern (→ 6). Da bei dem hohen atmosphärischen Säureeintrag (→ 3.1) und der vergleichsweise geringen Säurepufferung durch die Silikatverwitterung die Versauerung der Böden und deren Untergrund immer weiter fortschreitet, stellt sich die Frage, ob man dieser Entwicklung der Waldböden ihren Lauf läßt, oder ob man der raschen Degradation der Böden entgegenwirkt und steuernd eingreift.

Mit einem Anteil von 97% geschädigter Bäume in der Gruppe über 60 jähriger Fichtenbestände (Dammann 1992) nimmt der Harz eine traurige Spitzenstellung ein (→ 2.9) unter den Waldschadens gebieten in Niedersachsen dar. Im Waldzu-standsbericht der Bundesregierung (BMI,1992) wird der Kronenzustand der Bäume im Harz als besorgniserregend bewertet. Analysen belegen, daß in diesen Fichtenbeständen großflächig zumindest Magnesiummangel vorliegt. Diese Entwicklung soll durch forstliche Maßnahmen aufgehalten und nach Möglichkeit verbessert werden. Hierzu wird vor allem die Waldkalkung eingesetzt (→ 9.1). Sollen bei hohen Verlusten aus dem System Streß- und Mangelsituationen an den Waldbäumen vermieden werden kommen häufig nur noch gezielte Düngungen zum Schutz der Wälder in Frage.

Nach den vorgelegten Untersuchungen ist nur für 6% der Gesamtfläche (Risikogruppe A) der Sösemulde eine mittel- und langfristige Gefährdung der Trinkwasserqualität durch vollständige Freisetzung von Alkali- und Erdalkalielementen (M_b-Kationen) des Sickerwasserleiters und Abgabe saurer Sickerwässer an den Kluftgrundwasserleiter auszuschließen. Für 34% der Fläche (Acker-Bruchberg, Risikogruppe C) ist dieser Fall schon seit längerem eingetreten. Für die restlichen 60% der Sösemulde (Risikogruppe B) wird die Zeit, bis die Versauerungsfront vom ungesättigten in den gesättigten Bereich vordringt, auf GT 100 bis 200 Jahre geschätzt, wobei sich bei einer stichprobenhaften Untersuchung zeigen ließ, daß einzelne Regionen diesen Prozeß sehr viel schneller durchlaufen können und bereits durchlaufen haben.

Die Belastung der Ökosphäre ist seit der Industrialisierung in der Mitte des letzten Jahrhunderts erst langsam, dann immer schneller angestiegen. Besondere Bedeutung hat dabei die weiträumige Verteilung verschiedener Schadstoffe durch den atmosphärischen Ferntransport. Die Belastung ist deutlich sichtbar im Waldsterben, besonders auch in sog. “Reinluftgebieten“ wie dem Harz, der als versauerungsgeiährdet ausgewiesen ist (Abb. 10.2.1; → 2.9; Umweltbundesamt 1987; Lehmann u. Hamm 1988).