Habitatrestauration mit Ablaufdatum? Integration dynamischer Prozesse in der Sanierung von Fließgewässern

Restaurationskonzepte für Fließgewässer – zum Beispiel im Rahmen von EU LIFE-Projekten – sehen in der Regel Aufweitungen des Flussbetts und vermehrt Wiederanbindungen verlandeter oder zugeschütteter Nebenarme vor. In regulierten Flussabschnitten sind jedoch Reaktivierungen einstiger Nebenarme des Öfteren mit einem größeren Erhaltungsaufwand verbunden. Sie neigen leicht zur neuerlichen Verlandung, wodurch der Einströmbereich entweder (mehrfach) adaptiert oder Buhnen zur Ablenkung der Strömung in den Nebenarm eingebaut werden müssen. Wie kann das sein, wo doch die meisten der neu geschaffenen Arme auf historischen Leitbildern beruhen? Im vorliegenden Artikel wird der Frage nachgegangen, was die Gründe dafür sein mögen und wessen es bedarf, einen langfristigen Restaurationserfolg zu gewährleisten.

Aktuelle Konzepte zur Restauration von Fließgewässern sehen meist eine „Redynamisierung“ regulierter Gewässerabschnitte vor, um flusstypische Umlagerungsprozesse wieder zu ermöglich und zu initiieren (Palmer et al. 2005; Jungwirth et al. 2014; Muhar et al. 2018). Dies betrifft nicht nur die Gerinne selbst, sondern auch terrestrische Bereiche ehemaliger Flusslandschaften. So beschreiben Stanford et al. (2005) die Bedeutung eines „shifting habitat mosaics“ für Fluss-Auen-Ökosysteme. Ein bestimmtes aquatisches oder terrestrisches Habitat mag zum Beispiel bei einem Hochwasser lokal verloren gehen, dafür entstehen in einer unregulierten Flusslandschaft andernorts neue Habitate, die – nach einer bestimmten Entwicklungsdauer – Ersatz dafür bieten. Über eine größere Fläche und mittel- bis langfristig betrachtet, bleibt damit der Flächenanteil der verschiedenen Habitattypen innerhalb einer kleinen Schwankungsbreite annähernd gleich. Als Resultat ergibt sich dadurch nicht nur quantitativ betrachtet ein räumliches Mosaik unterschiedlicher Habitate, sondern auch qualitativ, da die einzelnen Habitate auch unterschiedliche Entwicklungsstadien (Habitatsukzession) aufweisen. Ein solches „shifting habitat mosaic“ wurde von Hohensinner et al. (2011, 2014) für die Donau im oö./nö. Machland für die erste Hälfte des 19. Jahrhunderts nachgewiesen. Durch die Regulierung der Fließgewässer kam diese Habitatdynamik zum Erliegen, neue Habitate wie zum Beispiel Pionierstandorte können sich kaum mehr bilden. Regulierte Flusslandschaften werden dominiert von „überalterten“ Habitaten, geprägt von Ver- bzw. Auflandung, Kolmation des hyporheischen Interstitials in Gewässersohlen und veränderten Stoffkreisläufen (Hein et al. 2004; Sieczko et al. 2016; Hohensinner et al. 2022).

Für eine Redynamisierung von Gewässern bzw. Regeneration fluvialer Habitate braucht es typischerweise mehr Raum. Deshalb sind Entfernung von Uferschutzbauten, Aufweitung von Gerinnen und Wiederanbindung von Neben- oder Altarmen aktuell präferierte Maßnahmen zur ökologischen Aufwertung von Gewässern (Rhode et al. 2004; Kondolf et al. 2006; Muhar et al. 2018). Aber nicht nur aus ökologischen Gründen wird heute darüber nachgedacht, Fließgewässern wieder mehr Raum zu geben. Auch aus schutzwasserwirtschaftlicher und damit auch raumplanerischer Sicht erscheint dieser Ansatz sinnvoll (Junger et al. 2022). In diese Richtung weisen unter anderem die „Room for River Directive“ in den Niederlanden und in Kanada sowie Analysen zur praktischen Umsetzung einer Strategie, um Flüssen in Deutschland mehr Raum zuzugestehen (Hartmann 2011; Rijke et al. 2012; Warner et al. 2012). Habersack et al. (2010) präsentierten mit der „Floodplain Evaluation Matrix“ (FEM) einen neuen integrativen Managementansatz, um den flussmorphologischen Raumbedarf eines Gewässers zu bestimmen.

Um zu bestimmen, wie viel Raum ein Fließgewässer benötigt, ist ein Blick in die Zeit vor der Regulierung hilfreich (Muhar 1994; Wohl 2005; Haidvogl et al. 2011). Jeder morphologische Flusstyp – z. B. verzweigt, gewunden oder mäandrierend – ist nicht nur durch eine typische Habitatkomposition, sondern auch durch eine individuelle Intensität der flussmorphologischen Dynamik gekennzeichnet (Hohensinner et al. 2021). Die Kenntnis der jeweiligen flusstypischen Dynamik bietet eine fundierte Grundlage zur Konzeption von Restaurationsprojekten degradierter Flussabschnitte. Dabei sind im Besonderen die Dynamik und die Lebensdauer bestimmter fluvialer Strukturen wie z. B. von Neben- oder Altarmen von Interesse. Dieser Zugang ermöglicht auch eine bessere Beurteilung des mittel- bis langfristigen Verlandungsrisikos wiederangebundener Neben- oder Altarme. Als Beispiel für die gegenständliche Studie dient der 54 km lange, heute großteils noch frei fließende Abschnitt der Oberen Mur zwischen Fisching bei Zeltweg und Leoben.

Der untersuchte Abschnitt der Oberen Mur beginnt bei der Ausmündung des Ausleitungskanals des Kraftwerks Fisching (Fkm 317,1) und endet beim Wasserkraftwerk in Leoben (Fkm 263,1; Abb. 1). Fischökologisch ist dieser Abschnitt in der Biozönotischen Region (Fischregion) „Hyporhithral mit Huchenvorkommen“ (Äschenregion) zuzuordnen (BMLRT 2020). Entsprechend dem fischökologischen Leitbild sind hier die Leitarten Äsche (Thymallus thymallus), Bachforelle (Salmo trutta fario) und Huchen (Hucho hucho) charakteristisch. Typische Begleitarten sind hier Koppe (Cottus gobio), Ukrainisches Bachneunauge (Eudontomyzon mariae), Bachschmerle (Barbatula barbatula), Elritze (Phoxinus phoxinus), Aitel (Squalius cephalus), Strömer (Telestes souffia) und Aalrutte (Lota lota). Gemäß Nationalem Gewässerbewirtschaftungsplan weist der untersuchte Abschnitt einen „guten ökologischen Zustand“ auf. Hinsichtlich struktureller Belastungen (Morphologie) wird er abhängig vom Grad der Regulierung als „wenig“ (2) bis „mäßig verändert“ (3) eingestuft. Eine direkte hydrologische Beeinflussung besteht nur im 4 km langen Stauraum des Kraftwerks Leoben. Im Vergleich zu anderen größeren Fließgewässern in Österreich ist der untersuchte Abschnitt insofern herausragend, als dass es sich um eine relativ lange, hydrologisch weitgehend unbeeinflusste Strecke ohne Kontinuumsunterbrechung handelt. Zahlreiche Unterliegerkraftwerke an der Mur behindern allerdings die Migration von Fischen, v. a. des Huchens.

Im Rahmen der beiden von der EU geförderten LIFE-Projekte „Inneralpines Flussraum-Management Obere Mur“ („Murerleben I und II“) wurden zwischen 2003 und 2016 zahlreiche Renaturierungsprojekte umgesetzt. Dabei wurden auch mehrere neue Nebenarme geschaffen bzw. verlandete Altarme wiederangebunden. Ziel war es auch, den passiven Hochwasserschutz durch eine zusätzliche Sicherung und Reaktivierung von Überflutungsgebieten zu verbessern (Amt der Stmk. Landesregierung 2015).

Zur Bewertung des aktuellen flussmorphologischen Zustands der Oberen Mur wurde primär die „Große Murstromkarte“, erstellt in den Jahren zwischen 1809 und 1815 im Maßstab von ca. 1:6800, herangezogen (Steiermärkisches Landesarchiv, Kartensammlung, Sign. M35‑2; Abb. 2). Dieses Kartenwerk weist nicht nur unterschiedliche fluviale Strukturen, sondern auch Wassertiefen entlang des Stromstrichs, Tiefen in vereinzelten Querprofilen und Höhen von Ufern sowie von Inseln auf. Die Tiefen bzw. Höhenkoten sind auf den damaligen Aufnahmewasserstand bezogen, der gemäß einer detaillierten vergleichenden Analyse ca. bei Mittelwasser gelegen sein dürfte (Schachner 2022). Für den aktuellen Zustand wurden Orthofotos, Geländedaten basierend auf Laserscans und Wassertiefen aus Abflussuntersuchungen verwendet (werner consult 2010; Summer und Pöyry 2010).

Neben zweidimensionalen GIS-Auswertungen wie Gewässertypen (Makrohabitate), Sinuosität, laterale Anbindungsintensität (Vernetzung Hauptstrom-Nebengewässer) und Breiten des aktiven Gerinnes (= Wasser- und unbewachsene Sedimentflächen) konnten somit auch Vergleiche der historischen und aktuellen Wassertiefen sowie der Uferhöhen vorgenommen werden. Die Klassifizierung der Gewässertypen (Makrohabitate) beruht auf dem von Amoros et al. (1987) entwickelten System der Biotoptypen, das für historische flussmorphologische Analysen von Hohensinner (2008) weiterentwickelt wurde (Tab. 1). Jeder Typ bietet einer speziell darauf angepassten Biozönose und insbesondere Fischgilde adäquate Lebensraumbedingungen (Schiemer und Waidbacher 1992). Durch die Zuhilfenahme des Franziszeischen Katasters (Urmappe) aus den Jahren 1823/24 konnten auch jährliche Migrationsraten (laterale Verlagerung) des Hauptgerinnes berechnet werden.

Bei der Analyse historischer Wassertiefen und Uferhöhen wurde besonders auf eine statistische Vergleichbarkeit der Datensets geachtet. Das bedeutet, dass für jeden historischen Messpunkt ein korrespondierender aktueller zugeordnet wurde. Dabei musste die seitliche Verlagerung des Flusslaufs seit Anfang des 19. Jahrhunderts berücksichtig werden.

Abschließend wurde auch das Verlandungsrisiko historischer und aktuell vorhandener Nebenarme basierend auf Mosselman (2001) bestimmt. Zur Risikobeurteilung werden vier Parameter herangezogen: (1) das Längenverhältnis zwischen Nebenarm und Hauptarm, (2) der Verzweigungswinkel bei der flussauf gelegenen Abzweigung, (3) der Winkel zwischen der Achse des Nebenarms und der Strömungsrichtung am Talboden bei Hochwässer und (4) ob der Nebenarm am Gleit- oder Prallufer vom Hauptstrom abzweigt. Die Geometrie eines Nebenarms gilt als ungünstig, wenn zwei oder drei der folgenden Bedingungen erfüllt sind:

Die historische flussmorphologische Untersuchung der Oberen Mur sowie anderer Flüsse wie der Enns, Traisen und der Donau ermöglicht fundierte Erkenntnisse für eine langfristig erfolgversprechende Sanierung degradierter Fließgewässer (Haidvogl et al. 2011; Muhar et al. 2011; Hohensinner und Lotter 2020). Das grundlegende Problem bei der Planung von Restaurationsmaßnahmen ist – nicht zuletzt aus praktischen und finanziellen Gründen –, dass noch immer von einer zu statischen Betrachtungsweise der Fließgewässer und der Flusslandschaften ausgegangen wird. Was einmal im Rahmen eines Renaturierungsprojekts geschaffen wurde, soll möglichst lange Zeit in dem geplanten Zustand verharren oder einem vorgegebenen Entwicklungspfad folgen. Dynamische Prozesse sind oft nur kleinräumig möglich oder vorgesehen (vgl. einschränkende Rahmenbedingungen beim Projekt LIFE+ Traisen; Eberstaller et al. 2018; Hohensinner et al. 2020). Dabei sind Verlagerungs- und Umlagerungsprozesse als Schlüssel für eine langfristig erfolgreiche Habitatrestauration anzusehen. Ein neu geschaffener oder reaktivierter Flussarm unterliegt einem ständigen (natürlichen) Wandel. Liegt er an einer hydraulisch besonders optimalen Stelle, kann er durchaus langfristig Bestand haben. Die meisten werden jedoch früher oder später verlanden, sofern nicht aufwendige Instandhaltungsmaßnahmen vorgenommen werden. Um den Selbsterneuerungsprozess für aquatische Habitate in Gang zu setzen und langfristig zu gewährleisten, benötigen Fließgewässer Raum. Dies betrifft einerseits die Breite des für Umlagerungen zur Verfügung stehenden Korridors und andererseits die Möglichkeit der lateralen Migration (Ausweitung) von Flussbögen. Aus ökologischen aber auch aus finanziellen Gründen wäre „passiven“ oder „initiierenden“ Restaurationsmaßnahmen der Vorzug zu geben. Dies bedeutet im einfachsten Fall, Uferverbauungen zu entfernen, um Gerinneaufweitungen zu ermöglichen, kann aber auch den zusätzlichen Einbau von Ablenkbuhnen für eine verstärkte Prallufererosion umfassen. Dadurch könnte die Entwicklung eines Flussbogens initiiert werden, in dessen Entwicklungszyklus zwei Phasen zu beobachten wären. In der ersten Phase weitet sich der Bogen aus, wobei am Innenufer größere Gleituferbereiche mit Pionierstandorten entstehen. Passen die lokalen Rahmenbedingungen, so können sich bei fortgeschrittener Laufentwicklung in ausgedehnten Innenuferbereichen auch Neben- oder Altarme ausbilden (jedoch mit Ablaufdatum). In der zweiten Phase, nachdem der neue Flussbogen vom Fluss aufgegeben und der Lauf wieder verkürzt wurde, entsteht aus dem vormaligen Hauptarm ein neuer Neben- bzw. Altarm. Um solche flussmorphologischen Prozesse zu ermöglichen, bedarf es jedoch abschnittsweise eines sehr breiten, zur Verfügung stehenden Korridors. An der Oberen Mur wäre für den Ablauf beider Phasen aufgrund der vergleichsweise geringen Gerinne‑/Ufermigration von 2 bis 3 m im Mittel pro Jahr von einem jahrzehntelangen Prozess auszugehen.

Daher könnte man diesen Entwicklungszyklus auch umkehren, um rascher neue und vor allem großflächigere aquatische und (semi-)terrestrische Lebensräume zu schaffen. Bei entsprechender Flächenverfügbarkeit empfiehlt es sich dabei, Anleihen vom historischen Flussbau zu nehmen. Damals wurden zur Flussbegradigung Künetten im Augebiet oder durch größere Inseln gegraben, in die danach die Strömung hineingelenkt wurde. Der Fluss schürfte sich sein eigenes Bett aus, während sich der alte Lauf zeitgleich zu einem Neben- oder Altarm entwickelte. Die selbständige Ausweitung des neuen Flussbetts wurde durch zuvor im Boden eingebaute Blockwürfe (= späteres Ufer) begrenzt. Verwendet man diese Methode nicht zur Regulierung, sondern zur Schaffung neuer (semi-)aquatischer Lebensräume, so wären solche Sicherungen vorab nur dort anzubringen, wo es besonderen Schutzes bedarf (z. B. bei Infrastruktur). Eine solche ambitionierte Restaurationsmaßnahme sei hier exemplarisch für die Mur direkt flussab der Schnellstraßenbrücke bei St. Michael in der Obersteiermark skizziert (Abb. 8). In diesem Fall würde man einen neuen, kürzeren Flusslauf in Form eines schmalen Gerinnes ausheben, in das mittels Ablenk- und Fangbuhnen die Strömung geleitet werden würde. Das derzeitige Flussbett würde dabei nicht vollständig abgetrennt werden, sondern bei Mittelwasser als Nebenarm weiterhin dotiert werden. Für eine eigenständige dynamische Entwicklung des neuen Flussarms ist der sogenannte „bettbildende Abfluss“, einem ungefähren bordvollen Abfluss entsprechend, erforderlich. Dieser Abfluss entspricht an den meisten Flüssen einem ein- bis zweijährlichen Hochwasser und wird meist mit HQ_1,5 angenommen (Van den Berg 1995; Powell et al. 2006; Klasz et al. 2016). Erst bei dieser Größe des Durchflusses im neuen Gerinne ist von einer merklichen Laufverlagerung auszugehen. Dieser Prozess würde vermutlich im dargestellten Beispiel über einige Jahrzehnte erfolgen. Dabei würden sich am Innenufer immer wieder neue Gleituferhabitate oder auch Altwässer bilden, während das Prallufer fortschreitender Erosion ausgesetzt ist. Damit würde auch laufend Geschiebe für die Unterliegerstrecke freigesetzt werden. Dieser Prozess würde sich solange fortsetzen, bis der neue Arm den aktuell bestehenden Flusslauf erreicht. Das derzeitige Flussbett würde sich zwischenzeitlich von einem Nebenarm zu einem großen Altarm entwickeln. Das Resultat wäre eine strukturreiche Flusslandschaft mit unterschiedlichen aquatischen und (semi-)terrestrischen Habitaten, die einem langfristigen ökologischen Sukzessionsprozess unterliegen.

Das historische Beispiel der Oberen Mur gibt Hinweise darauf, welche Rahmenbedingungen für einen zukunftsorientierten restaurationsökologischen Ansatz unter Einbeziehung der natürlichen Gewässerdynamik notwendig sind. Ziel ist es, dem Fluss die Möglichkeit einer eigenständigen Erneuerung seiner Habitate zu geben, die erforderlichen Instandhaltungsmaßnahmen zu minimieren und damit einen langfristigen Erfolg von Restaurationsmaßnahmen zu gewährleisten.