Was bringen Ufergehölze für die Wasser- und Sedimentqualität von Bächen in landwirtschaftlichen Regionen?

Die Ufergehölze führten nur in wenigen Untersuchungsgewässern zu einer signifikanten Reduktion des Feinsedimentgehalts, einige Untersuchungsstellen zeigten sogar einen höheren Feinsedimentanteil in der Gehölzstrecke als in der offenen Strecke (Abb. 2). Beim Sauerstoffverbrauch zeigte sich ein ähnliches Bild. In den meisten Fällen kam es zu keiner signifikanten Änderung des sedimentären Sauerstoffverbrauchs, einige Bäche zeigten sogar eine erhöhte Sauerstoffzehrung in der Strecke mit Ufergehölzen. Der Grund für die fehlende Wirkung der Ufergehölzstreifen auf die Korngrößenverteilung und den Sauerstoffverbrauch in den Sedimenten liegt in der Beschaffenheit der Untersuchungsstrecken. Tatsächlich konnten an vielen landwirtschaftlich beeinflussten offenen Bächen kaum Abschnitte mit einer Länge von > 1 km gefunden werden, die einen beidseitig durchgehenden und dichten Ufergehölzstreifen zwischen dem Gewässer und den angrenzenden Feldern aufwiesen. Zu kurze bachbegleitende Ufergehölzstreifen können Belastungen aus bachaufwärtsgelegenen Strecken jedoch meist nicht oder nur schwer kompensieren (Weigelhofer et al. 2012). Zudem zeigten die detaillierten Aufnahmen der Gewässermorphologie und der Ufer, dass die Ufergehölzstreifen an manchen Stellen lückig waren (siehe auch Tab. 1) oder von konvergenten Abflüssen durchbrochen wurden. Derartige konvergente Abflüsse entstehen meist aufgrund von Bodenerosion nach Starkregenereignissen, werden aber manchmal auch zur Abfuhr von überschüssigem Regenwasser aus dem Acker durch Landwirte geschaffen. Durch diese Erosionspfade wird nährstoffbelastetes Wasser und Bodenmaterial direkt von den umliegenden Feldern und Weiden in die Gewässer transportiert, wodurch die Schutzfunktion des Pufferstreifens beeinträchtigt bzw. umgangen wird (Hösl et al. 2012; Ramler et al. 2022; Verstraeten et al. 2006). Die Wirkung von einzelnen durch Erosion gebildeten konvergenten Abflüssen auf den Feinsedimentgehalt im Gewässer ist allerdings schwer abzuschätzen, da sich bei jedem Starkregenereignis neue Abflusspfade bilden können, aufgrund derer die bereits bestehenden Pfade möglicherweise nicht mehr durchflossen werden, also für den Feinsedimenteintrag nicht mehr zum Tragen kommen. Das Vorkommen von einigen wenigen konvergenten Abflüssen ist jedoch ein Indikator dafür, dass die Ufergehölzstreifen bei Starkregenereignissen laterale Bodeneinträge nicht zu 100 % vom Gewässer fernhalten können. Notwendig wären hier zusätzliche nicht bewirtschaftete Gewässerrandstreifen zwischen den Ufergehölzstreifen und den angrenzenden Feldern oder breitere Ufergehölzstreifen, die ein hohes Potenzial für den Rückhalt von Feinpartikeln aufweisen.

An insgesamt sieben der 20 Untersuchungsstrecken mit Gehölzen wurde eine signifikante Verringerung des EPC₀-Werts und damit eine Verbesserung der Phosphoraufnahme in den Sedimenten im Vergleich zu den jeweils offenen Strecken gemessen (Abb. 3, farbige Balken). In der Ysper und der Sierning zeigen die Ergebnisse, dass die positive Wirkung der Ufergehölze auf die Phosphoraufnahme umso deutlicher wird, je länger die Ufergehölzstrecke ist. In den restlichen Untersuchungsbächen war entweder kein signifikanter Unterschied oder sogar eine Verschlechterung zu beobachten. Auch hier liegt der Grund voraussichtlich in zu kurzen bzw. durch konvergente Abflüsse durchbrochenen Ufergehölzstreifen. Die Punkte in der Abb. 3 zeigen die mittleren Phosphorkonzentrationen im fließenden Wasser zum Zeitpunkt der Probennahme. Am Kremnitzbach und Dollbach waren die Sedimente in der Gehölzstrecke mit dem Wasser im Gleichgewicht. Am Brettlbach, der Sierning und der Ysper wiesen die Sedimente an allen Strecken geringere EPC₀-Werte als Phosphorkonzentrationen im Wasser auf. In diesen Bächen besaßen die Sedimente folglich ein hohes Potenzial zur Phosphoraufnahme während der Probennahme. EPC₀-Werte weit über den Konzentrationen im Wasser (offene Strecke am Schlattenbach) zeigen, dass die Sedimente phosphorbelastet sind und als Phosphor-Quelle dienen können. Derartige Ungleichgewichte zwischen Sediment und Wasser entstehen unter anderem nach Regenfällen (Eintrag von frischem Bodenmaterial), Düngung im Umland, Hochwässern (Umlagerungen von Sedimenten), einem verminderten Austausch zwischen Wassersäule und Sediment sowie durch biologische Prozesse im Gewässer, wie z. B. der Phosphoraufnahme aus dem Wasser durch Algen oder Wasserpflanzen (McDowell 2015; Stutter und Lumsdon 2008; Weigelhofer et al. 2018).

Die Versuche zur mikrobiellen Atmung und der Phosphoraufnahme bzw. -abgabe bei 15 und 30 °C zeigten an der nährstoffbelasteten Sierning eine leichte, nicht signifikante Erhöhung der Atmung um ca. 5–7 µg C g⁻¹ h⁻¹ bei 30 °C im Vergleich zu 15 °C (Abb. 4). In der Ysper wurde nicht nur eine geringere Atmung gemessen, es konnte auch kein Einfluss der Temperaturerhöhung festgestellt werden. Temperaturerhöhungen im Zuge des Klimawandels können sich folglich vor allem in nährstoffbelasteten Gewässern negativ auf den Sauerstoffhaushalt auswirken (Teufl et al. 2013). Das liegt daran, dass eine Erwärmung des Wassers die Bakterien in den Sedimenten stimulieren kann, diese aber für die erhöhte Aktivität auch Nährstoffe brauchen.

Umgekehrt zeigte die Ysper eine deutliche, teilweise signifikante Erhöhung der EPC₀-Werte, während an der Sierning dieser Effekt weniger stark zu beobachten war (Abb. 4). Diese Ergebnisse deuten auf einen Verlust der Phosphoraufnahmekapazität der Sedimente bei Temperaturerhöhung hin. Gründe für eine reduzierte Aufnahmekapazität der Sedimente könnte u. a. in einer durch die Temperatur verstärkten Desorption des im Sediment gebundenen Phosphors liegen (Dupas et al. 2017). Warum sich dieser Effekt bei der weniger belasteten Ysper deutlicher zeigte als bei der Sierning, muss noch weiter untersucht werden. Es gab weder bei der Sierning noch bei der Ysper Unterschiede zwischen den Sedimenten der offenen Stelle und jener mit Ufergehölzen in Bezug auf die Reaktion der beiden untersuchten Parameter auf die erhöhte Wassertemperatur.

In der Abb. 5 sind die jeweiligen E.-coli-Konzentrationen in der Wassersäule und im Sediment der ausgewählten Probenstellen zu sehen (erste Ergebnisse). Vergleicht man die Keimzahlen im fließenden Wasser, zeigen sich keine großen Unterschiede zwischen Stellen mit und ohne Gehölzstreifen. Ebenso wenig sind Unterschiede zwischen den Stellen oberhalb und unterhalb der Kläranlage (ARA) im Hürmbach und in der Sierning zu sehen. Generell wiesen alle beprobten Gewässer mit Ausnahme des Gamingbachs eine deutliche Belastung durch E. coli im fließenden Wasser auf. Diese Belastungen sind auch in den Sedimenten zu sehen, wobei hier genaue Daten nur für die Stellen Gamingbach, Fladnitz und Kremnitzbach vorliegen. Interessant ist, dass der im Wasser weniger belastete Kremnitzbach in den Sedimenten ähnlich hohe bzw. sogar höhere Keimzahlen aufweist als der Fladnitzbach. Die am höchsten durch E. coli belasteten Sedimente wurden an der Fladnitz und am Kremnitzbach an jenen Stellen gemessen, an denen ein – allerdings lückiger – Gehölzstreifen vorhanden war. Schlussendlich zeigt auch der Gamingbach eine wesentlich stärkere Fäkalkeimbelastung in den Sedimenten an, als anhand der Daten aus dem fließenden Wasser zu erwarten ist. Bei den Daten handelt es sich um erste Ergebnisse, die im Jahr 2022 durch weitere Untersuchungen ergänzt werden müssen, um Aussagen über die Pufferwirkung von Ufergehölzstreifen gegenüber Einträgen von Fäkalkeimen treffen zu können. Jedoch zeigt sich bereits jetzt, dass die Sedimente tatsächlich als Akkumulatoren für fäkalbürtige Keime dienen (Gregory et al. 2017; Mackowiak et al. 2018) und andere Belastungsmuster zeigen können, als anhand der Keimzahlen im fließenden Wasser zu erwarten wäre.