1 Problemstellung und Ziele

Die weltweit zunehmende Intensivierung der Landwirtschaft erfordert eine nachhaltige, möglichst natürliche Kontrolle von diffusen Nährstoffeinträgen in Fließgewässer (Alexandratos und Bruinsma 2012). Bäche in landwirtschaftlich genutzten Einzugsgebieten sind einer chronischen Nährstoffbelastung ausgesetzt, die sich vor allem in den Gewässersedimenten manifestiert und zu einer zunehmenden Eutrophierung und Nährstoffsättigung führt (Hoffman et al. 2009; Kronvang et al. 2005; Weigelhofer et al. 2013). Diese Nährstoffsättigung bewirkt, dass die natürliche Selbstreinigungskraft von Fließgewässern massiv beeinträchtigt wird, wodurch reaktive Nährstoffe nahezu ungehindert in Unterlieger und Seen transportiert werden, wo sie zu massiven Problemen, wie Algenblüten oder Sauerstoffschwund, führen können (Bernot und Dodds 2005; Neal und Jarvie 2005; Peterson et al. 2001). Zeitgleich mit der Intensivierung der Landnutzung kommt es zu einer Veränderung der klimatischen Verhältnisse in Richtung wärmerer, trockenerer Sommer (Blöschl et al. 2011; Mauser et al. 2012). Erhöhte Wassertemperaturen und Nährstoffkonzentrationen führen zur mikrobiellen Überproduktion und Sauerstoffzehrung im Sediment, die sich bis in die Wassersäule bemerkbar machen kann (Teufl et al. 2013). Derartige Verhältnisse fördern wiederum die Freisetzung von im Sediment gespeichertem Phosphor (P) (Weigelhofer 2017).

Bereits im Gewässer befindliche Nährstoffe können von sedimentgebundenen Mikroorganismen, dem Biofilm, aufgenommen, umgewandelt und so aus der fließenden Welle entfernt werden (Ensign und Doyle 2006; Weigelhofer 2017). Einen wichtigen Einfluss auf diese Gewässerselbstreinigung hat das Verhältnis von verfügbarem Kohlenstoff, Stickstoff und Phosphor im Wasser zu jenem im Biofilm (Cross et al. 2005). Eine mikrobielle Aufnahme erfolgt solange, bis einer dieser Stoffe im Wasser deutlich unter dem für Mikroorganismen notwendigen Verhältnis zu liegen kommt („limitierender Stoff“; Elser et al. 2007; Johnson et al. 2009). In Österreich besteht in unbelasteten Bächen üblicherweise eine Phosphorlimitierung. Eine kürzlich durchgeführte weltweite Vergleichsstudie (Stutter et al. 2018) ebenso wie eigene Studien in Niederösterreich (Weigelhofer 2017; Weigelhofer et al. 2013, 2018) zeigen allerdings, dass Bäche in landwirtschaftlichen Einzugsgebieten aufgrund des Überangebots an Stickstoff (N) und Phosphor häufig kohlenstofflimitiert sind. Stutter et al. (2018) postulieren, dass eine Restrukturierung einer natürlichen, von Gehölzen bewachsenen Uferzone diese Kohlenstofflimitierung aufheben und damit zu einer verbesserten Nährstoffaufnahme in den belasteten Fließgewässern führen kann (siehe auch Bernot und Dodds 2005; Craig et al. 2008; Aldridge et al. 2009). Tatsächlich konnte in mehreren Studien eine positive Korrelation zwischen der Stickstoffaufnahme und der Qualität und Quantität des organischen Kohlenstoffs im Wasser festgestellt werden (Ghosh und Leff 2013; Rodríguez-Cardona et al. 2016; Wymore et al. 2016). Wesentlich weniger klar ist jedoch die Koppelung von Phosphor und Kohlenstoff. Zum einen hängt der Phosphorrückhalt im Gewässer nicht nur von der Aufnahme durch den Biofilm, sondern auch von der Adsorption an Sedimentpartikel ab (Jarvie et al. 2005; Oviedo-Vargas et al. 2013; Weigelhofer 2017). Zum anderen können Mikroorganismen überschüssigen Phosphor speichern und sich so von der Versorgung über die Wassersäule teilweise entkoppeln (Khoshmanesh et al. 2002; Mateo et al. 2006). Die Wassertemperatur und die Lichtverfügbarkeit sind zusätzliche Faktoren, die die Phosphoraufnahme im Gewässer beeinflussen können und durch die Ufervegetation gesteuert werden (Burrows et al. 2013; Williamson et al. 2016).

Gülleaufbringung auf landwirtschaftlichen Flächen führt – neben Kläranlageneinträgen – zu einem erhöhten Eintrag an fäkalbürtigen Mikroorganismen in Bäche. Im Unterschied zur fließenden Welle, in der Fäkalkeime meist nur ein kurzfristiges Ereignis darstellen, können Sedimente von Bächen und Flüssen oft eine dauerhafte Senke oder Quelle für diese Art von Mikroorganismen darstellen (Abia et al. 2015; Garzio-Hadzick et al. 2010). Fäkalbürtige Mikroorganismen können in Sedimenten akkumulieren (Mackowiak et al. 2018) und sich unter günstigen Umweltbedingungen sogar vermehren. So wurde berichtet, dass es in Sedimenten von Seen (Pote et al. 2009) und Flüssen (Gregory et al. 2017) bei hoher Nährstoffzufuhr zu einer Vermehrung von E. coli und Enterokokken (Fäkalindikatorbakterien) kommen kann (Badgley et al. 2010; Pote et al. 2009). Das Ausmaß der Anreicherung fäkalbürtiger Mikroorganismen in Fluss-Sedimenten ist von verschiedenen Umweltfaktoren abhängig, insbesondere von der Korngröße der Sedimente (Garzio-Hadzick et al. 2010; Pachepsky et al. 2017), der Nährstoffverfügbarkeit (Haller et al. 2009; Pachepsky et al. 2017) oder dem vorhandenen Gewässermikrobiom (Gregory et al. 2017). Feine Sedimente in langsam fließenden Gewässern oder Gewässerbereichen bieten generell günstigere Bedingungen für die Akkumulation und das Wachstum von fäkalbürtigen Mikroorganismen als grobe Sedimente in schnell fließenden Gewässern (Haller et al. 2009). Dennoch können unter Umständen auch umgekehrte Trends beobachtet werden, weil gröbere Sedimente oft eine bessere externe Nährstoffzufuhr haben und sehr feine Sedimente den Austausch von Nährstoffen behindern (Pachepsky et al. 2017). Aber auch Faktoren wie Sauerstoffgehalt oder Wassertemperatur beeinflussen die Konzentrationen der betrachteten Indikatoren in Fließgewässern (Abia et al. 2015; Liao et al. 2014). Sedimente stellen daher potenzielle Quellen für diese Art von Mikroorganismen in Fließgewässern dar (Abia et al. 2015; Haller et al. 2009; Walters et al. 2014). Durch Resuspensionsereignisse, ausgelöst etwa durch Hochwässer, Regenfälle oder menschliche Aktivitäten, kann es zu einer (massiven) Erhöhung fäkalbürtiger Mikroorganismen in der fließenden Welle kommen (Abia et al. 2015; Liao et al. 2014).

Ufergehölzsäume können Gewässer vor dem Eintrag von Nähr- und Schadstoffen aus diffusen Quellen schützen, die Nährstoffaufnahme und Sedimentstruktur im Gewässer verbessern und den Sauerstoffhaushalt durch die Kontrolle der Temperatur und Lichtverfügbarkeit positiv beeinflussen (Haddaway et al. 2018). In der Realität erfüllen Ufergehölzstreifen jedoch die hohen Anforderungen, die an sie gestellt werden, häufig nicht (Weigelhofer et al. 2012). Das Ziel der Studie war es, das Potenzial von Ufergehölzen zu analysieren, Belastungen von Fließgewässern in landwirtschaftlichen Regionen nachhaltig und signifikant reduzieren zu können und zu einer Verbesserung der Wasser- und Sedimentqualität zu gelangen. Dabei beschäftigten wir uns mit der Frage, wie sich Ufergehölze auf die Sedimentstruktur und den Sauerstoffverbrauch des Biofilms unter derzeitigen Bedingungen sowie bei Erwärmung auswirken. Weiters wurde die Rolle von Gewässersedimenten als gewässerinterner Speicher und/oder Quelle für Phosphor beleuchtet. Zudem wurde analysiert, ob und unter welchen Bedingungen eine Akkumulation von eingetragenen fäkalbürtigen Mikroorganismen in Gewässersedimenten von nährstoffbelasteten Bächen einhergehen kann. Zu diesem Zweck untersuchten wir die Wasser- und Sedimentqualität von Bachabschnitten mit und ohne Ufergehölz in unterschiedlich stark landwirtschaftlich genutzten Gegenden in Niederösterreich. Wir erwarteten, dass sich bei einem ausreichend langen Bachabschnitt mit beidseitig durchgehendem Ufergehölz (1) der Feinsedimentanteil in den Sedimenten aufgrund des verminderten seitlichen Eintrags ebenso wie (2) der mikrobielle Sauerstoffverbrauch aufgrund des niedrigeren Feinsedimentanteils im Vergleich zu einer Strecke ohne Ufergehölz verringert. Gleichzeitig erwarteten wir, dass sich (3) die Phosphoraufnahmekapazität der Sedimente aufgrund der geringeren seitlichen Einträge, der verbesserten Sauerstoffversorgung und der geringen Phosphorbelastung erhöht, während (4) die Mengen an fäkalbürtigen Mikroorganismen im Vergleich zu offenen Strecken zurückgehen.

2 Methoden

Zwischen 2019 und 2021 wurden insgesamt 20 Bäche bezüglich des Sauerstoff- und Phosphorhaushalts der Sedimente (Sauerstoffverbrauch, Phosphorspeicherung und -freisetzung und Sedimentstruktur) in Niederösterreich untersucht (Tab. 1). Die Auswahl der Strecken erfolgte mittels Google Maps und Orthofotos sowie durch Befahrung. Es wurden nur Bäche in die Studie aufgenommen, bei denen sich im direkten Umland entweder Felder oder intensiv bewirtschaftete Weiden befanden. Die Bäche mussten außerdem einen mindestens 1 km-langen Gewässerabschnitt mit beidseitigem Ufergehölz („UG“) aufweisen, der auf eine mindestens 1 km-lange offene Strecke ohne Ufergehölzsaum („offen“) folgte (Abb. 1). Die Probennahmen erfolgten an jedem Bach jeweils einmal im Sommer am bachabwärts gelegenen Ende jeder Untersuchungsstrecke („offen“ und „UG“). Bei längeren UG-Abschnitten, wie z. B. in der Sierning und der Ysper, wurde nach einem weiteren Kilometer noch eine dritte Probennahme durchgeführt, um die Entwicklung der Untersuchungsparameter im Längsverlauf der UG-Abschnitte analysieren zu können.

Tab. 1 Bäche mit Probenstellen für den Sauerstoff- und Phosphorhaushalt und Belastungen durch Fäkalkeime (jeweils Wasser und Sedimente)
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Abb. 1
figure 1

Schema für die Probenentnahme für den Sauerstoff- und Phosphorhaushalt und die Fäkalkeime. Der Pfeil zeigt die Fließrichtung an

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Bei der Probennahme wurden an jeder Stelle jeweils fünf Feinsedimentproben (< 4 mm) von der Sedimentoberfläche bis zu einer Sedimenttiefe von 5 cm entnommen und im Labor innerhalb von 1 bis 2 Tagen analysiert. Für die Messung des mikrobiellen Sauerstoffverbrauchs wurden 10 g der Sedimente in 120 mL Bachwasser in luftdichten Flaschen im Dunklen inkubiert und die Sauerstoffabnahme nach 1, 3, 6, 12 und 24 h mittels kabelloser Sauerstoffsensoren (Fibox 4.0, PreSense) gemessen. Zusätzlich wurde die mikrobielle Atmung über die CO2 Produktion mittels Microresp-Kammern (Campbell et al. 2003) ermittelt. Zu diesem Zweck wurden jeweils 0,7 g der Sedimente pro Probe in tiefe Mikrotiterplatten eingewogen (3 analytische Replikate), mit einer Mikrotiterplatte mit Indikator luftdicht verschlossen und die Veränderung der Indikatorfarbe durch das produzierte CO2 über die Adsorption in einem Platereader (Thermofisher Scientific Varioskan Flash – Germany) gemessen. Die Phosphoraufnahmekapazität der Sedimente wurde anhand von Phosphor-Adsorptionsisothermen ermittelt (Weigelhofer 2017; Weigelhofer et al. 2018). Jeweils 10 g der Sedimente wurden in Lösungen mit 0, 20, 50, 100 und 200 µgL−1 P über 24 h im Dunkeln bei Raumtemperatur (20 °C) inkubiert. Die P‑Adsorption‑/Desorptionsrate wurde anhand der Differenz zwischen Anfangs- und Endkonzentration berechnet und gegen die Endkonzentrationen aufgetragen. Aus diesen P‑Isothermen wurde die P‑Gleichgewichtskonzentration EPC0 ermittelt. Die EPC0 ist jene Phosphorkonzentration im Wasser, bei der es zu keinem Netto-Phosphoraustausch zwischen Wasser und Sediment kommt (Weigelhofer et al. 2018). Sie ist ein Indikator für die Phosphorbelastung der Sedimente und deren Aufnahmefähigkeit für Phosphor. Liegt der EPC0-Wert unter der Phosphorkonzentration des Wassers, so können die Sedimente theoretisch weiteren Phosphor aus dem Wasser aufnehmen (Phosphorsenken). Liegt der EPC0-Wert über der Phosphorkonzentration des Wassers, so fungieren die Sedimente als Phosphorquelle für den Bach. Die Ermittlung des EPC0 Wertes sowie des Sauerstoffverbrauchs wurden an zwei ausgewählten Gewässern (Sierning und Ysper) zusätzlich bei jeweils 15 °C (Klimakammer) und 30 °C (Ofen) durchgeführt, um die Auswirkungen einer Erwärmung der Wassertemperatur zu studieren. Zuletzt wurde die Korngrößenverteilung der Sedimente nach Trocknung bei 75 °C mittels Trockensiebung ermittelt.

Zusätzlich zu den Probenentnahmen der Sedimente wurden die Bachmorphologie kartiert und Wasserproben in jedem Gewässerabschnitt für die Bestimmung der Nährstoffkonzentrationen (mittels Continuous Flow Analyzer) nach Filtration mit gemuffelten GFF-Filtern (0,7 µm) entnommen. Bei der Bachmorphologie wurde die mittlere Bachbreite und -tiefe sowie die mittlere Breite der Gehölzstreifen, deren Beschaffenheit und die Landnutzung im direkten Umland grob aufgenommen (Tab. 1).

Für den Nachweis von Fäkalbakterien wurden 7 der 20 Bäche ausgesucht, an denen an insgesamt 18 Stellen Wasser- und Feinsedimentproben für ein erstes Screening der Belastungen entnommen wurden. Die Stellen wurden nach folgenden Kriterien ausgewählt: (1) Einfluss einer kommunalen Kläranlage (ARA); (2) Einfluss von Gülle (angrenzender Bauernhof, Gülleausbringung, Weidewirtschaft); (3) angrenzendes Feld; (4) breite Gehölzstreifen/Wald (Tab. 1; Abb. 1). Die in einem Vorversuch entnommenen Feinsedimente < 4 mm – in Abstimmung mit den o. a. Analysen – erwiesen sich für das Anzüchten der Fäkalbakterien auf spezifischen Agarplatten trotz unterschiedlicher Behandlung als ungeeignet. Aus diesem Grund konzentrierten sich die weiteren Probennahmen auf extrem feine Sedimente mit einem hohen Schluff- bzw. Tonanteil. Als Nachweismethode wurde das standardisierte Most-Probable-Number (MPN)-Verfahren nach ISO 9308-2 (2012) gewählt.

3 Ergebnisse und Diskussion

3.1 Einfluss von Ufergehölzen auf die Sedimentstruktur und den Sauerstoffverbrauch

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.

Abb. 2
figure 2

Feinsedimentanteil (unter 0,5 mm) und Sauerstoffverbrauch in den Sedimenten von landwirtschaftlich beeinflussten Gewässerabschnitten mit und ohne Ufergehölzstreifen. Grüne Pfeile zeigen Verringerungen des Feinsedimentanteils an („Verbesserung“). Rote Pfeile zeigen Erhöhungen des Feinsedimentanteils und/oder des Sauerstoffverbrauchs an („Verschlechterung“)

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3.2 Einfluss von Ufergehölzen auf die Phosphorspeicherung und -freisetzung

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).

Abb. 3
figure 3

Phosphorgleichgewichtskonzentrationen (EPC0) der Sedimente (farbige Balken) und Phosphorkonzentrationen im Bach (schwarze Punkte) an Gewässerstrecken ohne Ufergehölz und mit mindestens 1 (bis 2) km langen Ufergehölzstreifen (Mittelwerte aus 5 Replikaten). Der blaue Pfeil zeigt die Fließrichtung an. Liegen die P‑Konzentrationen im Wasser über den EPC0 Werten, fungieren die Sedimente als P‑Quelle

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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.

Abb. 4
figure 4

Mikrobielle Atmung (oben) und Phosphorgleichgewichtskonzentrationen (EPC0) (unten) an der Sierning (Si) und Ysper (Y) bei 15 und 30 °C Wassertemperatur. Strecken ohne (offen) und mit Ufergehölzstreifen (UG) wurden gruppiert. Die Boxplots zeigen den Median, die 10-, 25-, 75- und 90-%-Perzentile und Ausreißer (n = 10)

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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.

3.3 Fäkalbakterien im Wasser und in den Sedimenten

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.

Abb. 5
figure 5

E.-coli-Konzentrationen (log 10 transformierte Daten) im Wasser und in den Sedimenten der 18 untersuchten Standorte. Die Sedimentdaten an den Stellen 1 bis 10 sind nur Schätzwerte (log MPN E. coli/10 g Sediment > 2,4). Die Farben zeigen das unmittelbare Umfeld an, die Muster die Beschaffenheit der Ufer. Offen = kein Ufergehölzstreifen; UG = relativ dichter Ufergehölzstreifen; UG, lückig = lückiger Ufergehölzstreifen

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4 Schlussfolgerungen

Die Ergebnisse der Studie variierten stark und rangierten zwischen einer deutlichen Verbesserung der Sedimentqualität (reduzierte Feinsedimentanteile, geringerer Sauerstoffverbrauch, verbesserte Aufnahmekapazität für Phosphor) bis hin zu einer Verschlechterung (erhöhte Feinsedimentanteile und Sauerstoffverbrauch, geringere Aufnahmekapazität) in Bachabschnitten mit Ufergehölzstreifen. Die positive Wirkung der Ufergehölze auf die Wasser- und Sedimentqualität zeigte sich umso deutlicher, je länger die Gewässerstrecke war, wie am Beispiel der Sierning und der Ysper zu sehen ist. Bei den Keimzahlen konnten keine Veränderungen zwischen Abschnitten mit und ohne Ufergehölzstreifen gemessen werden. Die Gründe für eine fehlende oder unzureichende Wirkung von Ufergehölzstreifen auf die Wasser- und Sedimentqualität waren zu kurze, teilweise lückenhafte Ufergehölzstreifen, konvergente Wasserpfade, die die Gehölzstreifen durchbrachen, und eine zu hohe Belastung aus darüber liegenden Strecken. Dadurch können nährstoff- und keimbelastete Feinsedimente aus den Oberliegern oder den unmittelbar angrenzenden landwirtschaftlichen Flächen trotz Ufergehölzstreifen direkt in die Gewässer gelangen und sich dort ablagern. Gerade in Abschnitten mit Ufergehölzen kann die Ablagerung vor allem am Beginn der Strecke höher sein als in den offenen Bereichen, weil Ufergehölze das Bachbett durch Wurzeln und Totholz stärker strukturieren. Das Projekt zeigt somit, dass Ufergehölzstreifen die Wasser- und Sedimentqualität von Bächen in landwirtschaftlichen Einzugsgebieten verbessern können, wenn deren Lage, Beschaffenheit und Länge auch den jeweiligen stofflichen Belastungen entspricht. Ein weiterer wichtiger Effekt von Ufergehölzstreifen ist der Schutz vor Erwärmung des Gewässers im Zuge des Klimawandels und die damit verbundene dämpfende Wirkung auf den mikrobiellen Sauerstoffverbrauch und die Rücklösung von Nährstoffen aus den Sedimenten.