Einführung

Isolierte – geologisch und hydrogeologisch eindeutig begrenzbare und abgeschlossene – Grundwasserkörper stellen besondere Grundwasser-Ökosysteme dar. Im Idealfall erfahren isolierte Grundwasser-Ökosysteme keine Beeinflussung durch Stoffeinträge über Oberflächengewässer – mit Ausnahme von Niederschlagswasser mit geringem Stoffeintrag. Wenn solche Grundwassersysteme auch in der Tiefe eine Begrenzung z. B. durch eine unterlagernde wasserundurchlässige Schicht besitzen, reihen sich an deren Ausstrichsgrenzen oftmals zahlreiche Quellen auf. Die Einzugsgebiete der Quellen sind innerhalb des isolierten Grundwassersystems unterirdisch und oberirdisch abgrenzbar. Isolierte Grundwassersysteme können bezüglich des Wasserhaushaltes sogenannte „Naturlysimeter“ darstellen. Das heißt, dass die Wassermenge, die in das System im Jahresmittel eingetragen wird, der Wassermenge entspricht, die aus dem System über Evapotranspiration und Quellwasserschüttung im Jahresmittel austritt.

Der Naturlysimeter-Ansatz läßt sich auch auf den gesamten Stoffhaushalt übertragen. Je nach Landnutzung können auf dem Sickerweg – neben den Stoffeinträgen aus der Atmosphäre – weitere anthropogene Stoffe aus der Landwirtschaft, der Forstwirtschaft und der weiteren urbanen Nutzung dem Grundwasser zeitverzögert zugeführt werden. Im „Reaktor Grundwasser-Ökosystem“ finden auf dem Sicker- und Grundwasserweg im Austausch mit dem Gestein physikalische, chemische und (mikro-)biologische Umsetzungsprozesse statt. Anhand stabiler Isotope lassen sich Herkunft der Stoffe sowie mögliche Umsetzungsprozesse im Grundwassersystem identifizieren (Clark und Fritz 1997; Amberger und Schmidt 1987; Böttcher et al. 1990; Otero et al. 2007; Schwientek et al. 2008; Vitoria et al. 2008). Durch Stichtagsbeprobungen lässt sich an Grundwassermessstellen der Status der Umsetzungsprozesse auf dem Grundwasserfließweg zu den Quellen verfolgen; an Quellen lässt sich das Ergebnis der Umsetzungsprozesse im gesamten Quell-Einzugsgebiet anhand des Stoffaustrages beobachten. Während die Messgrößen der abiotischen und anthropogenen Faktoren zumeist nur ein momentanes Zustandsbild beschreiben, können die Messgrößen der biotischen Faktoren ein über unterschiedliche Zeiträume integriertes Zustandsbild liefern.

Ein Grundwasser-Ökosystem besitzt eine besondere Empfindlichkeit gegenüber jeglichen Veränderungen wie z. B. anthropogenen Stoffeinträgen, dem globaler Klimawandel oder Vereisungen der letzten Kaltzeiten (Maurice und Bloomfield 2012; Mammola et al. 2019). Diese Vulnerabilität resultiert aus der Konstanz der besonderen Lebensbedingungen im Grundwasserkörper über evolutionäre Zeiträume hinweg (Griebler und Mösslacher 2003). Der gesetzliche Schutzstatus von Grundwasser-Ökosystemen in Europa und Deutschland ist sehr allgemein und diffus geregelt (Hahn et al. 2018; Di Lorenzo et al. 2020).

Die Lebensgemeinschaft im Grundwasser-Ökosystem setzt sich im Allgemeinen zusammen aus den Mikroorganismen und Invertebraten (hier insbesondere Grundwasser-Meiofauna und -Makrofauna). In Abhängigkeit von allochthonen Stoffeinträgen könnten sich auf verschiedenen Skalen (Poren, Klüfte, Quell-Einzugsgebiete) starke räumliche und zeitliche Veränderungen in der mikrobiellen Besiedlung (Abundanz, Aktivität, Diversität) ergeben (Hunkeler et al. 2006). Die grundwasserspezifischen Invertebraten (Stygobionten) besiedeln insbesondere in geklüfteten und verkarsteten Grundwassersystemen eher die weniger und langsamer durchströmten Bereiche (Di Lorenzo et al. 2018). Der auf abiotischen Indikatoren basierende Grundwasserfauna-Index nach Hahn (2006) ist ein Indikator für den hydrologischen Austausch auf unterschiedlichen räumlichen Skalen (Stein et al. 2010). Der auf einzelnen abiotischen und biotischen Indikatoren basierende Bewertungsansatz nach Korbel und Hose (2011) sowie Griebler et al. (2014) ermöglicht eine einfache ökologische Bewertung des Grundwasser-Ökosystems. Mit dem multimetrischen zweistufigen Bewertungsansatz unter Berücksichtigung von biotischen und abiotischen Indikatoren (u. a. Nitrat) lassen sich auch Grundwassersysteme mit komplexeren hydrogeologischen Bedingungen bewerten (Korbel und Hose 2017; Di Lorenzo et al. 2020).

Isolierte Grundwassersysteme stellen somit aufgrund ihrer Abgeschlossenheit ideale Untersuchungsgebiete zur Beschreibung und Klärung der komplexen Ursache-Wirkungsbeziehungen in Raum und Zeit im Grundwasser-Ökosystem dar. In den Baumbergen im Münsterland (NRW) befinden sich zwei Reliefumkehr-Strukturen (Bomberg [BB] und Schöppinger Berg [SB]), die nachweislich isolierte Grundwasser-Ökosysteme darstellen. Diese einzigartigen Strukturen werden seit langem geologisch (BB: Beyer 1992; SB: Becks 1835; Roemer 1854), hydrogeologisch (Baumberge: belegt seit Schneider 1940; Heinrichsbauer 1985; SB: Marei 1993; Börger 1996) und quellökologisch (Baumberge: belegt seit Beyer 1932) untersucht. Im Rahmen des interdisziplinären Projektes „Quellen im Münsterland“ wurden seit 2007 bisher weitere ca. 30 Studien- und Abschlussarbeiten in den Baumbergen durchgeführt, welche teilweise in Göbel (2010) publiziert wurden. Darüber hinaus sind langjährige Datenreihen im Fachinformationssystem ELWAS (MKULNV 2021) dokumentiert.

In der vorliegenden Arbeit stehen Untersuchungen des Stoffaustrages an einzelnen Quellaustritten der beiden isolierten Grundwasser-Ökosysteme BB und SB im Fokus mit den folgenden Zielen:

  1. 1.

    Beschreibung des hydrogeologischen Modellkonzepts der ausgewählten Untersuchungsgebiete,

  2. 2.

    Festlegung standardisierter Untersuchungsmethoden an Quellen,

  3. 3.

    Bewertung langjähriger Veränderungen im Stoffaustrag,

  4. 4.

    Klärung der Abhängigkeit der Quellwasser-Messgrößen von der Nutzung der Erdoberfläche im Einzugsgebiet [raumabhängige Information],

  5. 5.

    Klärung der Abhängigkeit der Quellwasser-Messgrößen vom Grundwasserstand im Grundwassersystem [zeitabhängige Information] und

  6. 6.

    Feststellung der Vor- und Nachteile einer Quellwasser-Beprobung.

Untersuchungsgebiet

Die Baumberge befinden sich im Münsterland westlich von Münster in Nordrhein-Westfalen. Geographisch betrachtet gehören die Baumberge dem Naturraum Kernmünsterland an. Sie bilden morphologische Erhebungen im ansonsten eher flachen Kernmünsterland aus. Aufgrund der Barriere für die südwestliche Hauptwindrichtung (Abb. 1) bilden sich vergleichsweise hohe Niederschlagsmengen von jährlich 800–1000 mm aus.

Abb. 1 Fig. 1
figure 1

Lage der beiden Untersuchungsgebiete Bomberg (BB) im Süden und Schöppinger Berg (SB) im Norden mit Lage der untersuchten Quellen und der Profillinie A–B für Abb. 2

Location of the two study areas Bomberg (BB) in the south and Schöppinger Berg (SB) in the north with position of the studied springs and section line A–B for Fig. 2

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Geologisch betrachtet stellt der Naturraum Kernmünsterland eine überregional ausgedehnte geologische Mulde aus kreidezeitlichen Gesteinen dar, die von Lockersedimenten des Quartärs in räumlich wechselnder Mächtigkeit überlagert werden. Die beiden Untersuchungsgebiete BB und SB in den Baumbergen (für beide Grundwasser-Ökosysteme finden sich detaillierte hydrogeologische Beschreibungen im Zusatzmaterial der Onlineausgabe dieses Beitrags) liegen im Zentrum der tektonischen Muldenform und sind jeweils als Reliefumkehr-Struktur ausgebildet, die auf eine Erosionsresistenz der vorwiegend detritischen, schluffig bis feinsandigen Kalkmergelsteine der Baumberge-Formation in BB (Abb. 2) bzw. der arenitischen Kalkmergel- mit untergeordneten Tonmergelsteinen der Coesfeld-Formation in SB zurückgeht.

Abb. 2 Fig. 2
figure 2

Schematisches hydrogeologisches Querprofil durch den Bomberg (ungefähr 10-fach überhöht). Im Zentrum befindet sich die Grundwassermessstelle LO/1 Longinusturm

Schematic hydrogeological cross-section through the Bomberg (approximately 10 times superelevated). In the center is the groundwater monitoring well LO/1 Longinusturm

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Die Gesteine der Baumberge-Formation in BB und der Coesfeld-Formation in SB sind stark geklüftet; sie lassen sich als wasserdurchlässige Kluftgrundwasserleiter ansprechen (Börger 1996; Dölling 2007). Insbesondere am SB liegen darüber hinaus wechselnde Anteile von Karstgrundwasser und insbesondere im BB Anteile von Porengrundwasser vor. Die unterlagernde Coesfeld-Formation in BB bzw. Holtwick-Formation in SB werden als Grundwassergeringleiter eingestuft (Dölling 2007; Hiss 2001). Die Quellenlinien befinden sich alle in der planaren Höhenstufe bis +150 mNHN (Göbel und Meßer 2014). Beide Strukturen stellen jeweils ein Naturlysimeter dar (BB: Düspohl und Meßer 2010; Engel und Meßer 2010; SB: Börger 1996). Die Festgesteinsgeochemie dieser drei Formationen ist in Abb. 3 dargestellt.

Abb. 3 Fig. 3
figure 3

Ergebnisse der geochemischen Analyse der Gesteinsproben der Bohrung Nottuln 1002 (nach Dölling 2007). Die Lage der Bohrung ist in Abb. 1 zu sehen. Die Oberfläche liegt bei +146,5 mNHN

Illustration of the depth-differentiated measurement of electrical conductivity and groundwater temperature in the groundwater monitoring well Longinusturm LO/1 in the Bomberg (BB). The level of spring outlets is marked by the purple area and the groundwater fluctuation zone in the groundwater ecosystem by the orange Area. Shown for both parameters are mean (blue line), maximum (orange line), and minimum values (gray line) of 20 measurement times from February 2017 to October 2019, as well as mean values of the associated Stever Quelle (AXII) in the SW and Lasbecker Aaquelle (FV) in the NE (see Fig. 2, values from Table 1 from electronic appendix in purple stars)

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Das Kernmünsterland liegt in der Stygoregion „Norddeutsches Tiefland“ mit einer stark verarmten oder fehlenden Grundwasserfauna (Schmidt et al. 2013; Stein et al. 2012). Während der letzten Vereisung im Kernmünsterland (Saale-Kaltzeit) war das Kernmünsterland durch bis zu 400 m mächtige Eismassen über einen Zeitraum von bis zu 200.000 Jahren (Liedtke 2007) überdeckt. Erste Einzelfunde von Grundwasser-Meiofauna wurden bereits von Preuß und Lugert (2010) nachgewiesen. Neueste Untersuchungen der Häufigkeit und Diversität von aquatischen Invertebraten und Stygobionten im Quellwasser zeigen (Alqaragholi et al. 2021), dass mit zunehmender Quellschüttung und hydraulischem Gefälle im Grundwasser-Ökosystem deren Häufigkeit zunimmt, aber deren Diversität abnimmt. Im Durchschnitt kommen meist weniger als 2 Individuen pro Kubikmeter ausströmenden Quellwassers vor (Alqaragholi et al. 2021).

Methoden

Die im Nachfolgenden beschriebenen Methoden basieren auf langjährigen Erfahrungen innerhalb des Projektes „Quellen im Münsterland“ und werden als standardisierte Untersuchungsmethoden an den Quellen festgelegt.

Im Rahmen einer ersten Vor-Ort-Begehung und Bestandsaufnahme der Quellen wurde für jede Einzelquelle in einem Quellsystem oder -komplex der Quelltyp mittels strukturökologischer Quellkartierung (Bayerisches Landesamt für Umwelt 2008; Naturschutzzentrum NRW 1993; Schindler 2006) bestimmt, um nachfolgend einen optimalen und reproduzierbaren Probennahmepunkt/-methode – auch vor dem Hintergrund naturschutzrechtlicher Auflagen – festzulegen. Im Rahmen der Aufnahme zahlreicher Quellparameter wurde hierbei im Weiteren unterschieden zwischen den strukturökologischen Quelltypen Sicker‑/Sumpfquelle (Helokrene), Tümpel‑/Grundquelle (Limnokrene), Sturzquelle (Rheokrene) und Wanderquelle.

Die Festlegung der Probennahmepunkte bzw. des repräsentativen Probennahmepunktes erfolgte im Rahmen der ersten Vor-Ort-Begehung durch die Messung der Vor-Ort-Parameter Wassertemperatur T (°C) und elektrische Leitfähigkeit LF (µS/cm) mittels Parametersonde direkt im Quellaustritt. Bei einer Einzelquelle erfolgte die Probennahme an diesem einzigen Quellaustritt. In einem Quellsystem oder -komplex erfolgte die Festlegung der Lage und Anzahl der Probennahmepunkte durch den Vergleich der Vor-Ort-Messwerte jedes einzelnen noch so kleinen Quellzutritts. Dabei haben sich zum Beispiel ein Probennahmepunkt pro auftretender Gruppierung oder zwei Probennahmepunkte am Anfang und Ende eines räumlich-linearer Trends ergeben. Der Quellaustritt eines Quellsystems oder Quellkomplexes mit der stärksten und lagestabilsten Schüttung stellte immer einen repräsentativen Probennahmepunkt dar. Bei Sicker‑/Sumpfquellen stellte der in Abflussrichtung des gerade beginnenden Quellbachs erste mögliche Probennahmepunkt häufig einen repräsentativen Probennahmepunkt dar.

Die Probennahmemethode war sowohl vom Quelltyp aus strukturökologischer Sicht als auch von der anschließenden Analysemethode abhängig. Die Sturzquellen wurden direkt am oder unterhalb des Quellaustritts mittels eines leicht schräg in den abfließenden Wasserweg gehaltenen Schöpfbechers beprobt. Je größer die Quellschüttungsrate oder die Sturzhöhe war, desto mehr Volumen konnte der verwendete Schöpfbecher einnehmen (von 50 bis zu 2000 ml). Bei Tümpel‑/Grundquellen wurde der Schöpfbecher unter die Wasseroberfläche direkt über den Ort des subaquatischen Quellaustritts geführt. Bei Sumpf‑/Sickerquellen wurde als repräsentative Probennahmemethode eine Hand-Saug-Pumpe verwendet. Bei den tiefen Grundwassermessstellen erfolgte die Beprobung mittels Schöpflot; bei den Brunnen erfolgte die Beprobung direkt am Zapfhahn unmittelbar vor einer weiteren Wasseraufbereitung. Die Festlegung des Probennahmezeitpunktes erfolgte in der Vergangenheit zumeist aus organisatorischen Gründen wie Material‑, Personal- und Laborverfügbarkeiten sowie anlassbezogen.

Weitere Angaben zur Messung der Niederschläge, der Messung des Grundwasserstands, der Messung der Quellschüttung und Erhebung der Vor-Ort-Messwerte, der Berechnung des Grundwasserfauna-Index (GFI) nach Hahn (2006), der Analyse der Hydrochemie, der Analyse der stabilen Isotope, der Beprobung der Grundwasserfauna und der Bewertung des Grundwasser-Ökosystems finden sich im Zusatzmaterial der Online-Ausgabe dieses Beitrags.

Für die vorliegende Arbeit wurden die im Rahmen von Abschlussarbeiten erhobenen Daten mit Daten aus ELWAS verschnitten und einer weiteren Auswertung unterzogen. Über ELWAS (nachfolgend LGD-Nr. des Landesgrundwasserdienstes NRW verwendet) sind die Wässer der Quellen, Grundwassermessstellen und Schachtbrunnen gut dokumentiert. Im BB sind darüber vier Quellen, zwei Grundwassermessstellen und zwei Schachtbrunnen dokumentiert; im SB sind drei Quellen sowie eine Grundwassermessstelle dokumentiert (Tabelle 1 im elektronischen Zusatzmaterial).

Ergebnisse und Bewertung

Im Anschluss an eine Vor-Ort-Begehung und Bestandsaufnahme der Quellen wurde jeder Einzelquelle in einem Quellsystem oder -komplex ein Quelltyp aus strukturökologischer Sicht zugewiesen. Die Festlegung der Probennahmepunkte und der Probennahmemethode erfolgte gemäß der beschriebenen standardisierten Untersuchungsmethoden. Sturzquellen waren für die weiteren Untersuchungen am besten geeignet. Beim zügigen Hantieren ist die Schöpfprobe allen anderen Probennahmemethoden vorzuziehen, da sie reproduzierbare Ergebnisse liefert. Ein Probennahmepunkt im Quellbach zeigt bereits nach wenigen Dezimetern Entfernung zum Quellaustritt aufgrund von Entgasungsprozessen und Erwärmung/Abkühlung durch die Luft eine Beeinflussung der Messgrößen.

Aufgrund der nach organisatorischen Gründen festgelegten Probennahmezeitpunkte ist der überwiegende Teil der nachfolgenden Ergebnisse als Einzel- bzw. Stichproben zu bewerten. Es folgen Erkenntnisse aus (a) langjährigen Beobachtungen über die letzten 30 Jahre (zumeist dokumentiert über ELWAS), aus (b) einem 2‑monatigen Beprobungsrhythmus für den Zeitraum September 2013 bis August 2014 und aus (c) kurzzeitigen, z. T. kontinuierlichen Beobachtungen. Die langjährigen Beobachtungen, die in ELWAS dokumentiert sind, zeigen mit der Zeit eine Abnahme der Beprobungshäufigkeit pro Jahr (1980er-Jahre: 4–6 Mal; 1990er-Jahre: 2 Mal; ab 2006: 1 Mal, meist zwischen Juni und November). Die langjährigen Beobachtungen sind im Weiteren nur für die Betrachtung von Mittelwerten und Trends (s. Tabelle 1) verwendbar.

In beiden Grundwassersystemen zeigt der Grundwasserstand eine starke, allerdings zeitverzögerte Abhängigkeit vom Niederschlag. Demgegenüber korreliert die Quellschüttung direkt mit der Höhe des Grundwasserstandes.

Im Rahmen der langjährigen Beobachtungen der Vor-Ort-Messwerte bilden die Daten aus ELWAS eine gute Datenbasis.

  • Die Wassertemperaturen der Quellwässer reagieren sehr sensibel auf die Probennahmemethode und den -zeitpunkt an dem vereinbarten Probennahmepunkt. Die Daten in ELWAS zeigen zu Beginn der Aufzeichnungen grundwassertypische Temperaturen zwischen 9 und 11 °C. Die jahreszeitlichen Schwankungen waren im Jahr 1984 mit 1,5–2 °C sehr gering. Seit Mitte der 1990er-Jahre nehmen die Temperaturschwankungen aufgrund von signifikant steigenden Quellwassertemperaturen im Sommer um mindestens 4 °C zu; in einigen Jahren sind im ELWAS für die Quellen im BB auch Temperaturschwankungen von bis zu 8 °C dokumentiert. Die erhöhten Wassertemperaturen der Quellwässer treten insbesondere in den wärmeren Sommermonaten auf, in denen eine Beeinflussung durch erhöhte Lufttemperaturen durch das kurzfristige Versickern von wärmerem und jüngerem Niederschlagswasser oder erhöhte Gesteinstemperaturen am Quellaustritt gegeben ist. In den Wintermonaten Dezember bis April ließ sich ein Anstieg der Wassertemperaturen der Quellwässer über die letzten mehr als 30 Jahre nicht beobachten. Damit wird die Wassertemperatur als stark durch den Probennahmeort beeinflussbare Messgröße bewertet. Dies gilt auch für Grundwassermessstellen und Brunnen.

  • Die elektrische Leitfähigkeit liegt überwiegend bei 750 µS/cm (BB) bzw. zwischen 750 und 800 µS/cm (SB) mit kurzzeitigen Reduzierungen bis auf 600 µS/cm (BB) bzw. 550 µS/cm (SB) durch Verdünnungseffekte nach Niederschlagsereignissen. Über die letzten 30 Jahre ist ein leicht ansteigender Trend in beiden Grundwassersystemen mit einer Abnahme der jahreszeitlichen Schwankungen im BB erkennbar. Die elektrische Leitfähigkeit wird als weniger stark beeinflussbare Messgröße bewertet.

  • Die pH-Werte im BB sind über die letzten 30 Jahren ebenfalls leicht angestiegen von neutralen Wässern bis in den schwach alkalischen Bereich mit durchschnittlich pH 7,4; im SB schwanken die pH-Werte seit 30 Jahren im schwach alkalischen Bereich zwischen pH 7,0 und 7,6.

  • Die Gehalte an Sauerstoff liegen in beiden Grundwassersystemen durchgehend im aeroben Bereich zwischen 6 und 10 mg/l. Die meisten Quellen zeigen – mit Ausnahme der Siebenquelle bei stabilen Sauerstoffgehalten um 9 mg/l – einen leichten Anstieg der Sauerstoffgehalte. Die mittleren Sauerstoffgehalte der Grundwässer in den Grundwassermessstellen sind etwas niedriger bei 7 mg/l.

Bei allen Beprobungen sind weder Trübungen noch Färbungen des beprobten Quellwassers festgestellt worden. Im Rahmen der Beprobung der Grundwasserfauna wurden relative Gehalte an Detritus zwischen 0 und 3 im aufgefangenen Quellwasser festgestellt; es gibt keinen Nachweis von Ocker oder Schluff.

Der GFI des Grundwassers lag für den überwiegenden Teil der beprobten Quellen (> 75 %) zwischen 1,0 und 3,3 für den BB im Jahr 2012/2013 und zwischen 2,3 und 5,5 für den SB im Jahr 2018. Damit zeigt das Grundwasser generell einen geringen (Typ I für GFI < 2) bis mäßigen (Typ II für GFI zwischen > 2 und 10) GFI und kennzeichnet damit Grundwassersysteme mit schwachem bis mäßigem hydrologischen Austausch, mit wenig bis mäßigem Nahrungsangebot und damit sehr geringem bis mäßigem Vorkommen an Individuen der Grundwasserfauna. Dies erscheint aufgrund der hohen Flurabstände nachvollziehbar.

Im Rahmen der kurzzeitigen kontinuierlichen Erfassung der Vor-Ort-Messwerte, die beispielhaft an einigen Quellen im BB durchgeführt wurde, erscheinen sowohl kurzfristige als auch mittelfristige Abhängigkeiten. Nicht alle vermeintlich lokal begrenzten Niederschlagsereignisse wirken sich auf die Messgrößen in allen Quell-Einzugsgebieten gleichzeitig und gleichartig aus. Dies lässt auf unterirdisch begrenzte Quell-Einzugsgebiete schließen. Mit einer Erhöhung der Quellschüttung geht aber immer eine Veränderung der Vor-Ort-Messwerte einher. Die Temperatur zeigt häufig eine Erhöhung um bis zu 0,5 °C, und der pH-Wert zeigt immer eine kurzzeitige Erniedrigung um bis zu pH 0,2. Die Leitfähigkeit reagiert in den überwiegenden Fällen mit einer kurzfristigen Erhöhung als Folge eines „first-flush“-Effektes und darauffolgenden sehr starken, mittelfristigen Erniedrigung um bis zu 180 µS/cm durch Verdünnungseffekte.

Eine tiefendifferenzierte Aufnahme der Grundwassertemperatur und elektrischen Leitfähigkeit in Grundwassermessstellen und unausgebauten Brunnen zeigt, dass sich an der Grundwasseroberfläche – insbesondere nach Niederschlagsereignissen – wärmeres Grundwasser mit geringerer Leitfähigkeit über kälteres Grundwasser mit höherer Leitfähigkeit schichtet. Exemplarisch ist in Abb. 3 die tiefendifferenzierte Aufnahme an der Grundwassermessstelle Longinusturm LO/1 im Zeitraum Februar 2017 bis Oktober 2019 im Vergleich zu den Steverquellen am südöstlichen Rand und der Lasbecker-Quelle am nordöstlichen Rand des schematischen Querprofils aus Abb. 2 mit ihren durchschnittlichen Werten aus Tabelle 1 dargestellt. Hier schichtet sich bis zu 1,5 °C wärmeres Grundwasser mit schwankenden elektrischen Leitfähigkeiten von 520–720 µS/cm über Grundwasser mit stabilen Grundwassertemperaturen von 9,6–9,7 °C und stabilen elektrischen Leitfähigkeiten von 768 µS/cm ein. Die Temperatur nimmt mit der Tiefe um 0,1 °C/25 m Tiefe zu. Im Vergleich zu den Quellaustritten wird ersichtlich, dass hier der Mischungsanteil von oberflächennahem und jüngerem Grundwasser mit zunehmendem Grundwasserstand im Grundwassersystem zunimmt.

Bei größeren Grundwassermächtigkeiten zeigt die Temperatur mit zunehmender Tiefe keine bis nur geringfügig zunehmende Temperaturen bis 1,6 °C/100 m Tiefe; im SB (GWM SCHOEPPINGER BG 1) allerdings wurde bei einer Grundwassermächtigkeit von knapp 40 m ein geothermischer Gradient mit 2–2,5 °C/100 m Tiefe festgestellt. Die Leitfähigkeit zeigt mit zunehmender Tiefe bei geringeren Grundwassermächtigkeiten keine Veränderungen; bei größeren Grundwassermächtigkeiten zeigen sich im BB und im SB z. T. sprunghafte Anstiege auf über 3000 µS/cm (z. B. im Zentrum des SB an GWM SCHOEPPINGER BG 1).

Die Ergebnisse der Hydrochemie belegen eine allgemeine Homogenität mit geringen Variationen einzelner Inhaltsstoffe, die sowohl räumlich zwischen den beprobten Quellen als auch zeitlich im Jahresverlauf auftreten. In der langjährigen Betrachtung zeigen sich Trends sowohl in den geogenen als auch in den anthropogenen Inhaltsstoffen des Quellwassers. Im Nachfolgenden werden zunächst die Ergebnisse der langjährigen Beobachtungen beschrieben und bewertet.

Die HCO3−-Gehalte aus ELWAS, die geogenen Ursprungs sind, zeigen im BB einen einheitlichen Anstieg von durchschnittlich 320 auf 350 mg/l. Damit einher geht auch ein leichter Anstieg der Ca2+- und Mg2+-Gehalte. Dieser Effekt ist auf zunehmende Kalklösung und damit zunehmende Verkarstung des Untergrundes zurückzuführen. Ein gewisser anthropogener Effekt durch Waldkalkung kann hier aber nicht ausgeschlossen werden.

Die Cl−-Gehalte aus ELWAS, die sowohl geogenen (Vorkommen von salinarem Tiefengrundwasser) als auch anthropogenen Ursprungs (Streusalze und KCl-Düngung) sein können, zeigen im BB – mit Ausnahme der Steverquelle und der Lasbecker Aa-Quelle mit einem gleichbleibenden Cl−-Niveau von durchschnittlich 25 mg/l – einen absinkenden Trend von ursprünglich stellenweise über 30 mg/l auf nahezu 20 mg/l in den letzten 30 Jahren. Im SB zeigt sich ein gegenläufiger Trend mit einem Anstieg von ursprünglich durchschnittlich 25 mg/l auf durchschnittlich über 30 mg/l.

Die NO3−-Gehalte (Abb. 4), die aus einem anthropogenen Stoffeintrag über die intensive landwirtschaftliche Nutzung resultieren, zeigen einen unterschiedlich starken Anstieg in Abhängigkeit von der Nutzung der Flächen im Quell-Einzugsgebiet. Eine Quelle im SB (SB_Kirche) mit urbaner Nutzung im Quell-Einzugsgebiet zeigt nahezu konstante NO3−-Gehalte (Abb. 4b). Die perennierenden Quellen im BB zeigen einen geringeren Anstieg der NO3−-Gehalte um 15 bis nahezu 60 % (Abb. 4a); im SB ist der Anstieg um 400–500 % überaus dramatisch (Abb. 4b). Im Grundwassersystem SB zeigen benachbarte Quellen am nördlichen Rand (SB_Werning, SB_Dillmann, SB_FAZ) die größte Beeinflussung durch landwirtschaftliche Nutzung (Abb. 4b). In einigen Quellen am BB sinken die NO3−-Gehalte nach jüngsten Untersuchungsergebnissen wieder ab; z. B. in der Berkelquelle (BB_BXVI) haben sie bereits das Ausgangsniveau der 1980er-Jahre erreicht (Abb. 4a). Wird davon ausgegangen, dass die durch KCl-Düngung eingetragenen Cl−-Gehalte schneller aus einem System herausgewaschen werden als die durch die weitere Düngung eingetragenen NO3−-Gehalte, dann wurden die sinkenden NO3−-Gehalte bereits durch die sinkenden Cl−-Gehalte im BB angedeutet; im SB besitzen die Cl−-Gehalte demgegenüber weiterhin einen steigenden Trend, und damit ist eine langfristig stabile Umkehrung der steigenden NO3−-Gehalte noch nicht in Sicht. Eine Korrelation der NO3−-Gehalte mit dem Grundwasserstand ist bei keiner Quelle gegeben.

Abb. 4 Fig. 4
figure 4

Darstellung der tiefendifferenzierten Aufnahme der elektrischen Leitfähigkeit und der Grundwassertemperatur in der Grundwassermessstelle Longinusturm LO/1 im Bomberg (BB) mit Angabe des Niveaus der Quellaustritte und der Grundwasserschwankungszone im Grundwasser-Ökosystem. Dargestellt sind jeweils Mittelwerte (blaue Linie), maximale (orange Linie) und minimale Werte (graue Linie) von 20 Messzeitpunkten von Februar 2017 bis Oktober 2019 sowie Mittelwerte der dazugehörigen Steverquellen (AXII) im SW und Lasbecker Aaquelle (FV) im NE (siehe Abb. 2, Werte aus Tab. 1 aus elektronischem Anhang in violetten Sternen)

Changes of nitrate concentration of groundwater at springs (a) in groundwater system Bomberg (BB) from 1984–2019 (data from Hafouzov 2010; Heinrichsbauer 1985; ELWAS and own data) and (b) in Schöppinger Berg (SB) from 1982–2019. (Data from Marei 1993; ELWAS and own data)

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Die SO42−-Gehalte aus ELWAS zeigen für beide Grundwassersysteme im Mittel Werte zwischen 42 und 52 mg/l. Die Quellen zeigen – mit Ausnahme der Siebenquelle – geringere Werte gegenüber ausgebauten Schachtbrunnen und Grundwassermessstellen, die tiefere Bereiche des Grundwassersystems erreichen, sowie gefasste Quellen im urbanen Umfeld. Die Werte für Sulfat zeigen sowohl jahreszeitliche als auch langjährige Schwankungen, allerdings ohne eindeutigen Trend. Weitere Hinweise zur Sulfatfracht finden sich bei den Ergebnissen der Sulfat-Isotopie; ein gewisser anthropogener Einfluss durch Gips aus Betonbaukörpern ist aber in einigen Fällen nicht auszuschließen.

Die DOC-Gehalte sind in den beiden Grundwassersystemen differenzierter zu betrachten. Die geringsten durchschnittlichen DOC-Gehalte zeigen die Leerbachquelle und die Quelle bei Werning im SB mit 1,14 mg/l (mit Maximalwerten von 5,4 mg/l in der Leerbachquelle und 12 mg/l in der Quelle bei Werning). Die Lasbecker Aa-Quellen und die Steverquellen im BB zeigen DOC-Gehalte um 1,24 mg/l (mit Maximalwerten von 7,0 mg/l). Die Siebenquellen im BB und Kirche in Schöppingen im SB zeigen 1,33 mg/l (mit Maximalwerten von 14,0 mg/l). Die Berkelquelle hat mit 1,66 mg/l die höchsten durchschnittlichen DOC-Gehalte und zeigt seit 2005 einen ansteigenden Trend auf nahezu 6 mg/l.

Die Sr2+-Gehalte, die geogenen Ursprungs sind, werden seit 2007 im Rahmen von Studienabschlussarbeiten in BB stichprobenartig untersucht. Diese Messgröße zählt nicht zum Untersuchungsumfang im ELWAS-System. Die Sr-Gehalte in den Gesteinen im BB nehmen mit der Teufe von 0,6 auf 1,2 g/kg in der Coesfeld-Formation zu (Abb. 5). Die Sr2+-Gehalte in den Quellwässern der Quellen, die sich in der Nähe der tektonischen Quer-Aufschiebung im BB befinden, liegen zwischen 0,75 und 1,3 mg/l. Bei einer Korrelationsanalyse zwischen Sr2+-Gehalten und dem Grundwasserstand zeigen sich für die Arningquellen (BB_FVII_b) ein Bestimmtheitsmaß von R2 = 0,42 und für die Steverquellen (BB_AXIIb) von R2 = 0,43; wohingegen die unmittelbar benachbarte Steverquellen (BB_AXII_e) und weiter entfernt liegende Quellen keine Korrelation zum Grundwasserstand aufweisen. Je weiter entfernt sich die Quelle von der Quer-Aufschiebung befindet, umso geringer sind die Schwankungen der Sr2+-Gehalte. Die Sr2+-Gehalte lassen Aussagen über die Grundwasserfließwege und Verweilzeiten zu. Geringe Sr2+-Gehalt deuten – wie bei Luo et al. (2018) – auf kurze Verweilzeiten von oberflächennahem Grundwasser hin.

Abb. 5 Fig. 5
figure 5

Entwicklung der Nitratkonzentration der beprobten Quellen (a) im Grundwassersystem Bomberg (BB) von 1984–2019 (Daten aus Hafouzov 2010; Heinrichsbauer 1985; ELWAS und eigene Daten) und (b) im Grundwassersystem Schöppinger Berg (SB) von 1982–2019. (Daten aus Marei 1993; ELWAS und eigene Daten)

Results of the geochemical analysis of the rock samples from the Nottuln 1002 borehole (after Dölling 2007). The position of the borehole can be seen in Fig. 1. The drilling starting point is located at +146.5 a.s. l

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Wöchentliche Beprobungen im Rahmen einer kurzzeitigen kontinuierlichen Erfassung von verschiedenen Quellen im BB zeigen ausgewählte hydrochemische Messgrößen unterschiedliche Reaktionen auf Niederschlagsereignisse. Während die geogenen HCO3−-, Ca2+-, Mg2+- und SO42−-Gehalte generell einen Verdünnungseffekt zeigen, zeigen die anthropogenen NO3−-Gehalte unterschiedliche Effekte, je nach Nutzung der Erdoberfläche im unmittelbaren Quell-Einzugsgebiet. Je weniger entfernt sich eine landwirtschaftliche Nutzfläche befindet, desto eher zeigt sich durch den Anstieg des Nitrat-Niveaus ein zusätzlicher Stoffeintrag. Gleiches ist auch für die Cl−- und DOC-Gehalte zu beobachten, was darauf hindeutet, dass es sich hierbei auch um Stoffe aus anthropogenem Eintrag über die landwirtschaftlichen Felder im unmittelbaren Einzugsgebiet handelt.

Die Untersuchungen der Hydrochemie in tieferen Brunnen im Rahmen eines 2‑monatigen Beprobungsrhythmus für den Zeitraum September 2013 bis August 2014 im BB zeigen, dass diese durch höhere K+-, Mg2+-, Sr2+- und niedrigere Ca2+-Gehalte auffallen und zudem annähernd NO3−-frei sind. Es ist wahrscheinlich, dass das Wasser zumindest teilweise aus der tieferen Coesfeld-Formation stammt, für die anhand chemischer Analysen des Bohrkerns der Bohrung Nottuln 1002 (Dölling 2007) im Vergleich zur Baumberge-Formation höhere Sr2+-, K+- und Mg2+-Gehalte nachgewiesen wurden. Ein [Mg2+] / [Ca2+]-Quotient ab 0,4 deutet zudem eine Dolomitlösung an (Kölle 2010) und kann in den BB somit als Indikator für Tiefenwasseranteile verwendet werden.

Die Untersuchung der stabilen Isotope im BB wurde in einem 2‑monatigen Beprobungsrhythmus für den Zeitraum September 2013 bis August 2014 durchgeführt. Hier zeigt sich ganz klar der landwirtschaftliche Einfluss auf das isolierte Grundwassersystem. Der Anteil der landwirtschaftlichen Nutzung im unterirdischen Einzugsgebiet korreliert positiv mit dem NO3−-Gehalt und mit dem δ15NNitrat-Wert. Da Gülle einen erhöhten δ15NNitrat-Wert aufweist (Vitòria et al. 2004), kann auf einen hohen Eintrag von Gülle auf den landwirtschaftlich genutzten Flächen – hauptsächlich im Norden der BB – ausgegangen werden.

Die Sulfat-Isotopie belegt, dass die Quellen und Brunnen im BB im Hinblick auf ihre Sulfatfracht Mischungswässer zwischen den Endgliedern Pyritoxidation und Niederschlag, Kunstdünger bzw. Gülle darstellen (Abb. 6a). Anzeichen auf ausgeprägte bakterielle Sulfatreduktion sind nicht erkennbar. Da die Gesteine der Baumberge-Formation schwefelfrei sind, ist davon auszugehen, dass Quellen, deren Quellwässer im Isotopensignal Pyritoxidation zeigen, einen Mischwasseranteil von tieferem Grundwasser aus der Coesfeld- und Holtwick-Formation und/oder längere Verweilzeiten im Untergrund aufweisen. Die Ergebnisse zeigen auch signifikante Variationen auf unterschiedlichen räumlichen Skalen. Die unterschiedlichen Ergebnisse deuten darauf hin, dass groß- und kleinräumig verschiedene Prozesse und Einflüsse in den Einzugsgebieten der Quellen und Brunnen vorkommen. Während sich die Isotopensignale von benachbarten Quellen i. d. R. nur wenig unterscheiden, können Quellen in gleichen Quellbereichen mit Abständen von nur wenigen Metern hohe Unterschiede aufweisen (z. B. BB_AXII_a und BB_AXII_e, Abb. 6a).

Abb. 6 Fig. 6
figure 6

Ergebnisse der stabilen Isotope der beprobten Quellen und Brunnen im Grundwassersystem Bomberg (BB) für 2012/2013. (a) Schwefel- und Sauerstoffisotopenwerte im Vergleich zu Werten verschiedener Eintragsquellen. Wertebereiche für Pyritoxidation und Niederschlag stammen aus Schwientek et al. (2008), für Kunstdünger aus Vitòria et al. (2004) und für Gülle aus Cravotta (1997) und Otero et al. (2003); (b) Nitratstickstoff- und Nitratsauerstoffisotopenwerte im Vergleich zu Literaturwerten von Mengis et al. (2001) und Vitòria et al. (2004). Die Steigung für Denitrifizierung (1:1,3; gestrichelte Linie) wurde von Böttcher et al. (1990) entwickelt

Stable isotope results of sampled springs and wells in groundwater system Bomberg (BB) for 2012/2013. (a) Sulfur and oxygen isotope values compared to values from different input sources. Value ranges for pyrite oxidation and precipitation are from Schwientek et al. (2008), for artificial fertilizer from Vitòria et al. (2004), and for manure from Cravotta (1997) and Otero et al. (2003); (b) nitrate nitrogen and nitrate oxygen isotope values compared to literature values from Mengis et al. (2001) and Vitòria et al. (2004). The slope for denitrification (1:1.3; dashed line) was developed by Böttcher et al. (1990)

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Die Nitrat-Isotopie belegt den Eintrag von Gülle, zeigt aber auch, dass zudem Kunstdünger verwendet werden (Abb. 6b). Die Werte liegen zum Großteil in einem Mischungsbereich zwischen NO3−-Dünger, mineralisiertem NH4+-Dünger, Boden-Nitrat und dem Signal von Gülle und Abwasser. Es fällt jedoch auf, dass sich, mit wenigen Ausnahmen, keine Werte direkt innerhalb der charakteristischen Bereiche befinden, sondern im δ18ONitrat-Wert insbesondere im Frühjahr erhöht sind. Dies könnte auf den Einsatz von nitrathaltigen Kunstdüngern oder auf die Nutzung von Bodenluft und Bodenwasser mit höheren δ18ONitrat-Werten während der Nitrifizierung, verursacht z. B. durch bakterielle Respiration (Guy et al. 1993) oder Evaporationsprozesse (z. B. Gat 1996; Hsieh et al. 1998), zurückgeführt werden. Hier wird ein jahreszeitlicher Einfluss deutlich; die durchschnittlichen δ18ONitrat-Werte der Quellen korrelieren eindeutig mit dem Grundwasserstand im BB mit R2 = 0,92. Bei einer räumlichen Betrachtung fällt auf, dass im SE des BB ein Einfluss von Kunstdünger bzw. eine Mischung von Kunstdünger und Gülle festgestellt werden kann, während der NW des BB ausschließlich ein Gülle-Signal zeigt. Die geringen Standardabweichungen des δ15NNitrat-Werts bei Proben aus Quellen im Vergleich zu Proben aus Brunnen könnte einerseits mit der Größe des Einzugsgebietes zusammenhängen, andererseits am Brunnen selbst liegen. So ist denkbar, dass aufgrund der Größe der Quell-Einzugsgebiete die Werte gepuffert werden und sich damit jahreszeitliche Schwankungen ausgleichen. Daneben können im Umfeld des Brunnens Prozesse ablaufen (z. B. in der Filterstrecke, durch Sauerstoffeintrag und unterschiedliche Temperaturen), die nicht denen im Grundwassersystem entsprechen. Aufgrund des kleineren Einzugsgebietes der Brunnen können diese Prozesse jedoch einen größeren Einfluss erlangen und sich so im δ15NNitrat-Wert widerspiegeln. Zudem verändern sich die kleineren Einzugsgebiete der Brunnen aufgrund der jahreszeitlichen Verschiebung der Grundwasserscheide räumlich.

Die Untersuchungen der Grundwasserfauna wurden bei mittleren Grundwasserständen im BB an 15 Quellaustritten zweimal im Mai 2013 und einmal im Dezember 2013 durchgeführt; eine weitere Untersuchung fand im August 2014 an vier Quellen statt. Am SB wurden bei sehr tiefen Grundwasserständen im Juli 2018 sieben Quellen untersucht. In den beiden Grundwassersystemen konnten trotz saalezeitlicher Eisbedeckung Invertebraten im Grundwasser mit bisher > 1000 Individuen nachgewiesen werden. Die Invertebratenfauna im Quellwasser im BB setzte sich zu 100 % aus Crustaceen (Krebstiere) und davon zu 68 % aus Copepoden, 22 % aus Ostracoden und 10 % aus Amphipoden zusammen (siehe Abb. 7). Im SB setzte sie sich zu 1 % aus Nematoden und 99 % aus Crustaceen und davon zu 89 % aus Copepoden und 11 % aus Ostracoden zusammen; Amphipoden der Makrofauna wurden im SB nicht nachgewiesen. Die große Anzahl an nachgewiesenen Nauplien (juvenile Individuen) im SB deutet an, dass tiefere Grundwasserstände in den Sommermonaten die Reproduktion von Nachkommen triggern. In den Quellen des BB mit einem GFI < 1 wurden keine Invertebraten im Grundwasser nachgewiesen. In Quellen mit Oberflächenwasser bewohnenden Gammariden (Bachflohkrebsen) wurden keine Amphipoden und Ostracoden vorgefunden; Copepoden wurden mehrfach und an verschiedenen Quellen zusammen mit Gammariden nachgewiesen. In den Grundwassermessstellen/Brunnen des BB wurden zunächst mittels passiver Beprobung keine Invertebraten nachgewiesen; erst bei aktiver Köder-Beprobung wurden entweder Amphipoden und Copepoden (18 + 6 Individuen im Abstand von 1200 m zu den Steverquellen im Süden) oder nur Copepoden (564 Individuen im kleineren Abstand von ca. 1200 m zu den Quellen der Münsterschen Aa im Norden), aber niemals Ostracoden nachgewiesen. Die Ergebnisse zeigen, dass große Bereiche der beiden Grundwassersysteme mit Invertebraten (mutmaßlich mit Stygobionten) besiedelt sind und dass diese sich bei änderndem Nahrungsangebot (Detritus/DOC/Schweineleber-Köder) über größere Bereiche im Untergrund je nach Ernährungstyp unterschiedlich weit aktiv fortbewegen können. Es ist davon auszugehen, dass die Besiedlung der Grundwassersysteme bereits im Zeitalter des Tertiärs, das durch großräumige Erosionen und tiefgreifende Verwitterungsprozesse gekennzeichnet ist, stattgefunden hat und dass die Invertebraten im eingeschlossenen Grundwassersystem die Auswirkungen der saalezeitlichen Vereisung überlebt haben. Die Grundwasser-Ökosysteme BB und SB befinden sich nach Anwendung des Grundwasserbewertungsschemas nach Griebler et al. (2014) derzeit in einem guten ökologischen Zustand. Es konnte im Rahmen der vorliegenden Untersuchungen nicht geklärt werden, ob es sich bei den Invertebraten im Grundwasser um über den Grundwasserstrom verdriftete stygobionte Individuen oder um stygophile Individuen handelt, die sich im Umfeld einer Quelle ansiedeln. Einige der gefangenen Amphipoden wurden auf das Artniveau Niphargus aquilex (Höhlenflohkrebs) bestimmt. Demzufolge deutet sich aber an, dass die beiden Grundwasser-Ökosysteme im zentralen Münsterland in der Stygoregion „Norddeutsches Tiefland“ mutmaßlich mit stygobionten Invertebraten besiedelt sind. Im BB trifft dies sowohl für die Meio- als auch für die Makrofauna zu. Mit bis zu 25 mutmaßlich stygobionten Individuen (nur Meiofauna) pro Kubikmeter ausströmenden Quellwassers entspricht der SB nicht der von Schmidt et al. (2013) postulierten, stark verarmten Grundwasserfauna in dieser Stygoregion.

Abb. 7 Fig. 7
figure 7

Karte der Baumberge mit Darstellung der ablaufenden Prozesse (Nitrifizierung, Dolomitlösung, Pyritoxidation, Denitrifizierung), der Gehalte an Nitrat und der eingebrachten Düngearten im Bomberg (BB im Süden) und mit Darstellung des Vorkommens von Gruppen im Grundwasser lebender Invertebraten (Grundwasserfauna-Beprobung) in Abhängigkeit zur Art der Sammelmethode aus dem Jahr 2012/2013 (BB im Süden) und aus dem Jahr 2018 (SB im Norden)

Map of the Baumberge showing the processes (nitrification, dolomite dissolution, pyrite oxidation, denitrification), the level of nitrate and the types of applied fertilizers in the Bomberg (BB in the south) and showing the occurrence of groups of invertebrates living in the groundwater (groundwater fauna sampling) depending on the type of collection method used in 2012/2013 (BB in the south) and in 2018 (SB in the north)

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Diskussion

Die Ergebnisse der Untersuchungen des Stoffaustrages an einzelnen Quellaustritten am Rand der beiden isolierter Grundwassersysteme BB und SB werden im Folgenden hinsichtlich der sechs o. g. Ziele diskutiert:

Beide Untersuchungsgebiete sind aufgrund des hydrogeologischen Modellkonzepts (1) und der vorliegenden Erkenntnisse nachweislich begrenzte und abgeschlossene Grundwasser-Ökosysteme. Die verschiedenen Ansätze zur Ermittlung der durchschnittlichen Quellwasserschüttung zeigen vergleichbare Ergebnisse und unterstützen weitergehend den „Naturlysimeter“-Ansatz: So stehen im BB laut Grundwasserneubildungsberechnung 14,4 Mio. m3/a Gesamtabflusswasser einem Gesamtwasservolumen zwischen 13,8 Mio. m3 und 16,7 Mio. m3 in den Hohlräumen des Grundwassersystems gegenüber. Der Nachweis von mutmaßlich Grundwasser-Makrofauna in unausgebauten Schachtbrunnen und ausgebauten Grundwassermessstellen im Zentrum des BB lässt auf grundwassererfüllte, gut geklüftete Gesteine mit durchhaltenden Klüften und Kluftweiten von mehreren Millimetern schließen. Die tektonischen Quer-Aufschiebungen im BB sind aufgrund von hydro(isotopen)chemischen Ähnlichkeiten gegenüberliegender Quellstandorte (Steverquellen und Arningquellen) als hydraulisch durchgängig anzusprechen. Ein möglicher Aufstieg von salinaren Tiefengrundwässern entlang von Störungen und Klüften ist für den BB weiterhin auszuschließen; im SB wurden salinare Grundwässer im tieferen Grundwasserkörper nachgewiesen. Die Grundwässer beider Untersuchungsgebiete sind gekennzeichnet durch einen Ca-HCO3-Wassertyp, schwach alkalischen pH-Werte, elektrische Leitfähigkeiten zwischen 750 und 800 μS/cm und DOC-Konzentrationen im Bereich von 1–6 mg/l im aeroben Sauerstoffgehalt. Bezüglich des Grundwasserfauna-Index wurden die potenziell sehr geringen bis mäßigen Vorkommen an mutmaßlich stygobionten Individuen bestätigt. Bei den Untersuchungsgebieten stellt der BB ein Gebiet mit mittleren anthropogenen Störungen (Nitratgehalte von bis zu 65 mg/l, mit absinkendem Trend in den letzten Jahren) dar. Dagegen kann der SB mit Nitratgehalten von bis zu 80 mg/l und einer Zunahme von 20–50 % in den letzten 25 Jahren als ein weiterhin stark anthropogen beeinflusstes Gebiet betrachtet werden.

Die Veränderungen im Stoffaustrag über die letzten 30 Jahre (3) zeigen in beiden Untersuchungsgebieten einen ansteigenden Trend der Quellwassertemperaturen, der elektrischen Leitfähigkeit, des pH-Wertes, des Gehaltes an Sauerstoff sowie der HCO3−-, Ca2+- und Mg2+-Gehalte. Dieser Trend deutet auf zunehmende Verkarstungserscheinungen in den beiden Grundwassersystemen hin. Der anthropogene Stoffaustrag an den Quellen ist bspw. gekennzeichnet durch die NO3−-Gehalte. Diese haben im BB bereits den Umkehrpunkt des Anstiegs überschritten und haben mittlerweile z. B. in der Berkelquelle das Ausgangsniveau von 30 mg/l wieder erreicht. Im SB ist der Umkehrpunkt bei den NO3−-Gehalten in den nächsten Jahren nicht zu erwarten; darauf deuten auch die weiterhin ansteigenden Cl−-Gehalte im Stoffaustrag hin. Langjährige Veränderungen der Vorkommen an Grundwasserfauna sind nicht bekannt. Aufgrund der hohen NO3−- und DOC-Gehalte in beiden Systemen sollte eine vertiefte Bewertung innerhalb der zweiten Stufe für die Ermittlung des GHI nach Korbel und Hose (2017) an jeder einzelnen Probennahmestelle in Zukunft vorgenommen werden.

Die raumabhängige Bewertung der Quellwasser-Messgrößen (4) stellt sich als schwierig dar, da im Raum sowohl laterale als auch vertikalen Beeinflussungen vorliegen. In der lateralen Ausdehnung stellt sich zunächst die Frage der Lage und Größe des jeweiligen unterirdischen Quell-Einzugsgebietes. Daraus folgt eine Beeinflussung durch die Nutzung der Erdoberfläche in dem Quell-Einzugsgebiet und auch durch die hydraulische Anbindung der Quelle an den unterirdischen Grundwasserkörper. In der tiefendifferenzierten vertikalen Betrachtung zeigen sich unterschiedliche Zumischungen von tieferen und oberflächennahen Grundwässern. Die Untersuchungen zeigen in jedem Fall, dass jeder Quellaustritt für sich separat zu bewerten ist. Dies gilt auch für die Bewertung des Vorkommens an Grundwasserfauna.

Mit den stabilen Isotopen kann ein Zusammenhang zur Diversität der bakteriellen Lebensgemeinschaft hergestellt werden. So stehen die Abundanz und die weiteren Diversitätsparameter in fünf untersuchten Quellen im BB nach Karczewski et al. (2018) für den Zeitraum Oktober 2014 bis März 2015 scheinbar in positiver Abhängigkeit mit den δ15NNitrat-Werten. Weiterhin zeigt die Quelle mit den höchsten jahreszeitlichen Variationen im δ18ONitrat-Wert auch die höchsten Standardabweichungen bei allen Diversitätsparametern (Karczewski et al. 2018). Damit wird die These der landwirtschaftlichen Beeinflussung der mikrobiellen Diversität unterstützt.

Die Abhängigkeit der Quellwasser-Messgrößen vom Grundwasserstand im Grundwassersystem (5) ist naheliegend. Im zeitlichen Verlauf findet aber eine Überlagerung verschiedener Effekte statt. Der Grundwasserstand reagiert zeitverzögert auf das Niederschlagsereignis. Die dadurch hervorgerufene Veränderung des Stoffaustrags reagiert zeitverzögert in Abhängigkeit von der Entfernung des Stoffeintrags zur Quelle. Die kurzzeitigen, z. T. kontinuierlichen Beobachtungen zeigen eine direkte Abhängigkeit vom Niederschlag in Form von Verdünnung oder zusätzlichem Stoffeintrag durch einen „first-flush“-Effekt. Der 2‑monatige Rhythmus der Quellwasserbeprobung im Jahresverlauf eines Wasserwirtschaftsjahres zeigt einen Jahresgang und damit saisonale Unterschiede. So scheint der NO3−-Gehalt im Quellwasser vielmehr vom Applikationszeitpunkt z. B. der Gülle abhängig zu sein. Eine direkte Korrelation der Quellwasser-Messgrößen (inkl. Grundwasserfauna) zum jahreszeitlich schwankenden Grundwasserstand im System konnte nicht nachgewiesen werden; mit der einen Ausnahme, dass im SB die Reproduktion der den Grundwasserraum besiedelnden Invertebraten bei tieferen Grundwasserständen scheinbar zunimmt. Für zwei störungsnahe Quellen im BB konnte eine geringe Korrelation zwischen den Sr2+-Gehalten und Grundwasserständen nachgewiesen werden. Hieraus könnte sich ableiten lassen, dass der Zumischungs-Anteil von tieferem und älterem Grundwasser bei geringerem Grundwasserstand höher ist; bei hohem Grundwasserstand ist der Zumischungs-Anteil von oberflächennahem und jüngerem Grundwasser höher.

Die Beprobung von Quellen zeigt Vor- und Nachteile (6). Im Gegensatz zu einer Grundwassermessstelle, die punktuelle und bestenfalls tiefenorientierte Aussagen über ein Grundwassersystem zulässt, bieten ganzjährig schüttende Quellen – als dauerhafte „Fenster“ zum Grundwasser-System – zusätzlich raum- und zeitabhängige Informationen zum Wasser- und Stoffhaushalt ihres Einzugsgebietes. Je größer das unterirdische Quell-Einzugsgebiet desto eher gleichen sich jahreszeitliche Schwankungen aufgrund der unterschiedlichen Zumischungs-Anteile aus. Bei der Beprobung einer Grundwassermessstelle ist oftmals unklar, welcher Teil des Grundwassersystems beim aktiven Abpumpen überhaupt erfasst wird. Demgegenüber entstammt bei einer perennierenden Quelle das passiv ausströmende Grundwasser aus dem überwiegend lagestabilen Einzugsgebiet. Grundwassermessstellen oder Brunnen unterliegen zudem immer direkten anthropogenen Einflüssen durch deren Herstellung, vorausgegangenen Probennahmemethoden, Querkontaminationen und/oder durch die sich daraus ergebenden Alterungsprozesse. Natürliche perennierende Quellen unterliegen keinen direkten anthropogenen Einflüssen; bei intermittierenden Quellen sind allerdings jegliche Einflüsse möglich. Ein Nachteil der Quellwasserbeprobung ist die Betretung und damit Störung eines hoch schützenswerten Biotops. Aktuell stellt z. B. die potenzielle Verbreitung von Krankheitserregern eine Gefährdung von Amphibien, insbesondere des quellbachabhängigen Salamanders dar, und stellt damit besondere Anforderungen (z. B. Anwendung eines Hygieneprotokolls) an die Beprobung von Quellen.

In der vorliegenden Veröffentlichung wurde eine standardisierte Untersuchungsmethode an Quellen (2) vorgestellt, die sich in den letzten Jahren bewährt hat. Festgelegte Monate oder Jahreszeiten erfassen nur ansatzweise den erwarteten hydrogeologischen Zustand; hier sollten unterstützend dauerhaft automatisch aufzeichnende und bestenfalls online übertragende Wasserstands- bzw. Abflussratenmessgeräte, Temperatur- und Leitfähigkeitssonden sowie ionenselektive Sonden (z. B. NO3−-Gehalt) eingesetzt werden. Auf der Grundlage der bisherigen Ergebnisse und der Erkenntnisse von Di Lorenzo et al. (2018) und Alqaragholi et al. (2021) empfiehlt sich unter Einhaltung naturschutzrechtlicher Auflagen für zukünftige Untersuchungen die Festlegung der Probennahmezeitpunkte auf

  • mindestens drei zeitlich eng getaktete Probennahmen (z. B. fünftäglich) zu einem hydrogeologischen Zustand mit Grundwasser-Tiefstständen und geringen Abflussraten der Quellbäche, möglichst ohne kurzfristigen Einfluss von Niederschlägen: zu diesem Zeitpunkt lassen sich eher stygobionte Invertebraten (Grundwasser-Meiofauna) nachweisen, die in kleineren Hohlräumen (z. B. Poren und kleineren Klüften) mit langsamem Grundwasserfluss leben und sich fortbewegen, eher große Diversität innerhalb der Grundwasserfauna bei kleinerer Abundanz;

  • mindestens drei zeitlich eng getaktete Probennahmen (z. B. fünftäglich) zu einem hydrogeologischen Zustand mit Grundwasser-Höchstständen und hohen Abflussraten der Quellbäche, möglichst ohne kurzfristigen Einfluss von Niederschlägen: zu diesem Zeitpunkt lassen sich eher stygobionte Invertebraten (Grundwasser-Makrofauna) nachweisen, die in größeren Hohlräumen (z. B. größeren Klüften) mit schnellerem Grundwasserfluss leben bzw. verdriftet werden, und eher geringe Diversität innerhalb der Grundwasserfauna bei größerer Abundanz,

  • mindestens drei Probennahmen mit kurzfristigem Einfluss von Niederschlägen und pulsartigen Einflüssen auf den Grundwasserkörper zu drei unterschiedlichen Niederschlägen über das Jahr verteilt.

Fazit und Ausblick

Die vorliegenden Einblicke in die unterirdisch schwer zugänglichen Grundwassersysteme der Baumberge im zentralen Münsterland stellen ein weiteres Anwendungsbeispiel dar auf dem Weg zu einem ganzheitlichen Untersuchungsansatz von Grundwasser-Ökosystemen als multidisziplinäre Bezugssysteme. Viele der international veröffentlichten Untersuchungen beziehen sich auf Lockersedimente oder verkarstete Festgesteinssysteme. In den geklüfteten Festgesteinssystemen der Baumberge ließen sich zudem wechselnde Anteile von Karstgrundwasser (insbesondere im SB) oder Anteile von Porengrundwasser (insbesondere im BB) nach den Ansätzen von Mammola et al. (2019) hinsichtlich der intrinsischen Vulnerabilität dieses spezifischen Grundwasser-Ökosystems, von Sacco et al. (2019) hinsichtlich eines multidisziplinären Untersuchungsansatzes unter Einbeziehung von Umwelt-DNA-Proben und von Di Lorenzo et al. (2020) hinsichtlich einer Wichtung des GHI in einem Kluftgrundwasserleiter weiter erforschen.

Dafür ist eine aufwendige Bestimmung von unterirdischen Quell-Einzugsgebieten in Quellregionen notwendig, um den Einfluss der im Grundwassersystem ablaufenden Prozesse besser bewerten zu können. Hierzu sind detaillierte Untersuchungen der Abflussregime der einzelnen Quell-Einzugsgebiete auf der Erdoberfläche, der Nutzung der Erdoberfläche und deren historischer Veränderungen unter Berücksichtigung der Hauptkluftrichtungen z. B. durch Tracerversuche notwendig. Außerdem sind am Grundwasserstand bzw. an der Quellschüttung sowie an kurzfristigen Niederschlagsereignissen angelehnte Probennahmezeitpunkte als Teil einer standardisierten Untersuchungsmethode an Quellen empfehlenswert.

Aufgrund der Abgeschlossenheit der beiden Grundwasser-Ökosysteme und der hohen Wasserdurchlässigkeit der Gesteine im Untergrund können beide vorliegenden Grundwassersysteme als „worst-case-szenario“ für weitere Untersuchungen über mögliche Stressoren (Nitrate, Pflanzenschutz- und Behandlungsmittel, Arzneimittel etc.) in Raum und Zeit dienen. Die Grundwassersysteme werden ausschließlich durch Niederschlagswässer ohne eine weitere Beeinflussung durch Oberflächengewässer gespeist. Die Grundwasseraustritte sind größtenteils bekannt und die Vorteile der Quellwasserbeprobung nutzbar. Wie in dieser Studie gezeigt, ermöglicht dies letztendlich die Bilanzierung von Stoffumsätzen.