Contaminate transport in vadose is a huge concern since the vadose zone is the main passage way for ground water recharge. Understanding this process is crucial in order to prevent contamination, protect and rehabilitate ground water resources. Reactive transport models are instrumental for such purposes and there are numerous solute transport simulation programs for both ground water and vadose zone but most of this models are limited to simple Linear, Langmuir and Freundlich sorption models and first order decay and fail to simulate more complex geochemical reactions that are common in the vadose zone such as cation exchange, surface complexation, redox reaction and biodegradation. So it is necessary to enhance capabilities of solute transport models by incorporating well tested hydrogeochemical models like PHREEQC in to them to be able closely approximate the geochemical transport process in the subsurface. In this PhD research a new reactive transport model called VS2DRT was created by coupling existing public domain solute and heat transport models VS2DT, VS2DH with hydro-chemical model PHREEQC using non-iterative operator splitting technique. VS2DRT was compiled using MinGW compiler using tools like autotools and automake. A graphical user interface was also created using QT creator and Argus ONE numerical development tools. The new model was tested for one dimensional conservative Cl transport, surface complexation, cation exchange, dissolution of calcite and gypsum, heat and solute transport as well as for two dimensional cation exchange cases. Their results were compared with VS2DT, VS2DH, HP1 and HP2 models and the results are in good agreement.

Im Grundwasser mobile Feststoff-Partikel stehen im Verdacht, den Transport schwerlöslicher Schadstoffe zu begünstigen. Die Partikel-Konzentration im Wasser lässt sich aber nur mittels einer aufwändigen Probenahme bestimmen. Vor diesem Hintergrund wurden im Rahmen dieser Arbeit Feld- und Laborversuche durchgeführt. In Feldversuchen zur Probenahme wurde festgestellt, dass für eine Stabilisierung der Partikel-Anzahl-Konzentration (CN in Partikel>Nachweisgrenze/L) die Dauer der Probenahme ausschlaggebend ist, nicht das insgesamt geförderte Volumen. Eine hohe Förderrate hat dabei nicht automatisch eine stärkere Mobilisierung von Partikeln aus dem Partikel-Depot im Umfeld der Messstelle zur Folge, wie es häufig postuliert wird. Die Gewinnung einer repräsentativen Partikelprobe macht eine Probenahme-Dauer von mindestens 5, häufig sogar über 10 oder 12 Stunden erforderlich. Empfehlungen zur Probenahme wurden erarbeitet. Es wurde aber festgestellt, dass sich stabilisierte Werte für CN als Funktion der Förderdauer (t in min) nach CN = a ? t^(-½) ungefähr abschätzen lassen, wenn der Parameter a über CN nach ca. 60 Minuten ermittelt wird. Bei Wässern mit Sauerstoff-Konzentrationen über ca. 1 mg/L kann überdies auch die Verteilung der Partikel auf einzelne Größenklassen bereits nach dieser Zeit ermittelt werden; bei sauerstoffärmeren Wässern verändert sie sich später noch. Angesichts einer starken Variation von CN einer Messstelle ist es generell aber nur möglich, eine Größenordnung für die Hintergrundkonzentration anzugeben. Von Messstelle zu Messstelle sind große Unterschiede bei CN festzustellen. Die Konzentration ist dabei nicht eindeutig abhängig von der Lithologie des Grundwasserleiters oder der Zusammensetzung des Grundwassers. Allerdings konnte eine schwache Korrelation mit dem Redox-Potential (Eh in mV) des Wassers gefunden werden (CN = 1,8?10^6?e^( 0,0087?Eh) [Partikel>2,58µm/L]; r² ≈ 0,46). Hierüber besteht die Möglichkeit, CN eines Grundwassers auch ohne Partikelmessung abzuschätzen. Insgesamt bewegen sich die Partikel-Massen-Konzentrationen (C in mg/L) der beprobten Wässer meist im Bereich von <1 mg/L, öfters sogar <0,1 mg/L, wenn die im Verlaufe von Probenahme und Messung ausgefällten Fe- und Mn-Oxide nicht berücksichtigt werden. Solche Konzentrationen sind vermutlich kaum in der Lage, relevante Mengen selbst sehr hydrophober Schadstoffen aufzunehmen und zu transportieren. Versuche mit Phenanthren ergaben zudem, dass es anscheinend weniger an bereits in Suspension befindliche Partikel sorbiert, sondern vielmehr in sorbiertem oder kristallinen Zustand aus dem Depot erodiert wird. In Laborversuchen wurde weiter gezeigt, dass in natürlichen Sedimenten ein großes Depot mobilisierbarer Partikel vorhanden ist, das Partikel über einen sehr langen Zeitraum kontinuierlich abgeben kann. Durchbruchsversuche ergaben außerdem, dass ein Großteil zugegebener Partikel bei der Passage durch eine Sedimentprobe zurückgehalten und nur sehr allmählich wieder abgegeben wird. Allerdings war auch ein schneller (präferentieller) Durchbruch zu verzeichnen. In Modellrechnungen konnte gezeigt werden, dass sich ein solcher Partikeltransport weder über eine Filterfunktion noch über die Transportgleichung zufrieden stellend berechnen lässt. Daher ist es nötig, einerseits einen bevorzugten Transport und andererseits eine starke Retardation zu berücksichtigen. Letzteres kann am besten über verschiedene Retardationsfaktoren oder ein dynamisches Partikel-Depot mit Anlagerungs- und Ablösungskonstanten geschehen. / Solid particles that are mobile in groundwater are suspected to enhance the transport of hardly soluble contaminants. But particle concentrations in water can only be measured using time-consuming sampling-procedures. On this background field- and laboratory-experiments were conducted in this work. In field experiments on sampling it turned out, that sampling time is crucial for stabilizing particle number-concentration (CN in particles>detection limit/L), not the volume sampled. A high sampling rate does not -as often argued- automatically result into higher mobilization of particles from the particle-depot in the vicinity of the sampling-well. Obtaining a representative particle sample requires a sampling-time of at least 5, often even more than 10 or 12 hours. In this work recommendations on sampling are given. It was noticed that stabilized values of CN can be estimated as function of sampling time (t in min) by CN = A ? t^(-½), if parameter A is calculated using CN after about 60 minutes. In waters having oxygen-concentrations above approximately 1 mg/L even distribution of the particles into size classes can be estimated after this time; in oxygen-poor waters size-distributions stabilized much later. Because of strong variations of CN in a single measuring well it is generally only possible to give the magnitude of the background-particle-concentration. But among several measuring wells CN may differ by several magnitudes. The concentrations do neither definitely depend upon the lithology of the aquifer nor on the groundwater-composition. But a weak correlation to the redox-potential (Eh in mV) can be found (CN = 1.8 ? 10^6 ? e^( 0.0087 ? Eh) [particles>2.58µm/L]; r² ≈ 0,46). Using this connection it is possible to estimate a magnitude of CN of a groundwater without even measuring particles. Over all particle mass-concentrations (C in mg/L) of all sampled groundwaters were almost always <1 mg/L, often even <0.1 mg/L, at least if iron- and manganese-oxides that precipitated during measurements were ignored. Such particle concentrations are probably hardly capable of adsorbing and carrying relevant amounts of contaminants, even very hydrophobic ones. Experiments using phenanthrene in contaminated sand additionally showed that it is probably hardly adsorbed onto already suspended particles, but mostly eroded from the particle depot in adsorbed or crystalline state. In laboratory experiments it was further shown that there is a huge depot of mobilizable particles in natural sediments that can continually release particles over a very long period of time. Break-through-experiments showed in addition that a large part of particles fed into the system are retained during the passage through a sediment sample and that they are re-released only very slowly. However, there also was a fast (preferential) break-through. In model calculations it could be shown that such a particle transport can neither be sufficiently described by the filter-function nor by the transport equation. Because of that it is necessary to take into consideration a preferential transport on the one hand and a strong retardation on the other. The last one can at the best be described by several retardation-factors or a dynamic particle-depot having constant attachment- and detachment rates.

Im Grundwasser mobile Feststoff-Partikel stehen im Verdacht, den Transport schwerlöslicher Schadstoffe zu begünstigen. Die Partikel-Konzentration im Wasser lässt sich aber nur mittels einer aufwändigen Probenahme bestimmen. Vor diesem Hintergrund wurden im Rahmen dieser Arbeit Feld- und Laborversuche durchgeführt. In Feldversuchen zur Probenahme wurde festgestellt, dass für eine Stabilisierung der Partikel-Anzahl-Konzentration (CN in Partikel>Nachweisgrenze/L) die Dauer der Probenahme ausschlaggebend ist, nicht das insgesamt geförderte Volumen. Eine hohe Förderrate hat dabei nicht automatisch eine stärkere Mobilisierung von Partikeln aus dem Partikel-Depot im Umfeld der Messstelle zur Folge, wie es häufig postuliert wird. Die Gewinnung einer repräsentativen Partikelprobe macht eine Probenahme-Dauer von mindestens 5, häufig sogar über 10 oder 12 Stunden erforderlich. Empfehlungen zur Probenahme wurden erarbeitet. Es wurde aber festgestellt, dass sich stabilisierte Werte für CN als Funktion der Förderdauer (t in min) nach CN = a ? t^(-½) ungefähr abschätzen lassen, wenn der Parameter a über CN nach ca. 60 Minuten ermittelt wird. Bei Wässern mit Sauerstoff-Konzentrationen über ca. 1 mg/L kann überdies auch die Verteilung der Partikel auf einzelne Größenklassen bereits nach dieser Zeit ermittelt werden; bei sauerstoffärmeren Wässern verändert sie sich später noch. Angesichts einer starken Variation von CN einer Messstelle ist es generell aber nur möglich, eine Größenordnung für die Hintergrundkonzentration anzugeben. Von Messstelle zu Messstelle sind große Unterschiede bei CN festzustellen. Die Konzentration ist dabei nicht eindeutig abhängig von der Lithologie des Grundwasserleiters oder der Zusammensetzung des Grundwassers. Allerdings konnte eine schwache Korrelation mit dem Redox-Potential (Eh in mV) des Wassers gefunden werden (CN = 1,8?10^6?e^( 0,0087?Eh) [Partikel>2,58µm/L]; r² ≈ 0,46). Hierüber besteht die Möglichkeit, CN eines Grundwassers auch ohne Partikelmessung abzuschätzen. Insgesamt bewegen sich die Partikel-Massen-Konzentrationen (C in mg/L) der beprobten Wässer meist im Bereich von <1 mg/L, öfters sogar <0,1 mg/L, wenn die im Verlaufe von Probenahme und Messung ausgefällten Fe- und Mn-Oxide nicht berücksichtigt werden. Solche Konzentrationen sind vermutlich kaum in der Lage, relevante Mengen selbst sehr hydrophober Schadstoffen aufzunehmen und zu transportieren. Versuche mit Phenanthren ergaben zudem, dass es anscheinend weniger an bereits in Suspension befindliche Partikel sorbiert, sondern vielmehr in sorbiertem oder kristallinen Zustand aus dem Depot erodiert wird. In Laborversuchen wurde weiter gezeigt, dass in natürlichen Sedimenten ein großes Depot mobilisierbarer Partikel vorhanden ist, das Partikel über einen sehr langen Zeitraum kontinuierlich abgeben kann. Durchbruchsversuche ergaben außerdem, dass ein Großteil zugegebener Partikel bei der Passage durch eine Sedimentprobe zurückgehalten und nur sehr allmählich wieder abgegeben wird. Allerdings war auch ein schneller (präferentieller) Durchbruch zu verzeichnen. In Modellrechnungen konnte gezeigt werden, dass sich ein solcher Partikeltransport weder über eine Filterfunktion noch über die Transportgleichung zufrieden stellend berechnen lässt. Daher ist es nötig, einerseits einen bevorzugten Transport und andererseits eine starke Retardation zu berücksichtigen. Letzteres kann am besten über verschiedene Retardationsfaktoren oder ein dynamisches Partikel-Depot mit Anlagerungs- und Ablösungskonstanten geschehen. / Solid particles that are mobile in groundwater are suspected to enhance the transport of hardly soluble contaminants. But particle concentrations in water can only be measured using time-consuming sampling-procedures. On this background field- and laboratory-experiments were conducted in this work. In field experiments on sampling it turned out, that sampling time is crucial for stabilizing particle number-concentration (CN in particles>detection limit/L), not the volume sampled. A high sampling rate does not -as often argued- automatically result into higher mobilization of particles from the particle-depot in the vicinity of the sampling-well. Obtaining a representative particle sample requires a sampling-time of at least 5, often even more than 10 or 12 hours. In this work recommendations on sampling are given. It was noticed that stabilized values of CN can be estimated as function of sampling time (t in min) by CN = A ? t^(-½), if parameter A is calculated using CN after about 60 minutes. In waters having oxygen-concentrations above approximately 1 mg/L even distribution of the particles into size classes can be estimated after this time; in oxygen-poor waters size-distributions stabilized much later. Because of strong variations of CN in a single measuring well it is generally only possible to give the magnitude of the background-particle-concentration. But among several measuring wells CN may differ by several magnitudes. The concentrations do neither definitely depend upon the lithology of the aquifer nor on the groundwater-composition. But a weak correlation to the redox-potential (Eh in mV) can be found (CN = 1.8 ? 10^6 ? e^( 0.0087 ? Eh) [particles>2.58µm/L]; r² ≈ 0,46). Using this connection it is possible to estimate a magnitude of CN of a groundwater without even measuring particles. Over all particle mass-concentrations (C in mg/L) of all sampled groundwaters were almost always <1 mg/L, often even <0.1 mg/L, at least if iron- and manganese-oxides that precipitated during measurements were ignored. Such particle concentrations are probably hardly capable of adsorbing and carrying relevant amounts of contaminants, even very hydrophobic ones. Experiments using phenanthrene in contaminated sand additionally showed that it is probably hardly adsorbed onto already suspended particles, but mostly eroded from the particle depot in adsorbed or crystalline state. In laboratory experiments it was further shown that there is a huge depot of mobilizable particles in natural sediments that can continually release particles over a very long period of time. Break-through-experiments showed in addition that a large part of particles fed into the system are retained during the passage through a sediment sample and that they are re-released only very slowly. However, there also was a fast (preferential) break-through. In model calculations it could be shown that such a particle transport can neither be sufficiently described by the filter-function nor by the transport equation. Because of that it is necessary to take into consideration a preferential transport on the one hand and a strong retardation on the other. The last one can at the best be described by several retardation-factors or a dynamic particle-depot having constant attachment- and detachment rates.

The process based soil erosion simulation model EROSION 3D is applied on regional scale for the federal state of Saxony/Germany. This survey is aimed on modeling soil loss, sediment transport, deposition resp. the input of particle attached nutrient and pollutant input into surface water bodies for 10years storm event and three land use scenarios. The available region-wide geo-data were preprocessed to be used in the parameterization interface DPROC. This software has been extended to parameterize large areas as well as small catchments. The basis of parameterization is a relational data base consisting of measured or estimated specific model soil parameters. These values have been derived by heavy rainfall simulation experiments below field conditions. The data base has been extended by the new results, which cover different soil tillage practices. The new experiments were conducted with a newly developed methodology. The experimental results show a significant relation of soil loss from the mechanical impact due to soil tillage. Only the non-tillage practice is able to protect soils efficiently from erosional soil losses. In order to describe particle attached nutrient and pollutant transport, soil samples were analyzed determining the element content of different particle fractions. The regional scale simulations identify the Saxonian Loess Belt as hotspot of soil erosion. However considerable amounts can also be expected in certain areas of the low mountain range. Particle attached element inputs into surface water bodies correspond to main sediment delivery areas. The amounts of erosional soil losses could be reduced to 90 % in case of consequently and area-wide transformation to conservation tillage practices. The calculated phosphorous inputs into surface waters on catchment scale are proofed to be valid. Compared to empirical based phosphorous and heavy metal yields the results in this study exceed this findings by a wide range. The differences are caused by lacking an event based consideration, which disregards system maximal impacts. Since erosion is an exclusive non continuous process, those maximal impacts are highly relevant and have to be considered in case of planning and execution of erosion and water protection concepts. / In der vorliegenden Arbeit wird das prozessbasierte Erosionsprognosemodell EROSION 3D flächendeckend auf regionaler Ebene für den Freistaat Sachsen angewendet. Ziel der Untersuchungen ist es, Bodenabtrag, Sedimenttransport und -deposition bzw. den Eintrag partikelgebundener Nähr- und Schadstoffe in Oberflächengewässer für ein 10jähriges Starkniederschlagsereignis und drei verschiedene Landnutzungsszenarien zu beschreiben. Dazu wurden im Vorfeld verfügbare Geo-Basisdaten so aufbereitet, dass sie für die semiautomatische Parametrisierung mit der Software DPROC verwendet werden können. Diese Software wurde so erweitert, dass sowohl größere Einzugsgebiete als auch einzelne Teileinzugsgebiete parametrisiert werden können. Grundlage der Parametrisierung bildet eine relationale Datenbank, die auf Messwerten bzw. davon abgeleiteten Schätzwerten aus Starkregenexperimenten unter Feldbedingungen basiert. Der vorhandene Datenfundus wurde durch neue Ergebnisse zu verschiedenen Verfahren der ackerbaulichen Bodenbearbeitung mittels neu entwickelter Methodik korrigiert und erweitert. Die experimentellen Ergebnisse zeigen eine deutliche Abhängigkeit des Feststoffaustrages von der Eingriffsintensität bei der Bodenbearbeitung. Dabei ist die Direktsaat die einzige Bewirtschaftungsform, die den Boden effektiv vor Erosion schützt. Um den selektiven partikelgebundenen Nähr- und Schadstofftransport prozessbasiert abzuschätzen, wurden die Stoffgehalte für die Partikelfraktionen Sand, Schluff und Ton an Bodenproben bestimmt. Die regionalskalierten Simulationen identifizieren die sächsische Lössregion als Schwerpunkt der Bodenerosion in Sachsen. Beträchtliche Bodenabträge sind darüber hinaus in den sächsischen Mittelgebirgen zu erwarten. Partikelgebundene Stoffeinträge in Oberflächengewässer verteilen sich in Abhängigkeit von den Sedimentliefergebieten. Die Bodenumlagerungsprozesse einschließlich der damit verbundenen partikelgebundenen Stoffeinträge lassen sich bei konsequenter Umstellung auf konservierende Bewirtschaftungsmethoden entsprechend den Modellergebnissen um mehr als 90 % reduzieren. Im Rahmen der Modellvalidierung konnte die Zuverlässigkeit der berechneten Phosphorausträge auf Einzugsgebietsebene belegt werden. Verglichen mit empirisch basierten mittleren jährlichen Abschätzungen sind die in dieser Arbeit berechneten ereignisbezogenen Phosphor- und Schwermetallausträge um ein Vielfaches höher. Zurückzuführen sind diese Unterschiede vor allem darauf, dass bei den rein empirischen Ansätzen, die maximale Belastungsspitzen unberücksichtigt bleiben. Da Erosion stets ein diskontinuierlicher Prozess ist, sind diese Belastungsspitzen im höchsten Maße relevant und bei der Planung und Durchführung von Erosions- und Gewässerschutzkonzepten unbedingt zu berücksichtigen.

The process based soil erosion simulation model EROSION 3D is applied on regional scale for the federal state of Saxony/Germany. This survey is aimed on modeling soil loss, sediment transport, deposition resp. the input of particle attached nutrient and pollutant input into surface water bodies for 10years storm event and three land use scenarios. The available region-wide geo-data were preprocessed to be used in the parameterization interface DPROC. This software has been extended to parameterize large areas as well as small catchments. The basis of parameterization is a relational data base consisting of measured or estimated specific model soil parameters. These values have been derived by heavy rainfall simulation experiments below field conditions. The data base has been extended by the new results, which cover different soil tillage practices. The new experiments were conducted with a newly developed methodology. The experimental results show a significant relation of soil loss from the mechanical impact due to soil tillage. Only the non-tillage practice is able to protect soils efficiently from erosional soil losses. In order to describe particle attached nutrient and pollutant transport, soil samples were analyzed determining the element content of different particle fractions. The regional scale simulations identify the Saxonian Loess Belt as hotspot of soil erosion. However considerable amounts can also be expected in certain areas of the low mountain range. Particle attached element inputs into surface water bodies correspond to main sediment delivery areas. The amounts of erosional soil losses could be reduced to 90 % in case of consequently and area-wide transformation to conservation tillage practices. The calculated phosphorous inputs into surface waters on catchment scale are proofed to be valid. Compared to empirical based phosphorous and heavy metal yields the results in this study exceed this findings by a wide range. The differences are caused by lacking an event based consideration, which disregards system maximal impacts. Since erosion is an exclusive non continuous process, those maximal impacts are highly relevant and have to be considered in case of planning and execution of erosion and water protection concepts.:Inhaltsverzeichnis I Abbildungsverzeichnis V Tabellenverzeichnis IX Abkürzungsverzeichnis XI Symbole und Einheiten XIII Zusammenfassung XV Abstract XVI 1 Einleitung 1 1.1 Motivation 1 1.2 Aufbau der Arbeit 4 1.3 Stand der Forschung 6 1.3.1 Prozesse und Skalen der Bodenerosion 6 1.3.2 Einflussgrößen der Bodenerosion 8 1.3.3 Erosionsschäden 13 1.3.4 Gesetzliche Regelungen zum Erosionsschutz 15 1.3.5 Erosionsmodellierung 16 1.3.6 Niederschlagssimulationen zur Parametererfassung 25 1.3.7 Kornfraktionsspezifische Verteilung partikelgebundener Nähr- und Schadstoffe 27 2 Material und Methoden 30 2.1 Untersuchungsgebiet 30 2.1.1 Allgemeine Charakteristik 30 2.1.2 Flächennutzung 31 2.1.3 Boden und Relief 31 2.1.4 Gewässer 33 2.1.5 Klima 34 2.1.6 Planungsebenen 34 2.2 Simulationsmodell EROSION 3D 36 2.2.1 Modellgrundlagen 36 2.2.2 Modellalgorithmen 39 2.2.3 Modellparameter 48 2.3 Parametrisierungsinterface DPROC 50 2.3.1 Programmgrundlagen 50 2.3.2 Datenbank 51 2.3.3 Flächenauswahl und Datenzuschnitt 53 2.4 Experimentelle Untersuchungen 56 2.4.1 Untersuchungsstandorte 56 2.4.2 Durchführung von Erosionsexperimenten mit Starkregensimulation 59 2.4.3 Parameterableitung 62 2.4.4 Korrektur- und Erweiterung der DPROC-Datenbank 65 2.5 Ermittlung der Phosphor- und Schwermetalleinträge in Oberflächengewässer 68 2.5.1 Regionalisierung und Validierung amtlicher Datenquellen 68 2.5.2 Probenahmen und Laboranalysen 68 2.5.3 Bestimmung der kornfraktionsspezifischen Phosphor- und Schwermetallgehalte 70 2.5.4 Ermittlung der Phosphor- und Schwermetalleinträge in Oberflächengewässer unter Verwendung der Simulationsergebnisse 71 2.6 Statistische Auswertung der experimentellen Daten 73 2.7 GIS-Daten und Datenaufbereitung 74 2.7.1 Reliefdaten 74 2.7.2 Bodendaten 75 2.7.3 Landnutzung und Bodenbearbeitung 75 2.7.4 Niederschlagsdaten 77 2.7.5 Andere Flächendaten 78 2.8 Simulationsrechnungen 79 2.8.1 Aufteilung in Untereinheiten 79 2.8.2 Szenarien 79 2.9 Risikoabschätzung 81 2.9.1 Landwirtschaftliche Nutzflächen 81 2.9.2 Oberflächengewässer 82 2.10 Modellvalidierung 84 2.10.1 Gebietsauswahl und Gebietscharakteristik 84 2.10.2 Datengrundlagen der Modellvalidierung 85 2.10.3 Modellparametrisierung 86 3 Ergebnisse 90 3.1 Experimentelle Ergebnisse 90 3.1.1 Starkregensimulationen 90 3.1.2 Ableitung sachsenweiter kornfraktionsspezifischer Stoffgehalte 91 3.2 Ergebnisse aus GIS-Operationen 98 3.2.1 Reliefdaten 98 3.2.2 Landnutzungsdaten 98 3.2.3 Andere GIS-Daten 99 3.3 Ergebnisse aus Simulationsrechnungen 105 3.3.1 Landwirtschaftliche Nutzflächen 105 3.3.2 Oberflächengewässer 112 3.4 Ergebnisse zur Modellvalidierung 126 3.4.1 Aus Messdaten abgeleitete Ergebnisse 126 3.4.2 Simulationsrechnungen zur Modellvalidierung 130 4 Diskussion 132 4.1 Experimentelle Ergebnisse 132 4.1.1 Messdaten 132 4.1.2 Abgeleitete Daten 135 4.1.3 Zusammenfassende Bewertung der experimentellen Daten 141 4.1.4 Kornfraktionsspezifische Stoffgehalte und -verteilungen 142 4.2 GIS-Daten 145 4.2.1 Reliefdaten 145 4.2.2 Bodendaten 145 4.2.3 Landnutzungsdaten 146 4.2.4 Regionalisierte Stoffgehalte 147 4.3 Weiterentwicklung und Korrektur der DPROC-Datenbank 149 4.4 Modellvalidierung 153 4.5 Simulationsrechnungen 156 4.5.1 Bodenabtrag und Deposition 156 4.5.2 Sediment- und partikelgebundener Stofftransport 163 5 Schlussfolgerung 170 6 Literatur 176 Anhang II A I Erosionsmodelle i A II DPROC-Übersetzungstabellen ii A III GIS-Daten viii A IV Interpolierte Oberboden-Schwermetallgehalte xii A V Daten der Starkregensimulationen xix A VI Elementgehalte der Bodenproben lxi A VII Simulationsrechnungen lxxi / In der vorliegenden Arbeit wird das prozessbasierte Erosionsprognosemodell EROSION 3D flächendeckend auf regionaler Ebene für den Freistaat Sachsen angewendet. Ziel der Untersuchungen ist es, Bodenabtrag, Sedimenttransport und -deposition bzw. den Eintrag partikelgebundener Nähr- und Schadstoffe in Oberflächengewässer für ein 10jähriges Starkniederschlagsereignis und drei verschiedene Landnutzungsszenarien zu beschreiben. Dazu wurden im Vorfeld verfügbare Geo-Basisdaten so aufbereitet, dass sie für die semiautomatische Parametrisierung mit der Software DPROC verwendet werden können. Diese Software wurde so erweitert, dass sowohl größere Einzugsgebiete als auch einzelne Teileinzugsgebiete parametrisiert werden können. Grundlage der Parametrisierung bildet eine relationale Datenbank, die auf Messwerten bzw. davon abgeleiteten Schätzwerten aus Starkregenexperimenten unter Feldbedingungen basiert. Der vorhandene Datenfundus wurde durch neue Ergebnisse zu verschiedenen Verfahren der ackerbaulichen Bodenbearbeitung mittels neu entwickelter Methodik korrigiert und erweitert. Die experimentellen Ergebnisse zeigen eine deutliche Abhängigkeit des Feststoffaustrages von der Eingriffsintensität bei der Bodenbearbeitung. Dabei ist die Direktsaat die einzige Bewirtschaftungsform, die den Boden effektiv vor Erosion schützt. Um den selektiven partikelgebundenen Nähr- und Schadstofftransport prozessbasiert abzuschätzen, wurden die Stoffgehalte für die Partikelfraktionen Sand, Schluff und Ton an Bodenproben bestimmt. Die regionalskalierten Simulationen identifizieren die sächsische Lössregion als Schwerpunkt der Bodenerosion in Sachsen. Beträchtliche Bodenabträge sind darüber hinaus in den sächsischen Mittelgebirgen zu erwarten. Partikelgebundene Stoffeinträge in Oberflächengewässer verteilen sich in Abhängigkeit von den Sedimentliefergebieten. Die Bodenumlagerungsprozesse einschließlich der damit verbundenen partikelgebundenen Stoffeinträge lassen sich bei konsequenter Umstellung auf konservierende Bewirtschaftungsmethoden entsprechend den Modellergebnissen um mehr als 90 % reduzieren. Im Rahmen der Modellvalidierung konnte die Zuverlässigkeit der berechneten Phosphorausträge auf Einzugsgebietsebene belegt werden. Verglichen mit empirisch basierten mittleren jährlichen Abschätzungen sind die in dieser Arbeit berechneten ereignisbezogenen Phosphor- und Schwermetallausträge um ein Vielfaches höher. Zurückzuführen sind diese Unterschiede vor allem darauf, dass bei den rein empirischen Ansätzen, die maximale Belastungsspitzen unberücksichtigt bleiben. Da Erosion stets ein diskontinuierlicher Prozess ist, sind diese Belastungsspitzen im höchsten Maße relevant und bei der Planung und Durchführung von Erosions- und Gewässerschutzkonzepten unbedingt zu berücksichtigen.:Inhaltsverzeichnis I Abbildungsverzeichnis V Tabellenverzeichnis IX Abkürzungsverzeichnis XI Symbole und Einheiten XIII Zusammenfassung XV Abstract XVI 1 Einleitung 1 1.1 Motivation 1 1.2 Aufbau der Arbeit 4 1.3 Stand der Forschung 6 1.3.1 Prozesse und Skalen der Bodenerosion 6 1.3.2 Einflussgrößen der Bodenerosion 8 1.3.3 Erosionsschäden 13 1.3.4 Gesetzliche Regelungen zum Erosionsschutz 15 1.3.5 Erosionsmodellierung 16 1.3.6 Niederschlagssimulationen zur Parametererfassung 25 1.3.7 Kornfraktionsspezifische Verteilung partikelgebundener Nähr- und Schadstoffe 27 2 Material und Methoden 30 2.1 Untersuchungsgebiet 30 2.1.1 Allgemeine Charakteristik 30 2.1.2 Flächennutzung 31 2.1.3 Boden und Relief 31 2.1.4 Gewässer 33 2.1.5 Klima 34 2.1.6 Planungsebenen 34 2.2 Simulationsmodell EROSION 3D 36 2.2.1 Modellgrundlagen 36 2.2.2 Modellalgorithmen 39 2.2.3 Modellparameter 48 2.3 Parametrisierungsinterface DPROC 50 2.3.1 Programmgrundlagen 50 2.3.2 Datenbank 51 2.3.3 Flächenauswahl und Datenzuschnitt 53 2.4 Experimentelle Untersuchungen 56 2.4.1 Untersuchungsstandorte 56 2.4.2 Durchführung von Erosionsexperimenten mit Starkregensimulation 59 2.4.3 Parameterableitung 62 2.4.4 Korrektur- und Erweiterung der DPROC-Datenbank 65 2.5 Ermittlung der Phosphor- und Schwermetalleinträge in Oberflächengewässer 68 2.5.1 Regionalisierung und Validierung amtlicher Datenquellen 68 2.5.2 Probenahmen und Laboranalysen 68 2.5.3 Bestimmung der kornfraktionsspezifischen Phosphor- und Schwermetallgehalte 70 2.5.4 Ermittlung der Phosphor- und Schwermetalleinträge in Oberflächengewässer unter Verwendung der Simulationsergebnisse 71 2.6 Statistische Auswertung der experimentellen Daten 73 2.7 GIS-Daten und Datenaufbereitung 74 2.7.1 Reliefdaten 74 2.7.2 Bodendaten 75 2.7.3 Landnutzung und Bodenbearbeitung 75 2.7.4 Niederschlagsdaten 77 2.7.5 Andere Flächendaten 78 2.8 Simulationsrechnungen 79 2.8.1 Aufteilung in Untereinheiten 79 2.8.2 Szenarien 79 2.9 Risikoabschätzung 81 2.9.1 Landwirtschaftliche Nutzflächen 81 2.9.2 Oberflächengewässer 82 2.10 Modellvalidierung 84 2.10.1 Gebietsauswahl und Gebietscharakteristik 84 2.10.2 Datengrundlagen der Modellvalidierung 85 2.10.3 Modellparametrisierung 86 3 Ergebnisse 90 3.1 Experimentelle Ergebnisse 90 3.1.1 Starkregensimulationen 90 3.1.2 Ableitung sachsenweiter kornfraktionsspezifischer Stoffgehalte 91 3.2 Ergebnisse aus GIS-Operationen 98 3.2.1 Reliefdaten 98 3.2.2 Landnutzungsdaten 98 3.2.3 Andere GIS-Daten 99 3.3 Ergebnisse aus Simulationsrechnungen 105 3.3.1 Landwirtschaftliche Nutzflächen 105 3.3.2 Oberflächengewässer 112 3.4 Ergebnisse zur Modellvalidierung 126 3.4.1 Aus Messdaten abgeleitete Ergebnisse 126 3.4.2 Simulationsrechnungen zur Modellvalidierung 130 4 Diskussion 132 4.1 Experimentelle Ergebnisse 132 4.1.1 Messdaten 132 4.1.2 Abgeleitete Daten 135 4.1.3 Zusammenfassende Bewertung der experimentellen Daten 141 4.1.4 Kornfraktionsspezifische Stoffgehalte und -verteilungen 142 4.2 GIS-Daten 145 4.2.1 Reliefdaten 145 4.2.2 Bodendaten 145 4.2.3 Landnutzungsdaten 146 4.2.4 Regionalisierte Stoffgehalte 147 4.3 Weiterentwicklung und Korrektur der DPROC-Datenbank 149 4.4 Modellvalidierung 153 4.5 Simulationsrechnungen 156 4.5.1 Bodenabtrag und Deposition 156 4.5.2 Sediment- und partikelgebundener Stofftransport 163 5 Schlussfolgerung 170 6 Literatur 176 Anhang II A I Erosionsmodelle i A II DPROC-Übersetzungstabellen ii A III GIS-Daten viii A IV Interpolierte Oberboden-Schwermetallgehalte xii A V Daten der Starkregensimulationen xix A VI Elementgehalte der Bodenproben lxi A VII Simulationsrechnungen lxxi