Aus dem Inhalt »Aufgaben der Talsperre Pöhl«: Die Talsperre Pöhl ist ein beliebtes Naherholungsgebiet. Die Hauptaufgaben der Talsperre sind jedoch Hochwasserschutz und Niedrigwasseraufhöhung. Die Bedeutung der Talsperre Pöhl für den Hochwasserschutz der Region wurde seit ihrem Bau mehrmals unter Beweis gestellt – so beispielsweise beim Hochwasser 1995, 2002, 2010 und 2013. Im Staubecken wird ständig ein gewisser Bereich – der sogenannte Hochwasserrückhalteraum – freigehalten. Redaktionsschluss: 12.12.2019

In der Vergangenheit gab es in Radebeul immer wieder Hochwasser, die zu großen Schäden führten. So trat die Elbe unter anderem in den Jahren 1845, 1890, 1920, 1940, 1947, 1954, 1981 und 2006 über die Ufer. Das bisher schlimmste Hochwasser passierte jedoch im August 2002. In Radebeul Altkötzschenbroda war damals fast der gesamte Anger überflutet. Nach dem Augusthochwasser 2002 wurde für die Elbe ein Hochwasserschutzkonzept (HWSK) erstellt. Das war der erste Schritt zur Verbesserung eines präventiven Hochwasserschutzes entlang des Flusses – unter anderem auch in Radebeul. Auf dem Titelblatt in der Publikationsdatenbank Sachsen bezeichnet als 2.Auflage. Redaktionsschluss: 01.04.2017

Das Augusthochwasser 2002, das Winterhochwasser 2003, das Frühjahrshochwasser 2006 und das Hochwasser im Juni 2013 haben die alten Deiche in Riesa-Gröba erheblich beansprucht. Einzelne Abschnitte wurden wiederholt überströmt und beschädigt. Große Schäden an Wohnhäusern sowie an den kulturhistorisch bedeutsamen Gebäuden wie Kirche und Schloss waren die Folge. Die Landestalsperrenverwaltung plant daher, die vorhandene Hochwasserschutzanlage zu erneuern und für einen erhöhten Schutz zu erweitern. Redaktionsschluss: 15.05.2017

Das Speichersystem Untere Pleiße liegt im Südraum von Leipzig. Es besteht aus sieben Stauanlagen an der Pleiße und ihren Zuflüssen wie Wyhra und Eula. Zum System gehören die beiden Talsperren Schömbach und Windischleuba, die drei Speicherbecken Rötha, Witznitz und Borna sowie die beiden Hochwasserrückhaltebecken Regis-Serbitz und Stöhna. Redaktionsschluss: 23.04.2019

Die Muldendeiche in Schlunzig schützen vor allem den Ort, die Schlunziger Landstraße und das Umspannwerk des Energieversorgers sowie die LKWZufahrt des Fahrzeugwerkes Zwickau-Mosel. Straße und Umspannwerk sind von immenser Bedeutung, um die Produktion des Fahrzeugwerkes aufrechtzuerhalten. Redaktionsschluss: 31.05.2016

Welche Aufgaben haben die Flussmeistereien? Welche Flüsse im gehören in die Zuständigkeit des Freistaates Sachsen? Wo befinden sich Flussmeistereien im Oberen Elbtal? Diese und weitere Fragen beantwortet das Faltblatt. Redaktionsschluss: 12.03.2015

Aus dem Inhalt »Die neue Hochwasserschutzlinie«: Die neue Hochwasserschutzlinie in Wilkau-Haßlau wurde in zwei Bauabschnitten errichtet. Der erste Bauabschnitt (Los 2) beginnt an der Muldenbrücke und verläuft etwa 170 Meter flussabwärts. Hier erfolgten die Arbeiten zwischen 2011 und 2012. Der zweite Abschnitt (Los 1) erstreckt sich zwischen dem Ortsteil Silberstraße und der Muldenbrücke in Wilkau-Haßlau und wurde von 2012 bis 2014 gebaut. Redaktionsschluss: 31.07.2014

Many industrial processes would require enormous amounts of water, which could ultimately result in wastewater. Water scarcity in many parts of the world makes this situation unsustainable. In order to reuse wastewater in industrial processes or for other purposes, wastewater must be treated properly. In industrial wastewater treatment, electrocoagulation-flotation (ECF) can be used to dissolve sacrificial electrodes and produce metal coagulant in-situ by applying a current to the electrodes. The reactor design and electrode configuration can profoundly affect the performance of electrocoagulation-flotation (ECF). While most conventional ECF reactors use an open-vertical electrode configuration in rectangular cells, mixing is limited by vertical electrodes that make a barrier and disrupt the flow hydrodynamics. The effects of these factors may influence removal efficiency, flow hydrodynamic, floc formation, and flotation/settling characteristics. The present work aimed to optimize the ECF process by developing an innovative electrode configuration. A variety of parameters were examined to determine the effectiveness of the removal of contaminants from industrial wastewater that had turbidity, emulsified oil, and heavy metals (Si, Zn, Pb, Ni, Cu, Cr, and Cd), as well as stirring speed and foaming. Additionally, the experimental results of the innovative electrode configuration were compared with those of the conventional rectangular cell with plate electrode configuration. Based on the results, the innovative electrode configuration consumed approximately 20% less energy than a conventional ECF for operating times of 10, 20, 30, 32, 48, and 70 minutes. As a result of the enhanced flow hydrodynamic, the formed gas bubbles tilted toward the center, significantly reducing foam formation. There was also an investigation of the dominant operating parameters for electrocoagulation-flotation (ECF) that could affect the removal efficiency, including current density (CD), initial pH, electrolytic conductivity, dosage of coagulant, operating time, initial turbidity concentration, and stirring speed. In addition, a novel approach has been proposed for evaluating EC performance and selecting an appropriate process for removing sludge based on the intake's initial concentration. Keywords: Electrode configuration, electrocoagulation process, electro-flotation, energy consumption, removal efficiency, Electrochemical treatment, Aluminium electrode, Turbidity removal, TOC removal, operating parameters, computational fluid dynamics, Reynolds number, mass transfer, pH evolution.:Table of Contents Abstract 7 1. Introduction 16 1.1. The electrocoagulation process 17 1.2. Problem statement 19 1.3. Objectives 20 1.4. Scope of the work 21 2. Literature survey 23 2.1. Industrial wastewater and treatment methods 24 2.1.1. Impact of industrial growth 24 2.1.2. An analysis of global industrial growth based on statistics 25 2.1.3. Extensive sources of industrial effluent 26 2.1.4. Wastewater and reserve rehabilitation in industry 34 2.1.5. Applied techniques in industrial wastewater treatment 40 2.2. Electrocoagulation (ECF) 50 2.3. Comparison of EC with other treatment methods 50 2.4. Basic concepts and theory of coagulation and electrocoagulation 53 2.5. Electrocoagulation applications 58 2.5.4. Textile industry 60 2.5.5. Leather Tanning Industry 61 2.5.6. Metal-bearing industrial effluents 61 2.5.7. Pulp and paper industry 62 2.5.8. Petroleum refinery 63 2.6. Type and Configuration of the Electrodes 64 2.6.1. Case of Al electrodes 66 2.6.2. Case of Fe electrodes 68 2.7. Reactor design 71 2.6. Modeling 72 2.6.1. Kinetics 73 2.7. Impact of electrocoagulation operating condition on contaminant removal efficiency 75 2.7.1. Effect of current density 75 2.7.2. Effect of initial pH 75 2.7.3. Effect of operating time 76 2.7.4. Effect of electro conductivity 76 2.7.5. Effect of stirring speed 77 2.7.6. Effect of concentration 77 2.7.7. Effect of gap between the electrodes 77 2.7.8. Effect of temperature 78 2.8. Economical aspects and cost analysis 78 3. Material and methods of the tests 80 3.1. Test procedure 1: Impact of operating parameters on removal of turbidity 81 3.1.1. Operating conditions 81 3.1.2. EC cell construction and electrode arrangement 82 3.1.3. Synthetic wastewater 85 3.1.4. Analytical methods and EC procedure 86 3.1.5. Anodic and cathodic reactions 87 3.1.6. Electrical double layer and particle stability 89 3.2. Test procedure 2: Spiral electrode configuration 91 3.2.1. Experimental Setup 91 3.2.2. Sampling and analytical measurements 95 3.2.3. Experimental procedure 95 4. Results and discussion 97 4.1. Test procedure 1: Impact of operating parameters on removal of turbidity 98 4.1.1. Effect of current density (CD) 98 4.1.2. Effect of initial pH 100 4.1.3. Effect of electrolytic conductivity 104 4.1.4. Effect of coagulant dosage, electrode and energy consumption 106 4.1.5. Effect of current density and operating time on initial turbidity concentration 107 4.1.6. Effect of stirring speed 111 4.1.7. Effect of electrode passivation 112 4.2. Test procedure 2: Spiral electrode configuration 115 4.2.1. Removal efficiency of contaminants 115 4.2.2. Effect of stirring speed and ECF configuration on removal efficiency 119 4.2.3. Energy consumption and voltage rise 123 4.2.4. Foaming effect 126 4.3. Computational Fluid Dynamics (CFD) Simulation 128 5. Conclusions and future work 138 5.1. Conclusions 139 5.2. Future works 142 References 143 6. Appendix 159

Macronutrients (carbon (C), nitrogen (N), and phosphorous (P)) are substances that all organisms require to survive, grow and reproduce. While C, N, and P are naturally present in all aquatic ecosystems, human activities have significantly increased their concentrations and changed their dynamics in rivers. This lead to widespread degradation of water quality. Meaningfully reversing those consequences requires understanding how anthropogenic activities have changed macronutrient dynamics. This approach is still hindered by the availability of long-term data which covers periods of pollution and recovery. In this thesis, I investigated long-term changes by collecting, combining, and interpolating time series of many different ecological variables. Particularly, I developed a conceptual model that linked a 65-year long time series of in-stream N concentrations in the Elbe to changed anthropogenic N sources, which I, in turn, explained with a characteristic succession of human needs. To understand the sources and the sinks of N in rivers, I developed a mass balance model that quantifies how much N has been retained by organisms in the Elbe over the last 42 years. Using an inverse Bayesian model approach, I estimated the daily importance of bacterial and algal activity over 36 of these 42 years. Apart from N, macronutrient ratios (C:N:P) are a crucial determinant of the integrity of aquatic ecosystems. To comprehend the effects of anthropogenic activities on C:N:P ratios, I analyzed C, N, and P data from 574 German catchments spanning a large gradient of agricultural and urban activities. Over the last 65 years, I discovered multiple regime shifts in the N dynamics of the Elbe. Before ∼ 1970, the Elbe experienced constant N concentrations across the seasons. Afterwards, a distinct seasonal pattern emerged with high concentrations during winter and low concentrations during summer. After the collapse of the German Democratic Republic in 1989, water quality in the Elbe improved drastically as many pollutant sources were removed. This manifested in declining annual mean N concentrations, but the summer and winter concentrations diverged further. I explain this with a changing ratio of agricultural and urban N sources, which affect the in-stream N concentrations differently across the seasons. Furthermore, improved water quality led to decreased bacterial and increased algal activity in the Elbe. Higher bacterial activity led to the higher N removal rates from the stream but also caused low oxygen concentrations in the Elbe and increased CO2 emissions. Across Germany, I found that most catchments, agricultural or not, are enriched with nitrogen compared to C and P. Especially the relatively low availability of C will reduce the capacity of rivers and adjacent ecosystems to remove the excessive N via biological processes. Overall, this thesis contributes to the understanding how anthropogenic activities change macronutrient availability in rivers over multiple decades and how riverine macronutrient cycling responds to different anthropogenic pressures. Nutrient management strategies usually do not consider seasonality and stoichiometry. This thesis suggests that those metrics have clear ecological implications and should be integrated into holistic macronutrient management strategies.:Summary 13 2 Introduction 16 2.1 The importance of macronutrients in aquatic ecosystems . . . . . . . . . 16 2.2 Anthropogenic impacts on macronutrient concentrations in rivers . . . . 18 2.3 Impacts of increased macronutrient concentrations on rivers and adjacent ecosystems . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 19 2.4 Research questions . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 22 2.5 References . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 24 3 Drivers of multi-decadal nitrate regime shifts in a large European catchment 34 3.1 Abstract . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 34 3.2 Introduction . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 35 3.3 Background . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 36 3.4 Data and methods . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 40 3.4.1 The Elbe catchment . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 40 3.4.2 Time series data . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 41 3.4.3 Methods . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 43 3.5 Results and Discussion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 45 3.5.1 Mean concentrations and seasonality metrics . . . . . . . . . . . . 45 3.5.2 The role of in-stream nitrate retention . . . . . . . . . . . . . . . 50 3.5.3 Limitations of this study . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 50 3.5.4 Environmental implications . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 50 3.6 Conclusions . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 51 3.7 Author contributions . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 52 3.8 References . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 52 4 From iron curtain to green belt: Elbe River shift from heterotrophic to autotrophic nitrogen retention over 35 years of passive restoration 62 4.1 Introduction . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 63 4.2 Data and Methods . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 65 4.2.1 Overview . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 65 4.2.2 Study site . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 66 4.2.3 Two-station mass balance . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 68 7 4.2.4 Metabolism estimations . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 69 4.2.5 Channel geometry estimations . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 70 4.2.6 Data preparation . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 70 4.3 Estimating the N demand of metabolic processes . . . . . . . . . . . . . . 70 4.4 Results and Discussion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 74 4.4.1 DIN retention . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 74 4.4.2 Dissolved oxygen saturation and metabolism . . . . . . . . . . . . 75 4.4.3 Linking metabolism and DIN retention . . . . . . . . . . . . . . . 79 4.4.4 Ecological implications . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 82 4.5 Conclusions . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 82 4.6 Author contributions . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 83 4.7 References . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 83 5 Stoichiometry on the edge - Humans induce strong imbalances of reactive C:N:P ratios in streams 92 5.1 Introduction . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 94 5.2 Data and methods . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 96 5.2.1 Data selection . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 96 5.2.2 Derivation and visualization of C:N:P ratios . . . . . . . . . . . . 97 5.2.3 Classification of catchment stoichiometry . . . . . . . . . . . . . . 98 5.3 Results and discussion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 99 5.3.1 Spatial variability of median reactive C:N:P ratios . . . . . . . . . 99 5.3.2 Intra-annual variability of reactive C:N:P ratios . . . . . . . . . . 101 5.3.3 Implications for biogeochemical processing . . . . . . . . . . . . . 105 5.4 Conclusion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 106 5.5 Author contributions . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 107 5.6 References . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 107 6 Discussion 116 6.1 Generality of findings . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 116 6.2 Relevance for eutrophication . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 119 6.2.1 Seasonality . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 119 6.2.2 Stoichiometry . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 119 6.3 Conclusions . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 120 6.4 Future research . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 121 6.5 References . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 121 8 7 Publication record 125 8 Acknowledgements 127 S Appendices 128 S.1 Supplementary material for the article: Drivers of multi-decadal nitrate regime shifts in a large European catchment . . . . . . . . . . . . . . . . 128 S.1.1 Figures . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 128 S.1.2 Analytical methods for nitrate measurement . . . . . . . . . . . . 133 S.1.3 Parameter estimation for the mixed source succession model (MSSM)133 S.1.4 The role of in-stream nitrate retention . . . . . . . . . . . . . . . 136 S.1.5 Parameter uncertainty of MSSM . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 138 S.1.6 Sensitivity analysis of MSSM . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 138 S.1.7 References . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 141 S.2 Supplementary material for the Chapter: From iron curtain to green belt - Elbe River shift from heterotrophic to autotrophic nitrogen retention over 35 years of passive restoration . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 144 S.2.1 Segment geometry estimation . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 144 S.2.2 Gaussian error propagation . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 144 S.2.3 Interpolation of the hourly dissolved oxygen time series . . . . . . 145 S.2.4 Metabolism model implementation and validation . . . . . . . . . 146 S.2.5 Figures . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 147 S.2.6 References . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 155 S.3 Supplementary material for the article: Stoichiometry on the edge - Humans induce strong imbalances of reactive C:N:P ratios in streams . . . . 157 S.3.1 Data selection criteria . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 157 S.3.2 Converting C, N and P time series to C:N:P ratios . . . . . . . . 157 S.3.3 Calculation of the dist metric . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 158 S.3.4 Possible contributions of dissolved organic nitrogen (DON) and phosphorus (DOP) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 158 S.3.5 Figures . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 159 S.3.6 References . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 169

Der Projektabschlussbericht befasst sich mit der Bestimmung von Hochwasserscheitelabflüssen mit zugeordneter Jährlichkeit HQT an unbeobachteten Gewässerquerschnitten in Sachsen. Grundlage sind beobachtete Hochwasserscheitel an 113 Pegeln und hydrologische Überlegungen zur räumlichen Variabilität von Hochwassern. Zur Anwendung kommen Index-Flood-Verfahren, Top-Kriging und Georegression. Die Bewertung der Ergebnisse erfolgt mit einem Jack-Knife-Vergleich für die durch Pegel beobachteten Einzugsgebiete. Zur Bestimmung von Hochwasserspenden wird für Sachsen eine Kombination aller drei Verfahren empfohlen. Die Ergebnisse sollen Planern und Wasserbehörden für die Bemessung wasserbaulicher Anlagen zur Verfügung stehen.