Schwerpunkt Emmental

Ÿ Fliessgewässerbericht 2001 – 2004

Amt für Gewässerschutz und Abfallwirtschaft des Kantons Bern

Gewässer- und Bodenschutzlabor

Dezember 2005 Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 2

Impressum

Herausgeber

Amt für Gewässerschutz und Abfallwirtschaft des Kantons Bern GSA Gewässer- und Bodenschutzlabor GBL

Autoren

Ueli Ochsenbein, GBL Rolf Krebs, GBL

Bezug

Gewässer- und Bodenschutzlabor des Kantons Bern Schermenweg 11 CH-3014 Bern Tel. 031 634 23 80 E-mail: [email protected] www.gsa.bve.be.ch (als pdf)

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Inhaltsverzeichnis

1 Zusammenfassung und Handlungsbedarf ...... 4 2 Einleitung ...... 15 3 Messstellen für chemisch-physikalische Wasserqualität...... 16 4 Ammonium...... 18 5 Nitrit ...... 20 6 Nitrat ...... 22 7 Phosphat ...... 24 8 Gesamtphosphor...... 26 9 Gelöster organischer Kohlenstoff ...... 28 10 Keime ( E.coli )...... 30 11 Gesamtbeurteilung der Wasserqualität ...... 32 12 Langzeitentwicklung der Wasserqualität in der Emme und den Seitengewässern ...... 34 13 Pestizide in der Emme ...... 45 14 Hormonaktivität des Emmewassers...... 47 15 Schwermetalle in Sedimenten von Emme und Seitengewässern ...... 48 16 Forellen als Indikatoren der Wasserqualität von Emme und Emmegrundwasser ...... 50 17 Wassertemperaturen in der Emme ...... 52 18 Lebensraum Emme und Seitengewässer ...... 55 19 Fischbestand in der Emme...... 58 20 Nährstoffeinträge in die Gewässer des Emmentals ...... 60 21 Pestizidbelastung der Gewässer aus ARA ...... 62 22 Literaturverzeichnis ...... 69

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1 Zusammenfassung und Handlungsbedarf

Die Emme und ihre Seitengewässer haben in verschiedener Hinsicht eine ausserordentlich hohe Be- deutung. So beträgt beispielsweise die Länge des stark verzweigten Fliessgewässersystems im 940 km 2 grossen Einzugsgebiet des Emmentals rund 2'500 Kilometer (Kanton Bern). Die unzähligen Bä- che und Flüsschen bilden ein feines ökologisches Netzwerk, welches die verschiedenen Gelände- kammern miteinander verbindet.

Die Gewässerläufe werden auch vom Menschen in vielfältiger Art und Weise genutzt, so unter anderem als Naherholungsgebiete, zur Trinkwassergewinnung für Gemeinden sowie für die Städte Burg- dorf und Bern, als Transportsystem für gereinigte Abwässer und Abschwemmungen, für die Angelfi- scherei oder zur Elektrizitätsgewinnung. Die vielfältigen Nutzungen beeinträchtigen die Qualität und den Lebensraum der Flüsse und Bäche teilweise erheblich. Verschiedene Gewässeruntersuchungen, die in den vergangenen Jahren durchgeführt wurden, belegen dies. Zudem ist die Klimaerwärmung Ursache gewisser Veränderungen.

Es ist das Ziel des vorliegenden Berichtes, die Ergebnisse von Gewässeruntersuchungen des GSA/GBL und weiteren Institutionen auszuwerten, mit den gesetzlichen Vorgaben zu vergleichen und allfällige Defizite aufzuzeigen, aus denen sich der Handlungsbedarf für Verbesserungsmassnahmen ergibt. Im schweizerischen Projekt Fischnetz war die Emme zudem eines der vier Testgewässer, die näher untersucht wurden. Dadurch stehen ergänzende Resultate über diesen Fluss zur Verfügung. Die vielfältigen Untersuchungen erlauben eine gesamtheitliche Beurteilung des Gewässerzustandes.

Der Bericht enthält weiter Auswertungen der in den Jahren 2001 bis 2004 durchgeführten Untersu- chungen an den Hauptmessstellen von Aare und Saane sowie Ergebnisse von Pestiziduntersuchun- gen in ARA-Ausläufen.

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Wasserqualität Emme und Seitengewässer

Die Wasserqualität der Emme verändert sich im Verlaufe ihrer Fliessstrecke sehr deutlich. Im Ober- lauf weist das Gewässer eine gute Wasserqualität auf: Auf dem Abschnitt von Bumbach bis Emmen- matt werden praktisch alle chemischen Anforderungen gemäss Gewässerschutzverordnung (GSchV) und die Zielvorgaben des BUWAL erfüllt. Der Mittel- und Unterlauf der Emme - unterhalb von Em- menmatt - ist deutlich stärker belastet als der Oberlauf: Nach der Mündung der Ilfis, welche die gereinigten Abwässer der ARA Langnau enthält, sind die Anforderungen und Zielvorgaben für die Parame- ter Ammonium, Nitrit, ortho-Phosphat und Gesamtphosphor teilweise nicht mehr erfüllt. Die Nitratkon- zentrationen verzehnfachen sich von der Messstelle Bumbach bis Gerlafingen nahezu. Eine starke Konzentrationszunahme lässt sich auf dieser Strecke auch bei den Phosphorparametern beobachten. Im Vergleich zur Messperiode 1997 bis 2000 (Gewässerbericht 2003) hat sich die Wasserqualität der Emme nicht wesentlich verändert.

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Gesamtbeurteilung der Wasserqualität der Fliessgewässer im Emmental. Auf der linken Karte sind die Untersuchungsergebnisse der Emme und der wichtigen Seitengewässer (Stufe S), auf der rechten Karte die der kleinen Fliessgewässer (Stufe F) dargestellt. Nur die Gewässer mit blauen oder grünen Punkten erfüllen sämtliche chemischen Anforderungen und Zielvorgaben (Stufe S: Beurteilung anhand von 24 Stichproben über zwei Jahre; Stufe F: Beurteilung anhand von 4 Stichproben in einem Jahr; vgl. Abb. 1).

In den gelb, orange und rot markierten Gewässern besteht ein Handlungsbedarf zur Verbesse- rung der Wasserqualität.

Die langfristige Entwicklung der Emme-Wasserqualität wird seit vielen Jahren regelmässig kontrol- liert. Die Messreihen reichen im Unterlauf bei Gerlafingen bis 1975 zurück, im Mittellauf bei Burgdorf bis 1992 und im Oberlauf bei Emmenmatt bis 1983. Dadurch lassen sich Veränderungen der Wasser-

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 6 qualität – zum Beispiel nach erfolgten Gewässerschutzmassnahmen – gut dokumentieren, was auch der Erfolgskontrolle dient. Die Inbetriebnahme der verschiedenen ARA in den 1970er und 1980er- Jahren hat die Gewässerbelastung im Unterlauf der Emme deutlich reduziert. Die Konzentrationen der typischen Abwasserparameter Ammonium, Nitrit, ortho-Phosphat und Gesamtphosphor haben bis Mitte der 1990er-Jahre stark abgenommen. Seither ist die Wasserqualität nur noch wenig besser geworden. Eine weitere Verbesserung ist durch den bereits im Jahr 2003 erfolgten Ausbau der ARA Langnau und Moossee-Urtenenbach sowie als Folge der bis 2013 ausgeführten Sanierung der ARA Mittleres Emmental zu erwarten. Der Oberlauf der Emme wird nur geringfügig mit Abwasser belastet. Dementsprechend hat sich die Wasserqualität seit dem Beginn der Messreihe in diesem Gewässer- abschnitt nicht wesentlich verändert. Im ganzen Emmelauf ist seit den 1980er Jahren eine Reduktion der mittleren Nitratkonzentrationen von ca. 25% feststellbar. Dies dürfte hauptsächlich auf Massnah- men im Bereich der Landwirtschaft zurückzuführen sein.

Die wichtigsten Seitengewässer der Emme wurden in zwei Messkampagnen im Jahr 1992 und von 2001 bis 2002, untersucht. Die Ergebnisse zeigen, dass die Wasserqualität der meisten Zuflüsse in diesen rund zehn Jahren etwas besser geworden ist. Talabwärts nimmt die Belastung der Seitenge- wässer bei verschiedenen Messparametern jedoch deutlich zu. So weisen Rötenbach, Trueb, Ilfis – vor der ARA Langnau – und Hornbach eine bessere Wasserqualität auf als die weiter talabwärts in die Emme mündenden Bäche Biglenbach, Rüegsbach, Luterbach und Urtenen. Deutliche Überschreitun- gen von gesetzlichen Vorgaben stellte man in beiden Messkampagnen in der Ilfis unterhalb der ARA Langnau fest.

Die Wasserqualität der Urtenen wurde 1992, 1995/1996 und 2003/2004 untersucht. Bedingt durch den Ausbau der ARA Moossee-Urtenenbach und als Folge weiterer Gewässerschutmassnahmen ist die die Belastung des Gewässers in diesem Zeitraum markant gesunken. Dies gilt insbesondere für die Parameter Ammonium, Nitrit, ortho-Phosphat, Gesamtphosphor und DOC. Heute werden die An- forderungen an die fischtoxischen Stickstoffparameter und den DOC unterhalb der ARA in der Regel eingehalten. Bei den Phosphorparametern und beim Nitrat (hohe Vorbelastung) treten noch Über- schreitungen auf.

Bei den kleinen Seitengewässern der Emme, die gemäss Stufe F untersucht wurden, treten Über- schreitungen der Zielvorgaben insbesondere im unteren Emmental auf. Die Überschreitungen betref- fen vor allem das ortho-Phosphat. Bei den typischen Abwasserparametern Ammonium und Nitrit sowie beim DOC werden dagegen kaum Überschreitungen festgestellt. Im oberen Emmental werden die gesetzlichen Vorgaben in der Regel eingehalten.

Handlungsbedarf Im Mittel- und Unterlauf der Emme sowie in den Seitengewässern des unteren Emmentals werden die Anforderungen und Zielvorgaben für verschiedene Parameter noch nicht erfüllt. In diesen Gewässern besteht daher ein Handlungsbedarf zur weiteren Verbesserung der Wasserqua- lität bzw. zur Reduktion des Eintrags an Stickstoff- und Phosphorverbindungen.

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Foto Ueli Ochsenbein Emme bei Heidbühl (Eggiwil). Im Oberlauf der Emme ist die Wasserqualität gut. Sie erfüllt zwischen Bumbach und Emmenmatt die gesetzlichen Anforderungen gemäss Gewässerschutzverordnung. Der Gewässerlebensraum ist weitgehend intakt und der Fischbestand zufriedenstellend.

Foto Eva Schager Emme bei Kräiligen. Der Mittel- und Unterlauf der Emme sowie die Seitengewässer des unteren Emmentals sind deutlich stärker belastet. Bei verschiedenen Wasserqualitäts-Parametern werden die die Anforderungen gemäss Gewässerschutzverordnung nicht erfüllt. Die Pestizidkonzentrationen sind während der Applikationsperiode im Frühjahr erhöht. Der Gewässerlebensraum ist im Unterlauf mehrheitlich stark beeinträchtigt und der Fischbestand gering. Im Sommer kann sich das Emmewasser stark erwärmen.

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Pestizidbelastung der Emme

Die Pestiziduntersuchungen beschränkten sich auf den Unterlauf der Emme, da vorallem das Ein- zugsgebiet des unteren Emmentals landwirtschaftlich stark genutzt wird. Die Messungen erfolgten im Rahmen des Projektes Fischnetz von Mai bis September 2002. Die durchschnittlich höchsten Kon- zentrationen ermittelte man für das Maisherbizid Atrazin. Für die meisten der landwirtschaftlich eingesetzten Pestizide ist ein Zusammenhang zwischen Applikationsperiode und gemessener Konzentrati- on zu erkennen. Risikoabschätzungen unter Einbezug der gemessenen Konzentrationen und Um- weltqualitätsstandards zeigen für Fische in der Emme kein erhöhtes Risiko. Für das gesamte aquatische Ökosystem stellen die festgestellten Pestizide Atrazin, Diazinon, Diuron und Metolachlor ein potenzielles Problem dar.

Handlungsbedarf Ermittlung der Pestizidquellen und Reduktion der Belastung durch sorgsamen Mitteleinsatz.

Hormonaktivität des Emmewassers

Ausläufe von Abwasserreinigungsanlagen sind die wichtigsten Punktquellen von Stoffen mit hormon- aktiver Wirkung in Gewässern. Unterhalb von ARA stammt daher die gemessene Hormonaktivität hauptsächlich von Chemikalien, die während der Reinigung des häuslichen Abwassers nicht vollstän- dig eliminiert werden – so zum Beispiel vom Wirkstoff der Antibabypille aus menschlichen Ausschei- dungen. Im Rahmen des Projektes Fischnetz haben Fachleute die Hormonaktivität des Emmewassers mit Hilfe einer Modellrechnung abgeschätzt. Die Ergebnisse zeigen, dass die Aktivität im Verlaufe der Fliessstrecke in der Emme deutlich grösser wird und treppenartig ansteigt. Je nach Grösse der ARA sind die Treppenstufen unterschiedlich hoch. Im Unterlauf – das heisst nach Einleitung der Abwässer aus den vier grossen ARA – liegt die Hormaktivität bei Niederwasser im Bereich der Effektkonzentrati- on für Fische. Die ebenfalls durchgeführten Untersuchungen an Fischen in der Emme ergeben allerdings keine Hinweise auf Störungen durch Hormoneffekte.

Handlungsbedarf Es besteht kein unmittelbarer Handlungsbedarf. Es ist allerdings erwiesen, dass ARA mit ho- hem Schlammalter zu einer besseren Elimination von Hormonen führen. Weitere Vorhaben zum Ausbau von Kläranlagen im Emmental führen deshalb zu einer erwünschten Verminderung dieser Stoffe in der Emme.

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Schwermetalle in Sedimenten der Emme und den Seitengewässern

Schwermetalle können in zu hohen Konzentrationen toxisch auf Gewässerorganismen wirken. Sedi- mentablagerungen auf der Flusssohle haben die Eigenschaft, Schwermetalle über eine längere Zeit zu akkumulieren und zu fixieren. Die in den Sedimenten gemessenen Konzentrationen sind daher ein Mass für die Belastung des Gewässers mit Schwermetallen. Im Jahre 2002 wurden an 19 verschiedenen Stellen in der Emme und in ihren Seitengewässern Sedimentproben entnommen und auf die Schwermetalle Kupfer, Nickel, Zink, Blei, Chrom, Cadmium und Quecksilber untersucht. Die Ergeb- nisse zeigen, dass im Einzugsgebiet der Emme allgemein nur eine schwache bis mässige Belastung vorliegt. Einzig im Biglenbach bei der Messstelle Metzgerhüsi (Kupfer, Zink und Blei) und im Luter- bach bei Oberburg (Chrom) sind die Schwermetallbelastungen etwas erhöht.

Handlungsbedarf Erneute Überprüfung des Schwermetallgehaltes im Biglenbach und im Luterbach. Allenfalls sind die Belastungsquellen zu identifiziern.

Forellen als Indikatoren der Wasserqualität von Emme und Emmegrundwasser

In den 1990er Jahren waren die Fischbestände im Mittel- und Unterlauf der Emme stark rückläufig. Zugleich zeigten gefangene Fische Organveränderungen. Diese Beobachtungen sowie die Tatsache, dass Uferfiltrat der Emme als Trinkwasser für die Stadt Burgdorf genutzt wird, gaben Anstoss zur Durchführung von Hälterungsversuchen mit Bachforellenbrütlingen. Diese erfolgten in der Brutanstalt des Fischereivereins an der Emme Burgdorf. In Hälterungsbecken wurden Forellenbrütlinge in Em- mewasser, in Grundwasser (Uferfiltrat der Emme) und in Trinkwasser des Tierspitals Bern (Kontrolle) gehältert und in bestimmten zeitlichen Abständen untersucht. Dabei zeigte sich, dass in Emmewasser und Grundwasser der Emme gehälterte Fische stärkere Leberveränderungen aufwiesen als solche in Kontrollwasser. Die beobachteten Leberveränderungen waren bei den in Emmewasser gehälterten Fischen am deutlichsten. Die Stärke der Veränderungen war jedoch in beiden Gruppen leichtgradig, was auf ein geringes Veränderungspotenzial des Wassers hindeutet. Die anderen beiden untersuchten Organe, Niere und Kieme, zeigten keine Veränderungen. Was könnten die Gründe für die beobachteten Leberveränderungen sein? Die Tatsache, dass die Leber die deutlichsten Veränderungen aufzeigte, gibt einen Hinweis auf das Vorhandensein von möglicherweise leberschädigenden In- haltsstoffen im Emmewasser und Grundwasser (Uferfiltrat der Emme).

Handlungsbedarf Das Emmewasser und das Uferfiltrat der Emme, welches unter anderem als Trinkwasser für die Stadt Burgdorf dient, sind im Hinblick auf Mikroverunreinigungen zu überwachen.

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Wassertemperaturen in der Emme

Die Wassertemperaturen der Emme bei Emmenmatt werden seit 1976 durch das Bundesamt für Wasser und Geologie gemessen. In diesem Zeitraum ist die mittlere Temperatur der Emme um rund 1 °C angestiegen. Die im vorliegenden Bericht durchgeführten Auswertungen der Temperaturdaten von 2001 bis 2003 zeigen, dass die Wassertemperaturen vor allem im Jahr 2003 besonders hoch waren. Im Durchschnitt war die Emme bei Emmenmatt während des Sommerhalbjahres 2003 von Mai bis September um 2.2 °C wärmer als in der Vergleichsperiode 1976 bis 2003. Im Juni 2003 lag die mittlere Temperatur sogar um 3.5 °C höher als in der Vergleichsperiode. Hohe Wassertemperaturen kön- nen sich negativ auf die kälteliebende Bachforelle auswirken. Bereits Temperaturen über 15 °C kön- nen für Forellen kritisch sein, wenn die Tiere mit dem PKD-Parasiten infiziert und während zwei bis vier Wochen dieser Temperatur ausgesetzt sind. Es kann dann zum Krankheitsausbruch mit oft tödli- chem Verlauf kommen. Vor allem in den Jahren 2003 und 2004 war die Temperaturmarke von 15 °C in verschiedenen Abschnitten der Emme während vieler Wochen überschritten.

Ein Problem stellen in diesem Zusammenhang die vielen Schwellen dar, die bei Niederwasser zu geringen Wassertiefen über den ganzen Flussquerschnitt führen und bei hoher Sonneneinstrahlung eine zusätzliche Erwärmung des Wassers fördern. Verschärft wird diese Problematik durch die massiven Wasserentnahmen unterhalb von Burgdorf. Im Unterlauf der Emme werden im Sommer nicht selten Temperaturen von 20 bis 25 °C gemessen.

Handlungsbedarf Verbesserung der gewässermorphologisch unbefriedigenden Verhältnisse (Renaturierung) und Erhöhung der Restwassermengen unterhalb von Burgdorf. Dadurch kann im Sommer die übermässige Erwärmung des Emmewassers gemildert werden.

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Lebensraum Emme und Seitengewässer

Die Ergebnisse der ökomorphologischen Erhebungen zeigen, dass der Gewässerlebensraum der Emme vor allem im Mittel- und Unterlauf mehrheitlich stark beeinträchtigt ist. Der Oberlauf ist auf Grund des geringen Verbauungsgrades dagegen noch weitgehend naturnah, beziehungsweise wenig beeinträchtigt. Die Seitengewässer der Emme sind insbesondere im Emmeunterlauf ökomorpholo- gisch stark beeinträchtigt. Die zahlreichen Schwellen (Sperren) führen zu einer ausgeprägten Frag- mentierung der Flussläufe im Emmental. Dadurch wird die Durchgängigkeit für Gewässerorganismen stark eingeschränkt – mit negativen Auswirkungen auf das Reproduktionsverhalten und den geneti- schen Austausch von Fischpopulationen.

Handlungsbedarf Es besteht ein hoher Handlungsbedarf zur Verbesserung der gewässermorphologisch unbefriedigenden Verhältnisse und zur Wiederherstellung der Durchgängigkeit für Gewässerorga- nismen in der Emme sowie in den Seitengewässern.

Fischbestand in der Emme

Fische sind gute Indikatoren des Gewässerzustandes. Intakte Verhältnisse in Flüssen und Bächen werden durch einen gewässertypischen Fischbestand angezeigt. Im Rahmen des Projektes Fischnetz durchgeführte Abfischungen sowie die Fischfangstatistik des Fischereiinspektorates zeigen, dass vor allem im Mittel- und Unterlauf der Emme grosse Probleme mit dem Bestand an Bachforellen und anderen Fischarten bestehen. Die Ursachen für einen geringen Fischbestand sind häufig vielschichtig und werden nicht vollständig verstanden. Besonders negativ können sich auswirken: Schlechte Le- bensraumqualität (Ökomorphologie, Durchgängigkeit, Restwasserproblematik), erhöhte Wassertem- peraturen (Temperaturen über 15°C begünstigen den Ausbruch der PKD) sowie ungenügende Was- serqualität. Eine allfällige Beeinflussung des Fischbestandes durch Prädatoren wird im vorliegenden Bericht nicht behandelt.

Handlungsbedarf Verbesserung der Lebensraumqualität in der Emme und in den Seitengewässern durch Rena- turierungen und Wiederherstellung der Längs- und Quervernetzung, Entschärfung der Rest- wasserproblematik und Verbesserung der Wasserqualität (Einhalten der Anforderungen und Zielvorgaben).

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Nährstoffeinträge in die Gewässer des Emmentals

Im oberen Emmental stammen die Nährstoffe Stickstoff und Phosphor vorwiegend aus natürlichen Quellen und Abschwemmungen aus der Landwirtschaft. Die Einträge aus der Siedlungsentwässerung sind in diesem Gebiet gering. Im unteren Emmental spielen die Einträge aus natürlichen Quellen eine vergleichsweise kleine Rolle. Hier kommen die Nährstoffe in den Gewässern hauptsächlich aus der Landwirtschaft und in etwas geringerem Ausmass aus der Siedlungsentwässerung. Insgesamt stammen in den Gewässern des Emmentals nur rund 19% des Stickstoffs und 33% des Phosphors aus natürlichen Quellen. Der überwiegende Nährstoffanteil ist somit anthropogenen Ursprungs (Landwirt- schaft und Siedlungentwässerung).

Handlungsbedarf Eine weitere Verminderung der Nährstoffeinträge ist sowohl aus dem landwirtschaftlichen Be- reich wie auch aus der Siedlungsentwässerung anzustreben. Die Untersuchungen der Wasser- qualität zeigen, dass die Phosphorbelastung im Unterlauf der Emme zu hoch ist und die Ziel- vorgaben nicht erfüllt werden. Die Phosphor- und die Nitratkonzentrationen nehmen im Übri- gen im Längsverlauf der Emme stark zu.

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Wasserqualität der Hauptmessstellen von Aare und Saane

Die Aare wird auf der Fliessstrecke zwischen Thunerseeauslauf und Murgenthal (Kantonsgrenze zum Kanton Aargau) an neun Hauptmessstellen regelmässig beprobt. Die Flusswasserqualität hat sich auf diesem Abschnitt in den vergangenen Jahren nur unwesentlich verändert. Im Vergleich zur Messperi- ode 1997 bis 2000 wurde an drei Messstellen eine geringfügige Abnahme der Nitritbelastung festgestellt: Bern Dalmazi, Bern Eymatt (unterhalb von Bern) und Büren a.A. An den folgenden vier Mess- stellen erfüllt die Aare sämtliche gesetzlichen Vorgaben: Thunerseeauslauf, Bern Dalmazi, Bielersee- auslauf und Büren a.A. Die Wasserqualität kann an diesen Stellen als gut bis sehr gut eingestuft werden. Nur bei der Messstelle Thunerseeauslauf erfüllt die Aare sämtliche überprüften gesetzlichen Vor- gaben mit der Bestnote ‚sehr gut’.

Die Saane wird nur bei der Mündung in die Aare (Messstelle Marfeldingen) regelmässig untersucht. In den vergangenen Jahren ist die Wasserqualität dieses Flusses deutlich besser geworden, was wesentlich auf den Ausbau der ARA Sensetal zurückgeführt werden kann. Heute erfüllt die Saane an der Messstelle Marfeldingen bis auf das Nitrit alle überprüften Anforderungen und Zielvorgaben.

Handlungsbedarf Wasserqualität Aare: Auf den Fliessstrecken von Bern bis zum Einlauf in den Bielersee sowie im Oberaargau werden die Anforderungen und Zielvorgaben noch nicht vollumfänglich erfüllt. Es besteht in diesen Abschnitten ein Handlungsbedarf zur weiteren Verbesserung der Wasser- qualität. In der Saane ist ein geringer Handlungsbedarf zur Reduktion der Nitritwerte ausgewiesen.

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Pestizidbelastung der Gewässer aus ARA

Kläranlagen können wichtige Punktquellen für den Eintrag von Pestiziden in Gewässer darstellen. Im Kanton Bern wurden bislang keine diesbezüglichen Untersuchungen durchgeführt. Mit dem Ziel, die Pestizidbelastung ausgewählter ARA-Ausläufe zu quantifizieren und Vollzugsgrundlagen für die Ver- minderung der Gewässerbelastung bereitzustellen, wurden im Jahre 2002 sieben ARAs von April bis Oktober mittels Sammelproben durchgehend beprobt. Die Untersuchungsergebnisse zeigen, dass vor allem ARAs, die Getreide- und Gemüsebaugebiete entwässern, die höchsten Pestizidfrachten im gereinigten Abwasser aufwiesen. In einzelnen Sammelproben wurden so hohe Pestizidmengen ermittelt, dass unsachgemässe Entsorgung von Restbrühen als Ursache angenommen werden musste. Die am häufigsten gemessenen Pestizide sind identisch mit den regelmässig in Fliessgewässern festgestellten Verbindungen. Führen die Pestizideinträge aus ARAs zu einem Risiko für die Gewässerorganis- men? Um diese Frage zu beantworten, wurden die Pestizidkonzentrationen in den Gewässerabschnit- ten unterhalb der verschiedenen Kläranlagen abgeschätzt und mit aus der Literatur erhältlichen Quali- tätszielen verglichen. Die Ergebnisse zeigen, dass folgende Pestizide ein Risiko für Gewässerorga- nismen darstellen können: Atrazin, Isoproturon, Diazinon und Metolachlor.

Handlungsbedarf Massnahmen zur Reduktion der Pestizidemissionen aus ARAs (vor allem mit ackerbaulich ge- nutztem Einzugsgebiet) sind vordringlich. Der Kanton Bern (GSA/LANAT) hat deshalb Richtli- nien erlassen, die das Entsorgen von Restbrühe in eine Abwasserleitung untersagen. Zudem sind ab 2007 nur noch Spritzen mit integriertem Frischwassertank zugelassen. Es besteht fer- ner ein Handlungsbedarf, die Einhaltung der neuen Vorschriften nach Ablauf der Übergangs- frist zu überprüfen (Erfolgskontrolle).

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2 Einleitung

Der vorliegende Bericht fasst Fliessgewässeruntersuchungen aus den Jahren 2001 bis 2004 zusam- men und gibt einen Überblick über den aktuellen Zustand und die längerfristige Entwicklung der Ber- ner Fliessgewässer. In der Berichtsperiode lag der Schwerpunkt der Fliessgewässeruntersuchungen im Emmental sowie an den Hauptmessstellen von Aare und Saane.

Im Bericht werden folgende Ergebnisse von Untersuchungen und Datenauswertungen vorgestellt:

• Wasserqualität der Emme und ihrer Seitengewässer • Wasserqualität der Hauptmessstellen von Aare und Saane • Pestizidbelastung und Hormonaktivität des Emmewassers • Schwermetallbelastung der Fliessgewässersedimente der Emme und ihrer Seitengewässer • Gesundheit von Bachforellen und Fischbestand in der Emme • Wassertemperaturen in der Emme • Gewässerlebensraum der Emme und ihrer Seitengewässer • Nährstoffeinträge in die Gewässer des Emmentals • Pestizidbelastung der Gewässer aus Abwasserreinigungsanlagen.

Die Auswertungen und Beurteilungen der Wasserqualität wurden grundsätzlich nach den im Gewäs- serbericht 1997-2000 (GSA, 2003) publizierten Methoden durchgeführt. Sie basieren auf dem Modul Chemie des Modul-Stufen-Konzeptes (BUWAL, 2004) mit Stufe S (Bezug auf ein Gewässersystem) und Stufe F (flächendeckend). Detaillierte Angaben über einzelne Messresultate können im hydrogra- fischen Jahrbuch des Kantons Bern (WEA/GSA, 2001 – 2004) eingesehen werden.

Die Kantone sind gemäss Bundesgesetz über den Schutz der Gewässer (Gewässerschutzgesetz, GSchG) verpflichtet, die Öffentlichkeit über den Zustand der Gewässer zu informieren. Im Kanton Bern ist das Amt für Gewässerschutz und Abfallwirtschaft (GSA) mit dieser Aufgabe beauftragt. Das GSA überwacht die Gewässerqualität, ermittelt die Defizite und ordnet notwendige Gewässerschutz- massnahmen sachgerecht an. In Artikel 47 der Gewässerschutzverordnung (GSchV) ist das Vorgehen bei verunreinigten Gewässern festgehalten:

Art. 47 Vorgehen bei verunreinigten Gewässern Stellt die Behörde fest, dass ein Gewässer die Anforderungen an die Wasserqualität nach Anhang 2 (GSchV) nicht erfüllt oder dass die besondere Nutzung des Gewässers nicht gewährleistet ist, so: a. ermittelt und bewertet sie die Art und das Ausmass der Verunreinigung; b. ermittelt sie die Ursachen der Verunreinigung; c. beurteilt sie die Wirksamkeit der möglichen Massnahmen; d. sorgt sie dafür, dass gestützt auf die entsprechenden Vorschriften die erforderlichen Massnahmen ge- troffen werden.

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3 Messstellen für chemisch-physikalische Wasserqualität Im Zeitraum von 2001 bis 2004 wurde die chemisch-physikalische Wasserqualität von Fliess- gewässern im Emmental sowie von Aare, Saane und Emme (Hauptmessstellen) gemäss Stufe S untersucht (Abb. 1 und Tab. 1). Zusätzliche Untersuchungen wurden in kleinen Fliessgewässern im Emmental gemäss Stufe F (Abb. 1 und Tab. 2) durchgeführt. Neben den wichtigsten in der Gewässer- schutzverordnung aufgeführten Parametern wurden an ausgewählten Standorten Pestizide, Wasser- temperatur sowie Schwermetalle in den Sedimenten gemessen.

% # %# Messstellen Stufe S AE06 % % % % % % % % %

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# AD04 # % % % BIEL % % % % % UR52 EM06 # # AC15 # # % HO01 % UR01 % ## % RB01 ## % U LT01 %## GR01 % ## AB13 # % BB02 # EM53 # SA51 AC52 % # % # ## % # ## % IL02 # IL51 # #%# # # # TB01 % EM03 # AB59 ## # % # BB01 % % # % # #### ## # # # # # # ## # % EM51 # # # # # # ### # % # # # # # # ## # # # % # # # # # # # # # RE51 ## ### # # ## # # ## # # ## # # # # % # # ### # # # # # # # # # # # % # # # # # # # # # ## % # # # ## # # # # # # # # # ## # # # # % # # # # ## # EM41 # # # # # ## # # # # # # # % # # ### ## ## # # # # # # # # # % # # # ## # # # # # # THUN # # # # ## ### ## # ## # # ## # # # # # # ## # # # ## # # % ## # # # # # # # ### # # # ## # # # # # ## ## # # # # # Fliessgewässer – Mes sstellen # # # # % # ## # im Kanton Bern 200 1 bis 200 4 % # # # # # # # # % # # # # # # # # ## # Messstellen Stufe S # % # # # # # # # # # ## # # % # # Messstellen Stufe F # # # # # # # # # # # # # # # # # # % # ## m Abwasserreinigungsanlage (>1000 EW) # # # # # # ## # Abwasserreinigungsanlage (<1000 EW) ## # # v % # # # # # # # # # # ## # # # Messstellen Stufe## # F # # # # # ### # # # # # # # # ## # # % # #

Abbildung 1: Fliessgewässermessstellen für physikalisch-chemische Wasserqualität • 16 Messstellen gemäss Stufe S im Zeitraum 2001 – 2002: Grössere Fliessgewässer im Emmental • 10 Messstellen gemäss Stufe S im Zeitraum 2001 – 2004: Hauptmessstellen Aare, Sanne, Emme • 51 Messstellen gemäss Stufe F im Zeitraum 2001 – 2002: Kleine Fliessgewässer im Emmental Stufen S und F: Untersuchungen gemäss Modul-Stufen-Konzept (BUWAL, 2004).

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 17

Bezeichnung Gewässer Untersuchungszeitraum Landeskoordinaten

Hauptmessstellen THUN Aare, Thun 2001 – 2004 615219/177365 AB59 Aare, Bern (Dalmazibrücke) 2001 – 2004 600562/199268 AB13 Aare, Bremgarten (Felsenaubr.) 2001 – 2004 600119/202770 AC52 Aare, Eymatt 2001 – 2004 595911/201710 AC15 Aare, Hagneck (KW Oberwasser) 2001 – 2004 580272/212251 BIEL Aare, Biel (Seeauslauf) 2001 – 2004 584705/219104 AD04 Aare, Büren a.A. 2001 – 2004 595004/221117 AE06 Aare, Murgenthal 2001 – 2004 629760/235242 SA51 Saane, Marfeldingen 2001 – 2004 585905/203017 EM50 Emme, Gerlafingen 2001 – 2004 609362/224976

Emmental EM41 Emme, Bumbach 1992, 2001 – 2002 634651/184770 EM51 Emme, Heidbühl 1992, 2001 – 2002 627880/191250 EM03 Emme, Emmenmatt 1992, 2001 – 2002 623700/199790 EM53 Emme, Zollbrücke 1992, 2001 – 2002 622925/202725 EM06 Emme, Burgdorf (Ey) 1992, 2001 – 2002 613760/212668 EM50 Emme, Gerlafingen 1992, 2001 – 2004 609362/224976 RE51 Rötenbach, Feldmatt 1992, 2001 – 2002 623600/189750 TB01 Trueb, Trubschachen 1992, 2001 – 2002 630920/196925 IL51 Ilfis, Langnau (vor ARA) 1992, 2001 – 2002 624425/199570 IL02 Ilfis, Emmenmatt (nach ARA) 1992, 2001 – 2002 623940/199905 HO01 Hornbach, Hornbach 1992, 2001 – 2002 629400/210800 GR01 Grüene, Ramsei 1992, 2001 – 2002 620275/205210 BB01 Biglenbach, Metzgerhüsi 1992, 2001 – 2002 613275/197950 BB01 Biglenbach, Hasle 1992, 2001 – 2002 616756/206738 RB01 Rüegsbach, Hasle 1992, 2001 – 2002 616079/207792 LT01 Luterbach, Oberburg 1992, 2001 – 2002 613550/209535 UR01 Urtenen (vor ARA) 1992, 1995-1996, 2003-2004 607480/211575 UR52 Urtenen, Neuhof (nach ARA) 1992, 1995-1996, 2003-2004 607660/212214 Tabelle 1: Fliessgewässermessstellen Stufe S 2001 bis 2004

Gewässer Landeskoordinaten Gewässer Landeskoordinaten

Hornbach 633528/208441 Biembach 615531/207304 Hornbach 632297/208992 Biembach 615531/207304 Hornbach 631576/210042 Luterbach 612895/208713 Wyttebach 631117/210725 Bach Schachen 622041/204080 Wyttebach 629212/210119 Bach Mülimatt 622392/204213 Grüene 625736/210304 unterer Frittenbachgraben 624236/202615 Churzeneibach 627575/209451 Alischbachgraben 624066/201554 Churzeneibach 628794/207967 oberer Frittenbachgraben 625865/199945 Seitenbach Grüene 622830/207779 Schüpbachkanal 622558/197206 Griessbach 623499/210790 Äschau - Chrattengraben 624996/195487 Häntschegraben 624709/206404 Bach Chammershusgrabe 629853/198776 Laternenbach 626008/207355 Gohl 629119/198982 Liechtgutbach 625987/207630 Gohl, bei Widhus 628520/199593 Binzgraben 624944/207021 Gohl, bei vord. Houetershus 629036/202153 Dürrbach 622557/205979 Gohl, bei Bluttenried 630504/204364 Rüegsbach 620343/212789 Mümpach 629393/204384 Rüegsbach 618503/208650 Witenbach 629742/199716 Lochbächli 620116/210234 Goldbach 618336/205207 Ibach 621197/209454 Geissbach 628229/191047 Ibach 619454/209259 Chrumbach 627575/191077 Fischbach 617446/212815 Sorbach 628464/189644 Heimiswilbach 615633/211158 Emme 637957/183609 Biglenbach 645655/202237 Schwarzbach 632525/184914 Biglenbach 616695/206384 Bach 631004/185564 Talgrabenbach 616930/202842 Röthenbach 622963/186895 Talgrabenbach 616923/205905 Jassbach 622754/189221 Tabelle 2: Fliessgewässermessstellen Stufe F 2001 bis 2002

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 18

4 Ammonium

% MessstellenMessstellen Stufe Stufe S S %# % % % % % % % % %

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Abbildung 2: Ammoniumbelastung der Fliessgewässer (Stufe S und F)

Ammonium ist in kommunalen Abwässern (gereinigte Abwässer aus ARAs und Abwässer aus Ent- lastungen) sowie in landwirtschaftlichen Düngern, insbesondere in Gülle und Kunstdünger, enthalten. Bei hohen pH-Werten und erhöhten Temperaturen kann sich Ammonium in fischtoxisches Ammoniak umwandeln. Bei Trockenwetter gelangt Ammonium hauptsächlich mit den gereinigten Abwässern aus ARAs in die Fliessgewässer. Numerische Anforderungen der GSchV an Fliessgewässer: 0.2 mg/L N bei über 10 °C und 0.4 mg/L N bei unter 10 °C Wassertemperatur.

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 19

Die gesetzlichen Anforderungen bezüglich Ammonium werden in verschiedenen Flüssen nicht erfüllt (Abb. 2): In der Aare bei Bremgarten (Felsenau) und der Eymatt, in der Ilfis bei Emmenmatt sowie in der Emme bei Zollbrücke und Gerlafingen. Für die erhöhten Konzentrationen sind hauptsächlich un- genügend nitrifizierende Abwasserreinigungsanlagen verantwortlich. Bei den entsprechenden ARAs sind Ausbauarbeiten im Gang (ARA Worblental) oder zwischenzeitlich bereits abgeschlossen (ARA Bern und ARA Langnau).

In der Emme bei Gerlafingen sind von Ende 2001 bis März 2002 deutlich erhöhte Ammoniumkon- zentrationen aufgetreten (Ursache ist nicht bekannt). Dies führt zur Einstufung ‚schlecht’. In der vo- rangehenden Messperiode 1997-2000 waren die Ammoniumwerte an dieser Probenahmestelle deutlich tiefer, die Emme wurde als ‚gut’ eingestuft (GSA 2003, Gewässerbericht 1997-2000). In den Jah- ren 2003 und 2004 waren die Ammoniummesswerte ebenfalls deutlich tiefer (Abb. 15a). Wie Abb. 3 zeigt, werden im Oberlauf der Emme nur sehr geringe Ammoniumkonzentrationen gemessen.

In der Urtenen wurden während der Messkampagne 2003-2004 unterhalb der ARA Moossee- Urtenenbach in der Regel sehr tiefe Ammoniumkonzentrationen (<0.2 mg/L N) gemessen (Ausnahme: 5. Aug. 2003: 1.35 mg/L N). Gemäss Modul Chemie des Modul-Stufen-Konzeptes würde wegen des hohen Einzelwertes und der starken Überschreitung des Anforderungswertes von 0.2 mg/L N die Ein- stufung in ‚schlecht’ resultieren. Da es sich im vorliegenden Fall um eine Einzelbeobachtung handelt und auch im 2005 kein so hoher Wert mehr gemessen wurde, erfolgt im vorliegenden Bericht die Ein- stufung der Urtenen in ‚gut’ (Abb. 2). In den vergangenen Jahren hat sich die Wasserqualität der Urte- nen wegen des Umbaus der ARA Mossee-Urtenenbach stark verbessert (Abb. 19).

Bei den gemäss Stufe F untersuchten Gewässern wird bezüglich Ammonium nur eine ungenügende Beurteilung festgestellt (Bach Mülimatt bei Ranflüh).

0.9

0.8

0.7

0.6

0.5

0.4 ARA Langnau ARA Mittleres Emmental ARA Burgdorf 0.3 ARA Moossee-Urtenenbach

0.2

0.1

0 Bumbach Heidbühl Emmenmatt Zollbrücke Burgdorf Gerlafingen

Abbildung 3: Ammoniumkonzentrationen in der Emme zwischen Bumbach und Gerlafingen. Der Einfluss der ungenügend nitrifizierenden Kläranlagen ist in der Emme deutlich erkennbar. Die Kon- zentrationsabnahme unterhalb von Zollbrücke ist vorwiegend auf die Selbstreinigung in der Emme zurückzuführen. Auswertung der zweijährigen Messreihe 2001-2002. Boxplots mit Maximum, Minimum, 10- bzw. 90- Perzentil und Median; Details bezüglich Auswertung: Gewässerbericht 1997-2000 (GSA, 2003).

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 20

5 Nitrit

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Abildung 4: Nitritbelastung der Fliessgewässer (Stufe S und F)

Nitrit kommt in natürlichen und unbelasteten Gewässern nur in Spuren vor. Höhere Nitritkonzentratio- nen sind meist auf ARA-Einleitungen zurückzuführen. Nitrit ist ein starkes Fischgift, das den Sauer- stofftransport des Blutes beeinträchtigt.

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 21

Qualitative Anforderungen der GSchV an Fliessgewässer: Die Nitrit- und Ammoniakkonzentratio- nen dürfen die Fortpflanzung und Entwicklung empfindlicher Organismen wie Salmoniden nicht beein- trächtigen.

Zusätzliche Zielvorgaben des BUWAL als Ergänzung der Anforderungen der GSchV: Nach heu- tigen Kenntnissen über die Toxizität von Nitrit für Salmoniden werden in Abhängigkeit der Chloridkon- zentration Qualitätsziele zwischen 0.02 und 0.1 mg/L N verwendet:

Chloridkonzentration (mg/L) Zielvorgabe Nitrit (mg/L N) < 10 0.02 10 – 20 0.05 > 20 0.1

Die Zielvorgaben bezüglich Nitrit werden vor allem in den unbelasteten Oberläufen und unmittelbar nach Seeausläufen eingehalten. In diesen Gewässerabschnitten sind die Nitritkonzentrationen in der Regel äusserst gering. Unterhalb von ARA-Einläufen sind sowohl die Emme (nach der Mündung der Ilfis) als auch die Aare (unterhalb von Bern bis zum Bielersee sowie im Oberaargau) teilweise mässig bis deutlich mit Nitrit belastet. Die Seitengewässer der Emme (Ausnahme Urtenen) sowie die kleinen Bäche, die gemäss Stufe F untersucht wurden, erfüllen die Zielvorgaben für Nitrit.

Foto M. Bracher Blick in einen Messraum des Gewässer- und Bodenschutzlabors. Mit den verschiedenen Geräten lassen sich wasserchemische Parameter zur Beurteilung der Wasserqualität von Gewässern bestimmen.

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 22

6 Nitrat

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Abbildung 5: Nitratbelastung der Fliessgewässer (Stufe S und F)

Nitrat ist bei guten Sauerstoffverhältnissen in Fliessgewässern mengenmässig die wichtigste Stick- stoffverbindung. Erhöhte Nitratkonzentrationen gelten als Indikator für die Einleitung von gereinigten Abwässern sowie für die Abschwemmung und Auswaschung von gedüngten Böden.

Numerische Anforderung der GSchV: 5.6 mg/L N für Fliessgewässer, die der Trinkwassernutzung dienen.

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 23

Alle untersuchten Gewässer zeigen relativ geringe Nitratkonzentrationen (Ausnahme: Urtenen). Der Zustand dieser Gewässer kann bezüglich Nitrat als gut bis sehr gut bezeichnet werden. In Fliessrich- tung von Aare (s. Gewässerbericht 1997-2000, GSA, 2003) und Emme (Abb. 6) nimmt der Nitratgehalt jedoch deutlich zu. So verzehnfacht sich die mittlere Nitratkonzentration in der Emme von der obers- ten (Bumbach) bis zur untersten Messstelle (Gerlafingen) nahezu. Die Ursache dieser starken Zu- nahme ist auf Einträge aus landwirtschaftlichen Flächen und der Siedlungsentwässerung zurückzufüh- ren, die im Unterlauf deutlich erhöht sind (Abb. 6, Kap. 20).

3 mg N/l ARA Mittleres Emmental ARA Langnau ARA Burgdorf ARA Moossee-Urtenenbach 2

0 Bumbach Heidbühl Emmenmatt Zollbrücke Burgdorf Gerlafingen

Abbildung 6: Die Nitratkonzentrationen der Emme nehmen in Fliessrichtung auf Grund steigender Abwasserbelastung aus ARA sowie intensiverer Landwirtschaft im unteren Emmental deutlich zu. Die Messwerte liegen überall unter den numerischen Anforderungen der Gewässerschutzverordnung von 5.6 mg/L N.

Auswertung der zweijährigen Messreihe 2001-2002. Boxplots mit Maximum, Minimum, 10- bzw. 90- Perzentil und Median; Details bezüglich Auswertung: Gewässerbericht 1997-2000 (GSA, 2003).

Foto GBL Schwermetalle können in zu grossen Konzentrationen toxische Auswirkungen auf Gewässerorga- nismen haben. Mit diesen Geräten (links ICP-AES, rechts G-AAS) wurden die Schwermetallgehalte in den Sedimenten der Emme und der Seitengewässer bestimmt (Kap. 15).

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 24

7 Phosphat

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Abbildung 7: Ortho-Phosphatbelastung der Fliessgewässer (Stufe S und F)

Ortho-Phosphat ist der biologisch leicht verfügbare Anteil des Gesamtphosphors und die für das Wachstum von Pflanzen direkt wirksame Phosphorkomponente. Eine Überdüngung durch Phosphat führt in Seen zu unerwünschtem Wachstum der Algen und Sauerstoffmangel im Tiefenwasser. Phos- phat wird durch kommunale und industrielle Abwässer, durch Abschwemmungen aus intensiv gedüng- ten landwirtschaftlichen Flächen und durch die Erosion der Böden in die Gewässer eingetragen.

Zielvorgabe BUWAL: 0.04 mg/L P

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 25

Die Zielvorgaben bezüglich ortho-Phosphat werden vor allem in kleinen Fliessgewässern des unteren Emmentals sowie in der Urtenen unterhalb der ARA Moossee-Urtenenbach nicht eingehalten, während die Konzentrationen in den Bächen des oberen Emmentals in der Regel deutlich tiefer liegen und die Vorgaben erfüllen (Abb. 7).

In der Emme nehmen die Phosphatkonzentrationen in Fliessrichtung deutlich zu (Abb. 8). Bei der Messstelle Gerlafingen wird die Zielvorgabe knapp nicht erfüllt. Die erhöhten Werte im Unterlauf kön- nen auf zunehmende Belastungen durch die Siedlungsentwässerung und die Landwirtschaft zurück- geführt werden (Kap. 20).

Die Aare erfüllt die Zielvorgaben bezüglich ortho-Phosphat an allen Messstellen gut bis sehr gut. Un- ter Hochwasserbedingungen steigen die ortho-Phosphatwerte unterhalb von Bern zwar etwas an, erfüllen aber in der Regel die Zielvorgaben. Im Gegensatz dazu ist die Gesamtphosphorbelastung der Aare unterhalb von Bern vor allem bei Hochwasser als deutlich erhöht einzustufen (s. Abb. 9).

0.06

0.05

0.04

0.03

mg P/l

0.02 ARA Mittleres Emmental ARA Langnau ARA Moossee-Urtenenbach ARA Burgdorf 0.01

0 Bumbach Heidbühl Emmenmatt Zollbrücke Burgdorf Gerlafingen

Abbildung 8: Zunehmende Phosphatkonzentrationen in der Emme zwischen Bumbach und Gerlafin- gen. Auffallend ist der deutliche Anstieg zwischen Burgdorf und Gerlafingen (s. Abb. 10, Gesamt- phosphor).

Auswertung der zweijährigen Messreihe 2001-2002. Boxplots mit Maximum, Minimum, 10- bzw. 90- Perzentil und Median; Details bezüglich Auswertung: Gewässerbericht 1997-2000 (GSA, 2003).

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 26

8 Gesamtphosphor

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# #%# % # Zustand für Gesamtphosphor # # % % Zielvorgaben sehr gut % %

erfüllt gut % # % Zielvorgaben mässig # % nicht erfüllt unbefriedigend % schlecht # % m Abwasserreinigungsanlage (>1000 EW) % v Abwasserreinigungsanlage (<1000 EW) % #

Abbildung 9: Gesamtphosphorbelastung der Fliessgewässer (Stufe S). Die kleinen Fliessgewässer (Stufe F) sind bezüglich Gesamtphosphor nicht untersucht worden.

Gesamtphosphor umfasst sowohl ortho-Phosphat als auch in Wasser unlösliche Phosphorkompo- nenten. Phosphor wird durch kommunale und industrielle Abwässer, durch Entlastungen aus dem Kanalisationsnetz, durch Abschwemmungen aus landwirtschaftlichen Flächen und durch die Erosion von Böden in die Gewässer eingetragen.

Zielvorgabe BUWAL: 0.07 mg/L P

Wie Abb. 9 zeigt, wird die Zielvorgabe für Gesamtphosphor häufig nicht eingehalten. An zehn Mess- stellen muss der Zustand für Gesamtphosphor sogar als schlecht bezeichnet werden. Die markante Belastungszunahme in der Aare unterhalb von Bern ist auf die Einträge der beiden grossen ARAs Worblental und Bern sowie insbesondere auf Entlastungen aus dem Kanalisationsnetz der Region Bern zurückzuführen. Spitzenkonzentrationen an Gesamtphosphor werden vor allem bei Hochwasser gemessen. Dies deutet darauf hin, dass Entlastungen vorübergehend zu stark erhöhten Phosphor- konzentrationen führen.

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 27

In der Emme traten erhöhte Gesamtphosphorwerte ebenfalls vor allem bei Hochwasser und unterhalb von Siedlungen auf. Auch in den Seitengewässern der Emme waren die Konzentrationen bei Hoch- wasser deutlich erhöht. So beispielsweise in der Ilfis, im Biglenbach bei Hasle und im Luterbach bei Oberburg. Im Gegensatz dazu waren in den Oberläufen von Emme und Ilfis die Gesamtphorkon- zentrationen auch bei Hochwasser nur wenig bis mässig erhöht (Abb. 9).

Wie beim Nitrat (Abb. 6) und dem ortho-Phosphat (Abb. 8), nimmt auch die Gesamtphosphorkonzent- ration im Fliessverlauf der Emme deutlich zu (Abb. 10, Kap. 20).

In der Urtenen sind die gemessenen Gesamtphosphorwerte unterhalb der ARA Moossee- Urtenenbach auch bei Trockenwetter deutlich erhöht.

0.4

0.35

0.3

0.25

0.2

0.15 ARA Mittleres Emmental ARA Burgdorf ARA Langnau ARA Moossee-Urtenenbach

Gesamtphosphor mg0.1 P/l

0.05

0 Bumbach Heidbühl Emmenmatt Zollbrücke Burgdorf Gerlafingen

Abbildung 10: Gesamtphosphorkonzentrationen in der Emme zwischen Bumbach und Gerlafingen. Zwischen den Messstellen Burdorf und Gerlafingen nimmt die Konzentration stark zu (vergl. orhto- Phosphat, Abb. 8). Diese Belastungszunahme ist auf ARA-Ausläufe und Kanalisationsentlastungen sowie auch auf Phosphorabschwemmungen aus landwirtschaftlichen Flächen zurückzuführen. Auf Grund der hohen Maximalbelastungen werden die drei Messstellen im Unterlauf als stark belastet beurteilt (Abb. 9). Die höchste in der Emme bei Gerlafingen gemessene Konzentration beträgt 0.75 mg/l P.

Auswertung der zweijährigen Messreihe 2001-2002. Boxplots mit Maximum, Minimum, 10- bzw. 90- Perzentil und Median; Details bezüglich Auswertung: Gewässerbericht 1997-2000 (GSA, 2003).

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 28

9 Gelöster organischer Kohlenstoff

% Messstellen Stufe S %# % % % % % % % % %

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Abbildung 11: Gelöster organischer Kohlenstoff in Fliessgewässern

Der DOC (Dissolved Organic Carbon) ist ein Mass für die Belastung eines Gewässers mit gelösten organischen Substanzen aus natürlichen (Abschwemmungen, Abbauprodukte) und zivilisatorischen (Kläranlagen, Industrie) Quellen. Als Summenparameter erfasst der DOC sowohl die gut als auch die schlecht abbaubaren organischen Stoffe.

Numerische Anforderung der GSchV: 1 – 4 mg/l C in Abhängigkeit der natürlichen Vorbelastung.

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 29

In der Aare wird die von den Anrainer-Kantonen Bern, Solothurn und Aargau festgelegte Anforderung von 2 mg/L C (GSA, 2003) an den Messstellen in Bern Felsenau und Hagneck knapp nicht erfüllt. Nach dem Kanton Solothurn (Messstelle Murgenthal) sind die DOC-Gehalte erhöht und die Anforde- rung von 2 mg/L C ist deutlich überschritten.

Die leicht erhöhten Werte bei der Messstelle Felsenau, die teilweise bei Hochwasserbedingngen auf- traten, dürften auf die ARA Worblental und Entlastungen aus dem Kanalisationsnetz in der Region Bern zurückzuführen sein.

In der Emme und den Seitengewässern wurden bei einer festgelegten Anforderung von 4 mg/L C (GSA, 2003) häufig schwache bis mässige Belastungen festgestellt.

In den kleinen Fliessgewässern, die gemäss Stufe F beprobt wurden, war der DOC-Gehalt relativ tief. Nur im Binzgraben war auf Grund eines sehr hohen Maximalwertes eine deutliche Belastung vorhanden.

Foto M. Bracher

Die Belastung der Gewässer mit organischen Stoffen kann einen grossen Einfluss auf die Organis- menzusammensetzung haben. Mit dem Summenparameter DOC werden alle in einer Wasserprobe enthaltenen gelösten organischen Kohlenstoffverbindungen gemessen.

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 30

10 Keime ( E.coli )

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Abwasserreinigungsanlage (>1000 EW) m %

Abbildung 12: E. coli – Belastung der Fliessgewässer. In den kleinen Fliessgewässern (Stufe F) wurden keine E. coli bestimmt.

E. coli (Escherichia coli) sind Darmbakterien und gelten als Indikatoren für das Vorkommen von pa- thogenen, d.h. krankheitserregenden Keimen. Sie sind deshalb ein Mass für die Gewässerhygiene und damit auch für die Badewasserqualität.

Zusätzliche Zielvorgabe des VOKOS: 1000 Keime (E. coli)/100 ml.

Ein guter und sehr guter Zustand hinsichtlich E. coli bedeutet, dass in den meisten Fällen die hygienischen Anforderungen an die Badewasserqualität erfüllt sind (BUWAL, 1991). Umgekehrt sind in den mit mässig oder schlecht bezeichneten Gewässern die Anforderungen an die Badewasserqualität meist nicht erfüllt.

Abbildung 12 zeigt, dass die Keimzahlen (E. coli) in den untersuchten Gewässern allgemein relativ hoch sind. Als Ursache der Belastungen gelten vor allem Abwassereinleitungen aus ARAs und Entlas- tungen aus dem Kanalisationsnetz. Aber auch Abschwemmungen von landwirtschaftlichen Flächen

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 31 können in ländlichen Gebieten zu erhöhten Keimbelastungen in Bächen führen. Im Verlaufe von Fliessstrecken können E. coli – Belastungen auf Grund von Abwassereinleitungen aus ARAs anstei- gen bzw. durch Selbstreinigungsprozesse im Gewässer abnehmen (Abb. 13).

Niedrige Keimzahlen werden in wenig belasteten Gewässeroberläufen sowie in der Aare zwischen Thun und Bern und unterhalb des Bielersees bis Büren a.A. beobachtet. In den Seeausläufen des Brienzer-, Thuner- und Bielersees werden E. coli nur in geringer Anzahl gefunden.

5000

4000

3000 ARA Mittleres Emmental ARA Langnau 2000 ARA Burgdorf ARA Moossee-Urtenenbach E. coli Keime/100ml 1000

0 Bumbach Heidbühl Emmenmatt Zollbrücke Burgdorf Gerlafingen

Abbildung 13: E. coli-Belastung in der Emme zwischen Bumbach und Gerlafingen. Der Einfluss der Kläranlagen ist in der Emme deutlich erkennbar. Die Anforderungen an die Badewasserqualität sind unterhalb der ARA Langnau in der Regel nicht erfüllt. Da der Ausbau der ARA Langnau 2003 abgeschlossen wurde, dürfte sich die E. coli-Belastung im Bereich Emmenmatt bis zum Einlauf der ARA Mittleres Emmental in der Zwischenzeit reduziert haben.

Auswertung der zweijährigen Messreihe 2001-2002. Boxplots mit Maximum, Minimum, 10- bzw. 90- Perzentil und Median; Details bezüglich Auswertung: Gewässerbericht 1997-2000 (GSA, 2003).

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11 Gesamtbeurteilung der Wasserqualität

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Abbildung 14: Gesamtbeurteilung der Wasserqualität der Fliessgewässer

Die Gesamtbeurteilung eines Gewässers ergibt sich aus der jeweils ungünstigsten Einstufung be- züglich der Parameter Ammonium, Nitrit, Nitrat, Phosphat, und DOC.

In den gelb, orange und rot markierten Gewässern besteht ein Handlungsbedarf zur Verbesserung der Wasserqualität.

Nur die Gewässer mit blauen oder grünen Punkten erfüllen sämtliche Anforderungen und Zielvorga- ben, was nur in der Aare nach den Seeausläufen sowie in den Bach- und Flussoberläufen im Emmen-

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 33 tal der Fall ist (Abb. 14). Nicht eingehalten sind die Anforderungen und Zielvorgaben in der Aare unterhalb von Bern, im Mittel- und Unterlauf der Emme sowie in verschiedenen Seitengewässern der Emme. Die Belastungen stammen von ARA-Einleitungen, Kanalisationsentlastungen und Ab- schwemmungen aus der Landwirtschaft. Die Parameter Gesamtphosphor und E. coli sind für diese Beurteilung nicht berücksichtigt worden.

Foto Ueli Ochsenbein

Aare in der Elfenau bei Bern. Die Wasserqualität der Aare zwischen Thun und Bern kann als gut bis sehr gut eingestuft werden und erfüllt bei Trockenwetter auch die hygienischen Anforderungen an die Badewasserqualität.

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12 Langzeitentwicklung der Wasserqualität in der Emme und den Seitengewässern

Die Gewässerschutzgesetzgebung wurde in den vergangenen Jahrzehnten immer wieder neuen Er- kenntnissen angepasst. Das erste Bundesgesetz zum Schutz der Gewässer trat bereits 1957 in Kraft. 1971 wurde ein revidiertes Bundesgesetz zum Schutz der Gewässer vor Verunreinigung notwendig. Hauptanliegen dieses zweiten Gewässerschutzgesetzes war die Behandlung aller Abwässer in Klär- anlagen. Dieses Ziel wurde anfangs der 1990er-Jahre weitgehend erreicht.

Im Verlaufe der Zeit hat man aber auch erkannt, dass ergänzend zu den Kläranlagen (End-of-Pipe- Lösung) auch Massnahmen an der Quelle nötig sind. So konnten beispielsweise durch das Phosphat- verbot in Waschmitteln 1986 und den verminderten Phosphordüngerverbrauch in der Landwirtschaft die Phosphatbelastung der Gewässer deutlich reduziert werden.

Das heute gültige Gewässerschutzgesetz (GSchG) vom 24. Januar 1991 und die Gewässerschutz- verordnung (GSchV) vom 28. Oktober 1998 haben den umfassenden Schutz der Gewässer zum Ziel. Es geht nicht mehr nur darum, Verunreinigungen vom Gewässer fernzuhalten, sondern die Gewässer inklusive das Grundwasser in ihren Funktionen als Ganzes zu schützen. Dieser Schutz beinhaltet auch die mit den Gewässern verbundenen Nutzungen durch den Menschen. Gegenüber dem Gewäs- serschutzgesetz von 1971 wurden verschiedene Anforderungen an die Wasserqualität verschärft und es wurden neue Qualitätsparameter in die Gewässerschutzverordnung aufgenommen.

Die mit der Entwicklung der Gewässerschutzgesetzgebung verbundenen Gewässerschutzmassnah- men haben ihre Wirkung auf die Gewässer nicht verfehlt. In vielen Gewässern ist die Belastung mit Einträgen aus den Hauptbelastungsquellen Siedlungsentwässerung und Landwirtschaft kleiner geworden. Die Wasserqualität ist heute in vielen Flüssen und Bächen messbar besser (GSA, 2003; GSA, 1995; Ochsenbein U., 1987 – 1992).

In der Emme wird die Entwicklung der Wasserqualität seit längerer Zeit untersucht. Für den Unterlauf (Messstelle bei Gerlafingen) liegen kontinuierliche Messergebnisse seit den siebziger Jahren bis 2004 vor. Die für den Oberlauf der Emme repräsentative Messstelle liegt bei Emmenmatt. Hier hat man Messergebnisse seit den achtziger Jahren. Der Mittellauf der Emme wird bei Burgdorf seit 1992 untersucht. Im vorliegenden Bericht werden die Ergebnisse dieser Langzeituntersuchungen erstmals für verschiedene Parameter ausgewertet und dargestellt (Abb. 15 bis 17).

Die Wasserqualität der wichtigsten Seitengewässer der Emme wurde 1992 und 2001 – 2002 gemessen. Die Untersuchung der Urtenen erfolgte 1992, 1995 – 1996 und 2003 – 2004. Die Ergebnisse dieser Untersuchungskampagnen werden vergleichend in den Abb. 18 und 19 dargestellt.

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Die Gewässer wurden in der Regel 12-mal jährlich beprobt (Stichproben). Für die Auswertung und Darstellung wurden jeweils zwei, in seltenen Fällen bis vier Jahre, zusammengefasst. Damit liegt ein ausreichender Stichprobenumfang für die Beurteilung der Wasserqualität vor.

In den nachfolgenden Grafiken sind jeweils die 90-Quantile und die 50-Quantile dargestellt. Das 90- Quantil ist derjenige Wert, für den 90% aller Messwerte darunter und 10% aller Messwerte darüber liegen. Das 90-Quantil ist der für den Vergleich mit den Anforderungen der Gewässerschutzverord- nung (GSchV) bzw. den Zielvorgaben des Modul-Stufen-Konzeptes massgebende Wert. Das 50- Quantil (auch Median) entspricht der mittleren Konzentration eines bestimmten Messparameters und zeigt den allgemeinen Verlauf der Wasserqualität eines Gewässers.

Die gelben gepunkteten Linien in den Grafiken entsprechen den Anforderungen gemäss GSchV oder den Zielvorgaben des Modul-Stufen-Konzeptes (BUWAL, 2004).

Mit dem Skalar Segmentfluss- Analysensystem lassen sich Phosphor- und Stickstoffverbindungen (ortho- Phosphat, Gesamtphosphor, Ammonium, Nitrit und Nitrat) in Wasserproben bestimmen. Diese Parameter werden für die Beurteilung der Wasserqualität von Ge- wässern herangezogen.

Foto BE-Info 2003

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Wasserqualität in der Emme bei Gerlafingen 1975 bis 2004

Die Messstelle repräsentiert den Unterlauf der Emme und somit den am stärksten belasteten Gewässerabschnitt. Das Gewäs- ser wird durch verschiedene grössere Kläranlagen sowie Ab- schwemmungen aus intensiv genutzten landwirtschaftlichen Flächen belastet.

Durch den Ausbau verschiedener Abwasserreinigungsanlagen und Massnahmen bei der Sied- lungsentwässerung ist die Was- serqualität im Verlaufe der vergangenen Jahrzehnte deutlich besser geworden. Dies ist vor allem am markanten Rückgang der Parameter Ammonium, Nitrit, o-Phosphat und Gesamtphos- phor erke nnbar (Abb. 15a und 15b).

Die Abnahme der Nitratkonzent- rationen kann teilweise auf Massnahmen im Bereich der Landwirtschaft zurückgeführt werden.

Abbildung 15a: Entwicklung der Wasserqualität in der Emme bei Gerlafingen (EM50) von 1975 bis 2004. Dargestellt sind die Messergebnisse für die Stickstoffparameter Ammonium, Nitrit und Nitrat. Die gepunkteten gelben Linien entsprechen den Anforderungen der GSchV bzw. den Zielvorgaben des Modul-Stufen-Konzeptes.

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In den letzten Jahren sind Über- schreitungen der A nforderungen bzw. Zielvorgaben nur noch bei den Parametern Ammonium, Nitrit und Gesamtphosphor aufgetreten.

Wie in Kap. 5 erwähnt, traten im Winter 2001/02 in der Emme bei Gerlafingen deutlich erhöhte Ammoniumwerte auf, die zu einer schlechten Einstufung führ- ten (Abb. 2). Gleichzeitig wurden auch erhöhte Gesamtphosphor- werte gemessen. Wie die Abb. 15a und 15b zeigen, lagen die Ammonium- und die Gesamt- phosphorkonzentrationen 2003- 2004 wieder tiefer. Der Grund für die erhöhten Messwerte 2001/02 ist nicht bekannt.

Die Konzentrationen an gelös- tem organischem Kohlenstoff (DOC) sind in der Emme wegen der natürlichen Vorbelastung (Moorgebiete im Oberlauf) er- höht. Deshalb gilt für die Emme als numerische Anforderung ein DOC-Wert von 4 mg/L C.

Abbildung 15b: Entwicklung der Wasserqualität in der Emme bei Gerlafingen (EM50) von 1975 bis 2004. Dargestellt sind die ortho-Phosphat-, Gesamtphosphor- und DOC-Konzentrationen. Die gepunkteten gelben Linien entsprechen den Anforderungen der GSchV bzw. den Zielvorgaben des Modul- Stufen-Konzeptes.

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Wasserqualität in der Emme bei Burgdorf 1992 bis 2002

Die Messstelle repräsentiert den Mittellauf der Emme. Die Belas- tung durch Kläranlagen und die Landwirtschaft ist in diesem Ge- wässerabschnitt geringer als im Unterlauf aber deutlich höher als im Oberlauf. Zwischen der Messstelle Emmenmatt, die re- präsentativ ist für den Oberlauf , und Burgdorf ve rschlechtert sich die Wasserqualität bei den Pa- rametern Ammonium, Nitrit, Nit- rat, Phosphor und E.coli.

In den letzten Jahren wurden in der Emme bei Burgdorf die Ziel- vorgaben vor allem bei den Pa- rametern Nitrit und Gesamt- phosphor überschritten.

Seit 1992 hat sich die Wasser- qualität nur geringfügig verän- dert. Eine Verbesserung kann bei den Parametern Nitrit, Nitrat und ortho-Phosphat festgestellt werden.

Es stehen keine Messdaten vor 1992 zur Verfügung.

Abbildung 16a: Entwicklung der Wasserqualität in der Emme bei Burgdorf (EM06) von 1992 bis 2002. Dargestellt sind die Konzentrationen der Stickstoffparameter Ammonium, Nitrit und Nitrat. Die gepunkteten gelben Linien entsprechen den Anforderungen der GSchV bzw. den Zielvorgaben des Modul-Stufen-Konzeptes.

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Abbildung 16b: Entwicklung der Wasserqualität in der Emme bei Burgdorf (EM06) von 1992 bis 2002. Dargestellt sind die ortho-Phosphat-, Gesamtphophor- und DOC-Konzentrationen. Die gepunk- tete gelbe Linie entspricht den Anforderungen der GSchV bzw. den Zielvorgaben des Modul-Stufen- Konzeptes.

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Ammonium Wasserqualität in der Emme bei Emmenmatt 1983 bis 2002 0.1 0.09 0.08 0.07 Die Messstelle repräsentiert die 0.06 Wasserqualität des Emmeober- 90-Quantil 0.05 50-Quantil mg/L N 0.04 laufs. Die Emme wird auf die- 0.03 sem Abschnitt nur sehr geringfü- 0.02 0.01 gig durch die Siedlungsentwäs- 0 1983- 1987- 1991- 1993- 1995- 1997- 1999- 2001- serung belastet. Der Eintrag von 1986 1990 1992 1994 1996 1998 2000 2002 Stickstoff- und Phosphorverbin- dungen aus der Landwirtschaft Nitrat ist zudem geringer als im Mittel- 3 und Unterlauf (Abb. 34). 2.5 2 Wie nebenstehende Abbildung 90-Quantil 1.5 zeigt, ist die Wasserqualität der 50-Quantil mg/L N 1 Emme in den vergangenen Jahr-

0.5 zehnten besser geworden. Er-

0 wähnenswert ist der kontinuierli- 1983- 1987- 1991- 1993- 1995- 1997- 1999- 2001- 1986 1990 1992 1994 1996 1998 2000 2002 che Rückgang der Nitratkonzent- rationen um rund einen Drittel.

ortho-Phosphat

0.05 Überschreitungen der gesetzli- 0.045 chen Anforderungen und Ziel- 0.04 0.035 vorgaben treten heute in diesem 0.03 90-Quantil Gewässerabschnitt kaum auf. 0.025 50-Quantil mg/L P 0.02 0.015 0.01 0.005 0 1983- 1987- 1991- 1993- 1995- 1997- 1999- 2001- 1986 1990 1992 1994 1996 1998 2000 2002

Gesamtphosphor

0.12 Abbildung 17: Entwicklung der

0.1 Wasserqualität in der Emme bei Emmenmatt (EM03) von 1983 0.08 bis 2002. Dargestellt sind die 90-Quantil Ammonium-, Nitrat-, ortho- 0.06 50-Quantil mg/L P Phosphat-, und Gesamtphos- 0.04 phorkonzentrationen. Die gepunkteten gelben Linien entspre- 0.02 chen den Anforderungen der

0 GSchV bzw. den Zielvorgaben 1983- 1987- 1991- 1993- 1995- 1997- 1999- 2001- des Modul-Stufen-Konzeptes. 1986 1990 1992 1994 1996 1998 2000 2002

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Ammonium Wasserqualität Seitengewä sser der Emme 1992 und 2001-2002 1.2

1 0.8 Unter- Untersuchung suchung 2001-2002 In der Abbildung 18 werden die 0.6 1992

mg/LN Untersuchungsergebnisse von 0.4 0.2 1992 mit den Resultaten der Kam- 0 pagne 2001–2002 verglichen. Die . A R sle b. ene h M. A c asle er Trueb rnbach tenbach Grü ö Ho ch Ha ch H linken Messpunkte für jedes Sei- R is vor nach ARA ba Ilf is n bach Ob Ilf Biglenba le egsba ig ü ter B R Lu tengewässer und Datenpaar ent- 90-Quantil 50-Quantil sprechen der Untersuchung 1992, die rechten Punkte der Untersu- Nitrat chung 2001–2002 (Urtenen: s. 7 Abb. 19). 6

5 Die Konzentrationen der vier dar- 4 3 gestellten Parameter haben in mg/LN 2 dieser Zeitperiode in der Regel 1 abgenommen. Die Wasserqualität 0 . A e ne M. sl b. der Seitengewässer hat sich somit ach e asle er b H Trueb rnbach ten Grü Ob ach ARA Ho h Rö n Ilfis vor AR fis sbach Ha Il Biglenbach g allgemein verbessert. uterbac Biglenbach Rüe L

Nitrat 90-Quantil Nitrat 50-Quantil Deutlich erkennbar ist die talab-

ortho-Phosphat wärts zunehmende Belastung der Seitengewässer. So weisen der 0.18 0.16 Biglenbach, der Rüegsbach und 0.14 der Luterbach eine schlechtere 0.12 0.1 Wasserqualität auf als der Röten- 0.08 mg/LP bach, die Trueb, die Il fis vor der 0.06 0.04 ARA Langnau, der Hornbach und 0.02 die Grüene. 0 . A A e n ueb R R sle r A bach asle erb. T r A h n H Ha b o or Grüe bach M. ac H Rötenbach is v n len Ilf is ig Ilf B Die Qualität der Ilfis war unterhalb iglenbach üegsbach B R Luterbach O der ARA Langnau in beiden Kam- 90-Quantil 50-Quantil pagnen schlecht und überschritt

Gesamtphosphor die gesetzlichen Anforderungen teilweise deutlich. Die ARA wurde 0.2 0.18 0.16 in der Zwischenzeit vollständig 0.14 0.12 umgebaut und ging 2003 in Be- 0.1

mg/L P 0.08 trieb. Die Wasserqualität der Ilfis 0.06 0.04 0.02 hat sich seither verbessert. 0 . A A eb sle b. ru bach a asle er T r AR n ch M. H or Grüene ba ach AR H Rötenbach is vo bach H Ilf sbach Abbildung 18: Vergleich der Was- Ilfis n Biglen len ig B Rüeg Luterbach Ob serqualität 1992 und 2001–2002 in den Seitengewässern der Emme. Gesamtphosphor 90-Quantil Gesamtphosphor 50-Quantil

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Ammonium und Nitrat Wasserqualität Urtenen 9 1992, 1995 – 1996 und 8 2003 – 2004 7

6 oberhalb ARA Nitrat 5 oberhalb ARA Ammonium 4 unterhalb ARA 3 Nitrat

mg/L N (90-Quantil) unterhalb ARA 2 Ammonium 1 0 Anfordg. Nitrat Anfordg . Amm . 1992 1995-1996 2003-2004

Nitrit

0.5 0.45 0.4

0.35 0.3 oberhalb ARA Nitrit 0.25 unterhalb ARA Nitrit 0.2 0.15 mg/L N (90-Quantil) 0.1 0.05 0 1992 1995-1996 2003-2004

ortho-Phosphat und Gesamtphosphor

0.7 0.6 oberhalb ARA 0.5 Gesamtphosphor oberhalb ARA 0.4 o-Phosphat unterhalb ARA 0.3 Gesamtphosphor 0.2 unterhalb ARA mg/L P (90-Quantil) o-Phosphat 0.1 Abbildung 19: Entwicklung der 0 Zielvorg. Ges.-P Zie lvor g. ortho -P Wasserqualität in der Urtenen 1992 1995-1996 2003-2004 1992 bis 2004. Dargestellt sind Konzentrationen wichtiger Was- serqualitätsparame ter oberhalb Gelöster org. Kohlenstoff (DOC) und unterhalb der ARA Moos-

14 see-Urtenenbach. Die gepunkteten Linien entsprechen den An- 12 forderungen der GSchV bzw.

10 den Zielvorgaben.

8 oberhalb ARA DOC Im Verlaufe der Messperiode ist

6 unterhalb ARA DOC die Wasserqualität in der Urte- nen wegen des Ausbaus der 4 mg/L C (90-Quantil) ARA Moossee-Urtenenbach u nd 2 anderer Gewässerschutzmass- nahmen markant besser gewor- 0 den (s. Text). 1992 1995-1996 2003-2004

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 43

Die Wasserqualität der Urtenen war in den 1990er Jahren sehr schlecht. Insbesondere unterhalb der ARA Moossee-Urtenenbach waren die Anforderungen der GSchV und die Zielvorgaben des Modul- Stufen-Konzeptes massiv überschritten. So waren die Ammonium- und die Phosphorkonzentrationen um mehr als den Faktor zehn höher als die gesetzlichen Vorgaben. Die hohen Ammonium- und Nitrit- werte haben häufig zu fischtoxischen Verhältnissen in der Urtenen geführt.

Mit dem Wegfall der Hefefabrik in Hindelbank sowie insbesondere nach dem Ausbau der ARA Mos- see-Urtenenbach im Jahr 2003 wurde die Wasserqualität in der Urtenen deutlich besser. Dies gilt ganz besonders für den Parameter Ammonium, dessen Konzentration durch den ARA-Ausbau dras- tisch vermindert werden konnte (Abb. 19). Das 90-Quantil für Ammonium betrug 1992 noch fast 7 mg/L N. In der Messperiode 2003-2004 lag dieser Wert noch bei 0.13 mg/L N; die Anforderungen gemäss GSchV wurden eingehalten.

Nebst dem Ammonium waren unterhalb der ARA auch die Konzentrationen der Phosphor komponen- ten stark rückläufig: Die 90-Quantile der Gesamtphosphor- und der ortho-Phosphatkonzentrationen haben sich von über 0.6 bzw. 0.4 mg/L P im Jahre 1992 auf 0.17 bzw. 0.14 mg/L P (2003-2004) vermindert. Trotz dieses markanten Rückgangs, der vor allem dem ARA-Ausbau zuzuschreiben ist, kön- nen die Zielvorgaben heute noch nicht eingehalten werden.

Seit 1992 werden unterhalb der ARA Mossee-Urtenenbach unverändert hohe Nitrat konzentrationen gemessen. Das 90-Quantil beträgt ca. 8.2 mg/L N und überschreitet die Anforderung der GSchV von 5.6 mg/L N deutlich. Oberhalb der ARA ist die Nitratbelastung leicht rückläufig und erfüllte in der Messperiode 2003-2004 die Anforderungen knapp.

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Foto Bonnard & Gardel Die sanierte ARA Moossee-Urtenenbach ging 2003 in Betrieb. Die Wasserqualität in der Urtenen ist seither markant besser geworden (Abb. 19).

Foto Ueli Ochsenbein Renaturierter Gewässerabschnitt der Urtenen oberhalb der ARA Moossee-Urtenenbach (Frühjahr 2004).

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13 Pestizide in der Emme

Die Pestiziduntersuchungen wurden 2002 im Rahmen des Projektes Fischnetz durch die EAWAG durchgeführt. Der nachfolgende Textauszug stammt weitgehend aus dem entsprechenden Bericht (Götz Ch., et al., 2003) und bezieht sich auf die im Unterlauf des Gewässers (Messstelle Bätterkinden) erhobenen Proben.

In der Emme, welche ein landwirtschaftlich stark genutztes Einzugsgebiet entwässert, wurden teilweise erhöhte Pestizidkonzentrationen gemessen. In Abbildung 20 sind die Konzentrationen aller Pestizi- de über die gesamte Messperiode aufgetragen. Die durchschnittlich höchsten Konzentrationen wurden vom weit verbreiteten Maisherbizid Atrazin gemessen. Von Diazinon, Dimethenamid und Tebutam wurden nie höhere Konzentrationen als 30 ng/l gemessen. Für Diuron, Isoproturon, Metolachlor, MCPA und Mecoprop kamen vereinzelt Konzentrationen im Bereich von 100 bis 200 ng/l vor. Die meisten Stichproben enthielten jedoch nicht mehr als 20 ng/l.

Für die meisten landwirtschaftlich eingesetzten Pestizide ist ein Zusammenhang zwischen Applikati- onsperiode und gemessenen Konzentrationen zu erkennen. So treten die höchsten Konzentrationen von Dimethenamid, Isoproturon, Metolachlor und MCPA vor allem im Frühling auf, während deren Hauptapplikationsperioden. Tebutam, welches vorwiegend im Herbst auf Rapsfelder ausgebracht wird, wurde in dieser Jahreszeit gefunden. Das Atrazin-Abbauprodukt Desethylatrazin hingegen zeigt über die ganze Messperiode keine grosse Dynamik.

Für Mecoprop und Diazinon, welche auch im Siedlungsraum und im Gartenbau für verschiedene Zwecke eingesetzt werden, ist eine Korrelation mit dem landwirtschaftlichen Einsatz schwieriger. Man findet das ganze Jahr Rückstände dieser Pestizide in natürlichen Gewässern. Für Mecoprop ist bekannt, dass es als Wurzelschutz in Flachdachabdeckungen verwendet wird und deshalb mehr oder weniger saisonunabhängig durch Siedlungsabwässer und Meteorwasser in die natürlichen Gewässer gelangt.

Über die Spitzenkonzentrationen oder die gesamte Pestizidfracht lassen sich aufgrund des Bepro- bungskonzeptes mit einzelnen Stichproben nur sehr beschränkt Aussagen machen.

Risikoabschätzungen ergaben anhand der gemessenen Konzentrationen und der ökotoxikologi- schen Beurteilung der untersuchten Pestizide (EQS-Werte, Qualitätsziele für Pestizide) für die Fische in der Emme kein erhöhtes Risiko. Für das gesamte aquatische Ökosystem der Emme stellten dagegen die Pestizide Atrazin, Diazinon, Diuron und Metolachlor ein potentielles Problem dar. Bei diesen Pestiziden lagen die höchsten gemessenen Konzentrationen über den EQS-Werten.

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 46

200 Atrazin: 24.7.02: 728 ng/l 180

160 Atrazin 140 Desethylatrazin Diazinon

120 Dimethenamid Diuron Isoproturon 100 ng/l Metolachlor Tebutam 80 Dicamba MCPA 60 Mecoprop Sulcotrion 40

02.05.2002 09.05.2002 16.05.2002 23.05.2002 30.05.2002 06.06.2002 13.06.2002 20.06.2002 27.06.2002 04.07.2002 11.07.2002 18.07.2002 25.07.2002 01.08.2002 08.08.2002 15.08.2002 22.08.2002 29.08.2002 05.09.2002 12.09.2002 19.09.2002

Abbildung 20: Gemessene Pestizidkonzentrationen in der Emme bei Bätterkinden. Es wurden nur die Punkte dargestellt, für welche messbare Konzentrationen gefunden wurden. Nicht dargestellt sind die Messungen, die unter der Bestimmungsgrenze lagen (Götz Ch., et al., 2003).

Pestizide können in höhe- ren Konzentrationen schädliche Auswirkungen auf Gewässerorganismen ausüben. Die Gehalte in den Gewässern sollten daher bestimmte Quali- tätsziele nicht überschrei- ten. Chemisch-analytische Messungen mittels GC-MS (Gaschromatographie gekoppelt mit Mas- senspektrometrie) können zeigen, ob die Qualitäts- ziele eingehalten sind.

Foto M. Bracher

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14 Hormonaktivität des Emmewassers

Ausläufe von Abwasserreinigungsanlagen sind für verschiedene Schadstoffe besonders relevante Punktquellen. Natürliche und synthetische Hormone, die in Gewässer eingetragen werden, stammen fast ausschliesslich aus ARAs. Unterhalb von ARA-Einläufen besteht die gemessene Hormonaktivität zum grössten Teil aus nicht vollständig eliminiertem, natürlichem Östrogen und synthetischem Ethiny- lestradiol (Wirkstoff von Verhütungsmitteln).

Im Rahmen des Projektes Fischnetz, in welchem die Emme eines der vier Testgewässer war, wurde die Hormonaktivität des Emmewassers im Verlaufe der Fliessstrecke abgeschätzt (Strehler A., et al., 2003). Die Konzentration der Hormone im Gewässer wurde anhand der Anzahl Einwohner im Ein- zugsgebiet einer ARA, der stoffspezifischen Elimination in der ARA, der Abflussmenge sowie der Ab- baurate im Gewässer berechnet. Die Konzentration an einer bestimmten Stelle im Gewässer ergibt sich somit aus den eingeleiteten Frachten, der Verdünnung im Gewässer abzüglich der Abbaurate im Fliessverlauf. In Abb. 21 ist der berechnete Verlauf der hormonellen Aktivität entlang der Emme bei

Mittelwasser (Q 182 ) und bei Niederwasser (Q 347 ) dargestellt. Die Hormonaktivität wird in E2- Äquivalenten (ng/L Östrogen bzw. Estradiol) ausgedrückt.

Der Oberlauf der Emme wird durch häusliches Abwasser praktisch nicht belastet. Dementsprechend ist die berechnete Hormonaktivität bis Kilometer 41, d.h. bis zur Einleitung der Abwässer aus der ARA Langnau, sehr tief. Unterhalb den ARA Langnau, mittleres Emmental, Burgdorf-Fraubrunnen und Moossee-Urtenenbach steigt dann die Aktivität entsprechend den eingeleiteten Frachten der hormon- aktiven Stoffe jeweils treppenartig an. Im Unterlauf der Emme werden Aktivitäten von ca. 0.25 ng/L bei Mittelwasser bzw. ca. 0.65 ng/L bei Niederwasser erreicht. Bei Niederwasser liegt die hormonelle Ak- tivität somit im Bereich der niedrigsten Effektkonzentration für Fische von 1 ng/L. Die im Projekt Fischnetz durchgeführten Untersuchungen an Fischen der Emme ergaben allerdings keine Hinweise auf eine Störung durch Hormoneffekte bzw. der Reproduktionsorgane.

Abbildung 21: Berechnete Hormonak- tivität entlang der Fliessstrecke der Emme bei Mittelwasser (Q 182 ) und bei Niederwasser (Q 347 ). Bei Niederwasser liegt die Hormonaktivität im Unterlauf der Emme im Bereich der niedrigsten Effektkonzentration fü r Fische (1 ng/L). Grafik gemäss Strehler A., et al., 2003.

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15 Schwermetalle in Sedimenten von Emme und Seitengewässern

Im Einzugsgebiet der Emme wurden im November und Dezember 2002 an 19 verschiedenen Gewäs- serstellen Sedimentproben entnommen und auf Schwermetalle untersucht (Abb. 22, Tab. 4). Für Se- dimente gibt es keine gesetzlich festgelegten Grenzwerte. Häufig werden die Richtwerte aus der Ver- ordnung über die Belastung des Bodens (VBBo, 1998) zum Vergleich beigezogen. Diese können aber nur als Anhaltspunkt dienen, da ein direkter Vergleich aufgrund des unterschiedlichen Extraktionsver- fahrens nur beschränkt möglich ist.

Im oberen Biglenbach (beim Metzgerhüsi, SDBB01) wird der Kupfer-, Zink- und Blei-Richtwert und im Luterbach bei Oberburg (SDLT01) der Richtwert für Chrom überschritten. An den übrigen Messstellen deuten die gefundenen Schwermetallkonzentrationen auf keine besonderen Belastungen hin (Abb. 23). Der Vergleich mit Sedimentuntersuchungen aus anderen Kantonen zeigt im Einzugsgebiet der Emme allgemein eine mässige bis schwache Belastungssituation bezüglich Schwermetallen (Tab. 3).

SDEM09 #

SDEM08 SDEM07 # SDEM06 # SDHO01 SDLT01 SDEM05 # # # SDRB01 ## SDEM04 SDBB02 # # SDGR01 # SDEM03 SDIL02 SDEM02 ### SDIL01 SDBB01 # # SDTB01

# SDRE01 #

SDEM01

Abbildung 22: Sedimententnahmestellen im Einzugsgebiet der Emme 2002

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 49

Schwermetallgehalte im Sediment

160

140

120

Richtwert gemäss VBBo 100 Zn Hg Ni 80 Cu Cr Cd

% Richtwert% VBBo 60 Pb

1 2 1 3 4 5 6 8 9 1 1 1 1 0 0 0 0 01 0 B0 M0 M0 M0 M0 IL B0 E B E EM E E E GR R D D DHO01 SD SDIL02 DR SDBB0 SD SD SDEM02 SDEM0 S SD SDEM SDEM07 SD SD S S SDLT01 SD S SDTB

Abbildung 23: Schwermetallgehalte im Sediment in Bezug zu den Richtwerten aus der Verordnung über Belastungen des Bodens (VBBo, 1998).

Schwermetall 80-Perzentil 80-Perzentil 80-Perzentil 80-Perzentil Kanton (mg/kg TS) Kanton Zürich Kanton Aargau Kanton Glarus Bern, Emmental 2002 Cadmium Cd 0.72 0.40 0.63 0.46 Chrom Cr 64.8 49 55.3 32.7 Kupfer Cu 100.8 51 57.8 21.0 Nickel Ni 43 35 45.8 30.0 Blei Pb 110.4 41 113 23.8 Zink Zn 348.5 202 243 95.2 Quecksilber Hg 0.3 0.17 0.25 0.08

Tabelle 3: Vergleich der Schwermetallgehalte in Sedimenten aus vier Schweizer Kantonen.

Gewässer Bezeichnung Landeskoordinaten Biglenbach, Metzgerhüsi SDBB01 613013/198194 Biglenbach, Hasle SDBB02 616752/206733 Emme, Heidbühl SDEM01 627861/191229 Emme, Emmenmatt SDEM02 623717/199686 Emme, Zollbrücke SDEM03 622989/202720 Emme, vor ARA Mittleres Emmental SDEM04 616034/207772 Emme, nach ARA Mittleres Emmental SDEM05 615469/208834 Emme, nach Burgdorf SDEM06 611812/213696 Emme, vor ARA Burgdorf SDEM07 607436/217455 Emme, nach ARA Burgdorf SDEM08 607393/217602 Emme, Gerlafingen SDEM09 609140/224358 Grünen, Ramsei SDGR01 620251/205124 Hornbach, Hornbach SDHO01 629420/210816 Ilfis, Langnau (vor ARA) SDIL01 624449/199599 Ilfis, Emmenmatt (nach ARA) SDIL02 623958/199914 Luterbach, Oberburg SDLT01 613548/209536 Rüegsbach, Hasle SDRB01 616058/207805 Röthenbach, Feldmatt SDRE01 623648/189758 Trueb, vor Trubschachen SDTB01 631737/197603

Tabelle 4: Sedimententnahmestellen im Emmental 2002

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 50

16 Forellen als Indikatoren der Wasserqualität von Emme und Emmegrundwasser

Der Fischereiverein an der Emme Burgdorf (FVEB) hat 1996 auf stark rückläufige Forellenbestände in der Emme im Raum Burgdorf bis Bätterkinden hingewiesen. Das Fischereiinspektorat hat diese Aus- sage durch eigene Beobachtungen weitgehend bestätigen können. Es wurde weiter festgestellt, dass in der Emme gefangene Fische deutliche Organveränderungen aufwiesen. Die Stärke der Verände- rungen war dabei in Fliessrichtung zunehmend (Bernet D., et al., 2002).

Das emmenahe Grundwasser um Burgdorf besteht schätzungsweise zu 50 Prozent aus Emmeinfiltrat. Dieses wird für die Trinkwasserversorgung genutzt und ohne weitere Vorbehandlung (nur leichte Chlorung) in das Verteilnetz eingespiesen. Diese Tatsache war Anlass, ergänzende Abklärungen über die organschädigenden Effekte von Emmewasser durchzuführen.

Zu diesem Zweck wurden zuerst 1997/98 und dann 2001 im Bruthaus des FVEB Bachforellenbrütlinge in Becken gehältert, die einerseits mit Bachwasser der Emme sowie andererseits mit Grundwasser (Uferfiltrat der Emme, Fassung des Bruthauses) gespiesen wurden. Technische Probleme und Fisch- krankheiten während des ersten Versuches 1997/98 erschwerten die Interpretation der Ergebnisse. Aus diesem Grund werden im vorliegenden Bericht nur die Ergebnisse des zweiten Hälterungsversu- ches 2001 beschrieben, bei dem technische Verbesserungen und eine standardisierte Bewertung der histologischen Veränderungen zum Einsatz kamen (Bernet D., et al., 2002). Die Versuchsanordnung mit insgesamt sechs Hälterungsbecken ist in Abb. 24 dargestellt.

Abbildung 24: Versuchsanordnung der Hälterungsversuche mit Bachforellenbrütlingen in der Brutan- stalt des Fischereivereins an der Emme Burgdorf (FVEB). BW = Bachwasser aus der Emme; GW = Grundwasser (Uferfiltrat Emme); TW = Trinkwasser am Tierspital Bern (gem. Bernet D., et al., 2002).

In bestimmten Abständen wurden Fische aus den Becken entnommen und auf folgende Parameter untersucht: Kondition, infektiöse Erreger, Histopathologie von Kiemen, Leber und Niere. Die Entwick-

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 51 lung des Gesundheitszustandes der Fische konnte so im Verlaufe der Hälterungszeit, die vom 15. Mai 2001 bis zum 9. Oktober 2001 dauerte, untersucht werden.

Die Ergebnisse der umfangreichen Untersuchungen lassen sich wie folgt zusammenfassen (Bernet D., et al., 2002): • Bei den im Bachwasser aus der Emme sowie im Grundwasser (Uferfiltrat Emme) gehälterten Fischen wurden signifikant stärkere Leberveränderungen nachgewiesen als bei den im Trinkwasser (Tierspital Bern) exponierten Forellen. Die Ausprägungsstärke der Leberverände- rungen ist jedoch in beiden Gruppen als leichtgradig zu bezeichnen (Abb. 25). Dieses Ergeb- nis deutet auf ein leichtgradiges Veränderungspotenzial von Bachwasser der Emme und von Grundwasser für die Leber der Fische hin (vergl. Zimmerli S., et al.).

• Das Veränderungspotenzial in der Leber war in der Bachwassergruppe am deutlichsten. Die Leberveränderungen in der Grundwassergruppe erreichten nicht die Stärke der Veränderun- gen aus der Bachwassergruppe (Abb. 25).

• Die histopathologischen Effekte beschränkten sich auf die Leber. Die anderen beiden Organe, Kieme und Niere, waren sowohl bei bachwasser- als auch grundwasserexponierten Forellen histopathologisch nicht stärker verändert als die der Fische aus der Trinkwasserkontrolle.

• Mögliche ursächliche Wasserinhaltsstoffe (für die Leberveränderungen) lassen sich aus den durchgeführten Versuchen nicht erkennen. Die Tatsache, dass die Leber dasjenige Organ mit den deutlichsten histologischen Veränderungen war, deutet darauf hin, dass möglicherweise leberschädigende Inhaltsstoffe im Wasser vorhanden sein könnten.

Abbildung 25: Histologische Leberveränderungen (Leber Index) der gehälterten Fische in Bachwas- ser der Emme (BW), Grundwasser (GW, Uferfiltrat Emme), der Fische mit Herkunft Reutigen im Grundwasser (GW Reutigen) und der Fische im Trinkwasser Bern (TW Bern), (* = signifikante Unter- schiede), (Bernet D., et al., 2002).

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17 Wassertemperaturen in der Emme

Die Wassertemperatur in der Emme wird durch das Bundesamt für Wasser und Geologie bei Em- menmatt seit 1976 regelmässig gemessen und im hydrologischen Jahrbuch der Schweiz veröffentlicht (BWG, 1976 – 2003). In den Abbildungen 26, 27 und 28 sind die Wassertemperaturen bei der Mess- stelle Emmenmatt der Jahre 2001, 2002 und 2003 in Bezug zu langjährigen Monatsmittelwerten dargestellt (Temperaturdaten 2004 noch nicht verfügbar).

Wie die Auswertungen zeigen, waren die Wassertemperaturen in den drei Messjahren jeweils in der ersten Jahreshälfte meist höher als in der Vergleichsperiode. Die grössten Zunahmen der Monats- mittel waren dabei in den Monaten Mai 2001 (1.7 °C), April 2002 (1.1 °C), Juni 2002 (1.7 °C), Mai 2003 (1.5 °C), Juni 2003 (3.5 °C), Juli 2003 (1.5 °C) zu verzeichnen (Abb. 26 – 28) In der zweiten Jahreshälfte ist über die Messperiode keine einheitliche Tendenz feststellbar; es sind sowohl Tempe- raturzunahmen als auch -abnahmen registriert worden. Die Messjahre bestätigen somit Ergebnisse des Projektes Fischnetz, wonach der in den letzten Jahren beobachtete Temperaturanstieg in den Flüssen nicht gleichmässig das ganze Jahr, sondern vor allem die erste Jahreshälfte betrifft (Fisch- netz, 2004). Im Jahr 2003 waren die Wassertemperaturen der Emme vor allem im Sommerhalbjahr ausserordentlich hoch (Abb. 28). Alle Temperaturmittelwerte der Monate Mai bis September waren im Vergleich zur Periode 1976 bis 2003 deutlich wärmer. Im Durchschnitte war die Emme bei Emmenmatt im Som- mer 2003 um 2.2 °C höher als in der längjährigen Vergleichsperiode. Es ist zu vermuten, dass die Erwärmung im Unterlauf des Gewässers noch stärker ausgefallen wäre (keine Messwerte vorhanden).

Bachforellen sind auf kühle Gewässer angewiesen. Die optimalen Wachstumsbedingungen liegen bei etwa 13°C, Wassertemperaturen über 25 °C können Forellen nur kurze Zeit ertragen. Die in den vergangenen 25 Jahren beobachtete Temperaturzunahme in den Fliessgewässern um durchschnittlich 0.4 bis 1.6 °C hat daher bereits zu einer Verschiebung der Forellenlebensräume um 100 bis 200 Höhenmeter geführt (Fischnetz, 2004; Hari R. et al., 2006). Für Forellen können zudem bereits Tem- peraturen über 15 °C kritisch sein. Wenn die Tiere mit dem PKD-Parasiten infiziert (PKD ist im Em- me-Unterlauf vorhanden) und während zwei bis vier Wochen dieser Temperatur ausgesetzt sind, kann es zum Krankheitsausbruch mit oft tödlichem Verlauf kommen (Fischnetz, 2004). Wie Abb. 29 zeigt, lag die Wassertemperatur in der Emme vor allem 2003 und 2004 während mehreren Monaten über 15 °C. Im Hitzejahr 2003 war diese Marke bereits im Oberlauf über längere Zeit deutlich überschritten.

Die ökomorphologische Ausprägung der Emme (Kap. 18) führt bei Niederwasser im Bereich der Schwellen zu sehr geringen Wassertiefen über den gesamten Gewässerquerschnitt. Dadurch kann sich das Flusswasser bei hoher Sonneneinstrahlung stärker erwärmen. Verschärft wird die Problema- tik durch die massiven Wasserentnahmen unterhalb von Burgdorf. Wie Abb. 29 zeigt, nimmt die Temperatur zwischen Burgdorf und Wiler vor allem in den Sommermonaten deutlich zu. In der Emme werden in der warmen Jahreszeit nicht selten Tageshöchsttemperaturen von 20 bis 25 °C gemessen.

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Diese für Fische unbefriedigende Situation könnte durch eine Verbesserung der gewässermorphologi- schen Verhältnisse und eine Erhöhung der Restwassermengen gemildert werden.

Wassertemperatur Emme (Emmenmatt): Vergleich Monatsm ittel 2001 m it Monatsm ittel 1976-2001

16.0 15.0 14.0 13.0 12.0 11.0 10.0 Monatsmittelwert 2001 9.0 Monatsmittelwert 1976-2001 8.0 7.0 6.0 Temperatur [°C] Temperatur 5.0 4.0 3.0 2.0 1.0 0.0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 101112 M onat

Abbildung 26: Wassertemperatur in der Emme im Jahr 2001 im Vergleich zur Periode 1976 bis 2001

Wassertemperatur Emme (Emmenmatt): Vergleich Monatsm ittel 2002 m it Monatsm ittel 1976-2002

15.0 14.0 13.0 12.0 11.0 10.0 Monatsmittelwert 2002 9.0 Monatsmittelwert 1976-2002 8.0 7.0 6.0

Temperatur [°C] Temperatur 5.0 4.0 3.0 2.0 1.0 0.0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 101112 M onat

Abbildung 27: Wassertemperatur in der Emme im Jahr 2002 im Vergleich zur Periode 1976 bis 2002

Wassertemperatur Emme (Emmenmatt): Vergleich Monatsmittel 2003 mit Monatsmittel 1976-2003

17.0 16.0 15.0 14.0 13.0 12.0 11.0 Monatsmittelwert 2003 10.0 Monatsmittelwert 1976-2003 9.0 8.0 7.0

Temperatur[°C] 6.0 5.0 4.0 3.0 2.0 1.0 0.0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 101112 Monat

Abbildung 28: Wassertemperatur in der Emme im Jahr 2003 im Vergleich zur Periode 1976 bis 2003

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2 5 J F M A M J J A S O N D 2 0 2002 1 5

1 0

-5 2 5

2 0 2003 1 5

1 0

-5 2 5

2 0 2004 1 5

1 0

-5 Schangnau Rüderswil Burgdorf Wiler

Abbildung 29: Tagesmittel der Wassertemperaturen 2002 bis 2004 in der Emme an den Messstellen Schangnau, Rüderswil, Burgdorf und Wiler. Im Flussverlauf nehmen die Temperaturen allgemein zu. In den Sommermonaten ist eine zusätzliche Erwärmung des Emmewassers zwischen den Messstel- len Burgdorf und Wiler deutlich zu erkennen. Die Messstellen wurden durch das WEA im Rahmen des Projektes Fischnetz eingerichtet und betrieben.

Verändert das Kraftwerk Wannenfluh die Wassertemperatur der Emme? Im Staubereich von Kraftwerken kann sich das Flusswasser bei intensiver Sonneneinstrahlung erwärmen. Um die Frage der Erhöhung der Emmetemperatur beim Durchlauf durch das Kraftwerk Wannenfluh abzu- klären, wurden im Jahr 2001 unter- und oberhalb der Anlage Temperatursonden installiert und die Wasser- temperaturen kontinuierlich gemessen. Die Ergebnisse zeigen, dass das Kraftwerk Wannenfluh kaum einen Einfluss auf die Wassertemperatur der Emme ausübt. Auch bei hoher Sonneneinstrahlung sind praktisch keine Temperaturunterschiede zwischen Einlauf in den Staubereich und Auslauf aus dem Kraftwerk zu verzeichnen.

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18 Lebensraum Emme und Seitengewässer

Die Emme wurde im 19. und 20. Jahrhundert massiv korrigiert und verbaut (TBA, 1992). Ihr Lauf ist deshalb meist begradigt und weist Profileinengungen sowie Längs- und Querverbauungen auf. Wie kürzlich durchgeführte ökomorphologische Erhebungen zeigen, ist der Gewässerlebensraum der Emme und der Seitengewässer in verschiedener Hinsicht deutlich beeinträchtigt (GSA/Sigmaplan, 2003). In den Abb. 30 und 31 sind der Natürlichkeitsgrad und die Wanderhindernisse des Emmelaufes und der wichtigsten Seitengewässer dargestellt. Der Natürlichkeitsgrad der Emme gilt vor allem im Mittel- und Unterlauf als mehrheitlich stark beeinträchtig. Der Oberlauf ist auf Grund des geringeren Verbauungsgrades noch weitgehend naturnah bzw. wenig beeinträchtigt. Die Seitengewässer sind vor allem im Emmeunterlauf stark beeinträchtigt.

estürze2b2UH2m p p Natürlichkeitsgrad und Wanderhindernisse über 70 cm p p

p p p p Emme p p

pp p Urtenen p p Rüegsbach Hornbach

pppppppppp p pppp pppppppp p p p p pp p ppp pppp p pp p ppp p p ppp p ppp p p ppp p p Chrouchtalbach ppp p

p ppp p p p p p p p p p p p p Grüene pp p p p p p p p p p p

p p p p

p p p pp p p p p p p p p p p p pp p pp ppp ppp p pp pppp p pp Goldbach Gohl p pp p pp pp ppp p pppp p p ppp p p pppp Biglebach p pp p pp pp p ppp

p p pp p p p p p p p p pp p pp p pp p pp p pp p ppp ppp ppp pp Trueb p pp pppp p p p p

p pp p p Ilfis pp p p p pp p pp pp p

p pp p p p

p pp p p

p pp p p p

Natürlichkeitsgrad Rötenbach p p p p pppp p p p p natürlich / naturnah p p p p Emme

wenig beeinträchtigt p stark beeinträchtigt p p p pp ppp p ppppp künst lich / naturfremd p

Abbildung 30: Natürlichkeitgrad und Wanderhindernisse über 70 cm (schwarze Querbalken) in der Emme und den Seitengewässern. Hindernisse über 70 cm sind für Bachforellen nicht überwindbar.

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 56

Emme oberhalb von Schüpbach. Links: Abschnitt mit naturnaher Gewässersohle. Rechts: Die Schwelle ist über 70 cm hoch und für Fische nicht überwindbar.

Ein grosses gewässerökologisches Problem stellen in der Emme und den Seitengewässern die Schwellen (Sperren) dar, die die Durchgängigkeit für aquatische Organismen stark einschränken. Über weite Strecken präsentieren sich die Flüsse als abgetreppte Gewässer. Wanderhindernisse über 70 cm (Abb. 30) sind für Bachforellen nicht mehr passierbar. Für Groppen sind bereits Hindernisse von 20 cm Höhe (Abb. 31) kaum mehr überwindbar. Die ausgeprägte Fragmentierung der Fluss- räume im Emmental führt somit zu gravierenden Einschränkungen bezüglich der Längsvernetzung zwischen Haupt- und Seitengewässern und zwischen den verschiedenen Teillebensräumen in den einzelnen Gewässern. Dies kann negative Folgen auf das Reproduktionsverhalten und den geneti- schen Austausch von Fischpopulationen haben. Zudem können sich grosse Hochwasser in

Emme bei Eggiwil. Die Höhe der Schwelle beträgt mehr als 70 cm (Fotos Ueli Ochsenbein).

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ökomorphologisch derart beeinträchtigten Lebensräumen besonders negativ auf Fische auswirken. Es ist weiter anzunehmen, dass die Vernetzung der Seitengewässer mit der Emme wegen zunehmender Sohlenerosion in den vergangenen Jahrzehnten schlechter geworden ist.

Wie bereits in Kap. 17 erwähnt, führen die Schwellen bei Niederwasser zu sehr geringen und gleich- mässigen Wassertiefen über den ganzen Flussquerschnitt. Dies führt zu einem monotonen Strö- mungsbild und fördert bei Sonneneinstrahlung die Erwärmung des Wassers. Dies ist aus Gründen, die in Kap. 17 diskutiert wurden, sehr unerwünscht.

estürze2b2PH2m

p p pp ppp p Natürlichkeitsgrad und Wanderhindernisse über 20 cm p p

p p Emme p p p p

p p

p pp Urtenen p p ppp ppp pp pp Rüegsbachpp p p p p p Hornbach p pp p ppp pppppp p p pp p p p ppppp pp pppppppppp pp pp p p pp p pppppp pp p pp p p pp pppppp Chrouchtalbach p pp p p pp ppp p p p pp p p ppp p p p pp ppp p ppp p pppp p p p pp p p p p p p p p pppp p pp p p p p p p ppp pp p ppp ppp p p p pp p p p p p Grüene p p p p p p p p p p p p p p p p p p pp p p p p p p pp p p pppp p p ppp p p p p p p ppp p pp p p p pp p p p p p pp p p p p p p p p p p p p p p p p p p p p pp p p p p p p pp p pp p p ppp p p p p p pp p p ppp p p p p p p p ppp p p pp Gohl ppp p pp pppp p p pppp p ppp p pp p p p pppp p p p Goldbach pp p p p p p ppp p pp p p p p p Biglebach pp pp pp pp pp pp pp pp p p p p pppp p pppp p p p p p p p pppp pp pp p p p pp p ppp pp p pp pp pp pp pppp p ppp ppp p pp pp pp Trueb p p pp p p ppp pp pp pp pppppp p pp p p p

p pp p p pp ppp pp pp p ppp ppppp pp pppp Ilfis p p ppppp p p pp p p p p p pp

p pppp NatürlichkeitsgNatürlichkeitsgradrad p p

p pp natürlich / naturnah p p p p p p p pp ppp

p p wenig beeinträchtigt Rötenbach p p p p pp p p ppp p pp pp p p p stark beeinträchtigt p p ppp p pp künstlich / naturfremd p p p Emme p p

p p p p p pp ppp p pp p p p ppp ppp p ppppp p p

Abbildung 31: Natürlichkeitgrad und Wanderhindernisse über 20 cm (schwarze Querbalken) in der Emme und den Seitengewässern. Für Groppen sind Hindernisse über 20 cm kaum überwindbar.

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19 Fischbestand in der Emme

Fische sind gute Indikatoren für den Gewässerzustand. Im Rahmen des Projektes Fischnetz wurden vier Flusseinzugsgebiete in der Schweiz und in Liechtenstein eingehend, u.a. auf den Fischbestand, untersucht. Die Emme war eines dieser Testgewässer in welchem das Vorkommen von Fischen durch zwei bis fünf Elektroabfischungen in drei Teststrecken ermittelt wurde (Schager E., et al., 2004; Mer- tens M., 2005). Abbildung 32 zeigt, dass der Fischbestand nur gerade im Oberlauf bei Bumbach als zufriedenstellend bezeichnet werden kann. In den beiden Teststrecken bei Oberburg (Mittellauf und

bei Kräiligen (Unterlauf) war der Fischbestand hingegen äusserst gering. Die Fischfangstatis- tik des Fi schereiinspektorates zeigt zudem, dass die Bachforellenfänge in den vergangenen 15 Jahren teilweise massiv abgenommen haben (Abb. 33). So beträgt die Fangquote heute im Mittel- und Unterlauf der Emme im Vergleich zu 1989/1990 nur noch rund ein Drit- tel. Gemäss Fischnetz (Fischnetz, 2004) ist die zeitliche Entwicklung der Fangdaten ein Anzei- ger des Fischbestandes. Die stark abnehmen- den Fischfänge in der Emme deuten daher auch auf zurückgehende Fischbestände hin.

Die Ursachen für einen geringen Fischbestand sind häufig vielschichtig und werden nicht voll- ständig verstanden. Besonders negativ kann sich eine schlechte Lebensraumqualität auswirken. Wie in Kap. 18 gezeigt, gilt der Mittel- und Unterlauf der Emme ökomorphologisch mehrheitlich als stark beeinträchtigt. Gemäss Fischnetz müssten in diesem Flussabschnitt die gewässermorphologischen und hydrologi- ______

Abbildung 32: Fischbestände in den drei Teststrecken der Emme. Im Oberlauf der Emme (Teststrecke bei Bum- bach) sind die Fischbestände gemessen an den naturräumlichen Gegebenheiten als mittel bis gut zu bezeichen. Im Mittellauf der Emme (Teststrecke bei Oberburg) und im Unterlauf der Emme (Teststrecke bei Kräiligen) waren die Fischbe- stände äusserst gering. Grafik gemäss Schager E., et al., 2004.

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Gefangene Bachforellen in der Emme schen Verhältnisse (Wasserausleitun- Kemmeriboden bis Eggiwil gen, Restwasserbedingungen) verbes-

3'500 sert werden. 3'000 2'500 Zudem sind auch die Wassertempera- 2'000 turen im Unterlauf gegenüber dem 1'500 Oberlauf deutlich erhöht und über- 1'000

500 schreiten die für den Ausbruch der

Gefangene Bachforellen pro Jahr 0 Nierenkrankheit PKD wichtige Marke 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 von 15 °C im Sommer während länge- rer Zeit (Abb. 29). An den beiden unte- Eggiwil bis Emmenmatt ren Fischnetz-Teststrecken wurde PKD 3'000 in Bachforellen nachgewiesen, im 2'500 Oberlauf ist sie, gemäss Untersuchun-

2'000 gen von Fischnetz, nicht vorhanden.

1'500 Der monotone Gewässerlebensraum 1'000 und die Wasserausleitungen begünsti- 500

Gefangene Bachforellen pro Jahr gen dabei die Erwärmung des Emme- 0 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 wassers. Eine Verbesserung der Le- bensraumv erhältnisse ist auch aus

Emmenmatt bis Burgdorf diesem Blickwinkel angezeigt.

8'000

7'000 Weiter ist die Wasserqualität im Un-

6'000 terlauf der Emme wegen höherer Be- 5'000 lastungen aus Kläranlagen und aus der 4'000 Landwirtschaft schlechter als im Ober- 3'000 lauf. Im Unterlauf werden verschiedene 2'000 Anforderungen und Zielvorgaben nicht 1'000 Gefangene Bachforellen pro Jahr 0 erfüllt. Es besteht daher ein Hand- 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 lungsbedarf, die Wasserqualität weiter zu verbessern. Burgdorf bis Kantonsgrenze Eine allfällige Beeinflussung des 2'000 Fischbestandes durch Prädatoren wird 1'800 1'600 im vorliegenden Bericht nicht behan- 1'400 delt. 1'200 1'000 Abbildung 33: Gefangene Bachforel- 800 len in der Emme 1989 bis 2003 für die 600 vier Emmeabschnitte Kemmeriboden- 400 Eggiwil, Eggiwill-Emmenmatt, Em- menmatt-Burgdorf und Burgdorf- 200 Gefangene Bachforellen pro Jahr Kantonsgrenze. Die Daten stamme n 0 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 aus der Fischfangstatistik des Fische- reiinspekt orates des Kantons Bern.

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20 Nährstoffeinträge in die Gewässer des Emmentals

Phosphor- und Stickstoffverbindungen haben einen erheblichen Einfluss auf aquatische Lebensge- meinschaften. Für die Beurteilung von Massnahmen zur Reduktion erhöhter Nährstoffbelastungen ist die Kenntnis ihrer Herkunft notwendig. Im Rahmen des VOKOS (Prasuhn V. et al., 2003; VOKOS, 2004) erfolgte eine GIS-gestützte Abschätzung der Nährstoffeinträge in die Gewässer. Für die Dar- stellung der Nährstoffeinträge in die Gewässer des Emmentals wurde das Einzugsgebiet der Emme unterteilt: Das obere Emmental umfasst die Einzugsgebiete bis Emmenmatt (obere Emme und Ilfis). Es handelt sich im Wesentlichen um voralpines Gebiet und umfasst 436 km 2. Zum unteren Emmental gehören die Einzugsgebiete der Emme ab Emmenmatt bis Wiler, der Grüene, der Urtenen und des Limpachs. Es wird der Mittelland-Region zugeordnet, obwohl der südliche Teil eher der voralpinen Region angehört. Seine Fläche misst 493 km 2. Die Untersuchungen zeigen, dass in die Gewässer des Emmentals jährlich ca. 2'180 Tonnen Stick- stoff und 75 Tonnen Phosphor eingetragen werden (Abb. 34). Im oberen Emmental stammen die Nährstoffe hauptsächlich aus natürlichen Quellen und aus der Landwirtschaft. Die Einträge aus der Siedlungsentwässerung sind in diesem Gebiet verhältnismässig gering und betragen bezogen auf die Gesamteinträge für Phosphor ca. 5% und für Stickstoff ca. 9%. Im Vergleich mit dem Unterlauf sind die Gewässer im oberen Emmental allgemein deutlich weniger mit Nährstoffen belastet. Die Wasser- qualität kann hier meist als gut eingestuft werden.

Phosphoreinträge in die Gewässer des oberen Stickstoffeinträge in die Gewässer des oberen Emmentals Emmentals 34 Tonnen P pro Jahr 520 Tonnen pro Jahr

3% 2% 8% 1%

45%

36% 55% 50%

Landwirtschaft diffus natürlich diffus ARA Entlastungen Landwirtschaft diffus natürlich diffus ARA Entlastungen

Phosphoreinträge in die Gewässer des unteren Stickstoffeinträge in die Gewässer des unteren Emmentals Emmentals 41 Tonnen pro Jahr 1660 Tonnen pro Jahr

12% 1% 17%

44% 24%

14%

68% 20%

Landwirtschaft diffus natürlich diffus ARA Entlastungen Landwirtschaft diffus natürlich diffus ARA Entlastungen

Abbildung 34: Jährliche Einträge von Phosphor und Stickstoff aus verschiedenen Quellen in die Ge- wässer des oberen und unteren Emmentals. Die Nährstoffbelastung der Gewässer im unteren Em- mental ist wegen intensiverer Landwirtschaft und höheren Abwassermengen gegenüber den Gewäs- sern im Oberlauf deutlich erhöht. Datengrundlagen: Prasuhn V. et al. 2003; VOKOS 2004.

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Im unteren Emmental überwiegen sowohl beim Phosphor (44%) als auch beim Stickstoff (68%) die Einträge aus der Landwirtschaft. Die Siedlungsentwässerung trägt dagegen mit 36% beim Phosphor und 18% beim Stickstoff deutlich weniger zur Nährstoffbelastung bei. Ein recht beträchtlicher Anteil des Phosphors von ca. 12% wird bei Regenwetter aus den Kanalisationen in die Gewässer entlastet. Im unteren Emmental ist die Wasserqualität auf Grund der intensiveren Landwirtschaft und des höhe- ren Anteils an gereinigtem Abwasser schlechter als in den Gewässern des Oberlaufs. Überschreitun- gen der gesetzlichen Wasserqualitätsvorgaben treten hier häufiger auf (Kap. 4 bis 12).

Wie Abb. 34 zeigt, ist der überwiegende Anteil der Nährstoffe in den emmentalischen Gewässern anthropogenen Ursprungs: Im oberen Emmental stammen ca. 50% bis 65% der Nährstoffe aus der Landwirtschaft und der Siedlungsentwässerung, in den Gewässern des unteren Emmentals sind es sogar ca. 80% bis 85%. Der Anteil der natürlicherweise in die Gewässer gelangenden Nährstoffe ist somit vor allem im unteren Emmental sehr gering (15% bis 20%). Der von verschiedener Seite immer wieder geäusserte Hinweis, der geringe Nährstoffgehalt der Gewässer könnte für den ungenügenden Fischbestand verantwortlich sein, ist somit kaum zutreffend.

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21 Pestizidbelastung der Gewässer aus ARA

Die Identifizierung von ARA-Ausläufen als wichtige Punktquellen für den Eintrag von Pestiziden in die Fliessgewässer hat das Gewässer- und Bodenschutzlabor bewogen, im Jahre 2002 eine Studie über die Gehalte solcher Substanzen in ausgewählten ARA-Ausläufen durchzuführen (Berset J.D., 2004; Ochsenbein U., et al., 2004). Die Untersuchung hatte folgende Ziele:

• Messung häufig angewendeter Pestizide in ARA-Ausläufen während der ganzen Applikations- bzw. Vegetationsperiode, d.h. von anfangs April bis Mitte Oktober • Abschätzung der resultierenden Konzentrationen im aufnehmenden Gewässer • Abschätzung des Risikos für aquatische Organismen • Bereitstellen von Grundlagen für Massnahmen und Erfolgskontrollen.

Für die Untersuchungen wurden die folgenden sieben ARAs ausgewählt: Erlach, Ins, Lyss, mittleres Emmental, Huttwil, Lotzwil und Wohlen. Die ARAs unterscheiden sich hinsichtlich des Einzugsge- bietes sehr deutlich: Getreide- und Gemüsebaugebiete finden sich vor allem im Einzugsgebiet der ARAs Erlach, Ins, Lyss (alle drei im Berner Seeland) und Lotzwil (Oberaargau), während ein hoher Anteil der Einzugsgebietsfläche der ARA Huttwil (Oberaargau) und mittleres Emmental aus Grasland (Hügelland) besteht. Die ARA Wohlen liegt in der Agglomeration Bern.

Die ARAs wurden vom 1. April bis 13. Oktober 2002 durchgehend mittels 14-Tages-Mischproben beprobt. Folgende Pestizide wurden quantitativ bestimmt: Atrazin, Desethylatrazin, Simazin, Isoprotu- ron, Metamitron, Ethofumesate, Metolachlor (alles Herbizide), Metalaxyl (Fungizid), Diazinon (Insekti- zid) und DEET (Insektenabwehrstoff). Die Auswahl der Stoffe erfolgte einerseits auf Grund der Kennt- nisse von Pestizidvorkommen in Oberflächengewässern der Schweiz (kantonale Messprogramme und Studien EAWAG) und andererseits auf Basis der landwirtschaftlichen Kulturen in den verschiedenen ARA-Einzugsgebieten.

Im Probenahmezeitraum vom 1. April bis 13. Oktober 2002 wurden je nach ARA Pestizidfrachten im Bereich von ca. 0.7 kg bis 14 kg ermittelt. Die Frachten wurden mittels 14-täglicher Summen der ARA- Abflussmengen berechnet. ARAs, die Getreide- und Gemüsebaugebiete entwässern, wiesen dabei die grössten Frachten und die höchsten Quotienten 'Summe Pestizidfracht pro angeschlossenen Ein- wohner' auf (Tab. 5, Abb. 35).

Auf Grund der hohen Pestizidmengen in einzelnen Sammelproben und teilweise fehlender Nieder- schläge während den Probenahmen muss als Ursache unsachgemässe Entsorgung von Restbrü- hen in die Kanalisation bzw. Reinigung von Spritzen angenommen werden.

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ARA Pestizide (Gramm) Gramm Pestizid pro Einwohner Huttwil 670 0.08 Wohlen 890 0.11 Mittleres Emmental 910 0.04 Erlach 1‘990 0.85 Ins 7‘690 1.9 Getreide- und Lotzwil 7‘910 1.4 Gemüseanbaugebiete Lyss 13‘900 0.5

Tabelle 5: Gemessene Pestizidfrachten in den untersuchten ARA vom 1. April bis 13. Oktober 2002. In Getreide- und Gemüseanbaugebieten wurden pro Einwohner deutlich höhere Frachten ermittelt als in anderen ARA-Einzugsgebieten.

Gramm

7000

6000

5000

4000

3000 2000

1000

r T n n n e l n i o t o in y E z r o a l o r z x E a u t s h n r t i a la i t e c D z o m a m a a A r m l i t i a u o S e p t f t D o e e M s o I M h t M E

Abbildung 35: Gemessene Frachten für neun Pestizide in vier ARAs in Getreide- und Gemüsean- baugebieten (Messzeitraum: 1. April bis 13. Oktober 2002) ARA Lyss ARA Ins ARA Lotzwil ARA Erlach

In den 14-Tages-Sammelproben der ARA-Ausläufe wurden für Atrazin, Ethofumesate, Metolachlor und Metamitron Höchstgehalte zwischen 12 und 34 ug/L ermittelt. Isoproturon wurde in einer Spitzen- konzentration von 64 ug/l gefunden (Tab. 6, Abb. 36 bis 42).

Die am häufigsten vorkommenden Pestizide sind identisch mit denjenigen, welche auch regelmässig in den Fliessgewässern nachgewiesen werden. Erwartungsgemäss zeigen die Konzentrationsverläufe der einzelnen Verbindungen in den ARA-Auslaufproben eine ausgeprägte jahreszeitliche Dynamik. Diese widerspiegelt die Verwendungszeit in den Kulturen: Isoproturon wird im Getreidebau von März

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 64 bis Mai sowie ab 2. Hälfte Oktober eingesetzt, Atrazin und Simazin werden im Maisanbau bis Ende Juni und Metamitron im Zuckerrübenanbau bis anfangs Juli verwendet (Abb. 36 bis 42).

Substanz Anwendung Konzentrationsbereich (µg/l) Atrazin Mais 0.5 25 Simazin Getreide, Spargeln 0.7 6.9 Diazinon Gemüse, Getreide, Spargeln 0.6 1.7 Isoproturon Getreide 0.7 64 Metalaxyl Kohl, Salat, Spinat, Karotten, Getreide, Kartoffel

Tabelle 6: Gehalte verschiedener Pestizide, DEET und Koffein in ARA-Ausläufen (14-Tages- Mischproben).

Die Suche nach weiteren Pestiziden ergab den Nachweis mehrerer Substanzen, die in Tab. 7 zusammengefasst sind. Dabei handelt es sich mehrheitlich um Herbizide, von denen ein Grossteil wie- derum in Fliessgewässern nachgewiesen wird.

Substanzname Pestizid-Typ Anwendung Propachlor Herbizid Gemüse Pyrazon Herbizid Randen, Zuckerrüben Metazachlor Herbizid Bohnen Monolinuron Herbizid Bohnen Linuron Herbizid Gemüse, Getreide Napropamid Herbizid Bohnen, Erdbeeren, Kohlarten, Rapssaat Clomazon Herbizid Erdbeeren, Rapssaat Oxadixyl Fungizid Salat, Spinat, Kartoffel Primicarb Insektizid Getreide, Ackerbohnen, Erbsen

Tabelle 7: Weitere in ARA-Ausläufen identifizierte Pestizide

ARA Lyss

30 April – Mai – Juni – Juli – Aug. – Sept. – Okt. 25

20 DEET Desethylatrazine Atrazin 15

ug/L Isoproturon Metolachlor Metamitron 10

Abbildung 36: Saisonaler Verlauf der Pestizidkonzentrationen im Auslauf der ARA Lyss (Messpunk- te: 14-Tages-Sammelproben vom 1. April bis 13. Oktober 2002)

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ARA Ins

40 April – Mai – Juni – Juli – Aug. – Sept. – Okt. 35

DEET 25 Atrazin Diazinon 20 Isoproturon

ug/L Ethofumesate 15 Metolachlor Metamitron 10 5

Abbildung 37: Saisonaler Verlauf der Pestizidkonzentrationen im Auslauf der ARA Ins (Messpunkte: 14-Tages-Sammelproben vom 1. April bis 13. Oktober 2002)

ARA Lotzwil

70 April – Mai – Juni – Juli – Aug. – Sept. – Okt. 60

DEET 40 Simazin Atrazin

ug/L Isoproturon 30 Ethofumesate Metamitron 20

Abbildung 38: Saisonaler Verlauf der Pestizidkonzentrationen im Auslauf der ARA Lotzwil (Mess- punkte: 14-Tages-Sammelproben vom 1. April bis 13. Oktober 2002)

ARA Erlach

20 April – Mai – Juni – Juli – Aug. – Sept. – Okt. 18 16 14 Simazin 12 Atrazin Isoproturon 10 Ethofumesate ug/L Metolachlor 8 Metamitron 6

Abbildung 39: Saisonaler Verlauf der Pestizidkonzentrationen im Auslauf der ARA Erlach (Mess- punkte: 14-Tages-Sammelproben vom 1. April bis 13. Oktober 2002)

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ARA Mittleres Emmental

3 April – Mai – Juni – Juli – Aug. – Sept. – Okt.

2.5

2 DEET 1.5 Atrazin ug/L

0.5

Abbildung 40: Saisonaler Verlauf der Pestizidkonzentrationen im Auslauf der ARA Mittleres Em- mental (Messpunkte: 14-Tages-Sammelproben vom 1. April bis 13. Oktober 2002)

ARA Huttwil

3 April – Mai – Juni – Juli – Aug. – Sept. – Okt.

2.5

Atrazin 1.5 Ethofumesate ug/L Metamitron 1

0.5

Abbildung 41: Saisonaler Verlauf der Pestizidkonzentrationen im Auslauf der ARA Huttwil (Mess- punkte: 14-Tages-Sammelproben vom 1. April bis 13. Oktober 2002)

ARA Wohlen

6 April – Mai – Juni – Juli – Aug. – Sept. – Okt. 5

4 DEET Simazin 3 Atrazin ug/L Isoproturon Ethofumesate 2 Metamitron

Abbildung 42: Saisonaler Verlauf der Pestizidkonzentrationen im Auslauf der ARA Wohlen (Mess- punkte: 14-Tages-Sammelproben vom 1. April bis 13. Oktober 2002)

Zur Berechnung der mittleren Pestizidkonzentrationen in den aufnehmenden Gewässern wurden die ermittelten 14-täglichen Pestizidfrachten und die aktuellen Abflussmengen der Gewässer heran-

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Fliessgewässerbericht 2001 – 2004 67 gezogen. Die Abschätzung von Spitzenkonzentrationen ergab sich aus den berechneten mittleren Gewässerkonzentrationen durch Multiplikation mit einem Faktor fünf. In der Langete (unterhalb ARA Lotzwil) und der Alten Aare (unterhalb ARA Lyss) sind folgende Spitzenkonzentrationen abgeschätzt worden: Isoproturon bis ca. 6 ug/L, Atrazin bis ca. 5 ug/L, Metamitron bis ca. 2 ug/L (Abb. 43 und 44).

Das von den Pestiziden ausgehende Risiko für aquatische Organismen lässt sich aus dem Ver- gleich der Konzentrationen in den Gewässern mit festgelegten Qualitätszielen oder Zielvorgaben (EQS) abschätzen. Die Ergebnisse der vorliegenden Untersuchung zeigen, dass die abgeschätzten Gewässerkonzentrationen diese Qualitätsziele bei folgenden Pestiziden zum Teil sehr deutlich über- steigen und somit für die aquatische Umwelt ein Risiko darstellen: Atrazin, Isoproturon, Diazinon und Metolachlor. Für die ebenfalls quantifizierten Verbindungen Metamitron, Ethofumesate und DEET sind keine Qualitätsziele verfügbar. Somit kann für diese Pestizide keine Risikoabschätzung vorgenommen werden.

6 April – Mai – Juni – Juli – Aug. – Sept. – Okt. 5

3 ug/L 2

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 1011121314 14-Tages Mischproben 1.4. bis 14.10.2002

Atrazin Isoproturon Metamitron

Abbildung 43: Abschätzung der Pestizid-Spitzenkonzentrationen in der Alten Aare unterhalb der ARA Lyss.

7 April – Mai – Juni – Juli – Aug. – Sept. – Okt. 6 5

ug/L 3 2

1 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 1011121314 14-Tages Mischproben 1.4. bis 14.10.2002

Atrazin Isoproturon Metamitron

Abbildung 44: Abschätzung der Pestizid-Spitzenkonzentrationen in der Langete unterhalb der ARA Lotzwil.

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Was sind die Ursachen der Pestizideinträge aus ARAs? Eine Beurteilung wurde unter Berücksich- tigung des Frachteintrags der während der Applikationsperiode aufgetretenen Regenmengen durch- geführt. Dabei zeigte sich, dass die Pestizidfrachten aus mehreren ARAs trotz geringer oder fehlender Niederschläge hoch waren. Dies ist ein deutlicher Hinweis auf unsachgemässe Spritzmittel- bzw. Restbrühenentsorgung in die Kanalisation. Daneben dürfte auch die Reinigung der Feldspritzen mit Entsorgung des Waschwassers in eine Abwasserleitung eine Rolle spielen (Berset, J.D., 2004; Gere- cke A. et al., 2002; Gerecke A. et al., 2001).

Wie die Risikoabschätzung zeigt, sind Massnahmen zur Reduktion der Pestizidemissionen aus ARAs mit landwirtschaftlichem Einzugsgebiet vordringlich. Der Kanton Bern hat deshalb Richtlinien erlassen, die das Entsorgen von Restbrühe in eine Abwasserleitung untersagen und zudem nur noch Spritzen mit integriertem Frischwassertank zulassen (GSA/LANAT, 2004). Diese Massnahme erlaubt die Rei- nigung der leeren Spritzen auf dem Feld und erübrigt eine Entsorgung von Brühe auf dem Wasch- platz.

Da viele Fliessgewässer in genutzte Grundwasservorkommen infiltrieren und die Wasserqualität hinsichtlich der Pestizidbelastung nicht dauernd überwacht werden kann, sind Reduktionsmassnah- men auch aus humantoxikologischer Sicht angezeigt.

Feldspritze mit aufgebautem Frisch- wassertank, der nach dem Sprüh- vorgang für die Reinigung der Sprit- ze und des Spritzmitteltanks auf dem Feld eingesetzt werden kann. Foto Peter Gerber

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22 Literaturverzeichnis

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