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s/aquatische-organismen/Aquatische Organismen/gi

Umweltbewusst waschen

Wirksubstanzen der Wäscheweichspülmittel sind in der Regel kationische Tenside. Die Erfahrung zeigt, dass für die heute in Weichspülern eingesetzten kationischen Tenside bzw. die mit vergleichbarer Funktion eingesetzten Stoffgruppen schädliche Effekte auf Wasserorganismen nur dann ausgeschlossen werden können, wenn eine biologische Abwasserreinigung garantiert und der direkte Eintrag in Gewässer ausgeschlossen ist. Veröffentlicht in Broschüren.

Fischsterben in der Oder

Im Sommer 2022 kommt es in der Oder im Grenzgebiet zwischen Deutschland und Polen zu einem tragischen Massensterben von Frischwasserorganismen. Fische, Muscheln und Schnecken verenden - insgesamt werden mehr als 200 Tonnen Kadaver aus dem Fluss geborgen. Kurze Zeit später kommen ein polnisch-deutsches Greenpeace-Team, das Umweltbundesamt sowie die polnischen Umweltbehörden unabhängig voneinander zum selben Ergebnis: Die Wasserorganismen starben aufgrund einer von Menschen verursachten Algenblüte. Ein unnatürlich hoher Salzgehalt der Oder hat die Brackwasseralge Prymnesium parvum wachsen lassen. Analysen von Greenpeace weisen die giftige Alge sowie deren Abbauprodukte in den Kiemen und im Fleisch von Fischproben nach, die nach der Katastrophe genommen wurden. Um den Ursachen für den hohen Salzgehalt, der zur Oder-Katastrophe geführt hat, auf die Spur zu kommen, das deutsch-polnische Greenpeace-Team führte zwischen dem 4. November und dem 14. Dezember 2022 weitere Untersuchungen durch. Zu diesem Zweck untersuchten Greenpeace die Qualität der Abwässer aus Steinkohlebergbau und Nebenflüssen der Oder, in die die Abwässer eingeleitet werden. Die Ergebnisse der Untersuchung zeigen sehr hohe Salzgehalte in den Steinkohleabwässern und Nebenflüssen der Oder flussabwärts der untersuchten Einleitungen. Der starke Brackwasser-Effekt dieser kleineren, aber stark belasteten Flüsse zeigt deutlich die schlechte Qualität des Wassers, das in die Oder fließt.

Niedrigwasser, Dürre und Grundwasserneubildung - Bestandsaufnahme zur gegenwärtigen Situation in Deutschland, den Klimaprojektionen und den existierenden Maßnahmen und Strategien

Der Klimawandel wird weltweit zu Veränderungen im Wasserkreislauf und unserer Nutzung von Wasser führen. Obwohl die Bundesrepublik Deutschland im langjährigen Mittel über ausreichende Ressourcen verfügt, tritt in einzelnen Jahren Wasserknappheit und Niedrigwasser auf. Zuletzt haben die Jahre 2003, 2018 und 2019 Betroffenheit bei Schifffahrt, Land- und Forstwirtschaft, Energiewirtschaft und Wasserwirtschaft ausgelöst. Der Rückgang der Abflussmenge und das damit verbundene Auftreten von Warmwasserphasen haben unmittelbare Folgen für die in den Gewässern lebenden Organismen. Tiefe Grundwasserstände wirken sich nachteilig auf grundwasserabhängige Landökosysteme aus. Derzeit vorgehaltene Speicher wie Talsperren und Trinkwasserbehälter stießen teilweise an ihre Grenzen. Ziel des Projektes ist es, eine wissenschaftlich fundierte Grundlage für Planungen zu einem koordinierten Umgang mit Niedrigwasser und Dürre in Deutschland zu schaffen. Dabei wurden vorliegende Studien und Situationsanalysen recherchiert und ausgewertet. Betrachtet wurden die relevanten hydrologischen Größen, die ökologischen Auswirkungen und, soweit verfügbar, die ökonomischen Aspekte insbesondere zur Abschätzung der Betroffenheit in den einzelnen Sektoren. Um ein möglichst realistisches Bild zukünftiger Dürresituationen zu erhalten, wurde eine Zusammenfassung aktueller Klimaprognosen erarbeitet. Neben den rein vorsorgenden Maßnahmen (z. B. Erweiterung von Speicherbauwerken, Schaffung von Verbünden, Anpassung der Wasserrechte) wurden bereits existierende Ansätze für den aktiven Umgang mit Risiken während einer Dürre zusammengestellt. Quelle: Forschungsbericht

Datenerhebung zu Verwendungen, Zusammensetzung und Umwelteigenschaften von Polyquaternium-Verbindungen

Im Zuge dieses Gutachtens wurde der aktuelle Wissensstand bezüglich Polyquaternium-Verbindungen dargestellt. Ziel war es, einen besseren Überblick über die Struktur, die Diversität, die typischen Anwendungsgebiete, die hergestellten und verwendeten Mengen und die potenziellen Umweltgefährdungen zu erhalten. Hierfür wurden aktuelle Fachliteratur, Berichte, Statistiken und Bewertungen bezüglich Polyquaternium-Verbindungen recherchiert und ausgewertet. Basierend auf den gefundenen Informationen und Daten wurde ein Fragebogen entwickelt und an relevante Stakeholder versendet. Verbleibende Datenlücken wurden mittels Telefoninterviews soweit möglich geschlossen. Da Polyquaternium-Verbindungen auf Grund ihrer positiven Ladungen meistens in Kosmetikprodukten und zur Abwasserreinigung verwendet werden, besteht ein großes Risiko zur Freisetzung in die Umwelt. In Laborversuchen konnte gezeigt werden, dass Polyquaternium-Verbindungen eine hohe Ökotoxizität gegenüber aquatischen Lebewesen besitzen. Infolge ihrer positiven Ladungen binden sie beispielsweise an die negativ geladene Lipiddoppelschicht in Zellmembranen und an der äußeren Zellwand von Algen und brechen diese dadurch auf, was schlussendlich zum Zelltod führt. In Fischen binden sie an die Kiemenoberflächen, wodurch deren Ionenregulierung gestört wird. In der wässrigen Phase binden sie jedoch auch schnell an gelösten organischen Kohlenstoff und an Schwebstoffe, fallen als neutraler Komplex aus und sind somit nicht mehr bioverfügbar. Es konnte gezeigt werden, dass die Anwesenheit solcher Stoffe die Ökotoxizität um ein Tausendfaches verringern kann. Es wird deshalb angenommen, dass die reale Ökotoxizität dieser Stoffe gering ist. Die Verwendung dieser Polymere sollte jedoch trotzdem vermieden werden, da sie persistent in der Natur und in Kläranlagen sind und nicht abgebaut werden können. Quelle: Forschungsbericht

Erforschung der Ursachen für die nachgewiesene Gewässerbelastung mit Rodentiziden (PBT-Stoffe) und Erarbeitung von Risikominderungs-maßnahmen zum Schutz der aquatischen Umwelt

Der Eintrag und das Verhalten von acht antikoagulanten Rodentizid-Wirkstoffen und zwei antikoagulanten Arzneimittel-Wirkstoffen wurde an zwei Standorten im Rahmen eines umfangreichen Kläranlagen- und Fließgewässer-Monitorings während der kommunalen Rattenbekämpfung mit Antikoagulanzien-haltigen Fraßködern in der Kanalisation untersucht. An 25 weiteren Standorten verschiedener kommunaler Kläranlagen wurden zudem Gewebeproben von Fischen aus Bioakkumulationsteichen, die ausschließlich mit gereinigtem Abwasser gespeist wurden, untersucht. Die Studienergebnisse zeigen, dass Antikoagulanzien bei der konventionellen Abwasserbehandlung nicht vollständig eliminiert werden und bestätigen die Hypothese einer Exposition von Wasserorganismen durch gereinigtes kommunales Abwasser. Die Ergebnisse verdeutlichen ebenfalls, dass sich antikoagulante Rodentizide der zweiten Generation unter realistischen Umweltbedingungen und Expositionsszenarien in der Leber von Fischen anreichern. Darüber hinaus konnte gezeigt werden, dass die gängige Praxis der Ausbringung von ungeschützten Fraßködern am Draht in Entwässerungssystemen zur Freisetzung von antikoagulanten Rodentiziden ins Abwasser und somit in die aquatische Umwelt beiträgt. Von 58 untersuchten Fischleberproben (unter anderem von Arten wie Flussbarsch, Zander, Bachforelle, Döbel und Gründling) aus 9 unterschiedlichen Fließgewässern enthielten 97 % der Proben Rückstände von mindestens einem antikoagulanten Rodentizid-Wirkstoff der zweiten Generation, hauptsächlich der Wirkstoffe Brodifacoum, Difenacoum und Bromadiolon. Quelle: Forschungsbericht

Hexabromcyclododecan in Möweneiern: Abnehmende Konzentrationen seit dem Jahr 2000

In Möweneiern von Nord- und Ostsee wurde von den drei Hauptdiastereomeren alpha-, beta- und gamma, die in technischem HBCD enthalten sind, nur alpha-HBCD nachgewiesen. Die Konzentrationen von beta- und gamma-HBCD bewegten sich im Bereich der Nachweisgrenze. An allen drei Standorten wurden im Jahr 2000 die höchsten Konzentrationen gemessen. Danach nahmen die HBCD-Gehalte signifikant ab. Hexabromcyclododecan (HBCD) gehört zur Gruppe der bromierten Flammschutzmittel. Technisches HBCD ist ein Gemisch aus verschiedenen Diastereomeren , die jeweils aus zwei Enantiomeren ((-)/(+)) bestehen. gamma-HBCD macht mit 75-89% den Hauptanteil aus, gefolgt von beta-HBCD mit 10-13% und alpha-HBCD mit 1-12%. HBCD wird z.B. in Wärmedämmplatten aus Polystyrolschaum aber auch in Gehäusen von Computern und Rückbeschichtungen von Textilien für Polstermöbel verwendet. Schon relativ geringe Mengen dieses hochwirksamen Flammschutzmittels reichen aus, um einen effektiven Schutz zu gewährleisten. Trotzdem sind Spuren von HBCD mittlerweile in allen Umweltkompartimenten nachweisbar. In der Umwelt wird HBCD nur schwer abgebaut und reichert sich stark in Organismen und im Nahrungsnetz an. Darüber hinaus ist es sehr toxisch für aquatische Organismen. Diese PBT-Eigenschaften ( Persistent , Bioakkumulierend und Toxisch) haben dazu geführt, dass HBCD im Rahmen der Chemikalienbewertung unter REACh als besonders besorgniserregender Stoff (SVHC - substance of very high concern) eingestuft wurde. Seine Aufnahme in Anhang 1 der Stockholmer Konvention wird derzeit diskutiert. Trotz seiner negativen Eigenschaften darf HBCD momentan noch verwendet werden, da keine gleichwertigen Alternativen zur Verfügung stehen. Die HBCD-produzierenden und weiterverarbeitenden Industrien haben jedoch in den letzten Jahren verschiedene Programme zur Kontrolle und Reduktion von HBCD Emissionen initiiert (z.B. VECAP - Voluntary Emissions Control Action Programme und SECURE - Self Enforced Control of Use to Reduce Emissions). Um einen Eindruck der HBCD-Belastung von Biota an deutschen Küsten zu gewinnen wurden Poolproben von Silbermöweneiern dreier Standorte in der Nord- und Ostsee im Rahmen eines retrospektiven Monitorings untersucht. In Silbermöweneiern von den beiden Nordseestandorten Trischen und Mellum schwankten die HBCD-Konzentrationen (Summe aller Diastereomere ) zwischen 13,8 und 74,8 ng/g Fett (Trischen) und 4,17-107 ng/g Fett (Mellum). Eier von der Ostseeinsel Heuwiese wiesen HBCD-Gesamtgehalte von 25,1- 98,7 ng/g Fett auf. Von den drei Hauptdiastereomeren in technischem HBCD wurde nur alpha-HBCD in allen Eiproben nachgewiesen. Die Konzentrationen von beta- und gamma-HBCD bewegten sich dagegen meist im Bereich der Nachweisgrenze. In allen Proben war die Konzentration von (-)-alpha-HBCD geringfügig höher als die von (+)-alpha-HBCD. Die zeitlichen Konzentrationsverläufe waren an allen drei Probenahmeflächen ähnlich: Bis zum Jahr 2000 stiegen die Konzentrationen an, danach ist eine deutliche Abnahme zu erkennen. Silbermöweneier aus Trischen wiesen zwischen 1988 und 2008 mittlere Konzentrationen von 7,7-41,1 ng/g Fett (-)-alpha-HBCD und 5,9-31,2 ng/g Fett (+)-alpha-HBCD auf. Nach 2000 nahmen die Gehalte signifikant ab und erreichten im Jahr 2008 Werte unterhalb der Ausgangsgehalte von 1988. Etwas höhere Belastungen fanden sich in Eiern aus Mellum. Hier lagen die Konzentrationen der beiden alpha-HBCD Enantiomere bei 2,1-66 ng/g Fett (-)-alpha-HBCD bzw. 1,7-40,8 ng/g Fett (+)-alpha-HCBD. Auch hier nahmen die Konzentrationen nach 2000 ab, die Abnahme war aber weniger ausgeprägt als in Trischen. Erst im Jahr 2008 waren die Konzentrationen auf etwa 50% der Werte von 2000 gesunken. Die mittlere Belastung von Möweneiern von der Ostseeinsel Heuwiese lag zwischen 1998 und 2008 bei 13,3-52,0 ng/g Fett (-)-alpha-HBCD und 11,6-44,7 ng/g Fett (+)-alpha-HBCD. Eine signifikante Abnahme zeigt sich hier nach 2002. Im Jahr 2008 lagen die Konzentrationen deutlich unterhalb der Werte von 1998. Obwohl in technischem HBCD gamma-HBCD dominiert, findet sich in Möweneiern fast ausschließlich alpha-HBCD. Dieser Befund bestätigt frühere Untersuchungen. Als mögliche Gründe werden drei Faktoren diskutiert: (1) eine bessere Bioverfügbarkeit von alpha-HBCD wegen seiner höheren Wasserlöslichkeit, (2) eine Biotransformation von gamma- und beta-HBCD zu alpha-HBCD und (3) eine rasche Metabolisierung von gamma- und beta-HBCD, so dass es zu einer Anreicherung des langsamer abbaubaren alpha-Diastereomers kommt. Die beobachtete Abnahme der HBCD-Belastung in Möweneiern an allen drei Umweltprobenbank-Standorten deutet darauf hin, dass die Maßnahmen zur Emissionsreduktion greifen und/oder dass der Verbrauch von HBCD in den letzten Jahren rückläufig ist. Aktualisiert am: 12.01.2022 Datenrecherche Datenrecherche Datenrecherche Datenrecherche Datenrecherche

Width of vegetated buffer strips to protect aquatic life from pesticide effects

Vegetated buffer strips (VBS) are an effective measure to retain pesticide inputs during rain events. Numerous studies have examined the retention effects of VBS onpesticides. However, no study has addressed on a large scale with event-related peak concentrations how wide the VBS should be to avoid ecological impacts onaquatic life. Here, we investigated for 115 lowland stream sections in Germany the relevance of environmental and physico-chemical parameters to determine the in-stream pesticide concentration and their ecological risks. Based on peak concentrations related to rain events with precipitation amount resulting in VBS relevantsurface runoff for 30 of the 115 investigated stream sections (25 to 70 mm/d), we demonstrated that the average width of VBS was the main parameter (R2 = 0.38)reducing the pesticide input ratio, indicating a relevant proportion of surface runoff contributing to the total in-stream pesticide concentrations. Additionally, dryditches within agricultural fields increased pesticide input (R2 = 0.31). Generally, substances classified as slightly mobile were better retained by VBS than mobilesubstances. Other factors including slope, land use and vegetation cover of VBS had only a minor influence. We assessed the ecological risk of in-stream pesticideconcentrations by quantifying exceedances of regulatory- (RAC) and field-validated acceptable concentrations (ACfield). We then translated this ecological risk intoprotective VBS width by calculating the quotient of in-stream concentration and threshold (RQ). We estimate that a VBS width of 18 m is sufficient to meet theRQACfield protection goal for 95% of streams. The presence of dry ditches increased the protective VBS width to 32 m. In current agricultural practice, however, 26%of the water stretches investigated do not comply with the prescribed 5 m VBS. An extension of the VBS area to 18 m would demand 3.8% of agricultural land withinthe catchments. A 50% reduction in pesticide use, as required by the European green deal, would still result in 39% (RAC) and 68% (ACfield) of event-related samplesbeing exceeded. Consequently, we see the extension of the VBS width as the most efficient mearsure to sustainably reduce pesticide concentrations in small streams. © 2023 Elsevier

Gewässergüte (Chemie) 2001

Temperatur (02.01.2) Die Temperatur ist eine bedeutende Einflussgröße für alle natürlichen Vorgänge in einem Gewässer. Biologische, chemische und physikalische Vorgänge im Wasser sind temperaturabhängig , z.B. Zehrungs- und Produktionsprozesse, desgleichen Adsorption und Löslichkeit für gasförmige, flüssige und feste Substanzen. Dies gilt auch für Wechselwirkungen zwischen Wasser und Untergrund oder Schwebstoffen und Sedimenten sowie zwischen Wasser und Atmosphäre. Die Lebensfähigkeit und Lebensaktivität der Wasserorganismen sind ebenso an bestimmte Temperaturgrenzen oder -optima gebunden wie das Vorkommen unterschiedlich angepasster Organismenarten und Fischbesiedelungen nach Flussregionen in Mitteleuropa. Die Darstellung der Heizkraftwerke in der Karte sowie deren Einfluss auf die Gewässertemperatur sind bei der Betrachtung zu berücksichtigen. Aus der Temperaturverteilungskarte wird deutlich sichtbar, dass die Wärmeeinleitungen in die Berliner Gewässer in den letzten Jahren rückläufig war, vor allem im Bereich der Spreemündung und der Havel. Die kritische Schwelle von 28° C wurde nicht überschritten, die Maxima bzw. 95-Perzentile liegen im Bereich um 25° C. Ende der neunziger Jahre wurden sporadisch noch Temperaturen über 28° C gemessen. Der Rückgang der Wärmefrachten der Berliner Kraftwerke in die Gewässer beträgt seit 1993 ca. 13 Mio. GJ und ist im Wesentlichen auf den Anschluss des Berliner Stromnetzes an das westeuropäische Verbundnetz zurückzuführen. Durch die Liberalisierung des Strommarktes bedingte sinkende Strombeschaffungskosten und damit verbundene geringere Erzeugung in den Berliner Kraftwerken hat zur Stilllegung bzw. Teilstilllegung von Kraftwerken geführt, die zum Teil mit Modernisierungen zur Effizienzsteigerung verbunden waren. Die derzeitige Wärmefracht beträgt ca. 10 Mio. GJ. Sauerstoffgehalt (02.01.1) Der Sauerstoffgehalt des Wassers ist das Ergebnis sauerstoffliefernder und -zehrender Vorgänge . Sauerstoff wird aus der Atmosphäre eingetragen, wobei die Sauerstoffaufnahme vor allem von der Größe der Wasseroberfläche, der Wassertemperatur, dem Sättigungsdefizit, der Wasserturbulenz sowie der Luftbewegung abhängt. Sauerstoff wird auch bei der Photosynthese der Wasserpflanzen freigesetzt, wodurch Sauerstoffübersättigungen auftreten können. Beim natürlichen Abbau organischer Stoffe im Wasser durch Mikroorganismen sowie durch die Atmung von Tieren und Pflanzen wird Sauerstoff verbraucht . Dies kann zu Sauerstoffmangel im Gewässer führen. Der kritische Wert liegt bei 4 mg/l, unterhalb dessen empfindliche Fischarten geschädigt werden können. Sowohl aus den Werten der Messstationen als auch aus den Stichproben ist eine Verbesserung des Sauerstoffgehaltes der Berliner Gewässer nur teilweise ablesbar. Kritisch sind nach wie vor die Gewässer, in die Mischwasserüberläufe stattfinden. In der Mischwasserkanalisation werden Regenwasser und Schmutzwasser in einem Kanal gesammelt und über Pumpwerke zu den Klärwerken gefördert. Dieses Entwässerungssystem ist in der gesamten Innenstadt Berlins präsent. (vgl. Karte 02.09) Im Starkregenfall reicht die Aufnahmekapazität der Mischkanalisation nicht aus und das Gemisch aus Regenwasser und unbehandeltem Abwasser tritt in Spree und Havel über. Infolge dessen kann es durch Zehrungsprozesse zu Sauerstoffdefiziten kommen. Besonders extreme Ereignisse lösen in einigen Gewässerabschnitten (v.a. Landwehrkanal und Neuköllner Schifffahrtskanal) sogar Fischsterben aus. Um die Überlaufmengen künftig deutlich zu verringern, werden im Rahmen eines umfassenden Sanierungsprogramms zusätzliche unterirdische Speicherräume aktiviert bzw. neu errichtet. Die kritischen Situationen im Tegel Fließ sind auf nachklingende Rieselfeldeinflüsse bzw. Landwirtschaft zurückzuführen. TOC (02.01.10) und AOX (02.01.7) Die gesamtorganische Belastung in Oberflächengewässern wird mit Hilfe des Leitparameters TOC (total organic carbon) ermittelt. Die Summe der “Adsorbierbaren organisch gebundenen Halogene” wird über die AOX -Bestimmung wiedergegeben. Bei der Bestimmung des Summenparameters AOX werden die Halogene (AOJ, AOCl, AOBr) in einer Vielfalt von Stoffen mit ganz unterschiedlichen Eigenschaften erfasst. Dieser Parameter dient insofern weniger der ökotoxikologischen Gewässerbewertung, sondern vielmehr in der Gewässerüberwachung dem Erfolgsmonitoring von Maßnahmen zur Reduzierung des Eintrags an “Adsorbierbaren organisch gebundenen Halogenen”. Beide Messgrößen lassen prinzipiell keine Rückschlüsse auf Zusammensetzung und Herkunft der organischen Belastung zu. Erhöhte AOX – Befunde in städtischen Ballungsräumen wie Berlin dürften jedoch einem vornehmlich anthropogenen Eintrag über kommunale Kläranlagen zuzuschreiben sein. TOC-Einträge können sowohl anthropogenen Ursprungs als auch natürlichen Ursprungs z.B. durch den Eintrag von Huminstoffen aus dem Einzugsgebiet bedingt sein, was die ökologische Aussagefähigkeit des Parameters teilweise einschränkt. Bewertungsmaßstab ist für beide Messgrößen das 90-Perzentil. Unter Anwendung dieses strengen Maßstabs wird die Zielgröße Güteklasse II für den TOC bereits in den Zuflüssen nach Berlin und im weiteren Fließverlauf durch die Stadt in sämtlichen Haupt- und Nebenfließgewässern überschritten . Für AOX liegen die Messwerte nicht durchgängig für alle Fließabschnitte der Berliner Oberflächengewässer vor. Dennoch lässt sich ableiten, dass lediglich in den Gewässerabschnitten, die unmittelbar den Klärwerkseinleitungen ausgesetzt sind (Neuenhagener Fließ, Wuhle, Teltowkanal, Nordgraben), leicht erhöhte AOX – Messwerte auftreten und die Zielvorgabe knapp überschritten wird (Güteklasse II bis III). Ammonium-Stickstoff (02.01.3), Nitrit-Sickstoff (02.01.5), Nitrat-Stickstoff (02.01.4) Stickstoff tritt im Wasser sowohl molekular als Stickstoff (N 2 ) als auch in anorganischen und organischen Verbindungen auf. Organisch gebunden ist er überwiegend in pflanzlichem und tierischem Material (Biomasse) festgelegt. Anorganisch gebundener Stickstoff kommt vorwiegend als Ammonium (NH 4 ) und Nitrat (NO 3 ) vor. In Wasser, Boden und Luft sowie in technischen Anlagen (z.B. Kläranlagen) finden biochemische (mikrobielle) und physikalisch-chemische Umsetzungen der Stickstoffverbindungen statt (Oxidations- und Reduktionsreaktionen). Eine Besonderheit des Stickstoffeintrages ist die Stickstofffixierung, eine biochemische Stoffwechselleistung von Bakterien und Blaualgen (Cyanobakterien), die molekularen gasförmigen Stickstoff aus der Atmosphäre in den Stoffwechsel einschleusen können. Innerhalb Berlins ist der Eintrag über die Kläranlagen die Hauptbelastungsquelle . Durch die Regenentwässerungssysteme werden sporadisch kritische Ammoniumeinträge verursacht. Ammonium kann in höheren Konzentrationen erheblich zur Belastung des Sauerstoffhaushalts beitragen, da bei der mikrobiellen Oxidation (Nitrifikation) von 1 mg Ammonium-Stickstoff zu Nitrat rd. 4,5 mg Sauerstoff verbraucht werden. Dieser Prozess ist allerdings stark temperaturabhängig. Erhebliche Umsätze erfolgen nur in der warmen Jahreszeit . Bisweilen überschreitet die Sauerstoffzehrung durch Nitrifikationsvorgänge die durch den Abbau von Kohlenstoffverbindungen erheblich. Toxikologische Bedeutung kann das Ammonium bei Verschiebung des pH-Wertes in den alkalischen Bereichen erlangen, wenn in Gewässern mit hohen Ammoniumgehalten das fischtoxische Ammoniak freigesetzt wird. Nitrit-Stickstoff tritt als Zwischenstufe bei der mikrobiellen Oxidation von Ammonium zu Nitrat ( Nitrifikation ) auf. Nitrit hat eine vergleichsweise geringere ökotoxikologische Bedeutung. Mit zunehmender Chloridkonzentration verringert sich die Nitrit-Toxizität bei gleichem pH-Wert. Während für die Spree, Dahme und Havel im Zulauf nach Berlin die LAWA – Qualitätsziele (Güteklasse II) für NH 4 -N eingehalten werden, werden die Ziele überall dort überschritten, wo Gewässer dem Ablauf kommunaler Kläranlagen und Misch- und Regenwassereinleitungen ausgesetzt sind. Die Ertüchtigung der Nitrifikationsleistungen in den Klärwerken der Berliner Wasserbetriebe seit der Wende führte stadtweit zu einer signifikanten Entlastung der Gewässer mit Gütesprüngen um drei bis vier Klassen . Viele Gewässerabschnitte konnten den Sprung in die Güteklasse II schaffen. Die Werte für die Wuhle und in Teilen für die Vorstadtspree sind für den jetzigen Zustand nicht mehr repräsentativ, da mit der Stilllegung des Klärwerkes Falkenberg im Frühjahr 2003 eine signifikante Belastungsquelle abgestellt wurde. Mit der Stillegung des Klärwerkes Marienfelde (Teltowkanal, 1998) und der Ertüchtigung von Wassmansdorf konnte die hohe Belastung des Teltowkanals ebenfalls deutlich reduziert werden. Das Neuenhagener Mühlenfließ ist nach wie vor sehr hoch belastet. Hier besteht Handlungsbedarf beim Klärwerk Münchehofe . Die Stadtspree (von Köpenick bis zur Mündung in die Havel) weist durchgängig die Güteklasse II bis III auf und verfehlt damit die LAWA – Zielvorgabe ebenso wie die Unterhavel , der Teltowkanal und die mischwasserbeeinflussten innerstädtischen Kanäle . In 2001 ist eine Überschreitung der LAWA – Zielvorgabe für Nitrit-Stickstoff (90-Perzentil) in klärwerksbeeinflussten Abschnitten von Neuenhagener Fließ und Wuhle (s. Anmerkung oben) sowie in drei Abschnitten des Teltowkanals zu verzeichnen. Die Nitratwerte der Berliner Gewässer sind durchgehend unkritisch. Chlorid (02.01.8) In den Berliner Gewässern liegt der natürliche Chloridgehalt unter 60 mg/l. Anthropogene Anstiege der Chloridkonzentration erfolgen durch häusliche und industrielle Abwässer sowie auch durch Streusalz des Straßenwinterdienstes. Einem typischen Jahresverlauf unterliegt das Chlorid durch den sommerlichen Rückgang des Spreewasserzuflusses und der damit verbundenen Aufkonzentrierung in der Stadt. Bei Chloridwerten über 200 mg/l können für die Trinkwasserversorgung Probleme auftauchen. Die Chloridwerte der Berliner Gewässer stellen kein gewässerökologisches Problem dar. Sulfat (02.01.9) Der Beginn anthropogener Beeinträchtigungen im Berliner Raum wird mit etwa 120 mg/l angegeben. Die Güteklasse II (< 100 mg/l) kann somit für unsere Region nicht Zielgröße sein. Die Bedeutung des Parameters Sulfat liegt im Spree-Havel-Raum weniger in seiner ökotoxikologischen Relevanz, als vielmehr in der Bedeutung für die Trinkwasserversorgung. Der Trinkwassergrenzwert liegt bei 240 mg/l (v.a. Schutz der Nieren von Säuglingen vor zu hoher Salzfracht). Die Zuläufe nach Berlin weisen Konzentrationen von 150 bis 180 mg/l auf. Hier ist in Zukunft mit einer Zunahme der Sulfatfracht aus den Bergbauregionen der Lausitz zu rechnen. Folgende Einträge in die Gewässer sind im Spreeraum von Relevanz: Eintrag über Sümpfungswässer aus Tagebauen Direkter Eintrag aus Tagebaurestseen, die zur Wasserspeicherung genutzt werden indirekter Eintrag über Grundwässer aus Tagebaugebieten Einträge des aktiven Bergbaus Atmosphärischer Schwefeleintrag (Verbrennung fossiler Brennstoffe) Diffuse und direkte Einträge (Kläranlageneinleitungen, Abschwemmungen, Landwirtschaft) In gewässerökologischer Hinsicht können erhöhte Sulfatkonzentrationen eutrophierungsfördernd sein. Sulfat kann zur Mobilisierung von im Sediment festgelegten Phosphor führen. Gesamt-Phosphor (02.01.6) Phosphor ist ein Nährstoffelement, das unter bestimmten Bedingungen Algenmassenentwicklungen in Oberflächengewässern verursachen kann (nähere Erläuterungen siehe Karte 02.03). Unbelastete Quellbäche weisen Gesamt-Phosphorkonzentrationen von weniger als 1 bis 10 µg/l P, anthropogen nicht belastete Gewässeroberläufe in Einzugsgebieten mit Laubwaldbeständen 20-50 µg/l P auf. Die geogenen Hintergrundkonzentrationen für die untere Spree und Havel liegen in einem Bereich um 60 bis 90 µg/l P. Auf Grund der weitgehenden Verwendung phosphatfreier Waschmittel und vor allem auch der fortschreitenden Phosphatelimination bei der Abwasserbehandlung ist der Phosphat-Eintrag über kommunale Kläranlagen seit 1990 deutlich gesunken , vor allem in den Jahren bis 1995. Der Eintrag über landwirtschaftliche Flächen ist ebenfalls rückgängig. Die Phosphorbelastung der Berliner Gewässer beträgt für den Zeitraum 1995-1997: Zuflüsse nach Berlin 188 t/a Summe Kläranlagen 109 t/a Misch- und Trennkanalisation 38 t/a Summe Zuflüsse und Einleitungen 336 t/a Summe Abfluss 283 t/a In den Zuflüssen nach Berlin überwiegen die diffusen Einträge mit ca. 60 %. Der Grundwasserpfad ist mit ca.50 % der dominante Eintragspfad (diffuser Eintrag 100 %). Beim Gesamtphosphor wird der Mittelwert der entsprechenden Jahre zugrundegelegt. Deutlich wird die erhöhte P-Belastung der Berliner Gewässer etwa um den Faktor 2 bis 3 über den Hintergrundwerten. Eine Ausnahme bildet der Tegeler See . Der Zufluss zum Hauptbecken des Tegeler Sees wird über eine P-Eliminationsanlage geführt und somit der Nährstoffeintrag in den See um ca. 20 t/a entlastet.

Antrag auf Plangenehmigung für ökologische Durchgängigkeit der Hasel (HA 28-33) OL Dietzhausen- unterstrom OL Wichtshausen

Im Rahmen der Umsetzung der EG-Wasserrahmenrichtlinie plant die Regionalstelle Suhl des Thüringer Landesamtes für Umwelt, Bergbau und Naturschutz in Suhl- Wichtshausen in der Hasel fünf Maßnahmen, um die Durchgängigkeit zu erreichen und die Struktur zu verbessern. Derzeit stellen die Abstürze HA 28, HA 29, HA 30, HA 32 sowie HA 33 mit Absturzhöhen von 0,06 m bis 0,89 m unüberwindbare Hindernisse für Fische und andere aquatische Lebewesen dar und sind damit nicht durchgängig. Bezeichnung der Querbauwerke: HA 28: Sohlabsturz, oberstrom des Bereiches „am Sägewerk“ bei Wichtshausen HA 29: Absturz am Kornrain HA 30: Sohlabsturz Wichtshausen / Obere Aue HA 32: Absturz an der Suhler Chaussee HA 33: Absturz unterstrom Straßenbrücke L1140 a) Maßnahme HA 28-Querbauwerk mit Absturzhöhe von 35 cm: • Abbruch der vorhandenen Betonschwelle sowie Angleichung Sohlgefälle auf einer Strecke von 22,4 m nach oberstrom • Verfüllung der Baugrube des Rückbaus mit Wasserbausteinen bis zur Gewässersohle sowie mit Sohlsubstrat • Linksseitig Entfernung des vorhandenen Knöterichs mit Wurzelwerk und anschließende Sicherung der Böschungsbereiche am Steilhang mit Steinsatz • Fällung von 9 nicht zu erhaltenden Bäumen b) Maßnahme HA 29-3 stufiges Wehr zur Beschickung eines Mühlgrabens: • Rückbau des 3-stufig ausgebildeten Wehrbodens sowie der seitlichen Widerlager aus Natursteinmauerwerk und Beton • Bau eines Raugerinnes in Form einer Becken-Riegelkonstruktion mit insgesamt 16 Querriegeln (15 Becken), Riegelbreite 6,50 m, Riegelhöhe von 0,50 m, mittlerer Riegelabstand 8,40 m, Riegellücke mit Durchflussbreite von b=0,80 m, Absturzhöhe am Riegel 12 cm • Kolk sowie vorhandenes Tosbecken wird erhalten • Anpassung der Uferböschungen durch die Abtragungen in der Sohle • Böschungssicherungen durch Steinsatz m Bereich des Wehrrückbaus und des Tosbeckens • Verbreiterung des Gewässerprofils nach rechts • Fällung von 43 nicht zu erhaltenden Bäumen c) Maßnahme HA 30-2-stufiges Wehr: • Rückbau des teilweise verfallenen 2-stufigen Wehres • Bau eines Raugerinnes als Becken-Riegel-Konstruktion mit insgesamt 7 Querriegeln (6 Becken),Riegelhöhe von 0,50 m, Riegelabstand zwischen 5 und 7 m, Riegellücke mit Durchflussbreite von b=0,80 m, Absturzhöhe am Riegel 11,50 cm • Kolke sowie vorhandenes Tosbecken wird erhalten, • Verfüllung der Baugrube des Rückbaus mit Wasserbausteinen bis zur Gewässersohle sowie mit Sohlsubstrat • Fällung von 7 nicht zu erhaltenden Bäumen d) Maßnahme HA 32-Wehr mit gepflastertem Wehrboden, Widerlagern aus Natursteinmauer-werk und Resten des Wehroberbaus (Stahlträger): • Abbruch der alten Wehrreste einschließlich der beidseitig angeordneten Widerlager und Ufermauern • In den Abbruchbereichen Ufersicherung über 2-lagige Steinschüttung zur Sicherung der rechtsseitig gelegenen privaten Grundstücksflächen • Linksseitig Anpassung der Uferböschung an die anschließenden Böschungsbereiche • Entfernung der hochwasserbedingten Uferabbrüche auf der linken Seite und Wiederherstellung des Gewässerprofils von 7,50 m Breite • Sicherung des unterhalb verlaufenden Grabenzulaufs mit Steinsatz • Umsetzung eines Holzmastes • Abbau der vorhandenen Absturzhöhe am Wehr von 0,42 m durch Anordnung mehrerer kleiner Abstürze (Baubereich von vorh. Sohlschwelle bei km 15+790,8 bis zur vorh. Sohlschwelle bei km 15+879 = 88m • Bau von 4 Einzelschwellen mit 10 cm Höhe, Abstand zwischen den Schwellen ca. 18 m e) Maßnahme HA 33-2 Sohlschwellen mit Absturzhöhe von 22 cm und 26 cm: • Erhalt beider Sohlschwellen, aber Nachbesserung der seitlichen Ufereinbindung und damit Beseitigung der Umläufigkeit beider Schwellen und Minimierung der Ausspülungen am rechten Ufer • Ausbesserung ausgespülter Uferbereiche mit einer 2-lagigen Steinschüttung • Einbau einer zusätzlichen Sohlschwelle mit einem Sohlhöhenunterschied von ca. 10cm, um weitere Sohleintiefungen zuvermeiden und die Abflussverhältnisse dem unterstrom folgenden Abschnitt HA 32 anzupassen. Durch die Maßnahmen werden Flächen für Zufahrten und Lagerung bauzeitlich in Anspruch genommen. Die Baustraßen und Lagerflächen werden nach Abschluss der Baumaßnahme rückgebaut und die Flächen wieder in ihren ursprünglichen Zustand versetzt. Alle beeinträchtigten Lebensräume können sich damit nach Beendigung der Maßnahme wieder regenerieren.

LIFE Naturprojekt Flusserlebnis Isar; naturnahe Umgestaltung des Isarufers Isar-km 37,7 -37,8 sowie Optimierung und Wiederherstellung eines Auegewässers Höhe Isar-km 37,5-37,3

Im Zuge der Umsetzung des LIFE Natur-Projekts Flusserlebnis Isar sollen im Teilgebiet 6 (Mamming) folgende Naturschutzmaßnahmen umgesetzt werden: • Teil 1 – Ufer: C.2 Entwicklung von Kiesbänken und Flachwasserzonen C.4 Herstellung naturnaher Ufer- und Gewässerbettstrukturen C.5 Anpassung Wegenetz Die Maßnahme besteht aus einer Geländemodellierung, bei der Uferversteinungen zurückgebaut und Uferböschungen abgeflacht werden. Die Planung sieht die Ausbildung einer Bucht mit einer Rückverlegung des Uferweges auf einer Länge von ca. 120 m um bis zu 18 m vor. Die Uferversteinung wird auf der Länge des rückverlegten Uferweges ausgebaut und als überschüttete Sicherung am Anfang des Kiesauftrags sowie als Sicherung der neu hergestellten Böschung oberhalb der Flachwasserzone wieder eingebaut. Die Flachwasserzonen werden durch die Umlagerung des vorgefundenen und angelieferten Materials hergestellt. Entlang der linksseitigen Uferbereiche erfolgt der Einbau von 15 Totholzstrukturen unterteilt in drei unterschiedlichen Kategorien • Teil 2 – Altarm: C.9 Neuschaffung und Optimierung Auegewässer Die Wiederanbindung und Optimierung des Auegewässers besteht aus zwei Maßnahmen: zum einen wird das bestehende Gerinne vertieft und mit Tief- und Flachwasserbereichen modelliert, um die Gewässerstruktur zu optimieren. Zum anderen wird die Gewässeranbindung saniert, indem die bestehende Rohrleitung ausgebaut und durch eine größere Rohrleitung DN 1400 ersetzt wird. Durch den Einbau von Totholzstrukturen werden Schutzräume für aquatische Lebewesen geschaffen, zudem wird der Uferbereich durch die Schaffung von Flach- und Steilufern optimiert.

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