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Böden als Wasserspeicher

Funktionierende Böden sind ein wesentliches Element im Wasserhaushalt: Sie können Regenwasser rasch aufnehmen, große Mengen davon speichern und später den Pflanzen zur Verfügung stellen sowie die ⁠ Grundwasserneubildung ⁠ sicherstellen. Eingriffe des Menschen schädigen diese wertvollen Bodenfunktionen: Versickerung und Wasserspeicherfähigkeit werden im urbanen Raum mit hoher Flächeninanspruchnahme durch Siedlung und Verkehr reduziert und auf landwirtschaftlichen Flächen entstehen Gefügeschäden durch Verschlämmung und Bodenverdichtung. Die Kommission Bodenschutz beim Umweltbundesamt (KBU) empfiehlt seit langem die markante Minderung des unregulierten Flächenverbrauchs. Veröffentlicht in Position | Juli 2016.

Oberflächenabflusskennwert (OAK)

Die Oberflächenabflusskennwerte (OAK) wurden speziell für die Umsetzung des LUBW-Leitfadens "Kommunales Starkregenrisikomanagement in Baden-Württemberg" entwickelt und bilden die hydrologische Datengrundlage für die hydraulische Modellierung von Starkregengefahrenkarten. Die OAK geben für drei verschiedene Starkregenszenarien (selten, außergewöhnlich und extrem) an, welcher Anteil des Niederschlags nicht vom Boden aufgenommen werden kann und somit auf der Fläche zum Abfluss kommt. Zusätzlich wurde für jedes Szenario eine Variante verschlämmt und unverschlämmt berechnet, wobei bei der verschlämmten Variante die Infiltrationsleistung von Ackerflächen aufgrund von Verschlämmung reduziert wurde. Die Oberflächenabflusskennwerte liegen als GeoTIFFS getrennt nach fünf Szenarien vor. Jedes Szenario besteht aus 12 Zeitschritten-Raster und einem Summen-Raster. Detaillierte Informationen zu den OAK können dem Anhang 3 zu o.g. Leitfaden entnommen werden (https://www.lubw.baden-wuerttemberg.de/wasser/starkregenrisikomanagement). Anmerkung: Die OAK wurden ausschließlich für die Entwicklung von Starkregengefahrenkarten nach Leitfaden der Landesanstalt für Umwelt Baden-Württemberg erstellt, davon abweichende Anwendungen werden nicht empfohlen.

Machbarkeitsstudie Krummenhagener See

Der Krummenhagener See droht durch Verschlammung vollständig zu verlanden. Die Studie untersucht Schlammanfallmenge, Verwertbarkeit, Schadstoffbestandteile und Möglichkeiten einer Entschlammung. Weiterhin werden Kosten verglichen und Lösungsvorschläge unterbreitet.

Fischfauna 2002

Berlins Gewässerlandschaft wurde im zweiten, dem sog. Brandenburger Stadium der Weichselkaltzeit geformt, welches vor etwa 10.300 Jahren endete. Das Berliner Urstromtal ist Teil des Glogau-Baruther Urstromtals, welches sich entlang der weichselzeitlichen Endmoränen des Brandenburger Stadiums erstreckt. Es beginnt an der Mündung der Prosna in die Warthe, verläuft zur Obra und zur Oder, weiter von Neusalz zum Bobr, zur Neiße und von Forst bis zur Spree, weiter über Lübben und Luckenwalde nach Tangermünde, später über Brandenburg und die untere Havel zur Elbe. Zum Ende der Weichselkaltzeit wurden die von Süden, aus periglazialen Gebieten zufließenden Gewässer Weichsel, Warthe und Oder vom Inlandeis gestaut und flossen nach Westen ab, zur heutigen Oder und weiter zur Havel und Elbe. Darüber hinaus existierte eine für aquatische Organismen passierbare Verbindung zwischen Rhein-, Weser- und Elbesystem bei allen Inlandeis-Vorstößen bis in das Ruhrgebiet (Hantke 1993). Über dieses nacheiszeitliche Gewässernetz war es drei Neunaugenarten und 33 Fischarten möglich, die Gewässer des heutigen Landes Berlin zu besiedeln (Wolter et al. 2003). Diese Arten werden als ursprüngliche, bzw. autochthone Fischfauna Berlins betrachtet. Aufgrund ihres geringen Gefälles waren die Tieflandflüsse bereits frühzeitig Gegenstand wasserbaulicher Beeinträchtigungen , z.B. durch Dämme, Wehre oder Kanalverbindungen zwischen verschiedenen Flussgebieten, die im Mittelalter einen ersten Höhepunkt erreichten. Prägte einst die Hydrodynamik von Spree und Havel das Berliner Gewässernetz, so wurden diese Flüsse zunehmend eingedämmt und reguliert. Der Bau von Staueinrichtungen in Fluss- und Bachläufen begann in der Frühzeit der Askanier, die die Mark Brandenburg im 10. Jh. in Besitz nahmen (Driescher 1969). In Berlin lässt sich der Dammbau zum Betreiben von Mühlen mindestens bis in das 13. Jahrhundert zurückverfolgen. Erstmals urkundlich erwähnt wurden 1261 ein Mühlenstau bei Spandau, 1285 eine Wassermühle in Berlin und am 28.10.1298 der Berliner Mühlendamm (Uhlemann 1994). Allerdings ist bereits einer Urkunde aus dem Jahr 1232 zu entnehmen, dass schon zu diesem Zeitpunkt in Spandau eine Stauanlage vorhanden war (Natzschka 1971, Driescher 1974). Zahlreiche Stauanlagen sind wahrscheinlich deutlich älter als ihre erste urkundliche Erwähnung vermuten lässt. So wurden beispielsweise im Jahr 1180 Burg und Burgstadt Spandau rund 1,5 km die Havel aufwärts verlegt, auf die heutige Altstadtinsel, aufgrund eines katastrophalen Wasseranstiegs der Havel, verursacht durch einen bereits vor 1180 einsetzenden Mühlenstau im Bereich der Stadt Brandenburg (Müller 1995). Neben den Mühlendämmen wurden weitere Stauanlagen zur Wasserstandsregulierung und zur Förderung der Schifffahrt errichtet. Bereits im 17. Jahrhundert begann die Begradigung einzelner Flussabschnitte . Die untere Havel – für Fische der Haupt-Kolonialisierungsweg der Berliner Gewässer – wurde erstmals zwischen 1875 und 1881 zusammenhängend reguliert. Im Rahmen der von 1907-1913 erfolgten "Verbesserung der Vorflut- und Schifffahrtsverhältnisse auf der unteren Havel" wurden, neben neuen Durchstichen und Querschnittserweiterungen, auch drei zusätzliche Stauanlagen bei Grütz, Gartz (beide 1911) und Bahnitz (1912) gebaut. Ab 1914 war die Havel bis Spandau voll kanalisiert und gewährleistete auch bei Niedrigwasser durchgehend eine Fahrwassertiefe von 2 m. Diese Regulierung führte zu einem dramatischen Zusammenbruch der Fischbestände und damit fast zum Untergang der Havelfischerei. Damals haben auf einer 80 km langen Havelstrecke 1.100 Fischer ihre Erwerbsgrundlage verloren und Entschädigungen eingeklagt (Kotzde 1914). Ab dieser Zeit war es Wanderfischen selbst bei Hochwasser nicht mehr möglich, die Wehranlagen zu überwinden und das Berliner Stadtgebiet zu erreichen. Mit der Stauhaltung wurden nicht nur überlebensnotwendige Wanderwege unterbrochen, sondern gingen in den Fließgewässern weitere wertvolle Lebensraumstrukturen sowie die für viele Fischarten notwendigen Überschwemmungsflächen verloren. Die Strömungsgeschwindigkeit wurde herabgesetzt, feinkörniges Material konnte nun sedimentieren und diese Ablagerungsprozesse führten zu einer Verschlammung der grobkörnigen Sohlsedimente. Sauerstoffzehrende Abbauprozesse am Gewässergrund wurden vorherrschend. Für Fischarten die kiesiges, gut mit Sauerstoff versorgtes Substrat bevorzugen, fehlten geeignete Laich- und Lebensräume sowie die Möglichkeit, Ausgleichswanderungen durchzuführen, weshalb z.B. die einstige Leitfischart der unteren und mittleren Spree ausstarb, die Barbe – ein typischer Flussfisch. Bis zum Ende des 19. Jahrhunderts wandelte sich in der Berliner Spree der Gewässercharakter von der klassischen Barben- zur Bleiregion (Wolter et al. 2002). Neben diesen nachhaltigen Beeinträchtigungen durch den Gewässerausbau wirkten Einträge aller Art auf die aquatische Lebensgemeinschaft. Bereits vor der Jahrhundertwende war die Belastung von Spree und Havel durch industrielle und komunale Abwässer sowie Fäkalien derart stark, dass Fischsterben an der Tagesordnung waren und die Fischerei ernsthaft beeinträchtigt wurde. So war es beispielsweise aufgrund der schlechten Sauerstoffverhältnisse im Wasser unmöglich, Fische aus der Unterhavel in sog. Drebeln, d.h. in Booten mit offenen, durchströmten Fischkästen, lebend nach Berlin (heutige Innenstadt) zu transportieren. Die städtischen Rieselfelder boten hinsichtlich der Gewässergütesituation nur bedingt Abhilfe. Besonders drastisch waren die Verschmutzungen in der Spree, die in ihrem Verlauf durch Berlin derart viele Abwässer aufnehmen musste, dass unterhalb der Charlottenburger Schleuse jegliches Tierleben am Gewässerboden erloschen war (Lehmann 1925). Diese anthropogenen Einwirkungen führten zu einer zusätzlichen Verarmung der Berliner Fischfauna . Neben den wandernden Neunaugen- und Fischarten sowie der Barbe starben weitere strömungsliebende, an sauerstoffreiches Wasser gebundene Arten in den Berliner Gewässern aus, wie Bachneunauge und Schmerle. Die durch Nährstoffeinträge hervorgerufene, bzw. geförderte Eutrophierung begünstigte euryöke (umwelttolerante) Fischarten, deren Bestandsausweitung oftmals das Zurückgehen anspruchsvollerer Arten verdeckt. Die Auswirkungen dieser Veränderungen auf die Fischfauna sind in der Ausgabe 1993 zusammenfassend beschrieben. Weiterführende Informationen findet man bei Vilcinskas & Wolter 1993, 1994. Ziel dieser Ausgabe ist es, neben einer Aktualisierung und Vervollkommnung der erhobenen Befunde, insbesondere die Entwicklung der Fischgemeinschaft und deren Veränderungen in den vergangenen zehn Jahren darzustellen. Darüber hinaus stellt die aktuelle Umsetzung von Richtlinien des Rates der Europäischen Gemein­schaften neue, z.T. sehr umfangreiche Anforderungen an die Qualität von Fischbestandsdaten und -erfassungen, denen mit dieser Aktualisierung des Umweltatlas ebenfalls entsprochen wird. So beinhaltet beispielsweise die Richtlinie 92/43/EWG des Rates vom 21. Mai 1992 zur Erhaltung der natürlichen Lebensräume sowie der wildlebenden Tiere und Pflanzen (Abl. L 206), kurz "FFH-Richtlinie" , u.a. einen Anhang II "Tier- und Pflanzenarten von gemeinschaftlichem Interesse, für deren Erhaltung besondere Schutzgebiete ausgewiesen werden müssen" (zuletzt ergänzt durch Richtlinie 97/62/EG vom 27. Oktober 1997). Dieser Anhang II der EG-Richtlinie listet auch vier der aktuell in Berlin vorkommenden Fischarten auf: Bitterling, Rapfen, Schlammpeitzger und Steinbeißer . Mit der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie (EG-WRRL) vom 23. Oktober 2000 fand erstmalig die Fischfauna als biologische Qualitätskomponente für den ökologischen Zustand eines Gewässers Eingang in Europäische Rechtsverordnungen. Anhand von Arteninventar, Häufigkeit (Abundanz) und Alterstruktur der Fischfauna sowie dem Vorhandensein typspezifischer, störungsempfindlicher Fischarten soll der ökologische Zustand von Seen und Fließgewässern bewertet werden. Ziel der EG-WRRL ist das Erreichen des guten ökologischen Zustands in allen Oberflächengewässern , bzw. des guten ökologischen Potentials in allen künstlichen und stark anthropogen veränderten Gewässern bis zum Jahr 2015.

Fischfauna 2013

Berlins Gewässerlandschaft wurde im zweiten, dem sog. Brandenburger Stadium der Weichselkaltzeit geformt, welches vor etwa 10.300 Jahren endete. Das Berliner Urstromtal ist Teil des Glogau-Baruther Urstromtals, welches sich entlang der weichselzeitlichen Endmoränen des Brandenburger Stadiums erstreckt. Es beginnt an der Mündung der Prosna in die Warthe, verläuft zur Obra und zur Oder, weiter von Neusalz zum Bobr, zur Neiße und von Forst bis zur Spree, weiter über Lübben und Luckenwalde nach Tangermünde, später über Brandenburg und die untere Havel zur Elbe. Zum Ende der Weichselkaltzeit wurden die von Süden, aus periglazialen Gebieten zufließenden Gewässer Weichsel, Warthe und Oder vom Inlandeis gestaut und flossen nach Westen ab, zur heutigen Oder und weiter zur Havel und Elbe. Darüber hinaus existierte eine für aquatische Organismen passierbare Verbindung zwischen Rhein-, Weser- und Elbesystem bei allen Inlandeis-Vorstößen bis in das Ruhrgebiet (Hantke 1993). Über dieses nacheiszeitliche Gewässernetz war es drei Neunaugenarten und 33 Fischarten möglich, die Gewässer des heutigen Landes Berlin zu besiedeln (Wolter et al. 2003). Diese Arten werden als ursprüngliche, bzw. autochthone Fischfauna Berlins betrachtet. Aufgrund ihres geringen Gefälles waren die Tieflandflüsse bereits frühzeitig Gegenstand wasserbaulicher Beeinträchtigungen , z.B. durch Dämme, Wehre oder Kanalverbindungen zwischen verschiedenen Flussgebieten, die im Mittelalter einen ersten Höhepunkt erreichten. Prägte einst die Hydrodynamik von Spree und Havel das Berliner Gewässernetz, so wurden diese Flüsse zunehmend eingedämmt und reguliert. Der Bau von Staueinrichtungen in Fluss- und Bachläufen begann in der Frühzeit der Askanier, die die Mark Brandenburg im 10. Jh. in Besitz nahmen (Driescher 1969). In Berlin lässt sich der Dammbau zum Betreiben von Mühlen mindestens bis in das 13. Jahrhundert zurückverfolgen. Erstmals urkundlich erwähnt wurden 1261 ein Mühlenstau bei Spandau, 1285 eine Wassermühle in Berlin und am 28.10.1298 der Berliner Mühlendamm (Uhlemann 1994). Allerdings ist bereits einer Urkunde aus dem Jahr 1232 zu entnehmen, dass schon zu diesem Zeitpunkt in Spandau eine Stauanlage vorhanden war (Natzschka 1971, Driescher 1974). Zahlreiche Stauanlagen sind wahrscheinlich deutlich älter als ihre erste urkundliche Erwähnung vermuten lässt. So wurden beispielsweise im Jahr 1180 Burg und Burgstadt Spandau rund 1,5 km die Havel aufwärts verlegt, auf die heutige Altstadtinsel, aufgrund eines katastrophalen Wasseranstiegs der Havel, verursacht durch einen bereits vor 1180 einsetzenden Mühlenstau im Bereich der Stadt Brandenburg (Müller 1995). Neben den Mühlendämmen wurden weitere Stauanlagen zur Wasserstandsregulierung und zur Förderung der Schifffahrt errichtet. Bereits im 17. Jahrhundert begann die Begradigung einzelner Flussabschnitte . Die untere Havel – für Fische der Haupt-Kolonialisierungsweg der Berliner Gewässer – wurde erstmals zwischen 1875 und 1881 zusammenhängend reguliert. Im Rahmen der von 1907-1913 erfolgten "Verbesserung der Vorflut- und Schifffahrtsverhältnisse auf der unteren Havel" wurden, neben neuen Durchstichen und Querschnittserweiterungen, auch drei zusätzliche Stauanlagen bei Grütz, Gartz (beide 1911) und Bahnitz (1912) gebaut. Ab 1914 war die Havel bis Spandau voll kanalisiert und gewährleistete auch bei Niedrigwasser durchgehend eine Fahrwassertiefe von 2 m. Diese Regulierung führte zu einem dramatischen Zusammenbruch der Fischbestände und damit fast zum Untergang der Havelfischerei. Damals haben auf einer 80 km langen Havelstrecke 1.100 Fischer ihre Erwerbsgrundlage verloren und Entschädigungen eingeklagt (Kotzde 1914). Ab dieser Zeit war es Wanderfischen selbst bei Hochwasser nicht mehr möglich, die Wehranlagen zu überwinden und das Berliner Stadtgebiet zu erreichen. Mit der Stauhaltung wurden nicht nur überlebensnotwendige Wanderwege unterbrochen, sondern gingen in den Fließgewässern weitere wertvolle Lebensraumstrukturen sowie die für viele Fischarten notwendigen Überschwemmungsflächen verloren. Die Strömungsgeschwindigkeit wurde herabgesetzt, feinkörniges Material konnte nun sedimentieren und diese Ablagerungsprozesse führten zu einer Verschlammung der grobkörnigen Sohlsedimente. Sauerstoffzehrende Abbauprozesse am Gewässergrund wurden vorherrschend. Für Fischarten die kiesiges, gut mit Sauerstoff versorgtes Substrat bevorzugen, fehlten geeignete Laich- und Lebensräume sowie die Möglichkeit, Ausgleichswanderungen durchzuführen, weshalb z.B. die einstige Leitfischart der unteren und mittleren Spree ausstarb, die Barbe – ein typischer Flussfisch. Bis zum Ende des 19. Jahrhunderts wandelte sich in der Berliner Spree der Gewässercharakter von der klassischen Barben- zur Bleiregion (Wolter et al. 2002). Neben diesen nachhaltigen Beeinträchtigungen durch den Gewässerausbau wirkten Einträge aller Art auf die aquatische Lebensgemeinschaft. Bereits vor der Jahrhundertwende war die Belastung von Spree und Havel durch industrielle und kommunale Abwässer sowie Fäkalien derart stark, dass Fischsterben an der Tagesordnung war und die Fischerei ernsthaft beeinträchtigt wurde. So war es beispielsweise aufgrund der schlechten Sauerstoffverhältnisse im Wasser unmöglich, Fische aus der Unterhavel in sog. Drebeln, d.h. in Booten mit offenen, durchströmten Fischkästen, lebend nach Berlin (heutige Innenstadt) zu transportieren. Die städtischen Rieselfelder boten hinsichtlich der Gewässergütesituation nur bedingt Abhilfe. Besonders drastisch waren die Verschmutzungen in der Spree, die in ihrem Verlauf durch Berlin derart viele Abwässer aufnehmen musste, dass unterhalb der Charlottenburger Schleuse jegliches Tierleben am Gewässerboden erloschen war (Lehmann 1925). Diese anthropogenen Einwirkungen führten zu einer zusätzlichen Verarmung der Berliner Fischfauna . Neben den wandernden Neunaugen- und Fischarten sowie der Barbe starben weitere strömungsliebende, an sauerstoffreiches Wasser gebundene Arten in den Berliner Gewässern aus, wie Bachneunauge und Zährte. Die durch Nährstoffeinträge hervorgerufene, bzw. geförderte Eutrophierung begünstigte euryöke (umwelttolerante) Fischarten, deren Bestandsausweitung oftmals das Zurückgehen anspruchsvollerer Arten verdeckt. Die Auswirkungen dieser Veränderungen auf die Fischfauna sind in der Ausgabe 1993 zusammenfassend beschrieben. Weiterführende Informationen findet man bei Vilcinskas & Wolter 1993, 1994 und Wolter et al. 2003. Im Gegensatz zu den vorangegangenen Ausgaben werden in der Ausgabe 2014 die Gewässer nicht mehr anhand der Anzahl der nachgewiesenen Fischarten in Abhängigkeit vom Gewässertyp bewertet. Mit Inkrafttreten der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) im Jahr 2000 wird der gute ökologische Zustand bzw. das gute ökologische Potenzial aller Oberflächengewässer angestrebt. Seit 2004 werden auf Grundlage der WRRL Gewässer nicht nur anhand der Anzahl der vorkommenden Fischarten sondern anhand von Arten- und Gildeninventar, Artenhäufigkeit, Gildenverteilung, Altersstruktur, Wanderverhalten, Fischregion und dominanten Arten bewertet (SenStadt 2004). In der Ausgabe 2014 sind die Fangdaten des Fischereiamts erstmals mit den Gewässern des Gewässerverzeichnisses verknüpft worden. Neben den im Zeitraum zwischen 2003 bis 2013 nachgewiesenen Fischarten pro Gewässer werden der Gewässertyp (Flusssee, Fließgewässer, Standgewässer) sowie die Messstellen im Gewässer dargestellt. Die Fischarten sind anhand ihrer Gefährdung nach der Roten Liste Berlin (2013) eingefärbt bzw. als Neozoa gekennzeichnet. Neben der hier eher gewässerbezogenen Auswertung der Fischfangdaten des Fischereiamts Berlin wurde 2013 eine aktuelle fischartenbezogene Auswertung als Broschüre veröffentlicht. Die Umsetzung von Richtlinien des Rates der Europäischen Gemein­schaften stellen z.T. sehr umfangreiche Anforderungen an die Qualität von Fischbestandsdaten und deren Erfassung.So beinhaltet beispielsweise die Richtlinie 92/43/EWG des Rates vom 21. Mai 1992 zur Erhaltung der natürlichen Lebensräume sowie der wildlebenden Tiere und Pflanzen (Abl. L 206), kurz "FFH-Richtlinie" , u.a. einen Anhang II "Tier- und Pflanzenarten von gemeinschaftlichem Interesse, für deren Erhaltung besondere Schutzgebiete ausgewiesen werden müssen" (zuletzt ergänzt durch Richtlinie 2006/105/EG des Rates vom 20. November 2006)). Dieser Anhang II der EG-Richtlinie listet auch vier der aktuell in Berlin vorkommenden Fischarten auf: Bitterling, Rapfen, Schlammpeitzger und Steinbeißer . Mit der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie (EG-WRRL) vom 23. Oktober 2000 fand erstmalig die Fischfauna als biologische Qualitätskomponente für den ökologischen Zustand eines Gewässers Eingang in Europäische Rechtsverordnungen. Anhand von Arteninventar, Häufigkeit (Abundanz) und Alterstruktur der Fischfauna sowie dem Vorhandensein typspezifischer, störungsempfindlicher Fischarten soll der ökologische Zustand von Seen und Fließgewässern bewertet werden. Ziel der EG-WRRL ist das Erreichen des guten ökologischen Zustands in allen Oberflächengewässern , bzw. des guten ökologischen Potentials in allen künstlichen und stark anthropogen veränderten Gewässern bis zum Jahr 2015. Falls die ökologischen Zustände bis zum Jahr 2015 nicht erreicht werden, ist eine zweimalige Fristverlängerung bis zum Jahr 2027 möglich. Die Ergebnisse aus dem FFH-Monitoring und dem WRRL-Monitoring fließen in den Umweltatlas ein.

Errichtung eines Badeufers am Regen in Cham

Auf dem Grundstück FlNr. 829/12 der Gemarkung Cham im Bereich des städtischen Freibades soll der Uferbereich am Regen auf einer Fläche von ca. 300 m² bis zu 1,50 m tief abgegraben und eine Badebucht angelegt werden. Dadurch entsteht eine Flachwasserzone mit einer Wassertiefe von 0,30 - 0,90 m. In die Gewässersohle wird Kies eingebracht. Am Beginn und Ende der Bucht wird das neu geschaffene Ufer mit einer Steinschüttung vor Ausspülungen geschützt. Um eine Verschlammung der Gewässersohle in der Badebucht zu vermeiden, wird eine Lenkbuhne zur Erhaltung einer ausreichenden Durchströmung errichtet. Als Zugang zum Regen wird eine Treppe mit Handlauf im östlichen Bereich der Badebucht angeordnet. Für diesen Gewässerausbau (§ 67 WHG) wurde beim Landratsamt Cham unter Vorlage von Plänen und Beilagen die Erteilung einer wasserrechtlichen Gestattung beantragt.

Böden als Wasserspeicher

Funktionierende Böden sind ein wesentliches Element im Wasserhaushalt: Sie können Regenwasser rasch aufnehmen, große Mengen davon speichern und später den Pflanzen zur Verfügung stellen sowie die Grundwasserneubildung sicherstellen. Eingriffe des Menschen schädigen diese wertvollen Bodenfunktionen: Versickerung und Wasserspeicherfähigkeit werden im urbanen Raum mit hoher Flächeninanspruchnahme durch Siedlung und Verkehr reduziert und auf landwirtschaftlichen Flächen entstehen Gefügeschäden durch Verschlämmung und Bodenverdichtung. Die Kommission Bodenschutz beim Umweltbundesamt (KBU) empfiehlt seit langem die markante Minderung des unregulierten Flächenverbrauchs. Quelle: Umweltbundesamt

Ergebnis der Vorprüfung nach § 5 Abs. 2 UVPG, Neubau Wasserkraftanlage in der Donau beim Talhof, Beuron-Hausen

Wasserrechtliches Verfahren zum Neubau einer Wasserkraftanlage in der Donau beim Talhof, Beuron-Hausen Der Zweckverband Heuberg-Wasserversorgung rechts der Donau, Rathausstraße 4, 88637 Leibertingen, Landkreis Sigmaringen, beantragt gem. §§ 8 ff. WHG, § 93 WG i.V.m. §§ 72 ff. LVwVfG das Wasserrechtsverfahren für folgende Vorhaben in der Donau und auf den Grundstücken Flurstücksnummern 786/2, 879, 731 der Gemarkung Hausen i.T. der Gemeinde Beuron: Erteilung einer Bewilligung für den Neubau einer Wasserkraftschnecke an der Wehranlage Talhof an der Donau, Beuron-Hausen Erteilung der Erlaubnisse für die/den - Herstellung einer Fischaufstiegsanlage als Vertical-Slot-Pass (Länge 65,45 m) mit Querung des Oberwasserkanals (Einlaufstrecke Länge ca. 35,70 m, Querung Einlaufkanal Länge 8,50 m) - Bau einer Horizontalrechenanlage mit vollautomatischer Rechenreinigungsmaschine, 15 mm lichte Staböffnung, Sohlleitwand, Teilabbruch bestehender Einlauf, Erweiterung mit neuen Stahlbetonteilen - Bau einer Doppelschütztafel an der Leerschussrinne zur Weiterleitung von Rechengut, Geschiebe und Sedimenten und ggf. Verlegung der Wasserleitung - Herstellung eines Fischabstiegs Ausgleich der Eingriffe durch Extensivierung der benachbarten Fettwiese. Für dieses Vorhaben war eine allgemeine Vorprüfung des Einzelfalls gemäß § 7 Absatz 1 i.V.m. Anlage 1 Nr. 13.14 des Gesetzes über die Umweltverträglichkeitsprüfung (UVPG) durchzuführen. Mit der Vorprüfung auf der Basis der Planunterlagen, den Stellungnahmen der beteiligten Träger öffentlicher Belange und den Unterlagen zu den Schutzgebietskulissen FFH-Gebiet 7920-342 „Oberes Donautal zwischen Beuron und Sigmaringen“, SPA-Gebiet 7820-441 „Südwestalb und Oberes Donautal“, Landschaftsschutzgebiet „Donau- und Schmeietal“, den benachbarten Biotopen, zum Überschwemmungsgebiet der Donau, dem Integrierten Donauprogramm mit dem Bewirtschaftungsplan für die Donau und die im Regionalplan ausgewiesenen Bereiche sowie die Kulturdenkmale nach § 2 DSchG „Sachgesamtheit Pumpwerk Heuberg“, „Bahndamm“ und der Umgebungsschutzbereich nach § 28 DSchG des auf der Höhe im Nordosten stehenden Schlosses Werenwag, wurden die in Anlage 3 UVPG aufgeführten Kriterien berücksichtigt und begründet. Mit der Neuanlage einer Wasserkraftanlage in der Donau als technische Anlage in landschaftlich hochwertiger Natur ist eine Umgebung tangiert, welche sich durch eine überdurchschnittliche Dichte schutzwürdiger Biotope und Vorkommen landesweit gefährdeter Arten auszeichnet und eine besondere Bedeutung für die Entwicklung eines ökologisch wirksamen Freiraumverbunds besitzt sowie ein überregionales Erholungsgebiet darstellt. Bereits heute beeinflusst das vorhandene Querbauwerk die natürliche Strukturvielfalt, das Fließgewässerkontinuum und die Gewässerdynamik. Mit den nach der Wasserrahmenrichtlinie geforderten Maßnahmen ist eine Verbesserung der Situation des Gewässers Donau zu erwarten. Das Landschaftsbild verändert sich durch die neue Wasserkraftanlage und die Anlagen zum Schutz des Gewässers und seiner Lebewesen. Durch die Integration in die bestehende Wehranlage und die Inanspruchnahme des bereits mit technischen Anlagen versehenen Bereiches ist nur ein kleinräumiger Bereich betroffen. Die Erholungsnutzung auf dem Wander-/Radweg und im Bereich Talhof wird vorübergehend durch die Bauarbeiten mit Lärm, Staub und Fahrzeugverkehr und dauerhaft durch die Geräuschentwicklung der Wasserkraftschnecke in geringem Umfang gestört. Durch den Betrieb der Wasserkraftanlage ist aufgrund der Entfernung bzw. der kurzfristigen Einwirkung keine erhebliche Auswirkung auf Menschen insbesondere deren Gesundheit zu erwarten. Baubedingt und anlagenbedingt ist eine Beanspruchung des Bodens mit dem entsprechenden Funktionsverlust durch Überbauung, Befestigung des Betriebswegs, Abgrabung für die Anlagen und Modellierung des Geländes nicht zu vermeiden. Die Beeinträchtigung wird durch verschiedene Maßnahmen (z.B. Herstellung des Weges mit einem wasserdurchlässigen Belag, schonender und sparsamer Umgang mit Boden und Beschränkung) auf das notwendige Maß minimiert. Die Wasserkraftanlage nimmt für sich selbst Fläche im Wehrbereich des Gewässers in Anspruch, der Betriebsweg und die Fischaufstiegsanlage nehmen auf der bisherigen Wiese eine Fläche von 1840 m² in Anspruch, welche durch eine Extensivierung der Fettwiese ausgeglichen wird und darüber hinaus durch die Funktion des Fischaufstiegs zu einer Aufwertung des Gewässers führt. In Bezug auf den umgebenden Naturraum mit seiner Bebauung und landwirtschaftlichen Nutzung ist für die Schutzgüter Boden und Fläche nicht mit erheblichen Umweltauswirkungen zu rechnen. Zudem erfolgt eine Veränderung von Vegetations- und Biotopstrukturen. Während der Bauarbeiten erfolgen durch akustische und optische Störungen sowie durch die Arbeiten im Gewässer vorübergehend Beeinträchtigungen der Tierwelt mit Groppe, Bitterling, Bachmuschel, Bachneunauge, Forellen und weitere Fische, Biber, Fledermäuse, Brutvögel wie Eisvogel, Grauspecht, Zwergtaucher, Schwarzspecht, weitere Vögel wie Rotmilan, Buchfink, Meisen, Zaunkönig, Mönchsgrasmücke, Eichelhäher, Mäusebussard, Waldkauz, Amphibien wie Grasfrösche, Bergmolche, Erdkröten, Luchs und Insekten wie Libellen, Schmetterlingen, Wildbienen. Einzelne Gehölze müssen entfernt werden, die artenarme Fettwiese wird durch die Anlage eines Weges und des Fischaufstiegs in Anspruch genommen. Durch den Einsatz von Maschinen und die Wasserhaltung in der Donau ist eine Gefährdung einzelner Tiere (Individuenverluste) gegeben, das Risiko wird durch Vermeidungsmaßnahmen wie z.B. Überwachung der Maßnahmen durch ausgebildetes Fachpersonal als ökologische Baubegleitung, Vermeidung einer Nachtbaustelle und Bauzeitenregelungen minimiert. Die biologische Vielfalt wird durch die geplante Extensivierung der Fettwiese, dem Mindestwasserabfluss und der Vergrößerung des Lebensraumes der Fischarten in der Donau aufgewertet. Betriebliche Auswirkungen durch die Wasserkraftschnecke auf die Fische werden durch entsprechende Schutzanlagen minimiert. Aufgrund der vorgesehenen Maßnahmen nach der Wasserrahmenrichtlinie und den beschriebenen Vermeidungs- und Minimierungsmaßnahmen ist für das Vorhaben nicht mit erheblichen nachteiligen Auswirkungen auf Tiere, Pflanzen und die biologische Vielfalt zu rechnen. Für das Biotop „Donau oberhalb Talhof“ ist durch die Erhöhung der Wassermenge eine Aufwertung zu erwarten. Während der Baumaßnahmen besteht unter anderem durch den Einsatz von Maschinen die Gefahr des Schadstoffeintrags in das Grundwasser und in das Oberflächengewässer. Durch die Flächenversiegelung und Inanspruchnahme verringert sich die Grundwasserneubildung, der Oberflächenabfluss erhöht und beschleunigt sich. Baubedingt erfolgt ein Eingriff in das Gewässer, welcher Trübungen zur Folge haben kann. Anlagebedingt wird die Wassermenge im Mutterbett der Donau erhöht, hierdurch verändert sich die Strömungsgeschwindigkeit, es ist mit Sohlstrukturveränderungen zu rechnen. Zudem besteht die Gefahr der Verschlammung unterhalb des Wehres durch die veränderte Wassermengenverteilung und die Weiterleitung von Geschiebe, Sediment und Treibgut. Mit verschiedenen Minimierungsmaßnahmen, wie Auftrag von lehmigem Oberboden, Versiegelungen in wasserdurchlässiger Form und Vorgaben zum Umgang mit Maschinen wird den Auswirkungen entgegengewirkt. Die Weiterleitung von Material hat so zu erfolgen, dass keine Missstände im Gewässer entstehen, der Betrieb ist entsprechend daran auszurichten. Mit messbaren Auswirkungen auf die Strömungsgeschwindigkeit oberhalb des Wehres wird nicht gerechnet, da nur Veränderungen in geringem Umfang erfolgen und der Bereich sehr klein ist. Baubedingt und anlagebedingt ist nicht mit erheblichen nachteiligen Auswirkungen auf das Grundwasser und das Oberflächengewässer zu rechnen. Eine erhöhte Hochwassergefährdung ist nicht zu erwarten. Das Überschwemmungsgebiet Donautal ist auf den Betrieb der Wehranlage ausgerichtet und wird vom Vorhaben berücksichtigt. Die Anlage liegt in einem Frischluftentstehungsgebiet, von welchem in Richtung der Siedlungsbereiche Flurwinde entstehen, die eine Abmilderung der durch die Bebauung verursachten Erwärmung bewirken. Die Verdunstungsrate kann sich durch die Bauwerke und Versiegelung verringern, was eine Erwärmung zur Folge haben kann. Durch die kleinräumige Anlage im randlichen Talbereich werden keine erheblichen nachteiligen Auswirkungen auf das Klima im Untersuchungsbereich erwartet. Mit dem Neubau einer weiteren Wasserkraftanlage und den technischen Anlagen zum Fischschutz wird das Erscheinungsbild an der Wehranlage zum Kulturdenkmal Wasserwerk verändert. Die Burg Werenwag ist ca. 1,2 km Luftlinie entfernt. Durch den Kurvenbereich der Donau wird der Umgebungsschutz der Burg Werenwag nicht tangiert. Da der Eingriff innerhalb der bestehenden Wehranlage und kleinräumig im Umfeld vorgenommen wird und der Oberkanal und ein Großteil der Wehranlage im Original erhalten bleiben, wird nicht mit erheblichen nachteiligen Auswirkungen gerechnet. Die allgemeine Vorprüfung des Einzelfalls kommt daher zum Ergebnis, dass keine erhebliche Beeinträchtigung der zu prüfenden Schutzgüter erfolgt. Aus den vorgenannten Gründen wird festgestellt, dass für das beantragte Vorhaben keine Verpflichtung zur Durchführung einer Umweltverträglichkeitsprüfung besteht. Diese Feststellung wird hiermit entsprechend § 5 Abs. 2 UVPG der Öffentlichkeit bekannt gegeben. Gemäß § 5 Abs. 3 UVPG ist diese Feststellung nicht selbständig anfechtbar. Die Unterlagen zur Feststellung der UVP-Pflichtigkeit können nach den Vorschriften des Umweltinformationsgesetzes im Landratsamt Sigmaringen, Leopoldstraße 4, 72488 Sigmaringen während der Servicezeit eingesehen werden. Sigmaringen, 16.08.2021 Landratsamt -Fachbereich Umwelt und Arbeitsschutz- gez. A. Schiefer

Oberflächenabfluss, Versickerung und Gesamtabfluss aus Niederschlägen 2017

Mitte der 90er Jahre wurde in Kooperation mit der Bundesanstalt für Gewässerkunde, Außenstelle Berlin, ein Modell entwickelt, programmiert und angewendet, das die wichtigsten Größen des Wasserhaushaltes berechnet. Die etwa 25 erforderlichen Grunddaten bzw. Eingangsparameter konnten für jede der ca. 25.000 Einzelflächen aus dem Informationssystem Stadt und Umwelt (ISU) zur Verfügung gestellt werden. Dieses Modell wurde verbessert (ABIMO 3.2) und mit aktualisierten Daten erneut angewendet. Das von Glugla entwickelte Abflussbildungsmodell ABIMO ist auf der Grundlage bereits seit den 70er Jahren entwickelter Modelle zur Berechnung des Grundwasserdargebots entstanden, und um Bausteine erweitert worden, die der speziellen Situation in urbanen Gebieten Rechnung tragen. Diese Erweiterung wurde gutachterlich durch das Institut für Ökologie (Bodenkunde) der TU Berlin und durch eine Diplomarbeit am Fachbereich Geographie der FU Berlin unterstützt. Bei der rechentechnischen Realisierung, die durch ein externes Softwarebüro erfolgte, wurde es außerdem an die spezielle Datenlage in Berlin angepasst. Das Berechnungsverfahren ermittelt zunächst die tatsächliche Verdunstung, um den Gesamtabfluss (Niederschlag minus Verdunstung) zu errechnen. Im zweiten Arbeitsschritt wird der Oberflächenabfluss als Teil des Gesamtabflusses bestimmt. Die Differenz aus Gesamtabfluss und Oberflächenabfluss bildet dann den Versickerungsanteil. Einen Eindruck von der Komplexität des Verfahrens vermittelt Abb. 2. Der Gesamtabfluss wird aus der Differenz der langjährigen Jahresmittelwerte des Niederschlags und der realen Verdunstung berechnet. Die reale Verdunstung , wie sie im Mittel tatsächlich an Standorten und in Gebieten auftritt, wird aus den wichtigsten Einflussgrößen Niederschlag und potentielle Verdunstung sowie den mittleren Speichereigenschaften der verdunstenden Flächen berechnet. Bei ausreichender Feuchtezufuhr zur verdunstenden Fläche nähert sich die reale Verdunstung der potentiellen. Die reale Verdunstung wird zusätzlich durch die Speichereigenschaften der verdunstenden Fläche modifiziert. Höhere Speicherwirkung (z. B. größere Bindigkeit des Bodens und größere Durchwurzelungstiefe) bewirkt eine höhere Verdunstung. Dem aufgezeigten Zusammenhang zwischen den mehrjährigen Mittelwerten der realen Verdunstung einerseits sowie des Niederschlags, der potentiellen Verdunstung und der Verdunstungseffektivität des Standorts andererseits genügt die Beziehung nach Bagrov (vgl. Glugla et al. 1971, Glugla et al. 1976, Bamberg et al. 1981 und Abb. 3). Die Bagrov-Beziehung beruht auf der Auswertung langjähriger Lysimeter-Versuche und beschreibt das nichtlineare Verhältnis zwischen Niederschlag und Verdunstung in Abhängigkeit von den Standorteigenschaften. Mit der Bagrov-Beziehung kann bei Kenntnis der Klimagrößen Niederschlag P und potentielle Verdunstung EP (Quotient P/EP) sowie des Effektivitätsparameters n der Quotient reale Verdunstung / potentielle Verdunstung (ER/EP) und somit die reale Verdunstung ER für Standorte und Gebiete ohne Grundwassereinfluss ermittelt werden. Zur Berechnung der grundwasserbeeinflussten Verdunstung wird ebenfalls das Bagrov-Verfahren in modifizierter Form genutzt, indem die mittlere Kapillarwasserzufuhr aus dem Grundwasser dem Niederschlag zugerechnet wird. Mit wachsendem Niederschlag P nähert sich die reale Verdunstung ER der potentiellen Verdunstung EP, d. h. der Quotient ER/EP nähert sich dem Wert 1. Bei abnehmendem Niederschlag P (P/EP geht gegen den Wert 0) nähert sich die reale Verdunstung ER dem Niederschlag P. Die Intensität, mit der diese Randbedingungen erreicht werden, wird durch die Speichereigenschaften der verdunstenden Fläche (Effektivitätsparameter n) verändert. Die Speichereigenschaften des Standorts werden insbesondere durch die Nutzungsform (zunehmende Speicherwirksamkeit in der Reihenfolge versiegelte Fläche, vegetationsloser Boden, landwirtschaftliche, gärtnerische bzw. forstliche Nutzung) sowie die Bodenart (zunehmende Speicherwirksamkeit mit höherer Bindigkeit des Bodens) bestimmt. Maß für die Speicherwirksamkeit des unversiegelten Bodens ist die nutzbare Feldkapazität als Differenz der Feuchtewerte des Bodens für Feldkapazität (Beginn der Wasserversickerung im Boden) und für den permanenten Welkepunkt (bleibende Trockenschäden an den Pflanzen). Weitere Landnutzungsfaktoren, wie Hektarertrag, Baumart und -alter, modifizieren den Parameterwert n. Der Parameter n wurde in Auswertung von Beobachtungsergebnissen zahlreicher in- und ausländischer Lysimeterstationen und von Wasserhaushaltsuntersuchungen in Flusseinzugsgebieten quantifiziert. Für Standorte und Gebiete mit flurnahem Grundwasser tritt infolge Kapillaraufstiegs von Grundwasser in die verdunstungsbeeinflusste Bodenzone je nach Grundwasserflurabstand und Bodeneigenschaften eine gegenüber grundwasserunbeeinflussten Bedingungen erhöhte Verdunstung auf. Die Abflussbildung vermindert sich. Übersteigt die reale Verdunstung den Niederschlag, tritt Wasserzehrung auf, und die Werte für die Abflussbildung werden negativ (z. B. Fluss- und Seeniederungen). Bei Gewässerflächen tritt infolge höheren Wärmeangebots (geringeres Reflexionsvermögen der Einstrahlung) eine gegenüber Landflächen erhöhte potentielle Verdunstung auf. Die tatsächliche Gewässerverdunstung wird näherungsweise dieser erhöhten potentiellen Verdunstung gleichgesetzt. Punktuelle Versickerung, z. B. durch die Grundwasseranreicherungsanlagen der Wasserwerke wurde nicht berücksichtigt. Bei gärtnerischer Nutzung (Kleingärten, Wochenendhäuser, Parks, Friedhöfe, Baumschulen/Gartenbau und z.T. bei Wohn- oder Gemeinbedarfs- und Sondernutzungen) wurde zum Niederschlag für die Bewässerung ein Näherungswert addiert (50 – 100 mm/Jahr). Nachdem der mittlere Gesamtabfluss als Differenz aus Niederschlag und realer Verdunstung berechnet wurde, wird nun in einem zweiten Arbeitsschritt der Oberflächenabfluss bestimmt. Auf Dachflächen, die in die Kanalisation entwässern, entspricht der Oberflächenabfluss dem Gesamtabfluss. Flächen, die nicht an die Kanalisation angeschlossen sind, erzeugen keinen Oberflächenabfluss. Unbebaut versiegelte Flächen infiltrieren abhängig von der Art der Oberflächenbeläge (Belagsarten) einen Teil des Abflusses in den Untergrund. Dieser Infiltrationsfaktor ist abhängig von der Breite, dem Alter und der Art der Fugen. Der nicht versickernde Abfluss wird – abhängig von dem Anschlussgrad an die Kanalisation – als Oberflächenabfluss über die Kanalisation abgeleitet oder versickert, sofern er nicht von der Kanalisation erfasst, am Rande der versiegelten Flächen. Ebenso versickern die Anteile der nicht an die Kanalisation angeschlossenen Dachflächen (vgl. Tab. 1). Die Differenz aus Gesamtabfluss und Oberflächenabfluss entspricht somit der Versickerung als Ausgangsgröße für die Grundwasserneubildung. Die Verdunstung der Block(teil)flächen wird dann aus der Differenz von korrigiertem Niederschlag (Korrigierter Niederschlag = Niederschlag multipliziert mit dem Faktor 1,09 pauschal für Berlin) und Gesamtabfluss berechnet. Für die Anwendung des Verfahrens für urbane Gebiete mussten die Parameter n und die Infiltrationsfaktoren für die unterschiedlichen Versiegelungsmaterialien bestimmt werden. Hierzu wurden sowohl Lysimeterversuche mit verschiedenen Versiegelungsmaterialien als auch Berechnungen zum Benetzungsverlust ausgewertet (vgl. Wessolek/Facklam 1997). Die gewählten Größen für die genannten Parameter sind in Tab. 2 aufgeführt. Die mit dem Alterungsprozess durch Verdichtung und Verschlämmung der Fugen einhergehende Veränderung dieser Parameter wurde dabei berücksichtigt. Aufgrund nach wie vor unzureichender wissenschaftlicher Grundlagen sind die Angaben jedoch noch mit gewissen Unsicherheiten verbunden. Darüber hinaus wäre für hydrologische Fragestellungen eine andere Zusammenfassung der Belagsarten zu Belagsklassen wünschenswert. Um einen Eindruck zu vermitteln, wie die unterschiedlichen Flächennutzungen, Versiegelungsparameter und Bedingungen der Kanalisation den Wasserhaushalt beeinflussen wurde für ca. 35 Beispielsflächen mit typischen Nutzungen und ihren unterschiedlichen typischen Eigenschaften das Modell ABIMO angewandt und die Ergebnisse in Tab. 3 dargestellt. Das Verhältnis von Oberflächenabfluss, Versiegelung und Verdunstung ist entscheidend vom Ausmaß der Versiegelung und der Ableitung des Regenwassers in die Kanalisation abhängig. Für die aktuelle Berechnung wird seit der Ausgabe 2012 die Version des Programms ABIMO 3.2 verwendet. Diese Version unterscheidet sich von der alten vor allem durch eine verbesserte Parametersteuerung bei der Zuordnung der Werte für den Anschlussgrad der Dachflächen an die Kanalisation. Berücksichtigung des Einflusses begrünter Dächer auf die Daten zum Wasserhaushalt Durch die mit der Umweltatlaskarte 06.11 Gründächer (Ausgabe 2017) erstmalig vorliegenden flächendeckenden räumlichen Daten zu begrünten Dachflächen konnte für die aktuelle Ausgabe die Effekte der Gründächer auf den Wasserhaushalt erstmalig mit berechnet werden. Da das ursprüngliche Modell die Berücksichtigung grüner Dächer nicht vorsieht, musste ein Verfahren entwickelt werden, das erlaubt, diese Effekte trotzdem zu bilanzieren. Dazu war es zunächst erforderlich, belastbare Werte zum Verdunstungsverhalten aus der Literatur zu ermitteln. Die Literaturrecherche ergab unterschiedliche Jahresabflussbeiwerte für intensiv und extensiv begrünte Dächer (vgl. z. B. Rüngeler 1998, SenStadtWohn 2017). In der für die verwendete Datengrundlage ( Karte 06.11 , Ausgabe 2017) gewählten Methode wird auf Basis der spektralen Reflexionseigenschaften der Fernerkundungsdaten nur zwischen extensiv und intensiv begrünt unterschieden. Weitere wichtige Eigenschaften, wie z. B. Höhe des Bewuchses oder Substrataufbau können auf diese Weise nicht erfasst werden und liegen daher für die Auswertung bzgl. des Wasserhaushaltes auch nicht vor. Für die weitere Berechnung wurde deshalb von einem einheitlichen Jahresabflussbeiwert von 0,5 für alle Gründächer ausgegangen, d. h. sie verdunsten 50 % des Niederschlages. Ein normales, unbegrüntes Dach verdunstet auch einen geringen Teil des Niederschlages. Die Berechnung dieser Verdunstung erfolgt für jede Block- und Blockteilfläche mit ABIMO 3.2. Unbegrünte Gebäudedächer verdunsten demnach zwischen 75,5 mm/a und 83,6 mm/a unabhängig von den Kanalisierungsgraden und den Belagsarten. Das entspricht 12,3 % und 13,4 % des korrigierten Niederschlages. Zunächst wurde die zusätzliche Verdunstung eines begrünten Daches mit der folgenden Formel berechnet: Verdunstung GründachZusätzlich = Verdunstung Gründach – Verdunstung Normaldach Anschließend wurde die zusätzliche Verdunstung aller begrünten Dächer einer Block- bzw. Blockteilfläche summiert und von den Parametern Gesamtabfluss, Oberflächenabfluss sowie Versickerung abgezogen. Die Verdunstung mit Gründach berechnet sich aus der Verdunstung und der zusätzlichen Verdunstung. Diese Berechnungen wurde außerhalb des Programms ABIMO 3.2 im Nachgang durchgeführt (vgl. Goedecke/Gerstenberg 2019). Endergebnis Im Ergebnis der Berechnungen liegen für ca. 25.000 Einzelflächen aktualisierte langjährige Mittelwerte für den Gesamtabfluss, die Verdunstung, den Oberflächenabfluss und die Versickerung inkl. der Berücksichtigung der Gründächer vor. Die Werte wurden klassifiziert in mm/Jahr in den vorliegenden Karten dargestellt; die Gesamtmengen in m³/Jahr wurden ebenfalls errechnet und bilanziert. Es muss beachtet werden, dass die dargestellten Werte Mittelwerte über die als einheitliche Flächen dargestellten Blöcke sind, die in der Realität inhomogene Strukturen aufweisen. Die Abflüsse versiegelter und unversiegelter Flächen werden hier zu einem Durchschnittswert pro Block gemittelt. Außerdem werden die Abflüsse der Straßen den angrenzenden Blöcken zugeschlagen. Aus den Karten kann z. B. nicht abgelesen werden, wie hoch die Versickerungsleistung eines Quadratmeters unversiegelten Bodens ist. Hierzu ist daher eine ebenfalls flächendeckende und blockbezogene Berechnung mit veränderten Randparametern – also unter der Annahme gänzlich unversiegelter Verhältnisse – vorgenommen worden, deren Ergebnisse in der Karte 02.13.4 dargestellt sind.

Oberflächenabfluss, Versickerung und Gesamtabfluss aus Niederschlägen 1990

In den vergangenen Jahren wurde in Kooperation mit der Bundesanstalt für Gewässerkunde, Außenstelle Berlin, ein Modell entwickelt, programmiert und angewendet, das die wichtigsten Größen des Wasserhaushaltes berechnet. Die etwa 25 erforderlichen Grunddaten bzw. Eingangsparameter konnten für jede der ca. 25 000 Einzelflächen aus dem Umweltinformationssystem (UIS) zur Verfügung gestellt werden. Das von Glugla entwickelte Abflußbildungsmodell ABIMO ist auf der Grundlage bereits seit den 70er Jahren entwickelter Modelle zur Berechnung des Grundwasserdargebots entstanden, und um Bausteine erweitert worden, die der speziellen Situation in urbanen Gebieten Rechnung tragen. Diese Erweiterung wurde gutachterlich durch das Institut für Ökologie (Bodenkunde) der TU Berlin und durch eine Diplomarbeit am Fachbereich Geographie der FU Berlin unterstützt. Bei der rechentechnischen Realisierung, die durch ein externes Softwarebüro erfolgte, wurde es außerdem an die spezielle Datenlage in Berlin angepaßt. Das Berechnungsverfahren ermittelt zunächst die tatsächliche Verdunstung, um den Gesamtabfluß (Niederschlag minus Verdunstung) zu errechnen. Im zweiten Arbeitsschritt wird der Oberflächenabfluß als Teil des Gesamtabflusses bestimmt. Die Differenz aus Gesamtabfluß und Oberflächenabfluß bildet dann den Versickerungsanteil. Einen Eindruck von der Komplexität des Verfahrens vermittelt Abb. 2. Der Gesamtabfluß wird aus der Differenz der langjährigen Jahresmittelwerte des Niederschlags und der realen Verdunstung berechnet. Die reale Verdunstung , wie sie im Mittel tatsächlich an Standorten und in Gebieten auftritt, wird aus den wichtigsten Einflußgrößen Niederschlag und potentielle Verdunstung sowie den mittleren Speichereigenschaften der verdunstenden Flächen berechnet. Bei ausreichender Feuchtezufuhr zur verdunstenden Fläche nähert sich die reale Verdunstung der potentiellen. Die reale Verdunstung wird zusätzlich durch die Speichereigenschaften der verdunstenden Fläche modifiziert. Höhere Speicherwirkung (z. B. größere Bindigkeit des Bodens und größere Durchwurzelungstiefe) bewirkt eine höhere Verdunstung. Dem aufgezeigten Zusammenhang zwischen den mehrjährigen Mittelwerten der realen Verdunstung einerseits sowie des Niederschlags, der potentiellen Verdunstung und der Verdunstungseffektivität des Standorts andererseits genügt die Beziehung nach Bagrov (vgl. Glugla et al. 1971, Glugla et al. 1976, Bamberg et al. 1981 und Abb. 3). Die Bagrov-Beziehung beruht auf der Auswertung langjähriger Lysimeter-Versuche und beschreibt das nichtlineare Verhältnis zwischen Niederschlag und Verdunstung in Abhängigkeit von den Standorteigenschaften. Mit der Bagrov-Beziehung kann bei Kenntnis der Klimagrößen Niederschlag P und potentielle Verdunstung EP (Quotient P/EP) sowie des Effektivitätsparameters n der Quotient reale Verdunstung / potentielle Verdunstung (ER/EP) und somit die reale Verdunstung ER für Standorte und Gebiete ohne Grundwassereinfluß ermittelt werden. Zur Berechnung der grundwasserbeeinflußten Verdunstung wird ebenfalls das Bagrov-Verfahren in modifizierter Form genutzt, indem die mittlere Kapillarwasserzufuhr aus dem Grundwasser dem Niederschlag zugerechnet wird. Mit wachsendem Niederschlag P nähert sich die reale Verdunstung ER der potentiellen Verdunstung EP, d. h. der Quotient ER/EP nähert sich dem Wert 1. Bei abnehmendem Niederschlag P (P/EP geht gegen den Wert 0) nähert sich die reale Verdunstung ER dem Niederschlag P. Die Intensität, mit der diese Randbedingungen erreicht werden, wird durch die Speichereigenschaften der verdunstenden Fläche (Effektivitätsparameter n) verändert. Die Speichereigenschaften des Standorts werden insbesondere durch die Nutzungsform (zunehmende Speicherwirksamkeit in der Reihenfolge versiegelte Fläche, vegetationsloser Boden, landwirtschaftliche, gärtnerische bzw. forstliche Nutzung) sowie die Bodenart (zunehmende Speicherwirksamkeit mit höherer Bindigkeit des Bodens) bestimmt. Maß für die Speicherwirksamkeit des unversiegelten Bodens ist die nutzbare Feldkapazität als Differenz der Feuchtewerte des Bodens für Feldkapazität (Beginn der Wasserversickerung im Boden) und für den permanenten Welkepunkt (bleibende Trockenschäden an den Pflanzen). Weitere Landnutzungsfaktoren, wie Hektarertrag, Baumart und -alter, modifizieren den Parameterwert n. Der Parameter n wurde in Auswertung von Beobachtungsergebnissen zahlreicher in- und ausländischer Lysimeterstationen und von Wasserhaushaltsuntersuchungen in Flußeinzugsgebieten quantifiziert. Für Standorte und Gebiete mit flurnahem Grundwasser tritt infolge Kapillaraufstiegs von Grundwasser in die verdunstungsbeeinflußte Bodenzone je nach Grundwasser-Flurabstand und Bodeneigenschaften eine gegenüber grundwasserunbeeinflußten Bedingungen erhöhte Verdunstung auf. Die Abflußbildung vermindert sich. Übersteigt die reale Verdunstung den Niederschlag, tritt Wasserzehrung auf, und die Werte für die Abflußbildung werden negativ (z. B. Fluß- und Seeniederungen). Bei Gewässerflächen tritt infolge höheren Wärmeangebots (geringeres Reflexionsvermögen der Einstrahlung) eine gegenüber Landflächen erhöhte potentielle Verdunstung auf. Die tatsächliche Gewässerverdunstung wird näherungsweise dieser erhöhten potentiellen Verdunstung gleichgesetzt. Punktuelle Versickerung, z. B. durch die Grundwasseranreicherunganlagen der Wasserwerke wurde nicht berücksichtigt. Bei gärtnerischer Nutzung (Kleingärten) wurde zum Niederschlag für die Bewässerung ein einheitlicher Näherungswert addiert. Nachdem der mittlere Gesamtabfluß als Differenz aus Niederschlag und realer Verdunstung berechnet wurde, wird nun in einem zweiten Arbeitsschritt der Oberflächenabfluß bestimmt. Auf Dachflächen, die in die Kanalisation entwässern, entspricht der Oberflächenabfluß dem Gesamtabfluß. Flächen, die nicht an die Kanalisation angeschlossen sind, erzeugen keinen Oberflächenabfluß. Unbebaut versiegelte Flächen infiltrieren abhängig von der Art der Oberflächenbeläge (Belagsarten) einen Teil des Abflusses in den Untergrund. Dieser Infiltrationsfaktor ist abhängig von der Breite, dem Alter und der Art der Fugen. Der nicht versickernde Abfluß wird – abhängig von dem Anschlußgrad an die Kanalisation – als Oberflächenabfluß über die Kanalisation abgeleitet oder versickert, sofern er nicht von der Kanalisation erfaßt, am Rande der versiegelten Flächen. Ebenso versickern die Anteile der nicht an die Kanalisation angeschlossenen Dachflächen (vgl. Tab. 1). Die Differenz aus Gesamtabfluß und Oberflächenabfluß entspricht somit der Versickerung als Ausgangsgröße für die Grundwasserneubildung. Für die Anwendung des Verfahrens für urbane Gebiete mußten die Parameter n und die Infiltrationsfaktoren für die unterschiedlichen Versiegelungsmaterialien bestimmt werden. Hierzu wurden sowohl Lysimeterversuche mit verschiedenen Versiegelungsmaterialien als auch Berechnungen zum Benetzungsverlust ausgewertet (vgl. Wessolek/Facklam 1997). Die gewählten Größen für die genannten Parameter sind in Tab. 2 aufgeführt. Die mit dem Alterungsprozeß durch Verdichtung und Verschlämmung der Fugen einhergehende Veränderung dieser Parameter wurde dabei berücksichtigt. Aufgrund nach wie vor unzureichender wissenschaftlicher Grundlagen sind die Angaben jedoch noch mit gewissen Unsicherheiten verbunden. Darüber hinaus wäre für hydrologische Fragestellungen eine andere Zusammenfassung der Belagsarten zu Belagsklassen wünschenswert. Im Ergebnis der Berechnungen liegen für die 25 000 Einzelflächen langjährige Mittelwerte für den Gesamtabfluß, den Oberflächenabfluß und die Versickerung vor. Die Werte wurden klassifiziert in mm/Jahr in den vorliegenden Karten dargestellt; die Gesamtmengen in m³/Jahr wurden ebenfalls errechnet und bilanziert. Es muß beachtet werden, daß die dargestellten Werte Mittelwerte über die als einheitliche Flächen dargestellten Blöcke sind, die in der Realität inhomogene Strukturen aufweisen. Die Abflüsse versiegelter und unversiegelter Flächen werden hier zu einem Durchschnittswert pro Block gemittelt. Außerdem werden die Abflüsse der Straßen den angrenzenden Blöcken zugeschlagen. Aus den Karten kann z.B. nicht abgelesen werden, wie hoch die Versickerungsleistung eines m² unversiegelten Bodens ist. Hierzu sind im Rahmen des Umweltinformationssystems spezielle ebenfalls flächendeckende und blockbezogene Auswertungen vorgenommen worden.

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