B N Ö. Abb. 1: Einleitestelle des Klärwerks Winden in die Elz unterhalb Niederwinden im August 2014.

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1 Gewässerökologisches Gutachten zur Ermittlung der Auswirkungen der Einleitung des Klärwerks Winden in die Elz sowie Ableitung von ökologisch begründeten Ablaufwerten Abb. 1: Einleitestelle des Klärwerks Winden in die Elz unterhalb Niederwinden im August Auftraggeber: Gemeinde Winden im Elztal Gutachter: Dipl. Biol. Roland Höfer Bahnhofstr. 1 Dipl. Biol. Ursula Riedmüller Winden im Elztal Erlenweg Titisee-Neustadt Kontakt Tel Kläranlage: Herr Riegger Fax ka-winden@freenet.de bnoe@gewaesserfragen.de Titisee im Juni

2 Inhalt: 1 Veranlassung Typologie und Hydrologie des Vorfluters, Lage der Probenahme- und Einleitestellen sowie deren Beschreibung und Besonderheiten Biologische Untersuchungen und ökologische Bewertung der Elz Methoden der Untersuchung und Bewertungsgrundlagen Ergebnisse der Bewertung Tabellenübersichten Ergebnisse der biologischen Untersuchungen und Diskussion Makrozoobenthos Kieselalgen Taxalisten Makrozoobenthos und Kieselalgen Immissionsszenarien für die Einleitung von geklärtem Abwasser aus der Kläranlage Winden in die Elz Datenhintergrund und Gestaltungsaspekte Betrachtete Stoffe: Schadwirkungen und Grenzwerte Ammonium / Ammoniak Nitrit Nitrat ortho-phosphat und Gesamtphosphor Biochemischer und Chemischer Sauerstoffbedarf (BSB 5 und CSB) Szenarienergebnisse und Bewertungen Ammonium / Ammoniak Nitrit Nitrat ortho-phosphat und Gesamtphosphor Biochemischer und Chemischer Sauerstoffbedarf (BSB 5 und CSB) Zusammenfassung und Empfehlungen Veranlassung, Untersuchungskonzept, Methoden, Datenhintergrund Ergebnisse der biologischen Untersuchungen Ergebnisse der szenarienbasierten Immissionsbetrachtungen Glossar Literatur Allgemeine Literatur Bestimmungsliteratur Anhang 1: Fotodokumentation der biologischen Probestellen Anhang 2: Messwerte physikalisch-chemischer Parameter (Sondenmessungen) Anhang 3: Lage der Monitoring-Messstelle CEL704 der LUBW

3 1 Veranlassung Die Kläranlage Winden leitet geklärtes Abwasser in die Elz ein. Es soll geprüft werden, ob die bestehende Einleitesituation aus gewässerökologischer Sicht verträglich ist bzw. welche Ablaufwerte der Kläranlage für verschiedene Parameter aus gewässerökologischer Sicht angemessen sind. Damit soll auch geklärt werden, ob weitergehende Anforderungen an die Kläranlageneinleitung (Ablaufwerte) im Sinne 57 WHG zu stellen sind. Hintergrund ist die anstehende Erneuerung der Einleitegenehmigung für die Kläranlage. Die Prüfung dieser Fragestellung erfolgt biologisch durch Untersuchung der Wirbellosenfauna (Makrozoobenthos) und der Kieselalgenflora (benthische Diatomeen) der Gewässersohle sowie chemisch-physikalisch durch Betrachtung der Emissions- und Immissionssituation mithilfe Szenarien-basierter Verdünnungsrechnungen. Die Untersuchung der Wirbellosen der Gewässersohle dient insbesondere der Ermittlung des Saprobienindex und der Allgemeinen Degradation nach EG-WRRL. Die Untersuchung der Kieselalgen soll stoffliche Defizite aufzeigen. Im vorliegenden Fall steht die Indikation von Nährstoffeinträgen im Vordergrund. Die biologischen Untersuchungen und die parallel durchgeführten Sondenmessungen chemischphysikalischer Parameter fanden am statt. Die Probenahmepunkte waren in Absprache mit der Unteren Wasserbehörde LRA Emmendingen (Fr. Slawisch) und mit dem Kläranlagenpersonal (Herrn Riegger) im Rahmen einer Vorort- Begehung am festgelegt worden. Die Analytik der Proben aus Vorfluter und Kläranlagenablauf wurde vom Personal der Kläranlage Winden ausgeführt sowie zur Kontrolle bzw. ergänzend vom Umweltinstitut synlab (Offenburg). 2 Typologie und Hydrologie des Vorfluters, Lage der Probenahme- und Einleitestellen sowie deren Beschreibung und Besonderheiten Die typologische Ansprache und Beschreibung des Vorfluters Elz ist der Tabelle 1 zu entnehmen. Die Lage der biologischen Probestellen (PS) und der Einleitestelle der Kläranlage zeigt die Abb. 2. Tabelle 1: Typologische Ansprache und Beschreibung der Elz im untersuchten Abschnitt. Hydrologische Daten aus LUBW & IWG (2007) für den Pegel Elz Bleibach P3309. Merkmal/Gewässer Hydrologie (Pegel Elz Bleibach) Fließgewässerzone Gewässerstruktur (Kurzcharakterisierung) Strömung Fließgewässertyp (Typologie nach Pottgiesser & Sommerhäuser 2008) Kieselalgentyp Elz unterhalb Niederwinden MQ L/s MNQ 489 L/s Übergang Bergbach-Mittellauf/Unterlauf (Meta-/Hyporhithral) auf Höhe Kläranlage vermutlich teilweise begradigter oder verlegter Abschnitt, nach 150 m beginnt Einstaubereich des Wehrs der Wasserkraftanlage Volck, nach unten folgende Ausleitungsstrecke weitgehend naturnah, teilweise Blockwurf, Ufergehölzgalerie meist lückig turbulent Typ 9: Silikatischer, fein- bis grobmaterialreicher Mittelgebirgsfluss D 7: Kleine silikatische Flüsse des Mittelgebirges 3

4 Lage der beiden Probestellen (PS) in der Elz (vgl. Abb. 2): PS Elz1: PS Elz2: Elz auf Höhe der unteren Geländegrenze der Kläranlage Winden, ca m oberhalb der KA-Einleitestelle Elz unterhalb der Einleitung der Kläranlage Winden, ca m unterhalb Rampenfuß des Ausleitungswehres Fa. Volck An der PS Elz1 sollen die Bedingungen ohne die Einleitung aus der Kläranlage dokumentiert werden. Die PS Elz2 konnte aus Gründen der Vermischung der Kläranlageneinleitung mit dem Vorfluter nicht mehr oberhalb des Einstaubereichs des Wasserteilerbauwerks Fa. Volck zu liegen kommen. Dort bestand ein Leitfähigkeitsgradient über den Gewässerquerschnitt hinweg von rund 200 µs/cm (links) auf rund 100 µs/cm (rechts). Im Einstaubereich, in dem nur noch eine geringe Strömung herrscht, konnte darüber hinaus aufgrund der Vergleichbarkeit mit Elz1 ebenfalls keine Probenahme erfolgen. In der Annahme, dass die Ausleitungsstrecke eine Dotation von vollständig vermischtem Wasser aus der Elz erhält, wurde die Probestelle Elz2 in die Ausleitungsstrecke gelegt (s. Abb. 2). Der linksseitig einmündende Graben kurz unterhalb der KA-Einleitung (s. Abb. 2) führte am Untersuchungstag geschätzt 1 L/s. KA-Einleitung Elz2 Elz1 Abb. 2: Lage der biologischen Probestellen für Makrozoobenthos und Kieselalgen (Elz1, Elz2) sowie Einleitepunkt der Kläranlage Winden. KA = Kläranlage. Untersuchungstag

5 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% Sand Fein-/Mittelkies Grobkies Steine Blöcke/Steinschüttung 10% 0% Elz1 Elz2 Abb. 3: Substratverhältnisse an den biologischen Probestellen in der Elz im August Das an den Probestellen vorherrschende Substrat gehört zur Grobfraktion der Steine mit Korngrößen von 6-40 cm und der Blöcke größer 40 cm (s. Abb. 2). An der PS Elz1 waren 65% der Sedimentfläche mit Grobmaterial bedeckt, an der PS Elz2 80%. Kiese und Sande nahmen in beiden Abschnitten geringere Flächenanteile von 20-35% ein. Beide Probenstellen wiesen geringfügig Algenbeläge auf. Oberhalb der Kläranalgeneinleitung waren Moose und höhere Wasserpflanzen etwas üppiger als bei Elz2, nahmen jedoch nicht mehr als 10% der Substratfläche ein. 3 Biologische Untersuchungen und ökologische Bewertung der Elz 3.1 Methoden der Untersuchung und Bewertungsgrundlagen Die biologischen Untersuchungen und die parallel durchgeführten Sondenmessungen der chemisch-physikalischen Parameter fanden am 22. August 2014 statt. Die Ergebnisse der Sondenmessungen sowie Angaben zu Abfluss und Wetterbedingungen sind Tabelle 37 (Anhang 2) zu entnehmen. Die Untersuchung der Wirbellosenbesiedlung (Makrozoobenthos) dienen u.a. der Ermittlung des Saprobienindex und der Allgemeinen Degradation nach EG-WRRL (Meier et al. 2012). Die Beprobung erfolgte nach der AQEM/ STAR-Methode ( und berücksichtigt DIN (2004), Haase & Sundermann (2004) sowie Meier et al. (2006). Alle 20 Teilproben wurden im Gelände lebend sortiert. Belegexemplare wurden in Ethanol konserviert und für die Artbestimmung ins Labor mitgenommen. Die Artdetermination erfolgte unter Berücksichtigung der Operationalen Taxaliste von Haase & Sundermann (2004 und 2011). Die ökologische Bewertung mit dem Saprobienindex wurde gemäß Asterics/Modul Perlodes Version (Oktober 2014) gewässertypspezifisch durchgeführt (s. Tabelle 2). Ebenso die Bewertung mit dem Modul Allgemeine Degradation, in welchem für den hier vorliegenden Fließgewässertyp 9 vier Metrics berücksichtigt werden. Die typspezifisch gültigen Metrics sind in Tabelle 4 mit ihren Bewertungszahlen aufgeführt. Eine genaue Beschreibung der Einzelmetrics ist im Glossar in Kap. 6 enthalten. Die Probenahme der Kieselalgen (benthische Diatomeen) sowie die Aufbereitung (Präparateherstellung) und mikroskopische Auswertung der Proben erfolgte nach der Verfahrensanleitung in Schaumburg et al. (2012). Die Aus- und Bewertung gemäß EG-WRRL wurde mit dem Phylib- Auswertetool Version 4.1 mit Stand Oktober 2012 durchgeführt. In diesem sind der Trophieindex nach Rott et al. (1999) sowie die eigens von Schaumburg et al. (u.a. 2005) entwickelte Kenngröße 5

6 "Referenzartensumme" enthalten. Die Referenzartensumme gibt den Anteil an Referenzarten (Arten, die ihren Vorkommens-Schwerpunkt in "sehr guten" Referenzgewässern besitzen) in der Artengemeinschaft in % an. Des Weiteren werden der Schweizer Bewertungs-Index DI-CH nach Hürlimann & Niederhauser (2007), der Saprobienindex nach Rott et al. (1997) sowie der Trophieindex nach Schmedtje et al. (1998) angewendet. Das bei der Beprobung angetroffene Besiedlungsbild der Kieselalgen spiegelt insbesondere die Nährstoffsituation (resp. die Phosphorkonzentration) im Zeitraum bis zu vier Wochen vor der Probenahme wider. Das Probenahmeverfahren (Schaumburg et al. 2012) schreibt eine mehrwöchige Niedrigwasserphase vor der Probenahme vor, was im vorliegenden Fall gegeben war. Dadurch sind Faktoren wie Wassertemperatur und Nährstoffkonzentrationen tendenziell pessimal ausgeprägt, so dass erkennbar wird, welche Beeinträchtigungen unter ungünstigen Bedingungen zu erwarten sind. In dem Zusammenhang sind die Emissions- und Immissionsverhältnisse in den Wochen vor der Probenahme besonders relevant. Anhand der Kläranlagenablaufwerte (Volumenstrom und Konzentrationen) in diesem Zeitraum kann eingeschätzt werden, ob die Untersuchung besonders günstige oder ungünstige Bedingungen im Vergleich zum Jahresgeschehen in der Anlage anzeigt und die Interpretation der Kieselalgenuntersuchung kann so spezifiziert werden. Zur genaueren Darstellung der Nährstoffsituation werden die Phosphoremissionen der Kläranlage Winden im Zeitraum Juli/August 2014 (Quelle: Betriebstagebuch) näher betrachtet, wobei die Ablaufkonzentrationen von ortho-phosphat über das gemessene Verhältnis zu Gesamtphosphor errechnet werden (vgl. Tabelle 12). Die Ablaufwerte der Kläranlage lagen an den vier Messterminen in den vier Wochen vor dem Probenahmetermin bei durchschnittlich 0,56 für ortho-phosphat. Dies ist im Vergleich mit dem Durchschnitt des Jahres 2014 in Höhe von 0,97 deutlich unterdurchschnittlich. Gleichzeitig war in dieser Zeit der Ablaufvolumenstrom mit 17,7 L/s etwas höher als im Jahresdurchschnitt 2014 (14,4 L/s). Insgesamt belief sich die ortho-phosphat-fracht aus der Kläranlage in den Wochen vor der Probenahme auf nur rund 70% der mittleren Fracht. Das auf die Emissionen der Kläranlage zurückzuführende Nährstoffangebot für die Kieselalgen war demzufolge unterdurchschnittlich. Tabelle 2: Grundlagen der Bewertung: Index-Bereiche der Qualitätsklassen für Saprobie und Allgemeine Degradation für den Fließgewässertyp 9 nach Meier et al. (2014). Saprobie Fließgewässertyp 9 (Grundzustand 1,45) Qualitätsklasse sehr gut gut mäßig unbefriedigend schlecht Saprobienindex Typ 19 1,60 > 1,60 2,10 > 2,10 2,75 > 2,75 3,45 > 3,35 Allgemeine Degradation (gilt für alle Gewässertypen) Bewertungszahlen (von 0 = schlecht bis 1 = sehr gut) Qualitätsklasse sehr gut gut mäßig unbefriedigend schlecht Bewertungszahl > 0,8 1,0 > 0,6 0,8 > 0,4 0,6 > 0,2 0,4 0,0 0,2 6

7 Tabelle 3: Ökologische Bewertung und Trophieklassifizierung mit Kieselalgen: Index-Bereiche der Qualitätsklassen des Phylib-Verfahrens und des Kieselalgenindex DI-CH, Saprobitätsklassen des Saprobienindex nach Rott et al. (1997) sowie Klassifizierung mit dem Trophieindex nach Schmedtje et al. (1998). Bewertung mit dem Kieselalgen-Modul des Phylib-Verfahrens für den Kieselalgentyp D 7 (Schaumburg et al. 2012) Zustandsklasse sehr gut gut mäßig unbefriedigend schlecht Referenzartensumme % Trophieindex (Rott et al. 1999) 2,2 2,3 2,8 2,9 3,1 3,2 3,3 3,4 Bewertungszahl gesamt 1,00-0,61 0,60-0,40 0,39-0,24 0,23-0,08 0,07-0,00 Bewertung mit dem Schweizer Diatomeen-Index DI-CH (Hürlimann & Niederhauser 2007) Zustandsklasse sehr gut gut mäßig unbefriedigend schlecht DI-CH < 3,49 3,50 4,49 4,50 5,49 5,50 6,49 > 6,50 8,00 Klassifizierung: Saprobitätsklassen* (Rott et al. 1997) Saprobitätsklasse oligo oligo bis betameso betameso beta- bis alphameso alphameso alphameso bis poly poly Saprobienindex Kieselalgen 1,00 1,34 1,35 1,74 1,75 2,14 2,15 2,54 2,55 3,04 3,05 3,44 3,45 4,00 Klassifizierung: Trophieklassen** (Schmedtje et al. 1998) Trophieklasse oligo meso eu eu bis poly poly poly bis hyper hyper Trophieindex Kieselalgen 1,00 1,24 1,25 1,74 1,75 2,24 2,25 2,74 2,75 3,24 3,25 3,74 3,75 4,00 *oligo oligosaprob, beta-meso beta-meso-saprob usw. **oligo oligotroph, meso mesotroph usw. 7

8 3.2 Ergebnisse der Bewertung Tabellenübersichten An keiner der Probestellen wurde eine Tendenz zu Versauerung festgestellt. Tabelle 4: Ergebnisse der ökologischen Bewertung mit Makrozoobenthos für die Probestellen in der Elz (Probentermin , Asterics/Modul Perlodes Version 4.0.4, Bewertung als natürliches Gewässer). Modul Kenngröße Elz1 Elz2 Individuen pro m² Anzahl Taxa Anzahl Indikatortaxa Saprobie Summe Häufigkeitsklassen* Saprobienindex 1,64 1,68 Saprobielle Qualitätsklasse Typ 5.1/19 gut gut Ergebnis ist * gesichert gesichert German Fauna Index Typ 9 1,00 1,00 Allgemeine Degradation Metarhithral-Bewohner (%) (eingestufte Taxa=100%) 0,59 0,61 Anteil EPT-Taxa (%) (HK) 0,66 0,80 Anzahl EPTCO-Taxa 0,64 0,43 Bewertungszahl und Qualitätsklasse 0,81 sehr gut 0,80 gut (/sehr gut) Ergebnis ist * gesichert gesichert HK = Häufigkeits-/Abundanzklassen, Farbgebung gemäß Klassenbildung in Tabelle 2. Erläuterung der Metrics s. Glossar im Kap. 6. *Für eine gültige und verlässliche Ermittlung des Saprobienindex und des German Fauna Index muss die Summe der Häufigkeitsklassen größer als 20 sein. 8

9 Tabelle 5: Ergebnisse der ökologischen Bewertung mit Kieselalgen der Gewässersohle für die Probestellen in der Elz im August Kenngröße Elz1 Elz2 Anzahl Kieselalgentaxa Bewertung mit Kieselalgen Klassifizierung und Bewertung mit Kieselalgen DI-CH/Schweizer Kieselalgenindex (Hürlimann & Niederhauser 2007) 4,49 gut (-mäßig) Phylib Einzelmetrics und Gesamtergebnis als Typ D 7 (Schaumburg et al. 2012) Referenzartensumme % Trophieindex (Rott et al. 1999) Phylib Kieselalgenindex gesamt 4,55 mäßig 2,53 2,47 0,43 gut (-mäßig) 0,40 gut (-mäßig) Ergebnis ist nicht gesichert nicht gesichert Kriterium "nicht gesichert"* über 5% aerophile Arten über 5% aerophile Arten Saprobienindex nach Rott (Rott et al. 1997) Saprobie- und Trophie-Klassifizierungen 1,75 (oligo- bis) beta-mesosaprob 1,90 beta-mesosaprob Trophieindex (Schmedtje et al. 1998) 2,03 eutroph 2,24 eutroph (-polytroph) Farbgebung gemäß Klassenbildung in Tabelle 3. *aerophile Taxa sind "luftliebende" Arten. Kommen diese in mehr als 5% der Individuen vor, so gibt das Hinweise auf eine Beprobung von Steinen, die während der Besiedlungszeit nicht permanent überspült waren. 3.3 Ergebnisse der biologischen Untersuchungen und Diskussion Makrozoobenthos (vgl. v.a. Tabelle 4 und Tabelle 7) Die Individuendichten liegen mit 900/m² oberhalb und rund 800/m² unterhalb der Kläranlageneinleitung in einer ähnlichen Größenordnung und lassen keine Rückschlüsse auf die Belastung durch die Kläranlage zu. Die Taxazahl nimmt von 37 (oberhalb KA) auf 28 (unterhalb KA) ab, was einer Reduktion um ein Viertel entspricht. Der Artenrückgang ist bei den Köcherfliegen am augenfälligsten: oberhalb der Einleitung wurden 11 und unterhalb nur noch 5 Taxa ermittelt. Alle unten fehlenden Arten wurden oben meist in Einzelfunden oder bis zu 3 Individuen gefunden. Das Fehlen könnte demnach zumindest zum Teil ein Stichprobeneffekt sein. Der Saprobienindex liegt unterhalb der KA mit 1,68 etwas höher als oberhalb mit 1,64 und kennzeichnet eine Verschlechterungstendenz (s. Abb. 5), die jedoch als gering anzusehen ist. Beide Indices befinden sich relativ nahe der Klassengrenze zum "sehr guten" Zustand, die für den Gewässertyp 9 bei 1,6 liegt (vgl. Tabelle 2). 9

10 Im Modul Allgemeine Degradation kommen beide Bewertungen auf der "sehr gut/gut"-grenze zu liegen. Anhand der Teilmetrics German Fauna Index und Metarhithralbewohner (typische Arten des Bergbachmittellaufs) können keine deutlichen Unterschiede ausgemacht werden. Lediglich der Anteil der EPT-Taxa, welcher auf der Summe der Häufigkeiten der empfindlichen Eintags-, Steinund Köcherfliegentaxa beruht, zeigt für unterhalb der KA einen günstigeren Wert an. Dagegen zeigt die Taxazahl der EPTCO-Gruppe, in die zusätzlich die Käfer und Libellen gezählt werden, unterhalb der Einleitung ein Defizit an ("mäßig" mit Tendenz zu "unbefriedigend"). Dieses geht im Wesentlichen auf den schon beschriebenen Rückgang bei den Köcherfliegenarten zurück. Die Diskrepanz der Bewertungsergebnisse EPT versus EPTCO ist in der verwendeten Kenngröße begründet: bei den EPT-Taxa spielt maßgeblich die Individuenhäufigkeit und bei den EPTCO-Taxa lediglich die Anzahl der Taxa eine Rolle. Die relative Häufigkeit der Ernährungstypen (s. Abb. 4) zeigt nur kleine Verschiebungen der Gruppen zwischen den Probestellen und kann keine Hinweise auf Standortunterschiede geben. 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% Sonstige Filtrierer Räuber Sedimentfresser Weidegänger Zerkleinerer 10% 0% Elz1 Elz2 Abb. 4 Verteilung der Ernährungstypen an den Probestellen in der Elz im August Die Käferfauna zeigt sowohl hinsichtlich Artenvorkommen als auch Individuenzahlen eine große Ähnlichkeit der Probestellen an. Lediglich die Ober- und Mittellauf-Hakenkäferart Limnius perrisi kommt unterhalb der Einleitung nicht mehr vor. Eine generelle Tendenz des Rückgangs von Oberlaufarten zugunsten von belastungstoleranteren Unterlaufarten kann jedoch nicht festgestellt werden (s. Tabelle 6). Vielmehr ist eine sehr geringe Zunahme der Quell- und Oberlaufarten angezeigt. 10

11 Tabelle 6: Kenngrößenauswahl der Makrozoobenthos-Artengemeinschaften an den Probestellen in der Elz, welche sich für die Prüfung der Belastung durch die Einleitung eignen sowie die Erwartung der Indexveränderung bei Belastung. rot = Reaktion auf Belastung, grün = "Verbesserung" unterhalb der Einleitung, grau = keine Änderung oder differenzierte Interpretation notwendig. Biozönotische Kenngröße* (Ausgabe PERLODES) Elz1 Elz2 Erwartung bei Belastung** Beobachtung/ Befund Anteil Quell- und Oberlaufarten (% Ind.) 17,6 18,4 Abnahme geringe Zunahme Rheo-Index Banning (Anteil strömungsresistenter Taxa HK) 0,97 1,00 Abnahme keine Änderung Anteil strömungsliebende Arten (% Ind.) 71,4 72,1 Abnahme geringe Zunahme German Fauna Index Typ 9 Rohwert 1,6 1,6 Zunahme keine Änderung German Fauna Index Typ 5 Rohwert (Typ 5 ist ähnlicher Bergbach-Gewässertyp) 0,89 gut 0,59 gut Abnahme Abnahme um ½ Zustandsklasseeinheit Feinsubstratbesiedler (% Ind.) Zunahme keine Änderung HK = Häufigkeitsklassen, Ind. = Individuen, *Erläuterung zu den Kenngrößen s. Glossar (Kap. 6), **Erwartung gilt für den Regelfall, besondere Bedingungen ausgenommen. Der Gewässertyp der Elz wechselt unterhalb von Elzach und der Biederbachmündung von Typ 5 (grobmaterialreiche silikatische Mittelgebirgsbäche) zum Typ 9 (silikatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse). Die Elz bei Winden ist nach wie vor durch ein grobmaterialreiches Substrat geprägt (80-90% s. Abb. 3), so dass der Typ 9 noch nicht ganz stimmig ist. Verwendet man den Fauna Index für den Typ 5, welcher für die Elz bei Winden eine plausible Aussage zulassen kann, so ergibt sich unterhalb der Einleitung eine Verschlechterung um eine halbe Zustandsklasseneinheit (s. Tabelle 6). Eine Betrachtung der Aufenthaltstypen (s. Tabelle 6) wie z.b. der Anteil der Feinsubstratbesiedler, welcher bei erhöhter Belastung zunehmen kann, ergibt keinen Unterschied zwischen den Probestellen. Ebenso ist an der Strömungsliebe der Taxa (s. Rheoindex und Kenngröße Anteil strömungsliebende Arten in Tabelle 6) keine Tendenz zu Änderungen in der Artengemeinschaft durch die Kläranlageneinleitung abzulesen. Fazit Makrozoobenthos: Unter Zusammenfassung aller Kenngrößen fallen die Unterschiede im Makrozoobenthos oberhalb zu unterhalb der Kläranlageneinleitung eher klein aus. Der Saprobienindex lässt mit einer Verschlechterung um 0,04 Indexeinheiten keine zuverlässigen Schlüsse zu. Die auf Sauerstoffzehrung und Lebensraumveränderungen empfindlichen wirbellosen Tiere erfahren demnach keine wesentliche Verschlechterungen ihrer Lebensbedingungen durch die Kläranlageneinleitung an. 11

12 3.3.2 Kieselalgen (vgl. v.a. Tabelle 5, Tabelle 7 und Abb. 5) Die gefundene Kieselalgenflora wurde mit verschiedenen Indices eingestuft und bewertet. Die Trophieindices des Phylib-Verfahrens ergeben zwei widersprüchliche Aussagen: Während die Referenzartensumme eine Verschlechterung unterhalb der Einleitung und den "mäßigen" Zustand anzeigt, gibt der Trophieindex nach Rott eine Verbesserung unterhalb und den "guten" Zustand an. Das Gesamtergebnis nach Phylib liegt oberhalb der KA in der "guten" Zustandsklasse und unterhalb direkt auf der Klassengrenze "gut/mäßig". Die Unterschiede sind jedoch eher gering. Der Unterschied in der Referenzartensumme beträgt rund eine Viertel Zustandsklasseneinheit. 3,0 4,8 Saprobienindex MZB Indices 2,8 2,6 2,4 2,2 2,0 1,8 1,6 1,64 1,68 4,6 4,4 4,2 4,0 3,8 3,6 3,4 Schweizer Kieselalgenindex Saprobienindex Kiesel Rott Trophieindex Kiesel Rott Trophieindex Kiesel Schmedtje Schweizer Kieselalgenindex 1,4 3,2 1,2 3,0 Abb. 5: Saprobien- (schwarz) und Trophieindices (grün) an den Probestellen in der Elz im August Alle weiteren Indices zeigen eine Saprobie- und Trophieerhöhung unterhalb der Einleitung an. Der Schweizer Index liegt oberhalb der KA noch knapp in der "guten" Klasse, unterhalb rutscht er mit einer eher geringen Erhöhung (1/7 Klasseneinheit) in die "mäßige" Bewertungsklasse. Der Trophieindex nach Schmedtje reagiert am deutlichsten mit einer Verschlechterung um rund eine halbe Trophieklasseneinheit. Der Saprobienindex auf Basis der Kieselalgen nach Rott verschlechtert sich innerhalb der eutrophen Klasse um eine halbe Saprobitätsklasseneinheit und erreicht nahezu den polytrophen Status. Fazit Kieselalgen: Die Elz besitzt oberhalb der Kläranlageneinleitung bereits eine Vorbelastung, aufgrund derer die Kieselalgen-Indices innerhalb des "guten" Zustand bereits in Richtung der "gutmäßig"-grenze zu liegen kommen. Die Nährstoffbelastung aus der Kläranlage verursacht mit einem zusätzlichen Nährstoffinput eine Trophieerhöhung, insbesondere mit gut pflanzenverfügbarem Phosphor, welcher bei Niedrigwasser eine deutliche Konzentrationszunahme durch die Einleitung erfährt (Kap , Tabelle 31),. Diese Trophieerhöhung wird mit den Bewertungsindices des Phylib- und des Schweizer Verfahrens erkannt und führt zu einer Verschlechterung auf die Grenze "gut-mäßig" bzw. gemäß Schweizer Standard in die "mäßige" Zustandsklasse. 12

13 3.4 Taxalisten Makrozoobenthos und Kieselalgen Tabelle 7: Taxaliste und Individuenzahlen (pro 1,25 m²) der Wirbellosenfauna sowie Taxaliste und Anzahl der determinierten Kieselalgenschalen an den Probestellen in der Elz im August Makrozoobenthostaxon Eintagsfliegen: Probestelle Baetis fuscatus Baetis lutheri 28 8 Baetis muticus 8 Baetis rhodani Baetis scambus Baetis vernus 8 Ecdyonurus sp Ephemera danica 1 Rhithrogena savoiensis 4 Rhithrogena semicolorata-gr. 2 Serratella ignita Käfer: Elmis aenea 4 3 Elmis maugetii Esolus parallelepipedus Hydraena dentipes 5 5 Hydraena gracilis 6 11 Limnius perrisi 4 Limnius volckmari 6 3 Köcherfliegen: Glossosoma boltoni 8 3 Glossosoma conformis 1 Goera pilosa 1 Hydropsyche dinarica 2 Hydropsyche incognita 26 7 Micrasema longulum 3 Micrasema minimum 2 Potamophylax sp. 1 Rhyacophila dorsalis ssp Sericostoma sp. 5 1 Silo nigricornis 31 4 Krebstiere: Gammarus fossarum 2 2 Elz1 Elz2 Schnecken: Ancylus fluviatilis 15 Steinfliegen: Leuctra sp Perla marginata Perlodes sp. 2 1 Wassermilben: Hydrachnidia Gen. sp Wenigborster/Vielborster: Wenigborster undet. 8 13

14 Probestelle Makrozoobenthostaxon Elz1 Elz2 Zweiflügler: Athericidae: Atherix ibis 2 Chironomidae: Chironomidae Gen. sp Tanypodinae Gen. sp. 1 Tanytarsini Gen. sp. 1 Limoniidae: Antocha sp. 5 1 Pilaria sp Simuliidae: Simulium (Simulium) sp Kieselalgentaxon Probestelle Taxazahl / Anzahl gezählte Schalen 21 / / 447 Achnanthes biasolettiana var. subatomus Achnanthes pusilla 2 8 Achnanthidium minutissima Achnanthidium pyrenaicum 1 1 Amphora pediculus 1 Cocconeis placentula 1 Cymbella silesiaca 1 5 Encyonema minuta 3 Eolimna minima 9 8 Fistulifera saprophila Fragilaria capucina var. perminuta 1 Fragilaria capucina var. vaucheriae 1 2 Fragilaria pararumpens 1 Gomphonema parvulum 1 7 Karayevia suchlandtii 9 Navicula caterva 1 1 Navicula cryptocefalsa 1 Navicula cryptotenella 2 1 Navicula gregaria 7 16 Navicula lanceolata 1 6 Nitzschia abbreviata Nitzschia dissipata 2 Nitzschia fonticola 9 20 Nitzschia palea 2 Nitzschia palea var. debilis Nitzschia paleacea Nitzschia supralitorea 1 Planothidium lanceolatum 6 Planothidium rostratum 4 Psammothidium helvetica 3 Reimeria sinuata 8 11 Elz1 Sellaphora seminulum 3 Elz2 14

15 4 Immissionsszenarien für die Einleitung von geklärtem Abwasser aus der Kläranlage Winden in die Elz Das vorliegende Gutachten betrachtet die Emissions- und Immissionssituation mithilfe modellhafter, szenarienbasierter Verdünnungsrechnungen. Damit wird die Einleitung von geklärtem Abwasser aus der Kläranlage Winden in die Elz aus chemisch-physikalischer Sicht unter Anwendung ökologischer Konzentrationskriterien (Hintergrund- und Orientierungswerte, Richt-, Leit- und Grenzwerte) beurteilt. Angaben für Ammonium, Ammoniak, Nitrat und Nitrit beziehen sich auf NH 4 -N, NH 3 -N, NO 3 -N und NO 2 -N, sowie Angaben für ortho-phosphat und Gesamtphosphor auf Phosphor, sofern nicht abweichend vermerkt. 4.1 Datenhintergrund und Gestaltungsaspekte In den Szenarien werden chemisch-physikalische Daten verwendet, die für den Ablauf der Kläranlage auf den Aufzeichnungen des Betriebstagebuchs für den Zeitraums Januar 2012 bis Dezember 2014 basieren sowie auf den Ergebnissen von Ablaufbeprobungen, die im Zeitraum August 2014 bis August 2015 ausgeführt wurden. Die Messdaten für die Probestellen in der Elz (oberhalb / unterhalb der Einleitestelle der Kläranlage) wurden im Rahmen einer Messkampagne im Zeitraum Mai 2014 bis August 2015 gewonnen. Wegen der bei manchen Parametern geringen Anzahl von Messungen werden erforderlichenfalls ergänzend/orientierend Daten von der LUBW-Messstelle CEL704 (Elz vor Zusammenfluss mit der Dreisam oberhalb Riegel) mit herangezogen. Die Analytik der Proben aus Vorfluter und Kläranlagenablauf wurde vom Personal der Kläranlage Winden ausgeführt sowie zur Kontrolle bzw. ergänzend vom Umweltinstitut synlab (Offenburg). Für die niederschlagsbezogene Auswertung der Kläranlagen-Ablaufdaten wurden die täglichen Angaben im Betriebstagebuch für das Wetter (Schlüsselnummern) von der benachbarten Kläranlage Simonswald übernommen, da der Datensatz der Kläranlage Winden sich in diesem Punkt als unvollständig erwies. Der Abgleich der Simonswälder Schlüsselnummern mit den Windener Niederschlagsaufzeichnungen und Abwassermengen zeigt eine gute Übereinstimmung bzw. hohe Plausibilität. Bei den Ergebnissen der für den Vorfluter ausgeführten Messungen von ortho-phosphat und Gesamtphosphor (Tabelle 14) fällt auf, dass die Werte für ortho-phosphat sowohl absolut als auch im Verhältnis zu Gesamtphosphor niedrig sind. Da die Analytik der gleichen Parameter für den Kläranlagenablauf (Tabelle 12) jedoch plausibel erscheint, wird davon ausgegangen, dass die Vorfluter-Messwerte ebenfalls zuverlässig bestimmt wurden. Dennoch konnten für diese Parameter im Vorfluter unterhalb der Kläranlage keine plausiblen Messergebnisse gewonnen werden. Die Ursachen hierfür sind sehr wahrscheinlich die ausgeprägte und beständige Fahne des geklärten Abwassers unterhalb der Einleitestelle in den Vorfluter sowie der bereits ca. 130 m unterhalb der Einleitung beginnende Einstaubereich vor einer Wasserkraftanlage. Die Vermischung des Abwassers mit der Vorflut ist dadurch nicht möglich, weshalb die Beprobung mit gewichteten Teilproben aus Fahne und undurchmischtem Bereich vorgenommen wurde. Die Ergebnisse lieferten jedoch kein schlüssiges Bild. Da die Messwerte unterhalb der Kläranlage generell nur ergänzend zur Orientierung herangezogen werden, sind sie für die Immissionsszenarien und Beurteilung des Vorfluters verzichtbar und in Tabelle 14 nicht dargestellt. Alle chemisch-physikalischen Daten wurden vor der Verwendung für die Szenarien plausibilisiert. Die Ergebnisse ihrer statistischen Auswertung sind in Tabelle 8 bis Tabelle 16 dargestellt. 15

16 Die in der wasserrechtlichen Erlaubnis für die Kläranlage aufgeführten Einleitemengen sowie Einleite- und Überwachungswerte sind: bei Trockenwetter: max. 25 L/s; 1767 m³/tag bei Regenwetter: max. 48 L/s Chemischer Sauerstoffbedarf (CSB): max. 30 Biochemischer Sauerstoffbedarf (BSB 5 ): max. 25 Abfiltrierbare Stoffe: max. 35 Phosphor, gesamt (P gesamt ): 2 Stickstoff (N anorg ) bei 12 C im Belebungsbecken: 22 Tabelle 8: Statistik der Gesamtjahres-Messwerte chemisch-physikalischer Parameter im Ablauf der Kläranlage Winden gemäß Betriebstagebuch des Zeitraums Jan Dez Q* L/s Temp. C ph NH 4-N NO 3-N NO 2-N N anorg P gesamt CSB mg O 2/L Minimum 7,0 7,2 6,6 0,01 2,2 0,020 2,6 0,15 8,3 Quantil 0,05 8,5 8,8 6,7 0,06 4,1 0,040 4,5 0,38 10,9 Median 14,2 13,9 7,0 0,17 9,8 0,110 10,2 1,13 15,6 Mittelwert 17,8 14,1 7,0 0,21 9,7 0,129 10,0 1,15 15,9 Quantil 0,95 43,4 19,6 7,1 0,55 15,4 0,269 15,6 1,94 22,5 Maximum 80,4 21,2 7,4 1,35 17,5 0,580 17,9 2,65 24,7 * im Zulaufbecken (mangels Messdaten aus Ablauf) Tabelle 9: Statistik der Sommerperiode-Messwerte (1. Mai 30. Sept.) chemisch-physikalischer Parameter im Ablauf der Kläranlage Winden gemäß Betriebstagebuch des Zeitraums Q* L/s Temp. C ph NH 4-N NO 3-N NO 2-N N anorg P gesamt CSB mg O 2/L Minimum 7,0 12,1 6,7 0,02 2,7 0,030 3,1 0,28 8,3 Quantil 0,05 7,8 12,7 6,8 0,06 3,4 0,040 3,7 0,46 11,2 Median 12,3 17,8 7,0 0,16 9,8 0,100 10,0 1,27 15,8 Mittelwert 14,4 17,4 7,0 0,22 9,1 0,115 9,4 1,29 16,0 Quantil 0,95 27,8 20,1 7,2 0,61 15,1 0,240 15,4 1,98 23,1 Maximum 63,8 21,2 7,3 1,35 16,2 0,280 16,6 2,65 24,5 * im Zulaufbecken (mangels Messdaten aus Ablauf) 16

17 Tabelle 10: Statistik der Trockenwetter-Messwerte (Wetterschlüssel 1/2/6) chemisch-physikalischer Parameter im Ablauf der Kläranlage Winden gemäß Betriebstagebuch des Zeitraums Jan Dez Q* L/s Temp. C ph NH 4-N NO 3-N NO 2-N N anorg P gesamt CSB mg O 2/L Minimum 7,0 7,2 6,6 0,02 3,1 0,020 3,4 0,27 8,3 Quantil 0,05 8,1 8,7 6,7 0,06 4,4 0,050 4,7 0,46 12,1 Median 11,9 14,7 7,0 0,17 10,3 0,110 10,7 1,25 15,8 Mittelwert 12,6 14,4 7,0 0,20 10,0 0,131 10,4 1,25 16,5 Quantil 0,95 19,4 19,8 7,1 0,42 15,4 0,274 15,7 1,96 23,0 Maximum 33,7 21,2 7,4 0,85 17,5 0,580 17,9 2,65 24,7 * im Zulaufbecken (mangels Messdaten aus Ablauf) Tabelle 11: Statistik der Regenwetter-Messwerte (Wetterschlüssel 3/4/5/7) chemisch-physikalischer Parameter im Ablauf der Kläranlage Winden gemäß Betriebstagebuch des Zeitraums Jan Dez Q* L/s Temp. C ph NH 4-N NO 3-N NO 2-N N anorg P gesamt CSB mg O 2/L Minimum 8,1 8,6 6,7 0,01 2,2 0,020 2,6 0,15 8,5 Quantil 0,05 11,0 9,5 6,7 0,05 3,0 0,030 3,9 0,27 10,1 Median 20,6 12,8 6,9 0,19 8,3 0,100 8,8 0,87 14,7 Mittelwert 25,1 13,4 6,9 0,26 9,0 0,125 9,4 0,95 14,7 Quantil 0,95 56,6 17,8 7,1 0,61 15,1 0,240 15,3 1,85 20,0 Maximum 80,4 18,1 7,2 1,35 15,6 0,280 15,9 2,35 22,5 * im Zulaufbecken (mangels Messdaten aus Ablauf) Tabelle 12: Messwerte für die Parameter ortho-phosphat und Gesamtphosphor im Ablauf der Kläranlage Winden im Zeitraum Februar/März 2015 und daraus abgeleiteter mittlerer Anteil von ortho-phosphat am Gesamtphosphor. Probenahme und Analytik durch das Personal der Kläranlage Winden bzw. am durch synlab. Datum ortho-po 4-P P gesamt Anteil (%) des ortho-po 4-P am P gesamt ,7 0, ,419 0, ,565 0, ,732 0, ,77 0, ,93 1, ,06 1, ,85 1, ,17 1, ,80 1,01 79 Mittelwert 0,80 0,

18 Tabelle 13: Messwerte für den Parameter Chlorid im Ablauf der Kläranlage Winden am 5.8. und (Probenahme durch das Personal der Kläranlage Winden, Analytik auf der Kläranlage und parallel durch synlab). Analytik KA Winden Chlorid Analytik synlab Mittelwert 55 Tabelle 14: Statistik der Messwerte chemisch-physikalischer Parameter im Vorfluter Elz an den Probestellen Elz1 (oberhalb Kläranlageneinleitung) und Elz2 (unterhalb Kläranlageneinleitung) aus dem Zeitraum Mai bis Oktober 2014 bzw. August 2015 (nur ortho-po 4 -P und P gesamt ). k. A. = keine Angabe. Anzahl der Messtermine: 5-14, abhängig vom Parameter. Temp. C ph O 2 NH 4-N NO 3-N NO 2-N Elz1 (oberhalb Kläranlage) P gesamt ortho- PO 4-P BSB 5 ohne ATH mg O 2/L Minimum 12,6 7,3 9,0 0,028 1,10 0,003 0,041 0,005 2,0 4,3 Quantil 0,05 12,7 7,3 9,5 0,028 1,11 0,004 0,053 0,006 2,0 4,3 Median 13,6 7,4 10,1 0,041 1,38 0,009 0,089 0,014 2,0 5,4 Mittelwert 14,4 7,4 10,1 0,043 1,38 0,009 0,098 0,024 2,0 5,4 Quantil 0,95 17,3 7,5 10,6 0,062 1,77 0,017 0,165 0,068 2,0 6,3 Maximum 18,7 7,5 10,9 0,068 1,90 0,023 0,206 0,090 2,0 6,4 Elz2 (unterhalb Kläranlage) Minimum 12,7 7,1 8,9 0,033 1,12 0,007 k. A. k. A. 2,0 5,4 Quantil 0,05 12,8 7,2 9,0 0,033 1,16 0,008 k. A. k. A. 2,0 5,4 Median 13,7 7,4 9,9 0,056 1,54 0,016 k. A. k. A. 3,0 6,1 Mittelwert 14,7 7,5 9,8 0,060 1,61 0,020 k. A. k. A. 2,8 6,3 Quantil 0,95 18,0 7,8 10,5 0,112 2,15 0,044 k. A. k. A. 3,4 7,6 Maximum 18,7 7,8 10,6 0,150 2,25 0,080 k. A. k. A. 4,0 7,8 Chlorid 18

19 Temp. C ph O 2 NH 4-N NO 3-N CEL704 (Riegel 3) NO 2-N P gesamt Tabelle 15: Statistik der Gesamtjahres-Messwerte chemisch-physikalischer Parameter im Vorfluter Elz an der Messstelle CEL704 (Riegel 3) der LUBW aus dem Zeitraum Januar 2005 bis November 2012 (99 Termine). Datenquelle: Jahresdatenkatalog der LUBW ( ortho- PO 4-P BSB 5 ohne ATH mg O 2/L Minimum 1,8 6,6 5,6 0,01 1,0 0,002 0,034 0,021 0,5 4,5 Quantil 0,05 2,6 7,3 8,9 0,01 1,4 0,003 0,063 0,041 0,5 5,9 Median 11,5 7,6 11,4 0,02 1,8 0,007 0,108 0,075 1,0 9,1 Mittelwert 11,2 7,8 11,2 0,04 1,8 0,009 0,131 0,086 1,4 9,9 Quantil 0,95 20,2 8,6 13,4 0,08 2,4 0,020 0,291 0,153 3,5 16,8 Maximum 22,4 9,1 14,5 0,36 2,9 0,049 0,400 0,335 6,4 21,3 Chlorid Temp. C ph O 2 NH 4-N NO 3-N CEL704 (Riegel 3) NO 2-N P gesamt Tabelle 16: Statistik der Sommerperiode-Messwerte (1. Mai 30. Sept.) chemisch-physikalischer Parameter im Vorfluter Elz an der Messstelle CEL704 (Riegel 3) der LUBW aus dem Zeitraum 2005 bis 2012 (42 Termine). Datenquelle: Jahresdatenkatalog der LUBW ( ortho- PO 4-P BSB 5 ohne ATH mg O 2/L Minimum 10,1 7,2 5,6 0,01 1,0 0,002 0,080 0,030 0,5 4,6 Quantil 0,05 11,5 7,3 8,7 0,01 1,4 0,003 0,084 0,052 0,5 5,5 Median 16,4 7,9 10,2 0,03 1,7 0,009 0,130 0,087 1,4 9,2 Mittelwert 16,5 7,9 10,3 0,04 1,7 0,010 0,166 0,097 1,8 10,0 Quantil 0,95 21,1 8,9 12,7 0,10 2,0 0,021 0,316 0,169 3,5 15,9 Maximum 22,4 9,1 14,1 0,18 2,9 0,049 0,400 0,264 6,4 21,3 Chlo rid 19

20 4.2 Betrachtete Stoffe: Schadwirkungen und Grenzwerte Ammonium / Ammoniak Die potenzielle Schadwirkung von Ammonium ist indirekter Art und erfolgt über die Entstehung von Ammoniak, welche durch hohe Werte von Ammonium, Temperatur und ph begünstigt wird. Der chemisch exakte Weg zur Berechnung des Mischungs-pH-Werts von Flüssigkeiten (wie Vorflut und Kläranlagenablauf) über die Alkalinitäten der beteiligten Komponenten ist im vorliegenden Fall nicht möglich, da die erforderliche Datengrundlage nicht vorliegt. Für den ph-wert wird deshalb eine vereinfachende Näherungslösung in Form einer gewichteten Mischungsrechnung angewandt. Hierbei wird dem ph-wert des Volumenstroms der Einleitung (Kläranlagenablauf) eine doppelte Gewichtung gegeben gegenüber dem ph-wert der Vorflut. Diese Vorgehensweise fußt auf der plausiblen Annahme, dass die Einleitung aufgrund ihrer Schmutzfracht (bzw. der damit verbundenen höheren Stofffracht) im Vergleich zur Vorflut eine höhere Alkalinität aufweist und deshalb eine höheres "Beharrungsvermögen" auf ihrem ph-wert besitzt. Die Schadwirkung von Ammoniak äußert sich bei Fischen unter anderem in Reizungen des Zentralnervensystems, Zerstörung der Blutzellen (Hämolyse) und des Kiemengewebes (Kiemennekrose). Wirbellose Gewässertiere (Makrozoobenthos) sind gegenüber Ammoniak wesentlich unempfindlicher als Fische, weshalb letztere als relevant für die Festlegung von Immissionsgrenzwerten betrachtet werden, welche geeignet sind, den Ansprüchen der gesamten Gewässerfauna gerecht zu werden. In BWK (2008) werden nach Häufigkeit und Dauer differenzierte Grenzwerte für Ammoniak angegeben. Nach den Angaben in RPF (2009) ist die Elz im untersuchten Abschnitt als potenzielles Laichgebiet für Lachse einzustufen. Deshalb ist im vorliegenden Fall die Grenzwerttabelle für Großsalmoniden-Laichgewässer des Mittelgebirges nach BWK (2008) anzuwenden (Tabelle 17). Der strengste dort aufgeführte (= Basis-)Grenzwert beträgt 0,004. Er ist anzuwenden im Falle "häufig" auftretender "langer" Ereignisse sowie generell bei "sehr häufigen" Ereignissen. Der Wert entspricht der in LUBW (2010) enthaltenen Angabe eines Zielwertes von höchstens 0,004, der auf die Fischgewässerverordnung (UVM BW 2007) zurück geht und als niedrigste Konzentration angesehen wird, ab der chronische Schäden bei Fischen verursacht werden können. Die Ergebnisse eines Projekts zur Überarbeitung der Hintergrund- und Orientierungswerte lassen allerdings für diesen Gewässertyp eine Reduzierung des Jahresdurchschnittswertes auf max. 0,001 in naher Zukunft möglich erscheinen (LAWA 2015). Jedoch ist die Immissionskonzentration dann für einen anderen Bemessungsabfluss (MQ) zu berechnen, so dass sich meist weniger strenge Emissionswerte ergeben würden. Für einen Permanenteinleiter wie eine Kläranlage scheint zunächst nur der chronische Grenzwert relevant zu sein. In den hier angestellten Betrachtungen mithilfe von Szenarien trifft dies für die "durchschnittlichen" Szenarienvarianten zu, die auf Bedingungen ausgelegt sind, wie sie potenziell über längere Zeiträume auftreten können. Die pessimal angelegten Szenarien hingegen repräsentieren Belastungssituationen, deren Bestehen nur über kurze Zeiträume (in der Regel bis zu einigen Stunden) von relevanter Wahrscheinlichkeit ist. Die pessimalen Belastungssituationen besitzen deshalb ebenfalls Ereignischarakter und können anhand von Häufigkeits-Dauer-Grenzwerten beurteilt werden (Tabelle 17). Im vorliegenden Gutachten wird davon ausgegangen, dass diese pessimalen Situationen die Bedingung "häufig/mittel" nach Tabelle 17 einhalten, so dass der Grenzwert von 0,02 anzuwenden ist. Ergänzend kommt die Beurteilung der chronischen Belastung hinzu, für die wie oben erläutert der Grenzwert von 0,004 zur Anwendung kommt. 20

21 Tabelle 17: Häufigkeits-Dauer-Grenzwerte für Ammoniak [] für Großsalmoniden-Laichgewässer des Mittelgebirges nach BWK (2008). Dauer Häufigkeit pro Jahr kurz (< 1 h) mittel (1 bis 6 h) lang (> 6 h) selten (< 0,5) 0,20 0,15 0,10 mittel (0,5 bis < 4) 0,15 0,04 0,02 häufig (4 bis 25) 0,10 0,02 0,004 sehr häufig (> 25) 0, Nitrit Nitrit entfaltet seine potenzielle Schadwirkung, indem es im Blut von Fischen die Hämoglobinmoleküle anstelle von Sauerstoff besetzt (Schreckenbach 2006). Die Fische leiden dann unter Sauerstoffmangel, auch wenn das umgebende Wasser eigentlich ausreichende Sauerstoffgehalte aufweist. Hämoglobin hat zu Nitrit eine sehr viel höhere Affinität als zu Sauerstoff. Deshalb reichen schon vergleichsweise geringe Konzentrationen von Nitrit, um damit einen wesentlichen Anteil der Hämoglobinmoleküle zu besetzen. Für die Festlegung eines Grenzwertes für Nitrit ist auch der begleitende Chloridgehalt des Wassers zu betrachten, da die potenzielle Schadwirkung des Nitrits bei zunehmender Chloridkonzentration abnimmt (Hamm 1991). Messwerte der Chloridkonzentration in Vorflut und Kläranlagenablauf liegen aus der Messkampagne des Jahres 2014 vor. Zur Fischfauna der Elz zählen auch Vertreter der Forellenartigen (Salmoniden). Deshalb sind im vorliegenden Fall die strengeren Grenzwerte für Salmoniden anzuwenden (Tabelle 18). Für Chloridkonzentrationen, die zwischen den in Tabelle 18 angegeben Werten liegen, wurden im vorliegenden Gutachten die Grenzwerte für Nitrit linear interpoliert. Tabelle 18: Grenzwerte der Nitritkonzentration für Fische (Salmoniden) in Abhängigkeit von der begleitenden Chloridkonzentration. Zur Festlegung der Quantil 0,95 -Werte wurde der Faktor 3,0 auf die Mittelwerte angewandt (nach EIFAC (1984), zitiert in Hamm (1991)). Chlorid Mittelwert NO 2 -N Quantil 0,95 NO 2 -N 1 0,01 0,03 5 0,05 0, ,09 0, ,12 0, ,15 0,45 Die Ergebnisse eines Projekts zur Überarbeitung der Hintergrund- und Orientierungswerte sehen für diesen Gewässertyp einen Jahresdurchschnittswert von max. 0,030 vor, der in naher Zukunft relevant werden könnte (LAWA 2015). Allerdings wird hier keine direkte Korrelation zur begleitenden Chloridkonzentration angegeben. Die Chloridkonzentration im Vorfluter wird nur grob durch die Differenzierung der Grenzwerte nach Gewässertyp berücksichtigt. 21

22 4.2.3 Nitrat Nitrat-Grenzwerte sind keine Obergrenzen zur Vermeidung toxischer Wirkungen auf die Gewässerorganismen, sondern dienen der Frachtbegrenzung im Sinne einer Begrenzung der Nährstoffmenge in den Gewässern. Für Nitrat gibt es keine Richt- oder Grenzwertangaben bei den typspezifischen Hintergrund- und Orientierungswerten (LAWA 2007). Lediglich in LAWA (1998) werden Werte für chemische Gewässergüteklassen genannt. Diese bieten wegen ihres fehlenden Bezugs auf Gewässertypen nur eine grobe Orientierung und besitzen keine Rechtsverbindlichkeit. In der Oberflächengewässerverordnung (OGewV 2011) wird bezüglich Nitrat für das Vorliegen des "Guten chemischen Zustands" im Gewässer ein Durchschnittswert von höchstens 50 NO 3 = 11,3 NO 3 -N gefordert ortho-phosphat und Gesamtphosphor Phosphor ist im Gewässer nicht relevant unter dem Gesichtspunkt der Toxizität. Da Phosphor in Binnengewässern in der Regel den für das Pflanzen- und Algenwachstum limitierenden Nährstoff darstellt, sind Phosphor-Parameter geeignet, das trophische Potenzial in Fließgewässern anzuzeigen. Mit dem Parameter ortho-phosphat wird die gelöst vorliegende und deshalb gut bioverfügbare P-Fraktion erfasst, mit dem Gesamtphosphor darüber hinaus auch die weniger gut verfügbaren gebundenen und partikulären Anteile. Die Konzentration von Phosphor hat jedoch keinen unmittelbaren Effekt auf die Gewässerfauna. Erst die Sekundärwirkungen der pflanzlichen Produktion (nächtliche Pflanzenatmung und Stoffabbau unter Sauerstoffzehrung) beeinflussen die tierische Besiedlung schlagen sich in einer Saprobiezunahme nieder. Darüber hinaus kann die pflanzliche Produktion Photosynthese-bedingt den ph-wert erhöhen, was toxische Sekundäreffekte zur Folge haben kann: Ein Ansteigen des ph-werts in Gegenwart von Ammonium erhöht die Wahrscheinlichkeit der Freisetzung von Ammoniak, welches ein unmittelbares Schadpotenzial für Organismen hat (Kapitel 4.2.1). In LAWA (2007) und LAWA (2015) werden für den Gewässertyp der Elz (Typ 9) als Hintergrundwert für ortho-phosphat 0,020 angesetzt (= Grenzwert für den "Sehr guten Zustand") und als Orientierungswert 0,070 (= Grenzwert für den "Guten Zustand"). Für Gesamtphosphor lauten die entsprechenden Werte 0,050 und 0,100. Diese Werte sind für die jeweilige Ökologische Zustandsklasse im Mittel einzuhalten Biochemischer und Chemischer Sauerstoffbedarf (BSB 5 und CSB) Der Biochemische Sauerstoffbedarf gibt Auskunft über das Ausmaß der im Gewässer vorhandenen, unter aeroben Bedingungen biologisch (v. a. bakteriell) leicht abbaubaren Stoffe. Er ist somit ein Ausdruck für das biochemische Sauerstoffzehrungspotenzial. Nach LAWA (2007) sind für den Gewässertyp der Elz (Typ 9) bzgl. des BSB 5 ein Hintergrundwert von max. 2,0 und ein Orientierungswert von max. 4,0 anzunehmen. Diese Werte markieren jeweils die Grenze des Übergangs von der "Sehr guten" zur "Guten" bzw. von der "Guten" zur "Mäßigen" Ökologischen Zustandsklasse und sind als Mittelwerte definiert. Die Ergebnisse eines Projekts zur Überarbeitung der Hintergrund- und Orientierungswerte lassen allerdings für diesen Gewässertyp eine Reduzierung des Jahresdurchschnittswertes auf max. 3,0 in naher Zukunft möglich erscheinen (LAWA 2015). 22

23 Der Chemische Sauerstoffbedarf ist ein Maß für die im Gewässer vorhandenen oxidierbaren Substanzen. Er ist somit ein Ausdruck für das gesamte Sauerstoffzehrungspotenzial, das Wasserinhaltsstoffen innewohnt. Da auf den meisten Kläranlagen jedoch nur noch der CSB gemessen wird (nicht der BSB 5 ), sind gewässerbezogene Aussagen für BSB 5 nur möglich über den Umweg, für die betreffende Kläranlage das Verhältnis von CSB zu BSB 5 zu bestimmen. Für den CSB selbst lässt sich jedoch keine gewässerverträgliche durchschnittliche oder maximale Einleitekonzentration angeben, da hierfür keine immissionsbezogenen Kriterien (Richt- oder Grenzwerte) vorliegen. 4.3 Szenarienergebnisse und Bewertungen Ammonium / Ammoniak Anm.: In der bestehenden Betriebserlaubnis der Kläranlage Winden ist für Ammonium kein maximaler Einleitewert festgelegt, sondern nur für Stickstoff (anorg.) in Höhe von 22. Tabelle 19: Ergebnisse der Szenarien für die Einleitung des Ablaufs der Kläranlage Winden in den Vorfluter Elz mit den ungünstigsten bei Trocken- bzw. Regenwetter gemessenen Werten für Temperatur, ph und Ammoniumkonzentration. TW = Trockenwetter, RW = Regenwetter, MNQ = Mittlerer Niedrigwasserabfluss. NH4-N/NH3-N Szenariotyp Pessimal/akut Wetter TW RW Abfluss MNQ MNQ Vorflut vor KA Q L/s Temp. C ph 7,5 7,2 NH4-N 0,068 0,068 NH3-N 0,001 0,000 Ablauf KA Q L/s 33,7 80,4 Temp. C 21,2 21,2 ph 7,4 7,2 NH4-N 0,85 1,35 NH3-N 0,009 0,009 Immission Vorflut Temp. C 20,1 20,2 ph 7,5 7,2 NH4-N 0,12 0,25 NH3-N 0,001 0,002 Grenzwert 0,020 0,020 Bewertung: In den Szenarien mit den ungünstigsten gemessenen Werten für Temperatur, ph und Ammoniumkonzentration bleiben die Immissionswerte im Vorfluter unterhalb der Kläranlage für Ammoniak bei Trocken- und Regenwetter noch sehr deutlich unter dem Grenzwert von 0,020 (BWK 2008). 23

24 Tabelle 20: Ergebnisse der Szenarien für die Einleitung des Ablaufs der Kläranlage Winden in den Vorfluter Elz mit den ungünstigsten bei Trockenwetter gemessenen Werten für ph und Vorflut- Ammoniumkonzentration sowie dem max. erlaubten Ablaufvolumenstrom, berechnet für verschiedene Temperaturen. Die Ammonium-Emission der Kläranlage wurde jeweils so hoch eingegeben, dass der Immissionsgrenzwert für Ammoniak (BWK 2008) erreicht wird. TW = Trockenwetter, MNQ = Mittlerer Niedrigwasserabfluss. NH4-N/NH3-N Szenariotyp Pessimal/akut Wetter TW TW TW TW TW Abfluss MNQ MNQ MNQ MNQ MNQ Vorflut vor KA Q L/s Temp. C ph 7,5 7,5 7,5 7,5 7,5 NH4-N 0,068 0,068 0,068 0,068 0,068 NH3-N 0,001 0,001 0,000 0,000 0,000 Ablauf KA Q L/s 25,0 25,0 25,0 25,0 25,0 Temp. C 20,0 16,0 12,0 8,0 4,0 ph 7,4 7,4 7,4 7,4 7,4 NH4-N 35,5 48,5 66,0 91,0 126,0 NH3-N 0,351 0,357 0,359 0,362 0,364 Immission Vorflut Temp. C 19,0 15,0 11,0 7,0 3,0 ph 7,5 7,5 7,5 7,5 7,5 NH4-N 1,79 2,42 3,27 4,49 6,19 NH3-N 0,020 0,020 0,020 0,020 0,020 Grenzwert 0,020 0,020 0,020 0,020 0,020 Bewertung: In den Trockenwetter-Szenarien mit den ungünstigsten gemessenen Werten für ph und Vorflut-Ammoniumkonzentration wird im Vorfluter unterhalb der Kläranlage der Immissionsgrenzwert für Ammoniak (0,020 ; BWK 2008) bei Ablauftemperaturen von 4-20 C mit Ablauf- Ammoniumkonzentrationen von ,5 erreicht. Selbst die geringste dieser Konzentrationen liegt weit über dem maximal gemessenen Trockenwetter-Ablaufwert der Kläranlage in Höhe von 0,85 im betrachteten Zeitraum. Das Risiko einer akut toxischen Ammoniakentwicklung im Vorfluter ist demnach als äußerst gering anzusehen. 24

25 Tabelle 21: Ergebnisse der Szenarien für die Einleitung des Ablaufs der Kläranlage Winden in den Vorfluter Elz mit den ungünstigsten bei Regenwetter gemessenen Werten für ph und Vorflut- Ammoniumkonzentration sowie dem max. erlaubten Ablaufvolumenstrom, berechnet für verschiedene Temperaturen. Die Ammonium-Emission der Kläranlage wurde jeweils so hoch eingegeben, dass der Immissionsgrenzwert für Ammoniak (BWK 2008) erreicht wird. RW = Trockenwetter, MNQ = Mittlerer Niedrigwasserabfluss. NH4-N/NH3-N Szenariotyp Pessimal/akut Wetter RW RW RW RW RW Abfluss MNQ MNQ MNQ MNQ MNQ Vorflut vor KA Q L/s Temp. C ph 7,2 7,2 7,2 7,2 7,2 NH4-N 0,068 0,068 0,068 0,068 0,068 NH3-N 0,000 0,000 0,000 0,000 0,000 Ablauf KA Q L/s 48,0 48,0 48,0 48,0 48,0 Temp. C 20,0 16,0 12,0 8,0 4,0 ph 7,2 7,2 7,2 7,2 7,2 NH4-N 37,0 52,0 70,0 97,0 134,0 NH3-N 0,231 0,242 0,241 0,244 0,244 Immission Vorflut Temp. C 19,1 15,1 11,1 7,1 3,1 ph 7,2 7,2 7,2 7,2 7,2 NH4-N 3,37 4,71 6,32 8,73 12,04 NH3-N 0,020 0,020 0,020 0,020 0,020 Grenzwert 0,020 0,020 0,020 0,020 0,020 Bewertung: In den Regenwetter-Szenarien mit den ungünstigsten gemessenen Werten für ph und Vorflut-Ammoniumkonzentration wird im Vorfluter unterhalb der Kläranlage der Immissionsgrenzwert für Ammoniak (0,020 ; BWK 2008) bei Ablauftemperaturen von 4-20 C mit Ablauf- Ammoniumkonzentrationen von erreicht. Selbst die geringste dieser Konzentrationen liegt sehr deutlich über dem maximal gemessenen Regenwetter-Ablaufwert der Kläranlage in Höhe von 1,35 im betrachteten Zeitraum. Das Risiko einer akut toxischen Ammoniakentwicklung im Vorfluter ist demnach als äußerst gering anzusehen. 25

26 Tabelle 22: Ergebnisse der Szenarien für die Einleitung des Ablaufs der Kläranlage Winden in den Vorfluter Elz mit den durchschnittlichen gemessenen Werten für Temperatur, ph und Ammoniumkonzentration (Trocken- und Regenwetter). TW = Trockenwetter, RW = Regenwetter, MNQ = Mittlerer Niedrigwasserabfluss, MQ = Mittlerer Abfluss, Ø = Durchschnitt. NH4-N/NH3-N Szenariotyp Ø/chronisch Wetter TW+RW TW+RW Abfluss MNQ MQ Vorflut vor KA Q L/s Temp. C 15,5 15,5 ph 7,4 7,4 NH4-N 0,043 0,043 NH3-N 0,000 0,000 Ablauf KA Q L/s 17,8 17,8 Temp. C 14,40 14,40 ph 7,0 7,0 NH4-N 0,21 0,21 NH3-N 0,001 0,001 Immission Vorflut Temp. C 15,5 15,5 ph 7,4 7,4 NH4-N 0,05 0,04 NH3-N 0,0003 0,0003 Grenzwert 0,004 0,001 Bewertung: In den Szenarien mit den durchschnittlichen gemessenen Werten für Temperatur, ph und Ammoniumkonzentration (über alle Wetter) liegt die Immissionskonzentration im Vorfluter unterhalb der Kläranlage für Ammoniak bei einem Abfluss in Höhe des MNQ bzw. MQ jeweils bei 0,0003. Der Grenzwert in Höhe von 0,004 (MNQ-Szenario) bzw. 0,001 (MQ- Szenario) wird somit nicht erreicht. 26

27 Tabelle 23: Ergebnisse der Szenarien für die Einleitung des Ablaufs der Kläranlage Winden in den Vorfluter Elz mit den durchschnittlichen gemessenen Werten für Temperatur, ph und Vorflut- Ammoniumkonzentration (Trocken- und Regenwetter). Die Ammonium-Emission der Kläranlage wurde so hoch eingegeben, dass der jeweilige Immissionsgrenzwert für Ammoniak (BWK 2008, LAWA 2015) erreicht wird. TW = Trockenwetter, RW = Regenwetter, MNQ = Mittlerer Niedrigwasserabfluss, MQ = Mittlerer Abfluss, Ø = Durchschnitt. NH4-N/NH3-N Szenariotyp Ø/chronisch Wetter TW+RW TW+RW Abfluss MNQ MQ Vorflut vor KA Q L/s Temp. C 15,5 15,5 ph 7,4 7,4 NH4-N 0,043 0,043 NH3-N 0,000 0,000 Ablauf KA Q L/s 17,8 17,8 Temp. C 14,40 14,40 ph 7,0 7,0 NH4-N 16,0 34,0 NH3-N 0,041 0,087 Immission Vorflut Temp. C 15,5 15,5 ph 7,4 7,4 NH4-N 0,60 0,20 NH3-N 0,004 0,001 Grenzwert 0,004 0,001 Bewertung: In den Szenarien mit den durchschnittlichen gemessenen Werten für Temperatur, ph und Vorflut-Ammoniumkonzentration (über alle Wetter) wird bei einem Abfluss in Höhe des MNQ bzw. des MQ der jeweilige Immissionsgrenzwert im Vorfluter unterhalb der Kläranlage für Ammoniak (BWK 2008, LAWA 2014) mit durchschnittlichen Ablauf-Ammoniumkonzentrationen von 16,0 bzw. 34,0 erreicht. Diese Konzentrationen liegen sehr deutlich über dem gemessenen durchschnittlichen Ablaufwert der Kläranlage in Höhe von 0,21 im betrachteten Zeitraum. Das Risiko einer chronisch toxischen Ammoniakentwicklung im Vorfluter ist demnach als äußerst gering anzusehen. Zusammenfassende Bewertung der Szenarienergebnisse für Ammonium / Ammoniak: Unter pessimalen Bedingungen (Tabelle 19, Tabelle 20, Tabelle 21) sind akut toxische Immissionskonzentrationen von Ammoniak im Vorfluter unterhalb der Kläranlage weder bei Trockenwetter noch bei Regenwetter zu erwarten. Das Risiko einer akut toxischen Ammoniakentwicklung ist als äußerst gering anzusehen. Unter durchschnittlichen Bedingungen (Tabelle 22, Tabelle 23) ist keine Überschreitung der chronisch relevanten Ammoniak-Immissionsgrenzwerte im Vorfluter unterhalb der Kläranlage zu erwarten. Das Risiko einer chronisch toxischen Ammoniakentwicklung ist als äußerst gering anzusehen. 27

28 Neben der Toxizität ist auch die Eutrophierungswirkung relevant für die Beurteilung der Gewässerverträglichkeit. Die Elz weist oberhalb des Einleitepunkts der Kläranlage gemäß den Messergebnissen im Mittel eine Ammoniumkonzentration von 0,043 mg/l auf (Tabelle 14). Dies liegt für diesen Gewässertyp (Typ 9) nahezu im Bereich der Hintergrundwerte (LAWA 2007), entsprechend dem "sehr guten" Zustand (obere Klassengrenze 0,040 ). Im Durchschnitts-Szenario bei MQ (Tabelle 22, rechte Spalte) bewirkt die Kläranlagenemission keine erkennbare Erhöhung der Konzentration im Vorfluter. Eine wesentliche Eutrophierungswirkung ist somit nicht anzunehmen. Ausgehend von einem störungsfreien Betrieb der Kläranlage ergeben sich aus den vorliegenden Ergebnissen deshalb für Ammonium keine gewässerbezogenen Anforderungen an die Kläranlageneinleitung Nitrit Anm.: In der bestehenden Betriebserlaubnis der Kläranlage Winden ist für Nitrit kein maximaler Einleitewert festgelegt, sondern nur für Stickstoff (anorg.) in Höhe von 22. Aufgrund der wenigen validen Chlorid-Messwerte für Kläranlagenablauf und Vorfluter wurden die in den Szenarien verwendeten Chloridwerte wie folgt hergeleitet: Im Kläranlagenablauf wurden für Chlorid durchschnittlich 55 gemessen (Tabelle 13), was als plausibler Wert akzeptiert wird. Ein pessimaler (minimaler) Konzentrationswert lässt sich daraus jedoch nicht ableiten. Hilfsweise wird deshalb das Verhältnis von durchschnittlicher zu minimaler Chloridkonzentration der benachbarten Kläranlage Simonswald herangezogen, welches 2:1 beträgt (Riedmüller & Höfer 2015). Demzufolge wird für die Kläranlage Winden von einer minimalen Chloridkonzentration im Ablauf von 27,5 ausgegangen. Für die Elz oberhalb der Kläranlageneinleitung werden neben den Messwerten aus der Messkampagne (Tabelle 14) die Messwerte der LUBW-Messstelle CEL704 berücksichtigt (Tabelle 15). Der in der Messkampagne gefundene Minimalwert von rund 4 wurde auch an der LUBW-Messstelle gefunden. Unter Berücksichtigung des Umstands, dass die LUBW-Messstelle den Einfluss von Waldkirch und Emmendingen mit erfasst, ist davon auszugehen, dass auf Höhe von Winden die Minimalwerte noch geringer sein können. Es wird deshalb hier von einer pessimalen Chloridkonzentration von 3 ausgegangen. Der aus der Messkampagne hervorgehende Durchschnittswert von rund 5 erscheint hingegen im Vergleich zu den LUBW-Messwerten (Ø 9,9 ) zu gering. Da die Messkampagne von August bis Oktober stattfand, wurden keine winterlichen Verhältnisse mit Streusalzeinfluss erfasst. Für die Szenarien wird deshalb von einem Durchschnittswert in Höhe von 7 ausgegangen. 28

29 Tabelle 24: Ergebnisse der Szenarien für die Einleitung des Ablaufs der Kläranlage Winden in den Vorfluter Elz mit den ungünstigsten bei Trocken- bzw. Regenwetter gemessenen Werten für Chlorid- und Nitritkonzentration. TW = Trockenwetter, RW = Regenwetter, MNQ = Mittlerer Niedrigwasserabfluss. Cl - /NO2-N Szenariotyp Pessimal/akut Wetter TW RW Abfluss MNQ MNQ Vorflut vor KA Q L/s Chlorid 3,0 3,0 NO2-N 0,023 0,023 Ablauf KA Q L/s 33,7 80,4 Chlorid 27,5 27,5 NO2-N 0,580 0,280 Immission Vorflut Chlorid 4,6 6,5 NO2-N 0,059 0,059 Grenzwert 0,150 0,190 Bewertung: In den Szenarien mit den ungünstigsten gemessenen Werten für die Chlorid- und Nitritkonzentration bleiben die Immissionswerte im Vorfluter unterhalb der Kläranlage bei Trockenund Regenwetter mit jeweils 0,059 deutlich unter den Grenzwerten von 0,150 bzw. 0,190 (EIFAC 1984). Tabelle 25: Ergebnisse der Szenarien für die Einleitung des Ablaufs der Kläranlage Winden in den Vorfluter Elz mit den ungünstigsten bei Trocken- bzw. Regenwetter gemessenen Werten für Chloridkonzentration und Vorflut-Nitritkonzentration sowie dem jeweils max. erlaubten Ablaufvolumenstrom. Die Nitrit- Emission der Kläranlage wurde jeweils so hoch eingegeben, dass der Immissionsgrenzwert (EIFAC 1984) erreicht wird. TW = Trockenwetter, RW = Regenwetter, MNQ = Mittlerer Niedrigwasserabfluss. Cl - /NO2-N Szenariotyp Pessimal/akut Wetter TW RW Abfluss MNQ MNQ Vorflut vor KA Q L/s Chlorid 3,0 3,0 NO2-N 0,023 0,023 Ablauf KA Q L/s 25,0 48,0 Chlorid 27,5 27,5 NO2-N 2,020 1,440 Immission Vorflut Chlorid 4,2 5,2 NO2-N 0,120 0,150 Grenzwert 0,120 0,150 Bewertung: In den Trocken- und Regenwetter-Szenarien mit den ungünstigsten gemessenen Werten für die Chloridkonzentration und Vorflut-Nitritkonzentration werden die Immissionsgrenzwerte für Nitrit (0,120 bzw. 0,150 ; EIFAC 1984) im Vorfluter unterhalb der Kläranlage mit Ablauf-Nitritkonzentrationen von 2,02 bzw. 1,44 erreicht. Diese Konzentrationen liegen deutlich über den maximal bei Trocken- bzw. Regenwetter gemessenen Ablaufwerten der Kläranlage in Höhe von 0,58 bzw. 0,28 im betrachteten Zeitraum. Das Risiko des Auftretens einer akut toxischen Nitritkonzentration im Vorfluter unterhalb der Kläranlage ist demnach als gering anzusehen. 29

30 Tabelle 26: Ergebnisse der Szenarien für die Einleitung des Ablaufs der Kläranlage Winden in den Vorfluter Elz mit den durchschnittlichen gemessenen Werten für Chlorid- und Nitritkonzentration (Trocken- und Regenwetter). TW = Trockenwetter, RW = Regenwetter, MNQ = Mittlerer Niedrigwasserabfluss, MQ = Mittlerer Abfluss, Ø = Durchschnitt. Cl - /NO2-N Szenariotyp Ø/chronisch Wetter TW+RW TW+RW Abfluss MNQ MQ Vorflut vor KA Q L/s Chlorid 7,0 7,0 NO2-N 0,009 0,009 Ablauf KA Q L/s 17,8 17,8 Chlorid 55,0 55,0 NO2-N 0,129 0,129 Immission Vorflut Chlorid 8,7 7,2 NO2-N 0,013 0,010 Grenzwert 0,080 0,030 Bewertung: In den Szenarien mit den durchschnittlichen gemessenen Werten für die Chlorid- und Nitritkonzentration (über alle Wetter) erreicht die Immissionskonzentration für Nitrit im Vorfluter unterhalb der Kläranlage bei einem Abfluss in Höhe des MNQ bzw. MQ einen Wert von 0,013 bzw. 0,010. Dies liegt deutlich unter den jeweiligen Grenzwerten in Höhe von 0,080 (EIFAC 1984) bzw. 0,030 (LAWA 2015). Tabelle 27: Ergebnisse der Szenarien für die Einleitung des Ablaufs der Kläranlage Winden in den Vorfluter Elz mit den durchschnittlichen gemessenen Werten für Chloridkonzentration und Vorflut- Nitritkonzentration (Trocken- und Regenwetter). Die Nitrit-Emission der Kläranlage wurde so hoch eingegeben, dass der jeweilige Immissionsgrenzwert (EIFAC 1984, LAWA 2015) erreicht wird. TW = Trockenwetter, RW = Regenwetter, MNQ = Mittlerer Niedrigwasserabfluss, MQ = Mittlerer Abfluss, Ø = Durchschnitt. Cl - /NO2-N Szenariotyp Ø/chronisch Wetter TW+RW TW+RW Abfluss MNQ MQ Vorflut vor KA Q L/s Chlorid 7,0 7,0 NO2-N 0,009 0,009 Ablauf KA Q L/s 17,8 17,8 Chlorid 55,0 55,0 NO2-N 2,030 4,600 Immission Vorflut Chlorid 8,7 7,2 NO2-N 0,080 0,030 Grenzwert 0,080 0,030 Bewertung: In den Szenarien mit den durchschnittlichen gemessenen Werten für die Chloridkonzentration und Vorflut-Nitritkonzentration (über alle Wetter) wird bei einem Abfluss in Höhe des MNQ bzw. MQ der jeweilige Immissionsgrenzwert (EIFAC 1984, LAWA 2015) im Vorfluter unter- 30

31 halb der Kläranlage mit durchschnittlichen Ablauf-Nitritkonzentrationen von 2,03 bzw. 4,60 erreicht. Diese Konzentrationen liegen sehr deutlich über dem gemessenen durchschnittlichen Ablaufwert der Kläranlage in Höhe von 0,129 im betrachteten Zeitraum. Das Risiko des Auftretens einer chronisch toxischen Nitritkonzentration im Vorfluter unterhalb der Kläranlage ist demnach als äußerst gering anzusehen. Zusammenfassende Bewertung der Szenarienergebnisse für Nitrit: Unter pessimalen Bedingungen (Tabelle 24, Tabelle 25) sind kritische Immissionskonzentrationen im Vorfluter unterhalb der Kläranlage weder bei Trockenwetter noch bei Regenwetter sehr wahrscheinlich. Gemäß den Szenarienergebnissen wird der Immissionsgrenzwert im Vorfluter erst mit Ablaufkonzentrationen der Kläranlage von 2,02 (TW) bzw. 1,44 (RW) erreicht, also deutlich über dem maximalen im Betrachtungszeitraum gemessenen Ablaufwert von 0,580. Unter durchschnittlichen Bedingungen (Tabelle 26, Tabelle 27) ist keine Überschreitung der chronisch relevanten Nitrit-Immissionsgrenzwerte im Vorfluter unterhalb der Kläranlage zu erwarten. Dies könnte gemäß den Szenarien erst bei durchschnittlichen Ablaufkonzentrationen von mehr als 2,03 (Vorflut MNQ) bzw. 4,60 mg/l (Vorflut MQ) Nitrit eintreten, was weit entfernt ist von der im Betrachtungszeitraum gemessenen Durchschnittskonzentration in Höhe von 0,129. Die im betrachteten Zeitraum gemessenen Nitrit-Ablaufwerte der Kläranlage betrugen im Mittel 0,129 und maximal 0,580. Ein wesentlicher Einfluss auf den Trophiezustand des Gewässers ist nicht anzunehmen. Ausgehend von einem störungsfreien Betrieb der Kläranlage ergeben sich aus den vorliegenden Ergebnissen deshalb für Nitrit keine gewässerbezogenen Anforderungen an die Kläranlageneinleitung Nitrat Anm.: In der bestehenden Betriebserlaubnis der Kläranlage Winden ist für Nitrat kein maximaler Einleitewert festgelegt, sondern nur für Stickstoff (anorg.) in Höhe von 22. Im Mittel liegen im Kläranlagenablauf 97% des anorg. Stickstoffs in Form von Nitrat vor (vgl. Tabelle 8). Daraus ergibt sich als hypothetischer max. zulässiger Ablaufwert für Nitrat eine Konzentration von ca. 21,3. Tabelle 28: Ergebnis des Szenarios für die Einleitung des Ablaufs der Kläranlage Winden in den Vorfluter Elz mit den durchschnittlichen gemessenen Werten für die Nitratkonzentration (Trocken- und Regenwetter). TW = Trockenwetter, RW = Regenwetter, MQ = Mittlerer Abfluss, Ø = Durchschnitt. NO3-N Szenariotyp Ø Wetter TW+RW Abfluss MQ Vorflut vor KA Q L/s 3953 NO3-N 1,38 Ablauf KA Q L/s 17,8 NO3-N 9,7 Immission Vorflut NO3-N 1,42 Grenzwert 11,3 Bewertung: Im Szenario mit dem durchschnittlichen gemessenen Wert für die Nitratkonzentration (über alle Wetter) beträgt die Immissionskonzentration im Vorfluter unterhalb der Kläranlage 1,42. Dies liegt sehr deutlich unter dem Grenzwert in Höhe von 11,3 (OGewV 2011). 31

32 Tabelle 29: Ergebnis des Szenarios für die Einleitung des Ablaufs der Kläranlage Winden in den Vorfluter Elz mit dem durchschnittlichen gemessenen Wert für die Nitratkonzentration im Vorfluter und dem auf Basis des Verhältnisses zu Stickstoff (Nanorg.) errechneten max. Ablaufwert für die Kläranlage (Trocken- und Regenwetter). TW = Trockenwetter, RW = Regenwetter, MQ = Mittlerer Abfluss, Ø = Durchschnitt. NO3-N Szenariotyp Ø Wetter TW+RW Abfluss MQ Vorflut vor KA Q L/s 3953 NO3-N 1,38 Ablauf KA Q L/s 17,8 NO3-N 21,3 Immission Vorflut NO3-N 1,47 Grenzwert 11,3 Bewertung: Im Szenario mit dem durchschnittlichen gemessenen Wert für die Nitratkonzentration im Vorfluter und dem auf Basis des Verhältnisses zu Stickstoff (anorg.) errechneten max. Ablaufwert für die Kläranlage (über alle Wetter) steigt die Immissionskonzentration im Vorfluter durch den Beitrag der Kläranlage von 1,38 auf 1,47. Dies liegt sehr deutlich unter dem Grenzwert in Höhe von 11,3 (OGewV 2011). Zusammenfassende Bewertung der Szenarienergebnisse für Nitrat: Die Auswirkungen der Nitratemissionen der Kläranlage auf den Vorfluter sind zahlenmäßig nur gering, was vor allem auf das Vorflutverhältnis von 222:1 (bei MQ) zurückzuführen ist. Die Immissionsergebnisse bleiben mit rund 1,5 weit unter dem Grenzwert in Höhe von 11,3 (OGewV 2011). Eine wesentliche Auswirkung der Kläranlageneinleitung auf den Trophiezustand des Gewässers ist nicht zu erwarten. Ausgehend von einem störungsfreien Betrieb der Kläranlage ergeben sich aus den vorliegenden Ergebnissen deshalb für Nitrat keine gewässerbezogenen Anforderungen an die Kläranlageneinleitung ortho-phosphat und Gesamtphosphor Anm.: In der bestehenden Betriebserlaubnis der Kläranlage Winden ist für ortho-phosphat kein maximaler Einleitewert festgelegt, sondern nur für Gesamtphosphor in Höhe von 2. Da für den Ablauf der Kläranlage Winden die Konzentration von ortho-phosphat routinemäßig nicht gemessen wird, sind gewässerbezogene Aussagen für diesen Parameter nur möglich durch den Umweg über den Gesamtphosphor. Hierzu wurde das für diese Kläranlage typische Verhältnis von ortho-phosphat zu Gesamtphosphor im Kläranlagenablauf anhand einiger eigens hierzu ausgeführter Messungen bestimmt (Tabelle 12). Demnach liegen im Mittel 80% des Gesamtphosphors in Form von ortho-phosphat vor. Daraus ergibt sich als hypothetischer max. zulässiger Ablaufwert für ortho-phosphat eine Konzentration von ca. 1,60. In gleicher Weise lässt sich aus dem Gesamtjahresdurchschnitt des Ablaufwertes für Gesamtphosphor in Höhe von 1,15 (Tabelle 8) ein entsprechender Konzentrationswert für ortho-phosphat von ca. 0,92 ableiten. 32

33 Tabelle 30: Ergebnis des Szenarios für die Einleitung des Ablaufs der Kläranlage Winden in den Vorfluter Elz mit den durchschnittlichen gemessenen Werten für die ortho-phosphatkonzentration (Trocken- und Regenwetter). TW = Trockenwetter, RW = Regenwetter, MQ = Mittlerer Abfluss, MNQ = Mittlerer Niedrigwasserabfluss, Ø = Durchschnitt. opo4-p Szenariotyp Ø/subpessimal Wetter TW+RW TW+RW Abfluss MQ MNQ Vorflut vor KA Q L/s opo4-p 0,024 0,024 Ablauf KA Q L/s 17,8 17,8 opo4-p 0,92 0,92 Immission Vorflut opo4-p 0,028 0,055 Grenzwert 0,070 0,070 Bewertung: In den Szenarien mit den durchschnittlichen gemessenen Werten für die ortho- Phosphatkonzentration (über alle Wetter) steigt die Immissionskonzentration im Vorfluter bei einem Abfluss in Höhe des MQ bzw. MNQ durch den Beitrag der Kläranlage von 0,024 auf 0,028 bzw. 0,055. Diese Werte liegen im Bereich für den "guten" Zustand (Spanne 0,020-0,070 ; LAWA 2007, LAWA 2015). Tabelle 31: Ergebnis des Szenarios für die Einleitung des Ablaufs der Kläranlage Winden in den Vorfluter Elz mit dem durchschnittlichen gemessenen Wert für die ortho-phosphatkonzentration im Vorfluter und dem auf Basis des Verhältnisses zu Gesamtphosphor errechneten max. Ablaufwert (genehmigt / in Sommerperiode real gemessen) für die Kläranlage (Trocken- und Regenwetter). TW = Trockenwetter, RW = Regenwetter, MQ = Mittlerer Abfluss, MNQ = Mittlerer Niedrigwasserabfluss, Ø = Durchschnitt. opo4-p Szenariotyp Ø/subpessimal Wetter TW+RW TW+RW Abfluss MQ MNQ Vorflut vor KA Q L/s opo4-p 0,024 0,024 Ablauf KA Q L/s 17,8 17,8 opo4-p 1,60 1,60 Immission Vorflut opo4-p 0,031 0,079 Grenzwert 0,070 0,070 Bewertung: In den Szenarien mit den durchschnittlichen gemessenen Werten für die ortho- Phosphatkonzentration im Vorfluter und dem auf Basis des Verhältnisses zu Gesamtphosphor errechneten max. Ablaufwert (genehmigt / in Sommerperiode real gemessen) für die Kläranlage (über alle Wetter) steigt die Immissionskonzentration im Vorfluter bei einem Abfluss in Höhe des MQ bzw. MNQ durch den Beitrag der Kläranlage von 0,024 auf 0,031 bzw. auf 0,079. Diese Werte liegen noch im bzw. bereits etwas über dem Bereich für den "guten" Zustand (Spanne 0,020-0,070 ; LAWA 2007, LAWA 2015). 33

34 Tabelle 32: Ergebnis des Szenarios für die Einleitung des Ablaufs der Kläranlage Winden in den Vorfluter Elz mit den durchschnittlichen gemessenen Werten für die Gesamtphosphorkonzentration (Trocken- und Regenwetter). TW = Trockenwetter, RW = Regenwetter, MQ = Mittlerer Abfluss, MNQ = Mittlerer Niedrigwasserabfluss, Ø = Durchschnitt. Pgesamt Szenariotyp Ø/subpessimal Wetter TW+RW TW+RW Abfluss MQ MNQ Vorflut vor KA Q L/s Pgesamt 0,098 0,098 Ablauf KA Q L/s 17,8 17,8 Pgesamt 1,15 1,15 Immission Vorflut Pgesamt 0,103 0,135 Grenzwert 0,100 0,100 Bewertung: In den Szenarien mit den durchschnittlichen gemessenen Werten für die Gesamtphosphorkonzentration (über alle Wetter) steigt die Immissionskonzentration im Vorfluter bei einem Abfluss in Höhe des MQ bzw. MNQ durch den Beitrag der Kläranlage von 0,098 auf 0,103 bzw. auf 0,135. Diese Werte liegen geringfügig bzw. deutlich oberhalb des Bereichs für den "guten" Zustand (Grenze 0,100 ; LAWA 2007, LAWA 2015). Tabelle 33: Ergebnis des Szenarios für die Einleitung des Ablaufs der Kläranlage Winden in den Vorfluter Elz mit dem durchschnittlichen gemessenen Wert für die Gesamtphosphorkonzentration im Vorfluter und dem genehmigten max. Ablaufwert (genehmigt / in Sommerperiode real gemessen) für die Kläranlage (Trocken- und Regenwetter). TW = Trockenwetter, RW = Regenwetter, MQ = Mittlerer Abfluss, MNQ = Mittlerer Niedrigwasserabfluss, Ø = Durchschnitt. Pgesamt Szenariotyp Ø/subpessimal Wetter TW+RW TW+RW Abfluss MQ MNQ Vorflut vor KA Q L/s Pgesamt 0,098 0,098 Ablauf KA Q L/s 17,8 17,8 Pgesamt 2,00 1,98 Immission Vorflut Pgesamt 0,107 0,164 Grenzwert 0,100 0,100 Bewertung: In den Szenarien mit den durchschnittlichen gemessenen Werten für die Gesamtphosphorkonzentration im Vorfluter und dem max. Ablaufwert (genehmigt / in Sommerperiode real gemessen) für die Kläranlage (über alle Wetter) steigt die Immissionskonzentration im Vorfluter bei einem Abfluss in Höhe des MQ bzw. MNQ durch den Beitrag der Kläranlage von 0,098 auf 0,107 bzw. auf 0,164. Diese Werte liegen geringfügig bzw. deutlich oberhalb des Bereichs für den "guten" Zustand (Grenze 0,100 ; LAWA 2007, LAWA 2015). 34

35 Zusammenfassende Bewertung der Szenarienergebnisse für ortho-phosphat und Gesamtphosphor: Die Auswirkungen der Phosphoremissionen der Kläranlage auf den Vorfluter sind bei einem Abfluss in Höhe des MQ zahlenmäßig nur gering, was vor allem auf das Vorflutverhältnis von 222:1 zurückzuführen ist. Von Interesse ist jedoch insbesondere die Nährstoffsituation im Vorfluter während längerer Niedrigwasserphasen in der Vegetationsperiode. Wenn während etwa einer bis mehreren Wochen erhöhte Nährstoffkonzentrationen vorliegen, kann der Bestand von Algen und anderen Wasserpflanzen zunehmen. Eine Veralgung / Verkrautung der Sohle kann eintreten, was eine strukturelle Degradierung des Lebensraums darstellen kann. Sekundär sind im Zusammenhang mit dem Absterben bzw. dem Abbau der pflanzlichen Biomasse negative Auswirkungen auf den Sauerstoffhaushalt des Gewässers möglich, insbesondere nächtliche Sauerstoffdefizite. Die auf diese Randbedingungen bezogenen Szenarien (Tabelle 30, Tabelle 33, jeweils rechte Spalte) zeigen, dass dann bereits bei durchschnittlicher Ablaufkonzentration der Kläranlage die Konzentrationserhöhung im Vorfluter nicht unerheblich ist: Die ortho-phosphatkonzentration nähert sich der Obergrenze der Spanne für den "guten" Zustand, die Gesamtphosphorkonzentration liegt klar über dieser Grenze. Noch deutlicher werden die Verhältnisse, wenn die Kläranlage bei MNQ im Vorfluter erhöhte (überdurchschnittliche) P-Ablaufwerte aufweist. Dann kann auch für ortho- Phosphat die Grenze für den "guten" Zustand überschritten werden. In dieses Bild fügen sich auch die Ergebnisse der Kieselalgen-Untersuchungen (vgl. Tabelle 5 und Kapitel 3.3) ein, die auf eine gewässerbiologisch wirksame Erhöhung des Nährstoffstatus der Elz unterhalb der Kläranlage hindeuten. Die Zustandseinstufung des Vorfluters fällt oberhalb der Kläranlage bezüglich ortho-phosphat und Gesamtphosphor in den "guten" Bereich (vgl. Tabelle 14). Während jedoch die Konzentrationen von ortho-phosphat auch unterhalb der Kläranlage noch in den "guten" Zustand fallen, sind die Werte für Gesamtphosphor bereits im "mäßigen" Zustand angesiedelt. Insgesamt ist für den Vorfluter also die Einhaltung des "guten" Zustands auch bezüglich Gesamtphosphor anzustreben. Mit Ablaufkonzentrationen von durchschnittlich 1,15 und maximal ca. 2-2,5 Gesamtphosphor (Tabelle 8) ist die Kläranlage Winden eine nicht unerhebliche Quelle von Phosphor. Eine Sicherstellung des "guten" Zustands der Elz bzgl. Phosphor muss jedoch auch auf Phosphoreinträge zielen, die bereits oberhalb der Kläranlage Winden stattfinden, denn die durchschnittliche Konzentration von Gesamtphosphor liegt bereits oberhalb der Kläranlage mit 0,098 an der Obergrenze des "guten" Zustands. Diese Einschätzung beruht zwar auf einer begrenzten Anzahl von Messungen im Vorfluter, wird prinzipiell aber durch die Ergebnisse der LUBW-Messstelle CEL704 (Elz vor Mündung in den Leopoldskanal) gestützt: Dort beträgt die mittlere Konzentration von Gesamtphosphor der Jahre ,131, liegt also deutlich oberhalb der Grenze von 0,100 für den "guten" Zustand, was auf die Emissionen insbesondere von Waldkirch und Emmendingen (Kläranlage Untere Elz und andere Quellen) zurückzuführen sein dürfte. Unter Einbeziehung aller hier diskutierten Aspekte und Ergebnisse wird deshalb empfohlen, den durch die Kläranlage Winden getätigten Phosphoreintrag in die Elz zu verringern. 35

36 4.3.5 Biochemischer und Chemischer Sauerstoffbedarf (BSB 5 und CSB) Anm.: Die für die Kläranlage bisher genehmigten Einleitewerte betragen 25 mgo 2 /L (BSB 5 ) und 30 mgo 2 /L (CSB). Messwerte des BSB 5 im Kläranlagenablauf liegen nicht vor. Nach Auskunft des Kläranlagenpersonals wurde die direkte Überwachung des BSB 5 eingestellt, nachdem stets BSB 5 -Ablaufwerte von unter 5 mgo 2 /L gemessen wurden. Seither wird davon ausgegangen, dass dies weiterhin zutrifft. Der durchschnittliche CSB-Ablaufwert im Betrachtungszeitraum beträgt 15,9 (Tabelle 8). Der durchschnittliche Anteil des BSB 5 am CSB beträgt demnach < 5/15,9, also weniger als 31%. Im vorliegenden Gutachten wird für die Szenarien deshalb davon ausgegangen, dass der Anteil des BSB 5 am CSB im Kläranlagenablauf im Mittel 20% beträgt. Damit lässt sich aus dem Gesamtjahresdurchschnitt des CSB-Ablaufwertes in Höhe von 15,9 (Tabelle 8) ein durchschnittlicher BSB 5 -Ablaufwert von 3,2 ableiten. Entsprechend kann die im Betrachtungszeitraum gemessene maximale Ablaufkonzentration des CSB von 24,7 mgo 2 /L einem BSB 5 -Ablaufwert von ca. 5 mgo 2 /L zugeordnet werden. Tabelle 34: Ergebnis des Szenarios für die Einleitung des Ablaufs der Kläranlage Winden in den Vorfluter Elz mit den durchschnittlichen gemessenen/errechneten Werten für den Biochemischen Sauerstoffbedarf (BSB 5 ; Trocken- und Regenwetter). TW = Trockenwetter, RW = Regenwetter, MQ = Mittlerer Abfluss, Ø = Durchschnitt. BSB 5 -Werte für die Kläranlage errechnet aus CSB-Messwerten, vgl. Erläuterung in Kap BSB5 Szenariotyp Ø Wetter TW+RW Abfluss MQ Vorflut vor KA Q L/s 3953 BSB5 mgo2/l 2,0 Ablauf KA Q L/s 17,8 BSB5 mgo2/l 3,2 Immission Vorflut BSB5 mgo2/l 2,0 Grenzwert 2,0 / <3,0 Bewertung: Im Szenario mit dem durchschnittlichen gemessenen/errechneten Wert für den Biochemischen Sauerstoffbedarf (über alle Wetter) steigt die Immissionskonzentration im Vorfluter durch den Beitrag der Kläranlage um weniger als 0,1 mgo 2 /L. Die Grenzwerte nach LAWA (2007, 2015) werden eingehalten. 36

37 Tabelle 35: Ergebnis des Szenarios für die Einleitung des Ablaufs der Kläranlage Winden in den Vorfluter Elz mit den durchschnittlichen gemessenen Werten im Vorfluter für den Biochemischen Sauerstoffbedarf (BSB 5 ; Trocken- und Regenwetter). Die BSB 5 -Emission der Kläranlage wurde so hoch eingegeben, dass der Immissionsgrenzwert (LAWA 2007) erreicht wird. TW = Trockenwetter, RW = Regenwetter, MQ = Mittlerer Abfluss, Ø = Durchschnitt. BSB 5 -Werte für die Kläranlage errechnet aus CSB-Messwerten, vgl. Erläuterung in Kap BSB5 Szenariotyp Ø Wetter TW+RW Abfluss MQ Vorflut vor KA Q L/s 3953 BSB5 mgo2/l 2,0 Ablauf KA Q L/s 17,8 BSB5 mgo2/l 13,0 Immission Vorflut BSB5 mgo2/l 2,0 Grenzwert 2,0 / <3,0 Bewertung: Im Szenario mit dem durchschnittlichen gemessenen Wert im Vorfluter für den Biochemischen Sauerstoffbedarf (über alle Wetter) wird der Immissionsgrenzwert nach LAWA (2007) mit einer BSB 5 -Ablaufkonzentration der Kläranlage von 13 mgo 2 /L erreicht. Tabelle 36: Ergebnis des Szenarios für die Einleitung des Ablaufs der Kläranlage Winden in den Vorfluter Elz mit dem durchschnittlichen gemessenen Wert für die den Biochemischen Sauerstoffbedarf (BSB 5 )im Vorfluter und dem genehmigten max. Einleitewert für die Kläranlage (Trocken- und Regenwetter). TW = Trockenwetter, RW = Regenwetter, MQ = Mittlerer Abfluss, Ø = Durchschnitt. BSB5 Szenariotyp Ø Wetter TW+RW Abfluss MQ Vorflut vor KA Q L/s 3953 BSB5 mgo2/l 2,0 Ablauf KA Q L/s 17,8 BSB5 mgo2/l 25,0 Immission Vorflut BSB5 mgo2/l 2,1 Grenzwert 2,0 / <3,0 Bewertung: Im Szenario mit dem durchschnittlichen gemessenen Wert für den Biochemischen Sauerstoffbedarf im Vorfluter und dem genehmigten max. Einleitewert für die Kläranlage (über alle Wetter) steigt die Immissionskonzentration im Vorfluter durch den Beitrag der Kläranlage um 0,1 mgo 2 /L, womit die Obergrenze für den "guten" Zustand (LAWA 2007) gerade überschritten wäre. 37

38 Zusammenfassende Bewertung der Szenarienergebnisse für Biochemischen Sauerstoffbedarf: Ausgehend von einem Anteil des BSB 5 am CSB in Höhe von durchschnittlich 20% (vgl. Erläuterung am Anfang dieses Kapitels) führten die bisher im Betrieb realisierten Ablaufwerte der Kläranlage (Tabelle 8) zu BSB 5 -Emissionen von durchschnittlich 3,2 mgo 2 /L und maximal ca. 5 mgo 2 /L, blieben also deutlich unter dem genehmigten Einleitewert von 25 mgo 2 /L. Der Vorfluter befindet sich bzgl. BSB 5 nach aktueller Bewertung (LAWA 2007) im "sehr guten" Zustand, allerdings genau an der Grenze zum "guten" Zustand. Nach zukünftig möglicher Bewertung (LAWA 2015) befindet er sich im "sehr guten" Zustand. Die Messwerte der flussabwärts gelegenen LUBW-Messstelle CEL704 (Tabelle 15) weisen für die Elz bzgl. des BSB 5 den "sehr guten" Zustand aus, da der durchschnittliche BSB 5 -Messwert dort nur 1,4 mgo 2 /L beträgt. Demnach wäre für die Elz bei Winden die Einhaltung des "sehr guten" Zustands nach aktuell geltendem Kriterium ( 2,0 mgo 2 /L, LAWA 2007) ebenfalls angezeigt. Die Ergebnisse der Szenarien zeigen, dass die BSB 5 -Konzentration der Vorflut durch die Emissionen der Kläranlage selbst bei Ausnutzung des bisher genehmigten Einleitewerts nur in sehr geringem Ausmaß beeinflusst wird. Der aktuell bzgl. BSB 5 gerade noch als "sehr gut" zu bewertende Zustand der Elz wird gemäß der Szenarienergebnisse durch die bisher realisierten Einleitekonzentrationen (mutmaßlich durchschnittlich 3,4 mgo 2 /L und maximal ca. 5 mgo 2 /L) nicht erkennbar verändert. Sie sind deshalb als gewässerverträglich einzuschätzen. Erst bei durchschnittlichen Ablaufkonzentrationen von mehr als 13 mgo 2 /L zeigt sich in den Szenarien eine Erhöhung der Immissionskonzentration im Vorfluter um 0,1 mgo 2 /L, die nach geltenden Kriterien allerdings zugleich das Überschreiten der Klassengrenze vom "sehr guten" zum "guten" Zustand bedeutet. Im Vorfluter konnten bei den 2014 durchgeführten biologischen Untersuchungen (vgl. Tabelle 4 und Kapitel 3.3) keine signifikanten Hinweise auf gewässerökologische Defizite in der Wirbellosenfauna gefunden werden, die auf eine BSB 5 Problematik (Sauerstoffdefizite) hinweisen. Ausgehend von einem störungsfreien Betrieb der Kläranlage ergeben sich aus den Ergebnissen der biologischen Untersuchung und der Szenarien (Tabelle 34, Tabelle 36) für BSB 5 keine gewässerbezogenen Anforderungen an die Kläranlageneinleitung. Für den CSB lässt sich keine gewässerverträgliche durchschnittliche oder maximale Einleitekonzentration angeben, da hierfür keine immissionsbezogenen Kriterien (Richt- oder Grenzwerte) vorliegen. 38

39 5 Zusammenfassung und Empfehlungen 5.1 Veranlassung, Untersuchungskonzept, Methoden, Datenhintergrund Die Kläranlage Winden leitet geklärtes Abwasser in die Elz ein. Es soll geprüft werden, ob die bestehende Einleitesituation aus gewässerökologischer Sicht verträglich ist bzw. welche Ablaufwerte der Kläranlage für verschiedene Parameter aus gewässerökologischer Sicht angemessen sind. Damit soll auch geklärt werden, ob weitergehende Anforderungen an die Kläranlageneinleitung (Ablaufwerte) im Sinne 57 WHG zu stellen sind. Hintergrund ist die anstehende Erneuerung der Einleitegenehmigung für die Kläranlage. Die Prüfung dieser Fragestellung erfolgt biologisch durch Untersuchung der Wirbellosenfauna (Makrozoobenthos) und der Kieselalgenflora (benthische Diatomeen) der Gewässersohle sowie chemisch-physikalisch durch Betrachtung der Emissions- und Immissionssituation mithilfe Szenarien-basierter Verdünnungsrechnungen. Es wurden hierzu zwei Probestellen (PS) in der Elz für die biologischen sowie chemischphysikalischen Untersuchungen festgelegt: PS Elz1: PS Elz2: Elz auf Höhe der unteren Geländegrenze der Kläranlage Winden, ca m oberhalb der KA-Einleitestelle Elz unterhalb der Einleitung der Kläranlage Winden, ca m unterhalb Rampenfuß des Ausleitungswehres Fa. Volck Die biologischen Untersuchungen und die parallel durchgeführten Sondenmessungen chemischphysikalischer Parameter fanden am 22. August 2014 statt. Die Untersuchung der Wirbellosen der Gewässersohle dient insbesondere der Ermittlung des Saprobienindex und der Allgemeinen Degradation nach EG-WRRL. Die Untersuchung der Kieselalgen soll stoffliche Defizite aufzeigen. Im vorliegenden Fall steht die Indikation von Nährstoffeinträgen im Vordergrund. Die Kieselalgen-Probenahme, Aufbereitung (Präparateherstellung) und mikroskopische Auswertung der Proben erfolgte nach der Verfahrensanleitung in Schaumburg et al. (2012). Die Aus- und Bewertung gemäß WRRL wurde mit dem Phylib-Auswertetool Version 4.1 mit Stand Oktober 2012 durchgeführt. Nach den Angaben in RPF (2009) ist die Elz im untersuchten Abschnitt als potenzielles Laichgebiet für Lachse einzustufen. Alle biologischen Bewertungen werden spezifisch für den Gewässertyp der Elz durchgeführt. Für die Makrozoobenthosbewertung wurde der Fließgewässertyp 9 und für die Kieselalgenbewertung der Typ D 7 verwendet. In den Immissionsszenarien werden chemisch-physikalische Daten verwendet, die für den Ablauf der Kläranlage auf den Aufzeichnungen des Betriebstagebuchs für den Zeitraums Januar 2012 bis Dezember 2014 basieren sowie auf den Ergebnissen von Ablaufbeprobungen, die im Zeitraum August 2014 bis August 2015 ausgeführt wurden. Die Messdaten für die Probestellen in der Elz (oberhalb / unterhalb der Einleitestelle der Kläranlage) wurden im Rahmen einer Messkampagne im Zeitraum Mai 2014 bis August 2015 gewonnen. Wegen der bei manchen Parametern geringen Anzahl von Messungen werden erforderlichenfalls ergänzend/orientierend Daten von der LUBW-Messstelle CEL704 (Elz vor Zusammenfluss mit der Dreisam oberhalb Riegel) mit herangezogen. 39

40 Die Analytik der Proben aus Vorfluter und Kläranlagenablauf wurde vom Personal der Kläranlage Winden ausgeführt sowie zur Kontrolle bzw. ergänzend vom Umweltinstitut synlab (Offenburg). Für die niederschlagsbezogene Auswertung der Kläranlagen-Ablaufdaten wurden die Aufzeichnungen von der benachbarten Kläranlage Simonswald übernommen, da der Datensatz der Kläranlage Winden sich in diesem Punkt als unvollständig erwies. 5.2 Ergebnisse der biologischen Untersuchungen Wirbellose Tiere der Gewässersohle (Makrozoobenthos): Unter Zusammenfassung aller Kenngrößen fallen die Unterschiede im Makrozoobenthos oberhalb zu unterhalb der Kläranlageneinleitung eher klein aus. Der Saprobienindex lässt mit einer Verschlechterung um 0,04 Indexeinheiten keine zuverlässigen Schlüsse zu. Die auf Sauerstoffzehrung und Lebensraumveränderungen empfindlichen wirbellosen Tiere zeigen demnach keine deutlichen Verschlechterungen durch die Kläranlageneinleitung an. Kieselalgen der Gewässersohle (benthische Diatomeen): Die Elz besitzt oberhalb der Kläranlageneinleitung bereits eine Vorbelastung, aufgrund derer die Kieselalgen-Indices innerhalb des "guten" Zustand bereits in Richtung der "gut-mäßig"-grenze zu liegen kommen. Die Nährstoffbelastung aus der Kläranlage verursacht mit einem zusätzlichen Nährstoffinput insbesondere des gut pflanzenverfügbaren Phosphors, welcher vor allem bei Niedrigwasser (oft in der Vegetationsperiode) eine deutliche Zunahme durch die Einleitung erfährt (Tabelle 31), eine relevante Trophieerhöhung. Diese wird mit den Bewertungsindices des Phylib- und des Schweizer Verfahrens erkannt und führt zu einer Verschlechterung auf die Grenze "gut-mäßig" bzw. gemäß Schweizer Standard in die "mäßige" Zustandsklasse. Gesamtfazit Biologie: Während die Indikation auf sauerstoffzehrende Stoffe mit den wirbellosen Tieren keiner oder nur geringe Verschlechterungen durch die Kläranalgen-Einleitung anzeigt, reagieren die pflanzlichen Nährstoffzeiger mit einer Verschlechterung der Indices, was letztlich zu einem Erreichen der "mäßigen" Zustandsklasse führt. Es wird deutlich, dass die Emission abbaubarer organischer Substanzen den Vorfluter nicht oder kaum beeinflusst, die Emission mineralisierter Stickstoff- und vor allem Phosphorverbindungen jedoch schon. Verbesserungen hinsichtlich der Phosphor-Emissionen der Kläranlage sind aus Sicht der biologischen Bewertung notwendig. Des Weiteren sollten Verbesserungsmaßnahmen in der Elz oberhalb der Kläranlage Winden auf einen verminderten Eintrag von Stickstoff und vor allem Gesamtphosphor abzielen. 40

41 5.3 Ergebnisse der szenarienbasierten Immissionsbetrachtungen Angaben für Ammonium, Ammoniak, Nitrat und Nitrit beziehen sich auf NH 4 -N, NH 3 -N, NO 3 -N und NO 2 -N, sowie Angaben für ortho-phosphat und Gesamtphosphor auf Phosphor, sofern nicht abweichend vermerkt. Ammonium / Ammoniak: Akut toxische Immissionskonzentrationen von Ammoniak im Vorfluter unterhalb der Kläranlage sind weder bei Trockenwetter noch bei Regenwetter zu erwarten. Das Risiko einer akut toxischen Ammoniakentwicklung ist als äußerst gering anzusehen. Eine Überschreitung der chronisch relevanten Ammoniak-Immissionsgrenzwerte im Vorfluter unterhalb der Kläranlage ist ebenfalls nicht zu erwarten. Das Risiko einer chronisch toxischen Ammoniakentwicklung ist als äußerst gering anzusehen. Neben der Toxizität ist auch die Eutrophierungswirkung relevant für die Beurteilung der Gewässerverträglichkeit. Die Kläranlagenemission bewirkt jedoch keine erkennbare Erhöhung der Konzentration im Vorfluter. Eine wesentliche Eutrophierungswirkung durch Ammonium ist somit nicht anzunehmen. Ausgehend von einem störungsfreien Betrieb der Kläranlage ergeben sich aus den vorliegenden Ergebnissen deshalb für Ammonium keine gewässerbezogenen Anforderungen an die Kläranlageneinleitung. Nitrit: Akut toxische Immissionskonzentrationen im Vorfluter unterhalb der Kläranlage sind weder bei Trockenwetter noch bei Regenwetter sehr wahrscheinlich. Eine Überschreitung der chronisch relevanten Nitrit-Immissionsgrenzwerte im Vorfluter unterhalb der Kläranlage ist ebenfalls nicht zu erwarten. Ein wesentlicher Einfluss auf den Trophiezustand des Gewässers aufgrund der Nitrit-Emissionen der Kläranlage ist nicht anzunehmen. Ausgehend von einem störungsfreien Betrieb der Kläranlage ergeben sich aus den vorliegenden Ergebnissen deshalb für Nitrit keine gewässerbezogenen Anforderungen an die Kläranlageneinleitung. Nitrat: Eine wesentliche Auswirkung der Kläranlageneinleitung auf den Trophiezustand des Gewässers ist nicht zu erwarten. Ausgehend von einem störungsfreien Betrieb der Kläranlage ergeben sich aus den vorliegenden Ergebnissen deshalb für Nitrat keine gewässerbezogenen Anforderungen an die Kläranlageneinleitung. 41

42 ortho-phosphat und Gesamtphosphor: Die Auswirkungen der Phosphoremissionen der Kläranlage auf den Vorfluter sind bei einem Abfluss in Höhe des MQ zahlenmäßig nur gering. Von Interesse ist jedoch insbesondere die Nährstoffsituation im Vorfluter während längerer Niedrigwasserphasen in der Vegetationsperiode. Die auf diese Randbedingungen bezogenen Szenarien zeigen, dass dann bereits bei durchschnittlicher Ablaufkonzentration der Kläranlage die Konzentrationserhöhung im Vorfluter nicht unerheblich ist: Die ortho-phosphatkonzentration nähert sich der Obergrenze der Spanne für den "guten" Zustand, die Gesamtphosphorkonzentration liegt klar über dieser Grenze. Noch deutlicher werden die Verhältnisse, wenn die Kläranlage bei MNQ im Vorfluter erhöhte (überdurchschnittliche) P-Ablaufwerte aufweist. Dann kann auch für ortho-phosphat die Grenze für den "guten" Zustand überschritten werden. In dieses Bild fügen sich auch die Ergebnisse der Kieselalgen-Untersuchungen ein, die auf eine gewässerbiologisch wirksame Erhöhung des Nährstoffstatus der Elz unterhalb der Kläranlage mit einer Erreichung der "mäßigen" Zustandsklasse hindeuten. Die Zustandseinstufung des Vorfluters fällt oberhalb der Kläranlage bezüglich ortho-phosphat und Gesamtphosphor in den "guten" Bereich. Während jedoch die Konzentrationen von ortho- Phosphat auch unterhalb der Kläranlage noch in den "guten" Zustand fallen, sind die Werte für Gesamtphosphor bereits im "mäßigen" Zustand angesiedelt. Insgesamt ist für den Vorfluter also die Einhaltung des "guten" Zustands auch bezüglich Gesamtphosphor anzustreben. Mit Ablaufkonzentrationen von durchschnittlich 1,15 und maximal ca. 2-2,5 Gesamtphosphor ist die Kläranlage Winden eine nicht unerhebliche Quelle von Phosphor. Eine Sicherstellung des "guten" Zustands der Elz bzgl. Phosphor muss jedoch auch auf Phosphoreinträge zielen, die bereits oberhalb der Kläranlage Winden stattfinden, denn die durchschnittliche Konzentration von Gesamtphosphor liegt bereits oberhalb der Kläranlage an der Obergrenze des "guten" Zustands. Unter Einbeziehung aller diskutierten Aspekte und Ergebnisse wird empfohlen, den durch die Kläranlage Winden getätigten Phosphoreintrag in die Elz zu verringern. Biochemischer und Chemischer Sauerstoffbedarf (BSB 5 und CSB): Der Vorfluter befindet sich bzgl. BSB 5 nach aktueller Bewertung im "sehr guten" Zustand, allerdings genau an der Grenze zum "guten" Zustand. Die Messwerte der flussabwärts gelegenen LUBW-Messstelle CEL704 weisen für die Elz bzgl. des BSB 5 den "sehr guten" Zustand aus. Demnach wäre für die Elz bei Winden die Einhaltung des "sehr guten" Zustands ebenfalls angezeigt. Die Ergebnisse der Szenarien zeigen, dass die BSB 5 -Konzentration der Vorflut durch die Emissionen der Kläranlage selbst bei Ausnutzung des bisher genehmigten Einleitewerts nur in sehr geringem Ausmaß beeinflusst wird. Der aktuell bzgl. BSB 5 gerade noch als "sehr gut" zu bewertende Zustand der Elz wird gemäß der Szenarienergebnisse durch die bisher realisierten Einleitekonzentrationen (mutmaßlich durchschnittlich 3,4 mgo 2 /L und maximal ca. 5 mgo 2 /L) nicht erkennbar verändert. Sie sind deshalb als gewässerverträglich einzuschätzen. Im Vorfluter konnten bei den 2014 durchgeführten biologischen Untersuchungen keine signifikanten Hinweise auf gewässerökologische Defizite in der Wirbellosenfauna gefunden werden, die auf eine BSB 5 Problematik (Sauerstoffdefizite) hinweisen. Ausgehend von einem störungsfreien Betrieb der Kläranlage ergeben sich aus den Ergebnissen der biologischen Untersuchung und der Szenarien (Tabelle 34, Tabelle 36) für BSB 5 keine gewässerbezogenen Anforderungen an die Kläranlageneinleitung. Für den CSB lässt sich keine gewässerverträgliche durchschnittliche oder maximale Einleitekonzentration angeben, da hierfür keine immissionsbezogenen Kriterien (Richt- oder Grenzwerte) vorliegen. 42

43 6 Glossar Anzahl EPTCBO-Taxa. (Ephemeroptera, Plecoptera, Trichoptera, Coleoptera, Bivalvia, Odonata): Summe Taxazahl der Eintags-, Stein und Köcherfliegen, Käfer, Weichtiere und Libellen. Der Metric-Wert nimmt mit zunehmender Belastung ab und der Bewertungsbereich liegt im Typ 9 zwischen 15 und 32 Taxa. Asterics. Software für die Bewertung der Organismengruppe Makrozoobenthos in natürlichen Fließgewässern gemäß EU-Wasserrahmenrichtlinie, welche von einigen EU-Staaten gemeinsam entworfen wurde und welche anhand eines multimetrischen Index (MMI) das Maß der anthropogenen Degradation ermittelt. (Name des Entwicklungsprojektes ist AQEM). Für Deutschland steht ein erweitertes Auswertemodul mit dem Namen Perlodes zur Verfügung. Information und Download-Möglichkeit der aktuellsten Version des Programms auf Biozönose. Artengemeinschaft. DIN-Arten. Arten, die in der DIN mit einem Saprobiewert (= Vorkommens-Schwerpunkt hinsichtlich des Faktors Wassergüte) und der Gewichtung (= Treue des Vorkommens) aufgeführt sind. Die im Programm Asterics/Perlodes durchgeführte Berechnung des Saprobienindex entspricht dem revidierten DIN-Verfahren (2004) nach DIN EPT-Taxa. auf Basis von Häufigkeitsklassen (HK) (Ephemeroptera, Plecoptera, Trichoptera). Der Metric berechnet die relative Abundanz der Ephemeroptera-, Plecoptera- und Trichoptera-Taxa (Eintags-, Stein- und Köcherfliegen) auf der Grundlage von Häufigkeitsklassen. Feinsubstratbewohner. Bewohner der Feinsubstrate Schlamm und Feindetritus. Fließgewässertypen. Zur Bewertung wurde für die deutschen Fließgewässer eine Typologie erarbeitet, welche nach den Kriterien Ökoregion, Geologie, Sohlbeschaffenheit, Einzugsgebietsgröße sowie ggf. besondere Randbedingungen wie z.b. Seeausfluss 24 Fließgewässertypen unterscheidet. Die Gewässer-Bewertung gemäß Wasserrahmenrichtlinie erfolgt typspezifisch, was bedeutet, dass die Typansprache in hohem Maße bewertungsrelevant ist. German Fauna-Index. Grundlage des Deutschen Fauna Index" sind artspezifische Bewertungen, welche darüber hinaus noch für die verschiedenen Fließgewässertypen angepasst wurden. Die Werte liegen zwischen -2 = Taxa, die bevorzugt in Flüssen mit stark degradierter Morphologie vorkommen) und +2 = Taxa, die bevorzugt in Flüssen mit naturnaher Morphologie vorkommen. Häufigkeits- oder Abundanzklassen (HK). Den bei der biologischen Gewässergüteuntersuchung ermittelten Individuenzahlen (Abundanzen) werden für die Bestimmung vieler Indices Häufigkeitsklassen von 1 bis 7 zugeordnet. Diese gehen als Gewichtungskriterium in die Index-Berechnung (meist gewichtete Mittelwerte) mit ein. Bei manchen Indices wird die Summe der Häufigkeitsklassen als Gültigkeitskriterium eingesetzt. So z.b. gilt der Saprobienindex als statistisch abgesichert, wenn die Summe der Häufigkeitsklassen größer als 20 ist. Bei den typspezifischen German Fauna-Indices sollte mindestens ein Wert von 15 (Tiefland) bzw. 20 (Mittelgebirge/Alpen) erreicht werden. Makrozoobenthos. Mit dem bloßen Auge erkennbare tierische Organismen der Gewässersohle (größer als 2 mm, nach anderer Auffassung größer als 1 mm). Metarhithral-Besiedler (% Individuen). Prozentualer Anteil - auf Basis der Individuenzahlen - der typischen Metarhithral-Bewohner (Bergbach-Mittellauf) an der gesamten Lebensgemeinschaft des Makrozoobenthos. Referenzartensumme Die Referenzartensumme gibt den Anteil der Referenzarten (Arten, die ihren Vorkommens- Schwerpunkt in "sehr guten" Referenzgewässern besitzen) in der Artengemeinschaft in % an. Rheoindex nach Banning. Der Index gibt das Verhältnis der rheophilen (strömungsliebenden) und rheobionten (an Strömung gebundene) Taxa eines Fließgewässers zu den Stillwasserarten und Ubiquisten an und zeigt Störungen auf, die sich durch die Veränderung des Strömungsmusters (z. B. durch Ausbau, Aufstau oder Schwallbetrieb) in der Biozönose der Mittelgebirgsbäche einstellen. Rhithral. Zone des Gebirgsbachs, welche nochmals in die drei Zonen Epirhithral = Obere Forellenregion oder Bergbachoberlauf, Metarhithral = Untere Forellenregion oder Bergbachmittellauf und das Hyporhithral = Äschenregion oder Bergbachunterlauf unterteilt ist. Rhithron-Typie-Index. Index beschreibt auf Grundlage von Indikationswerten der Taxa die Naturnähe der Makrozoobenthos-Gemeinschaften von Mittelgebirgsbächen und -flüssen. Saprobie. Summe der heterotrophen Bioaktivität der Organismengruppen Bakterien, Pilze und Tiere in einem Gewässer. Gegenbegriff zur Trophie, welche das Ausmaß der pflanzlichen Produktion eines Gewässers beschreibt. Der Saprobienindex ist eine Kenngröße, die auf Basis der Bioindikation mit Makrozoobenthosorganismen das Ausmaß der organischen Belastung bzw. von Sauerstoff zehrenden Prozessen anzeigen soll. Taxon. Bezeichnung für die Einheiten oder Organismengruppen im biologischen System der Pflanzen und Tiere, z.b. Familie, Art oder Gattung sind Taxa. 43

44 7 Literatur 7.1 Allgemeine Literatur Asterics (2014): Asterics European stream assessment program (Version 4.0.4, Stand Oktober 2014). Deutsches Modul "Perlodes". BWK (2008): BWK Regelwerk Merkblatt BWK-M7: Detaillierte Nachweisführung immissionsorientierter Anforderungen an Misch- und Niederschlagswassereinleitungen gemäß BWK-Merkblatt M3. Bund der Ingenieure für Wasserwirtschaft, Abfallwirtschaft und Kulturbau (BWK) e. V. (Hrsg.), 1. Aufl. November DIN (2004): Deutsche Einheitsverfahren zur Wasser-, Abwasser- und Schlammuntersuchung Biologisch-ökologische Gewässeruntersuchung (Gruppe M) Teil 1: Bestimmung des Saprobienindex in Fließgewässern (M 1). DIN Deutsches Institut für Normung e.v., Beuth Verlag Berlin. EIFAC (1984): Water quality criteria for European fresh water fish. Report on nitrite and freshwater fish. EIFAC Tech. Pap. 46; 19 S. Haase, P., Sundermann, A. (2004): Standardisierung der Erfassungs- und Auswertungsmethoden von Makrozoobenthosuntersuchungen in Fließgewässern. Forschungsinstitut Senckenberg Abschlussbericht 2. Projektjahr. 93 S. Haase, P., Sundermann, A. (2011): Operationale Taxaliste für Fließgewässer in Deutschland. Forschungsinstitut Senckenberg. Hamm, A. (Hrsg.) (1991): Studie über die Wirkungen und Qualitätsziele von Nährstoffen in Fließgewässern. Arbeitskreis Wirkungsstudie im Hauptausschuss Phosphate und Gewässer in der Fachgruppe Wasserchemie in der Gesellschaft Deutscher Chemiker. Academia Verlag St. Augustin. Hürlimann J., Niederhauser P. (2007): Methoden zur Untersuchung und Beurteilung der Fliessgewässer. Kieselalgen Stufe F (flächendeckend). Umwelt-Vollzug Nr Bundesamt für Umwelt, Bern. 130 S. Jahresdatenkatalog LUBW: Online-Datenbank der Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg (Karlsruhe) unter LAWA (Bund/Länder-Arbeitsgemeinschaft Wasser) (2007): Background Levels and Benchmarks Regarding Physicochemical Components. Aus: LAWA AO Framework Concept Monitoring. Part B: Assessment Principles and Method Descriptions. Stand März 2007 Verfasser: Dr. Frotscher-Hoof. LAWA (Bund/Länder-Arbeitsgemeinschaft Wasser) (2015): LAWA-AO Rahmenkonzeption Monitoring, Teil B: Bewertungsgrundlagen und Methodenbeschreibungen, Arbeitspapier II. Hintergrund- und Orientierungswerte für physikalisch-chemische Qualitätskomponenten zur unterstützenden Bewertung von Wasserkörpern entsprechend EG-WRRL. Stand LFU (Landesanstalt für Umweltschutz Baden-Württemberg) (2004): Beschaffenheit der Fließgewässer Baden-Württemberg. Software der Landesanstalt für Umweltschutz Baden-Württemberg, Abt. 4 Wasser und Altlasten, Griesbachstr. 1, Karlsruhe. LGL BW (2009): Amtliche Topographische Karten 1:25.000, DVD herausgegeben vom Landesamt für Geoinformation und Landentwicklung Baden-Württemberg, Version 3 (Software: EADS Deutschland GmbH 2009). LUBW & IWG (2007): Informationssystem für Abfluss-Kennwerte in Baden-Württemberg, Programmversion 1.3, ISBN LUBW (2010) (Hrsg.): Relevanzprüfung von siedlungsbedingten Gewässerbelastungen durch Ammonium. Stand Januar Download unter: LUBW (2015): Biozönotisch bedeutsame Gewässertypen in Baden-Württemberg. Karte 4.1. Bestandsaufnahme 2004/2005, Download-Datum März LUBW (2014): Auswertung des landesweiten Monitorings 2012 und 2013 von MuP (Makrophyten und Phytobenthos) und MZB (Makrozoobenthos). Excel-Tabellen mit Probestellen und Wasserkörperbewertung mit den Biokomponenten. Bearbeitungsstand Mauch, E., Schmedtje, U., Maetze, A., Fischer, F. (2011): Taxaliste der Gewässerorganismen Deutschlands. Stand September Meier, C., Böhmer, J., Rolauffs, P. & Hering, D. (2012): Kurzdarstellungen Bewertung Makrozoobenthos & Core Metrics Makrozoobenthos. 44

45 Meier, C., Haase, P., Rolauffs, P., Schindehütte, K., Schöll, F., Sundermann, A. & Hering, D. (2006): Methodisches Handbuch Fließgewässerbewertung zur Untersuchung und Bewertung von Fließgewässern auf der Basis des Makrozoobenthos vor dem Hintergrund der EG-WRRL. (Stand Mai 2006), OGewV (Oberflächengewässerverordnung) (2011): Verordnung zum Schutz der Oberflächengewässer. Bundesgesetzblatt Jahrgang 2011 Teil 1 Nr. 37, ausgegeben zu Bonn am 25. Juli 2011, S Pottgiesser, T., Sommerhäuser, M. (2008): Beschreibung und Bewertung der deutschen Fließgewässertypen. Umweltbüro Essen im Auftrag des Umweltbundesamtes und der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser. Steckbriefe und Begleittext. Riedmüller, U. & Höfer, R. (2015): Gewässerökologisches Gutachten zur Ermittlung der Auswirkungen der Einleitung geklärten Abwassers aus der Kläranlage Simonswald in die Wilde Gutach sowie Ableitung von ökologisch begründeten Ablaufwerten. Rott, E., Hofmann, G., Pall, K., Pfister, P., Pipp, E. (1997): Indikationslisten für Aufwuchsalgen. Teil 1: Saprobielle Indikation. Bundesministerium für Land- und Forstwirtschaft, Wien, 73 S. Rott, E., Pfister, P., Van Dam, H., Pipp, E., Pall, K., Binder, N., Ortler, K. (1999): Indikationslisten für Aufwuchsalgen in österreichischen Fließgewässern, Teil 2: Trophieindikation sowie geochemische Präferenz, taxonomische und toxikologische Anmerkungen. Bundesministerium für Land- und Forstwirtschaft, Wien, 248 S. RPF (Regierungspräsidium Freiburg) (2009): Konzept zur Verbesserung der Voraussetzungen für den Wiederaufbau eines Lachsbestandes im Elz-Dreisam-System. Begründung und Projektrahmen für Anträge auf Förderung aus dem Europäischen Fischereifonds (EFF). 25 S. Schaumburg, J., Schranz, C., Stelzer, D., Hoffmann, G., Gutowski, A., Foerster, J. (2005): Bundesweiter Test: Bewertungsverfahren "Makrophyten & Phytobenthos" in Fließgewässern zur Umsetzung der WRRL. Endbericht November Im Auftrag der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) Projekt-Nr. O S. Schaumburg, J., Schranz, C., Stelzer, D., Vogel, A., Gutowski, A. (2012): Verfahrensanleitung für die ökologische Bewertung von Fließgewässern zur Umsetzung der EG-Wasserrahmenrichtlinie: Makrophyten und Phytobenthos. Phylib. Stand Januar 2012, 191 S., Phylib-DV-Tool mit Stand Schmedtje, U., Bauer, A., Gutowski, A., Hofmann, G., Leukart, P., Melzer, A., Mollenhauer, D., Schneider, S., Tremp, H. (1998): Trophiekartierung von aufwuchs- und makrophytendominierten Fließgewässern. Erarbeitung von Trophieindikationswerten für ausgewählte benthische Algen und Makrophyten. Bayerisches Landesamt für Wasserwirtschaft, Informationsberichte Heft 4/98, 501 S. Schreckenbach, K. (2006): Einfluss von Umwelt und Ernährung bei der Aufzucht und beim Besatz von Fischen. Vortrag auf der Mitgliederversammlung des Verbands Oberbayerischer Forellenzüchter e. V. UVM BW (2007): Verordnung des Umweltministeriums über die Qualität von Fischgewässern (Fischgewässerverordnung) vom 28. Juli 1997 (GBl. S. 340). Zuletzt geändert durch Artikel 128 der Verordnung vom 25. April 2007 (GBl. Nr. 9, S. 252) in Kraft getreten am 16. Juni Bestimmungsliteratur Bauernfeind, E. (1994): Bestimmungsschlüssel für die Österreichischen Eintagsfliegen. Insecta Ephemeroptera 1. Teil. Bundesanstalt für Wassergüte des Bundesministeriums für Land- und Forstwirtschaft, Wien. 92 S. Bauernfeind, E. (1995): Bestimmungsschlüssel für die Österreichischen Eintagsfliegen. Insecta Ephemeroptera 2. Teil. Österreichisches Nationalkomitee der Internationalen Arbeitsgemeinschaft Donauforschung, 96 S. Bauernfeind, E., Humpesch, U.H. (2001): Die Eintagsfliegen Zentraleuropas (Insecta: Ephemeroptera): Bestimmung und Ökologie). Verlag des Naturhistorischen Museums Wien, 239 S. Bellmann, H. (1993): Libellen beobachten - bestimmen. Naturbuch Verlag Augsburg, 274 S. Eggers, T.O., Martens, A. (2001): Bestimmungsschlüssel der Süßwasser-Amphipoda (Crustaceae) Deutschlands. Lauterbornia Heft 42: 1-70 zzgl. Nachtrag Eiseler, B. (2005): Bildbestimmungsschlüssel für die Eintagsfliegenlarven der deutschen Mittelgebirge und des Tieflandes. Lauterbornia 53: Eiseler, B. (2010): Taxonomie für die Praxis. Bestimmungshilfen Makrozoobenthos (1). LANUV-Arbeitsblatt 14. Hrsg. Landesamt für Natur, Umwelt und Verbraucherschutz Nordrhein-Westfalen. Recklinghausen. 181 S. 45

46 Franke, U. (1979): Bildbestimmungsschlüssel mitteleuropäischer Libellenlarven (Insecta: Odonata). Stuttgarter Beiträge zur Naturkunde Serie A (Biologie) 33: Freude, H., Harde, K. W. & Lohse, G. A. (Hrsg.) ( ): Die Käfer Mitteleuropas, Bände Goecke & Evers Verlag, Krefeld. Glöer, P., Meier-Brook, C. (1994): Süßwassermollusken. Hrsg. Deutscher Jugendbund für Naturbeobachtung, 11. erw. Auflage, 136 S. Haybach, A. & Belfiore, C. (2003): Bestimmungsschlüssel für die Larven der Gattung Electrogena Zurwerra & Tomka 1985 in Deutschland (Insecta: Ephemeroptera: Heptageniidae). Lauterbornia 46: Klausnitzer, B. (1996). Käfer im und am Wasser. 2. überarb. Aufl., Die Neue Brehm Bücherei Bd. 567, Spektrum Akademischer Verlag. Lohse, G. A. & Lucht, W. H. (Hrsg.) ( ): Die Käfer Mitteleuropas, Bände (Supplementband 1-3 mit Katalogteil). - Goecke & Evers Verlag, Krefeld. Lohse, S. (2004): Bestimmungsschlüssel der für Deutschland relevanten Untergruppen der Gattung Rhithrogena EATON (Ephemeroptera, Heptageniidae) in Anlehnung an die Operationelle Taxaliste für Fließgewässer in Deutschland. Methodenstandardisierung Makrozoobenthos: 1-2. Neu, P.J. & Tobias, W. (2004): Die Bestimmung der in Deutschland vorkommenden Hydropsychidae (Insecta: Trichoptera). Lauterbornia 51: 1-68 Neu, P.J. (2002): Die Identifizierung der Larven der in Mitteleuropa vorkommenden Arten der Hydropsyche pellucidula-gruppe nach morphometrischen Merkmalen (Trichoptera, Hydropsychidae). Pankow, W. (1979): Beitrag zur Kenntnis der mitteleuropäischen Arten der Gattung Elmis Latreille (Coleoptera, Elminthidae). Entomologische Zeitschrift, Stuttgart, 89 (16): Pitsch, T. (1993): Zur Larvaltaxonomie, Faunistik und Ökologie mitteleuropäischer Fließwasser- Köcherfliegen (Insecta: Trichoptera). Landschaftsentwicklung und Umweltforschung Schriftenreihe d. Fachbereichs Landschaftsentwicklung - Sonderheft S. Reynoldson, T.B., Young, J.O. (2000): A key to the freshwater Triclads of Britain and Ireland with notes in their ecology. Freshwater Biological Association Scientific Publication 58: Schmedtje, U. & Kohmann, F. (1992): Bestimmungsschlüssel für die Saprobier-DIN-Arten (Makroorganismen). Informationsberichte Bayer. Landesamt für Wasserwirtschaft 2/88, 2. überarbeitete Auflage. Seitz, G. (1998): Bestimmungsschlüssel für die Präimaginalstadien der Kriebelmücken Deutschlands (Stand ). in: Bayerisches Landesamt für Wasserwirtschaft: Dienstbesprechung Biologischökologische Gewässeruntersuchung Materialien Nr. 77: München. Studemann, D., Landolt, P., Sartori, M., Hefti, D., Tomka, I. (1992): Ephemeroptera. Schweizerische entomologische Gesellschaft, Insecta Helvetica, Fauna, 9, 171 S. Sundermann, A., Lohse, S. (2006): Bestimmungsschlüssel für die aquatischen Zweiflügler (Diptera) in Anlehnung an die Operationale Taxaliste. Methodenstandardisierung Makrozoobenthos. Forschungsinstitut Senckenberg. Internetveröffentlichung 20 S. Waringer, J. & Graf, W. (2011): Atlas der österreichischen Köcherfliegenlarven. Erik Mauch Verlag, Dinkelscherben. 468 S. Wozniczka, A., Gromisz, S., Wolnomiejski, N. (2011): Hypania invalida (Grube, 1960), a polychaete species new for the southern Baltic estuarine area: the Szcecin Lagoon and the River Odra mouth. Aquatic invasions, Volume 6, Issue 1: Zwick, P. (2004): A key to the West Palaearctic genera of stoneflies (Plecoptera) in the larval stage. Methodenstandardisierung Makrozoobenthos. Forschungsinstitut Senckenberg. Methodenstandardisierung Makrozoobenthos. Internetveröffentlichung 38 S. 46

47 8 Anhang 1: Fotodokumentation der biologischen Probestellen Abb. 6: Probestelle Elz1 (oberhalb Kläranlageneinleitung). Abb. 7: Probestelle Elz2 (unterhalb Kläranlageneinleitung). 47

48 9 Anhang 2: Messwerte physikalisch-chemischer Parameter (Sondenmessungen) Tabelle 37: Physikalisch-chemische Sondenmessungen in der Elz auf Höhe der Kläranlage Winden am LF = elektr. Leitfähigkeit, KA = Kläranlage. Messstelle Uhrzeit Temp LF ph O 2 Bemerkungen Name Beschreibung MESZ [ C] [µs] [] / % Sätt. Elz1 PS liegt auf Höhe der unteren Geländegrenze der KA, ca m oberhalb der KA- Einleitestelle 11:30 13,1 99 7,56 11,26 / 111,1 Elz2 PS ca m unterhalb Rampenfuß des Ausleitungswehres gelegt, da Fahne von KA-Einleitung bis in die Stauwurzel des Wehres streng linksseitig erhalten bleibt (innerhalb max. ca. 1/3 der Gewässerbreite mit rund µs/cm, ca. 100µS/cm bei 2/3 Breite) Abfluss: etwas unter MQ, ungetrübt. Wetter: wolkig bis heiter, trocken, ca C. 13:20 13, ,95 11,37 / 113,5 Keine "Algenfahne" erkennbar im Gewässerbett unterhalb der Einleitung Schüttung des kleinen linken Zuflusses aktuell ca. 1 L/s, ungetrübt Fahne KA-Einleitung (Transsekt-Messung LF): ca. 40 m oberhalb Wehr im Einstaubereich: µs/cm ca. 30 m unterhalb Rampe: nicht mehr feststellbar (101 µs/cm) 48

49 10 Anhang 3: Lage der Monitoring-Messstelle CEL704 der LUBW Abb. 8: Lage der Monitoring-Messstelle CEL704 der LUBW in der Elz. 49