Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer

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1 HSG-Leitfaden Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer HSG-Leitfaden der Arbeitsgruppe Integrierte Modellierung zur integrierten Bewirtschaftung und Modellierung in der Siedlungswasserwirtschaft 1. Auflage 2008

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3 Zitiervorlage für diesen Leitfaden: HSGSim (2008). Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer HSG-Leitfaden der Arbeitsgruppe Integrierte Modellierung. 1. Auflage Hrsg.: Hochschulgruppe Erfahrungsaustausch Dynamische Simulation in der Siedlungswasserwirtschaft (HSGSim). Arbeitsgruppe Integrierte Modellierung. URL: [aktuelles Datum einfügen] Eine Kurzfassung dieses Leitfadens in englischer Sprache findet sich im folgenden Konferenzbeitrag: Muschalla, D., Schütze, M., Schroeder, K., Bach, M., Blumensaat, F., Klepiszewski, K., Pabst, M., Pressl, A., Schindler, N., Wiese, J., Gruber, G. (2008). The HSG Guideline Document for Modelling of Integrated Urban Wastewater Systems. Proceedings 11th International Conference on Urban Drainage (ICUD). Edinburgh, UK Herausgeber: Hochschulgruppe Erfahrungsaustausch Dynamische Simulation in der Siedlungswasserwirtschaft (HSGSim), Arbeitsgruppe Integrierte Modellierung (INT) info@hsgsim.org URL: Alle Rechte, insbesondere die der Übersetzung in andere Sprachen, sind vorbehalten. Ohne Genehmigung des Herausgebers ist es nicht gestattet, den Leitfaden oder Teile davon zu veröffentlichen.

4 VORWORT Die Hochschulgruppe Erfahrungsaustausch Dynamische Simulation in der Siedlungswasserwirtschaft (HSGSim) ist eine Gruppe von Wissenschaftler/-innen aus hauptsächlich deutschsprachigen Ländern, die sich mit dem Thema der dynamischen Simulation in der Abwassertechnik und seinen Interaktionen mit anderen Teilsystemen des städtischen Entwässerungssystems beschäftigt. Die HSGSim hat ca. 50 Mitglieder hauptsächlich aus Deutschland, Österreich, der Schweiz, Luxemburg, Polen und den Niederlanden. Neben dem Erfahrungsaustausch steht das Erarbeiten von praktischen Hinweisen zur Anwendung der dynamischen Simulation in der Praxis im Vordergrund. Derzeit gibt es zwei Arbeitsgruppen: Dynamische Simulation von Belebtschlammanlagen Integrierte Modellierung Ziel der Arbeitsgruppe Integrierte Modellierung ist es, die Anwendung integrierter Modellansätze zur Modellierung urbaner Entwässerungssysteme in Forschung und Praxis zu fördern. Die behandelten Themenbereiche der Arbeitsgruppe sind: o Betrachtung der drei wesentlichen Teilsysteme: Urbanes Einzugsgebiet (inkl. der Kanalisation und den Sonderbauwerken), Kläranlage und Gewässer o Identifikation der maßgeblichen Prozesse und Variablen o Wahl der notwendigen Detaillierungsgrade der einzelnen Teilsysteme o Definition der Mechanismen zur Kopplung der einzelnen Modellansätze o Erarbeitung und Weiterentwicklung des Leitfadens zur integrierten Modellierung: - Anwendungsempfehlungen - Kosten/Nutzendiskussion durch Anwendung des Leitfadens - Workshops, Lehrmaterialien Kontakt: info@hsgsim.org URL: Hinweis: Im vorliegenden HSG-Leitfaden Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer wurde versucht, eine geschlechtsneutrale Sprache in Anlehnung an die Empfehlungen der Redaktion des Duden zu implementieren. Sollte dies nicht vollständig gelungen sein, bitten die Verfasser/-innen um Nachsicht. IV

5 VERFASSER/-INNEN Der vorliegende Leitfaden zur integrierten Bewirtschaftung und Modellierung in der Siedlungswasserwirtschaft wurde von der Arbeitsgruppe Integrierte Modellierung erarbeitet. Er bündelt die aktuelle Expertise zahlreicher Repräsentantinnen und Repräsentanten aus Wissenschaft und Anwendung. Folgende Personen wirkten während der Erstellung des Leitfadens in der genannten Arbeitsgruppe mit (in alphabetischer Reihenfolge): BACH, Michael DE TU Darmstadt BLUMENSAAT, Frank DE TU Dresden FACH, Stefan AT Uni Innsbruck GAMERITH, Valentin AT TU Graz GRUBER, Günter AT TU Graz HEUSCH, Steffen DE TU Darmstadt HOCHEDLINGER, Martin AT Linz AG Abwasser, Kanalplanung und -bau KLEPISZEWSKI, Kai LX Centre de Recherche Public Henri Tudor MIETZEL, Thorsten DE Uni Duisburg-Essen MUSCHALLA, Dirk DE TU Darmstadt PABST, Michael DE Uni Hannover PETERS, Christian DE TU Berlin PRESSL, Alexander AT BOKU Wien SCHINDLER, Nora DE TU Dresden SCHROEDER, Kai DE KompetenzZentrum Wasser Berlin SCHRÖTER, Kai DE TU Darmstadt SCHÜTZE, Manfred DE ifak Magdeburg SIMON, Jochen DE HACH Lange GmbH (ehemals TU Kaiserslautern) SOLVI, Anne-Marie LX Centre de Recherche Public Henri Tudor STAUFER, Philipp DE RWTH Aachen WIESE, Jürgen DE EnerCess GmbH (ehemals TU Kaiserslautern) WÖRSCHING, Sandra DE TU Darmstadt ZAWILSKI, Marek PL TU Lodz Die Verfasser/-innen danken auch der externen Begutachterin und den Begutachtern des Leitfadens (in alphabetischer Reihenfolge): ERBE, Volker Wupperverband FREHMANN, Torsten Emschergenossenschaft / Lippeverband SCHÖNFELD, Annika Ruhrverband V

6 Inhalt Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer INHALT VORWORT VERFASSER/-INNEN ABBILDUNGSVERZEICHNIS TABELLENVERZEICHNIS IV V VII VII 1 EINLEITUNG 1 2 STAND DER WISSENSCHAFT REGULARIEN GEWÄSSERRELEVANTE ZIELGRÖßEN ALLGEMEINES HYDRAULISCHE BELASTUNG SAUERSTOFF ABFILTRIERBARE STOFFE STICKSTOFF PHOSPHOR TEMPERATUR SCHWERMETALLE UND SONSTIGE SCHADSTOFFE PROZESSE UND MODELLANSÄTZE NIEDERSCHLAG UND ABFLUSSBILDUNG Grundlagen Abflussbildung und -konzentration Verschmutzung KANAL Grundlagen Hydraulik Stofftransport und -umwandlung im Kanal SPEICHER- UND BEHANDLUNGSBAUWERKE KLÄRANLAGE GEWÄSSER Grundlagen Hydraulik Wiederbelüftung Stickstoffumsetzung Photosynthese und Veratmung durch Phytoplankton SCHNITTSTELLEN / MODELLKOPPLUNG INTEGRIERTE MODELLSYSTEME 21 3 FLIEßSCHEMA INTEGRIERTE MODELLIERUNG ENTWICKLUNG SYSTEMANALYSE IDENTIFIKATION MAßGEBENDER PROZESSE UND KRITERIEN MODELLANSÄTZE UND DATEN MODELLANALYSE KALIBRIERUNG UND VALIDIERUNG SZENARIENANALYSE DOKUMENTATION 30 VI

7 Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Inhalt 4 FALLBEISPIELE ALLGEMEINES BEISPIEL #1 - PLETTENBERG / NORDRHEIN-WESTFALEN BEISPIEL #2 MESSEL / HESSEN BEISPIEL #3 - HILDESHEIM / NIEDERSACHSEN 43 5 LITERATUR 48 ANHANG A: WEITERFÜHRENDE LITERATUR 56 ANHANG B: DOKUMENTATION VON SIMULATIONSSTUDIEN 57 ABBILDUNGSVERZEICHNIS Abbildung 1 Das urbane Entwässerungssystem mit seinen Interaktionen. 3 Abbildung 2 Räumliches und zeitliches Wirkungsspektrum von Mischwassereinleitungen (Fischer, 1998). 8 Abbildung 3 Darstellung der Prozesse im Gewässer. 19 Abbildung 4 Schematische Darstellung des grundsätzlichen Ablaufs von Studien, die mittels integrierter Simulation durchgeführt werden. 24 Abbildung 5 Beispiel #1: Untersuchungsgebiet mit Messstellen. 32 Abbildung 6 Beispiel #1: Modellstruktur und implementierte Modellansätze. 33 Abbildung 7 Beispiel #1: Abfluss- und Sauerstoffganglinie im Fließgewässer unterhalb der Einleitungsstelle. Der offensichtliche Zeitversatz der Sauerstoffganglinien resultiert aus der Annahme einer ganzjährig konstanten Sonnenscheindauer von 6 bis 18 Uhr. 35 Abbildung 8 Beispiel #1: Vergleich der Mess- und Simulationsdaten für Ammonium (oben) und Sauerstoff (unten) im Fließgewässer. 35 Abbildung 9 Beispiel #1: Kosten vs. Wirkung für Einzelmaßnahmen. 37 Abbildung 10 Beispiel #2: Kläranlage Messel, System- und Messstellenübersicht. 38 Abbildung 11 Beispiel #3: Schematischer Überblick über das Untersuchungsgebiet und die Messstationen (Seggelke, 2002). 45 Abbildung 12 Beispiel #3: Mess- und Simulationsergebnisse im Vergleich: Q Zulauf Kläranlage (oben) und CSB Klärüberlauf RÜB (unten) (Seggelke und Rosenwinkel, 2002). 46 TABELLENVERZEICHNIS Tabelle 1 Modellansätze für den Oberflächenabfluss. 12 Tabelle 2 Modellansätze für den Kanal. 14 Tabelle 3 Modellansätze für Speicher- und Behandlungsbauwerke. 15 Tabelle 4 Modellansätze für Kläranlagen. 17 Tabelle 5 Modellansätze für Gewässer. 18 VII

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9 Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Einleitung 1 Einleitung Seit einigen Jahren gewinnt die integrierte Betrachtung von städtischen Entwässerungssystemen zunehmend an Bedeutung, vor allem hinsichtlich der Berücksichtigung des Einflusses urbaner Abwasserentlastungen auf die Wasserqualität im Gewässer. Die integrierte Betrachtung ermöglicht eine gemeinsame Analyse und Bewirtschaftung des Gesamtsystems. Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer, das in den meisten Fällen ein Fließgewässer ist, werden hierbei als die Hauptelemente des städtischen Entwässerungssystems betrachtet. Das siedlungswasserwirtschaftliche Gesamtsystem besteht aus einer Vielzahl von Teilsystemen, die sich wechselseitig beeinflussen. Neben dem Grundwasser (Infiltration, Exfiltration) haben auch die Niederschlag-Abfluss-Vorgänge im gesamten Flusseinzugsgebiet, aber auch die Klärschlammverwertung, Überschwemmungen sowie das Trinkwassersystem Einfluss auf die Wechselwirkungen der genannten Hauptkomponenten des städtischen Entwässerungssystems. Der vorliegende Leitfaden beschränkt sich allerdings auf die Analyse und die Modellierung der genannten drei Hauptkomponenten. Eine methodische Erweiterung und Anwendung dieses Leitfadens auch auf das erweiterte System ist jedoch möglich. Eine gesamthafte Betrachtung des urbanen Entwässerungssystems wurde zwar schon seit geraumer Zeit eingemahnt (Beck, 1976; Lijklema, 1993), fand in die Modellierungspraxis jedoch erst sehr spät Einzug. Rahmenvorgaben aus jüngerer Zeit (siehe Kapitel 2.1), fordern zunehmend eine Einbeziehung gesamthafter Kriterien in der Siedlungswasserwirtschaft. Auch in der Entwicklung und Anwendung mathematischer Modelle gab es in der Zwischenzeit umfangreiche Weiterentwicklungen. Seit längerem schon sind zwar Simulationsmodelle für die einzelnen Teilsysteme verfügbar, allerdings waren noch vor wenigen Jahren so genannte integrierte Modelle kaum vorhanden oder in ihrer Anwendung extrem schwerfällig. Heute stehen moderne Simulatoren zur Verfügung, die es erlauben, das gesamte urbane Entwässerungssystem als eine Einheit zu simulieren und bieten somit Planern und Entscheidungsträgern eine nützliche und wirksame Unterstützung bei der Umsetzung regulativer Vorgaben. Modellbildung und Simulation haben mittlerweile einen festen Platz in der Siedlungswasserwirtschaft, da die Modelle es erlauben, die real ablaufenden Prozesse nachzubilden und Veränderungen von Einflussgrößen zu analysieren, ohne in das System selbst eingreifen zu müssen. Allerdings beschränkt sich die Erstellung und Anwendung von Simulationsmodellen in der Regel nur auf Teilsysteme des städtischen Entwässerungssystems wie beispielsweise die: o Abflussmodellierung und Schmutzfrachtmodellierung in Kanalnetzen o statische Simulation zum Kläranlagenentwurf o dynamische Simulation zur Analyse von Verfahrensvarianten auf Kläranlagen o hydrologische Simulation des Abflusses im Gewässer o Anwendung von Simulationssystemen zur Planung und Umsetzung von Steuerungssystemen Die Modellierung des gesamten städtischen Entwässerungssystems als eine Einheit, die es erlaubt, Interaktionen zwischen den Teilsystemen abzubilden und zu analysieren, hat in den letzten Jahren zwar großes Forschungsinteresse geweckt, sich aber in der Praxis 1

10 Einleitung Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer noch nicht etabliert. Hier möchte der vorliegende Leitfaden eine Hilfestellung zur Planung, Durchführung und Bewertung von integrierten Simulationsstudien geben. Es ist festzustellen, dass ein Haupthindernis bei der Anwendung integrierter Simulationsmodelle in Ausbildung, Verwaltung und Management in der heute noch überwiegend vorherrschenden Trennung der Bereiche Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer begründet ist. Durch weitergehende Fortschritte in der Modellierung - mit deren Hilfe der Nutzen eines integrierten Ansatzes für Planung und Betrieb des städtischen Entwässerungssystems demonstriert werden kann - ist in Zukunft mit einer verstärkt integrativen Herangehens- und Betrachtungsweise zu rechnen. Parallel zu der Entwicklung hin zur integrierten Modellierung wurden in den vergangenen Jahren verschiedene Leitlinien zur Unterstützung der Arbeit mit Modellen und der Durchführung von Simulationsstudien formuliert. Diese Leitlinien fokussieren in der Regel auf einzelne Teilbereiche des Abwassersystems, wie die Abwasserreinigung (Hulsbeek et al., 2002; Vanrolleghem et al., 2003; WERF, 2003; Langergraber et al., 2004) oder die Abwassersammlung (ATV, 1992b; US-EPA, 1999; WaPUG, 2002; ATV-DVWK, 2004). Bezüglich der integrierten Simulation des urbanen Abwassersystems haben Rauch et al. (1998) sowie Schütze (1998) und basierend hierauf Erbe (2004) Anforderungen an eine ideale Modellplattform formuliert. Wie in Abbildung 1 dargestellt, spielen bei Planung und Betrieb von städtischen Entwässerungssystemen solche Fragestellungen zunehmend eine Rolle, bei denen mindestens zwei der Komponenten des Systems (z. B. Kanalnetz, Kläranlage, Gewässer) gleichzeitig in die Überlegungen einbezogen werden müssen. Hierzu gehören beispielsweise Fragestellungen, wie sich Bauvorhaben im Kanalnetz (Errichtung von Speicherbauwerken, Retentionsmaßnahmen oder aktive Steuerungseingriffe) auf das Verhalten und die Ablaufqualität der Kläranlage auswirken, oder wie die Auswirkungen von Maßnahmen im Einzugsgebiet auf die Hydraulik und Wasserqualität im Gewässer zu beurteilen sind. In vielen Fällen leisten hier Simulationsmodelle gute Dienste, da sie es erlauben, verschiedene Varianten und Szenarien mit Hilfe des Computers zu erarbeiten, bevor Maßnahmen im realen System vorgenommen werden. In der Siedlungswasserwirtschaft wird dann von integrierter Modellierung gesprochen, wenn zwei oder mehr Teilsysteme des städtischen Entwässerungssystems gemeinsam modelliert werden. Dies gilt insbesondere, wenn das Gewässer mit einbezogen wird. Für zahlreiche Fallstudien (siehe dazu die Beispiele in Kapitel 4) wurden komplexe Einzelmodelle in einen übergeordneten Programmrahmen integriert. Vielen dieser Entwicklungen der letzten Jahre ist gemeinsam, dass sie nach wie vor recht schwerfällig sind und in ihrem Aufbau von den Detailmodellen der Einzelkomponenten ausgehen. Seither sind in der integrierten Modellierung erhebliche Fortschritte festzustellen. Dies betrifft jedoch weniger die Modellgrundlagen, sondern vielmehr ihre komfortable und benutzerfreundliche Kopplung in einem einheitlichen Rahmen unter zielorientierter Verwendung einfacherer Modellansätze. 2

11 Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Einleitung Wassergewinnung Niederschlag Verdunstung Quelle / Reservoir Siedlung Industrie / Gewerbe Landwirtschaft / Deponie / Verbrennung Regenwasser Oberflächen(Grund)- wasser / Aufbereitung Speicherbauwerke Kläranlage Schlammbehandlung Mischwasserüberläufe Versickerung Gewässer Ableitung Abbildung 1 Das urbane Entwässerungssystem mit seinen Interaktionen. Die Anwendung integrierter Simulationsmodelle wird oft durch die mangelnde Datenlage erschwert. Nur selten stehen Datensätze zur Verfügung, die eine umfassende Kalibrierung und Validierung eines integrierten Simulationsmodells erlauben. Allerdings unterscheidet sich die Zielsetzung einer integrierten Simulation häufig von der einer detaillierten Simulation einer Einzelkomponente des urbanen Entwässerungssystems: Während es in der Detailsimulation in der Regel darum geht, Einzelprozesse realitätsnah abzubilden, zielt eine integrierte Modellierung in der Regel auf den qualitativen Vergleich verschiedener Varianten und Szenarien. Hier sind verschiedene Lösungen zu bewerten, wobei die absoluten Maßzahlen der Simulationsergebnisse jedoch nur eine untergeordnete Rolle spielen. Einen Rahmen mit Hinweisen zur Durchführung von integrierten Simulationsprojekten, der in diesem Leitfaden auch aufgegriffen wird, haben Schütze und Alex (2004) formuliert. Ein umfassender Leitfaden zur Durchführung von integrierten Simulationsstudien ist bis heute jedoch nicht vorhanden. Diese Lücke soll mit dem vorliegenden HSG-Leitfaden geschlossen werden. Die Verfasser/-innen erhoffen sich, dass dieser Leitfaden zu einer verstärkten und sachgerechten Verbreitung und Anwendung der Grundkonzepte der integrierten Modellierung führt. 3

12 Stand der Wissenschaft Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer 2 Stand der Wissenschaft 2.1 Regularien Der Schutz natürlicher Gewässer vor Einleitungen aus Siedlungsgebieten erfolgt traditionell durch eine Begrenzung der Abflussvolumina und Stofffrachten auf ein Maß, welches für das Gewässer als unschädlich erachtet wird (Emissionsprinzip). Aufgrund des trotz der Emissionsbegrenzung fortbestehenden Gefährdungspotenzials der Gewässer und ausgehend von neuen wissenschaftlichen Erkenntnissen werden die bisherigen Regularien zunehmend durch immissionsorientierte Betrachtungsweisen ergänzt oder ersetzt. Der nachfolgende Abschnitt gibt einen chronologischen Überblick der emissionsund immissionsorientierten Regularien aus dem europäischen Raum, deren Vorgaben die integrierte Modellierung berühren. Die erste Fassung des ATV-Arbeitsblatts A 128 Richtlinien für die Bemessung und Gestaltung von Regenentlastungsanlagen in Mischwasserkanälen (ATV, 1992a) wurde 1977 veröffentlicht und 1992 durch eine stark überarbeitete Version ersetzt. Das Arbeitsblatt beschreibt Grundsätze und Methoden zur Bemessung, Anordnung und Gestaltung von Entlastungsbauwerken (Bauwerke mit Überlauf in ein Gewässer, wie beispielsweise Regenüberläufe, Regenüberlaufbecken und Stauraumkanäle) im Mischsystem. Für die Bemessung ist zunächst das erforderliche Speichervolumen für das Gesamteinzugsgebiet einer Kläranlage zu bestimmen. Die Volumenbestimmung einzelner Bauwerke erfolgt anschließend entweder auf Basis des vereinfachten Aufteilungsverfahrens mittels Diagrammen oder mit dem Nachweisverfahren mittels Schmutzfrachtberechnungen. Das ATV-DVWK-Merkblatt M 177 Bemessung und Gestaltung von Regenentlastungsanlagen in Mischwasserkanälen - Erläuterungen und Beispiele (ATV-DVWK, 2001) enthält allgemeine Empfehlungen zur Anwendung des ATV-Arbeitsblattes A 128 (1992a). Es gestattet eine flexiblere Handhabung dieses Arbeitsblattes und erweitert damit die Freiheitsgrade bei der Planung. Das Urban Pollution Management Manual (FWR, 1998) wurde in Großbritannien entwickelt. Es enthält Empfehlungen zur Durchführung der Analyse bestehender städtischer Entwässerungssysteme und der anschließenden Maßnahmenplanung unter sequenzieller Kopplung der in Großbritannien verbreiteten Simulationsmodelle für Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer. Zudem enthält es Kriterien zur Beurteilung akuter Belastungen von Gewässerökosystemen hinsichtlich des gelösten Sauerstoffs und des Ammonium/Ammoniak-Gleichgewichts. Diese Kriterien kombinieren zum Schutz unterschiedlicher Fischzönosen Konzentrations- oder Dauergrenzwerte mit vertretbaren Wiederkehrhäufigkeiten. Mit der Einführung der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie EG-WRRL (EU, 2000) im Jahre 2000 wurden die bestehenden gesetzlichen Rahmenbedingungen zum Schutz und Nutzen der Oberflächengewässer und Grundwasservorkommen verändert und ergänzt. Im Mittelpunkt der EG-WRRL steht die Erreichung oder Erhaltung des guten ökologischen Zustands oder des guten ökologischen Potentials der Wasserkörper durch die kombinierte Anwendung von Emissions- und Immissionsregelungen und eine ganzheitliche Betrachtung in qualitativer und quantitativer Hinsicht auf Einzugsgebietsebene. Der gute ökologische Zustand definiert die Eignung eines Gewässerkörpers als Lebensraum für aquatische Lebensgemeinschaften und geht damit über die traditionelle Betrachtung der chemischen Wasserqualität hinaus. Nach Abschluss der Bestandsaufnahme sind bis zum 4

13 Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Stand der Wissenschaft Jahr 2009 unter Berücksichtigung ökologischer und ökonomischer Kriterien Maßnahmenprogramme und Bewirtschaftungspläne zu entwickeln. Diese sind ab 2012 umzusetzen, so dass der gute ökologische Zustand oder das gute ökologische Potential der Gewässer bis 2015 erreicht wird. Von diesem Ziel darf nur in Ausnahmefällen abgewichen werden. Das DWA Merkblatt 153 Handlungsempfehlungen zum Umgang mit Regenwasser (DWA, 2007) unterstützt mittels eines vereinfachten Bewertungsverfahrens die Auswahl geeigneter Behandlungsverfahren für Regenwasser in modifizierten Entwässerungssystemen und Trennsystemen. Dazu unterscheidet das Merkblatt zwischen gering, mittel und stark verschmutzten Flächen. Die Abflussbelastung wird in Abhängigkeit von Einflüssen aus der Luft und der Verschmutzung der abflusswirksamen Fläche ermittelt. Die Emission wird als Emissionswert ausgedrückt und ergibt sich aus dem Produkt von Abflussbelastung und dem Durchgangswert der Behandlungsanlage, der die Wirksamkeit zum Stoffrückhaltevermögen bewertet. Das Schutzbedürfnis des oberirdischen Gewässers und des Grundwassers wird in Abhängigkeit des Gewässertyps über eine Gewässerpunktezahl beschrieben. Zur Sicherstellung eines ausreichenden Gewässerschutzes ist die Behandlungsmaßnahme so zu wählen, dass der Emissionswert kleiner als die Gewässerpunktezahl ist. Sollte eine detaillierte Untersuchung zur Beurteilung des Gewässerzustandes notwendig sein, wird auf das ATV-DVWK Merkblatt M 165 Anforderungen an Niederschlag-Abfluss-Berechnungen in der Siedlungsentwässerung (ATV- DVWK, 2004) verwiesen. Das BWK-Merkblatt 3 Ableitung von immissionsorientierten Anforderungen an Misch- und Niederschlagswassereinleitungen unter Berücksichtigung örtlicher Verhältnisse (BWK, 2004) dient der Beurteilung der Gewässerbelastung durch Niederschlagswassereinleitungen in oberirdische Fließgewässer in Nordrhein-Westfalen. Ein Begleitband mit Anwendungsbeispielen ist ebenfalls erhältlich (BWK, 2003). Die Emissionskriterien für Entlastungsbauwerke der Siedlungsentwässerung werden im Leitfaden durch Immissionsnachweise zur Beurteilung der ökologisch kritischen Gewässerbelastungen durch hydraulische und stoffliche Einleitungen ergänzt. Die Immissionsbetrachtung erfolgt linienbezogen für größere Teileinzugsgebiete des Gewässerkörpers und berücksichtigt vorrangig akute Gewässerbelastungen, da davon ausgegangen wird, dass sich die bestehenden Anforderungen an die Regenwasserbehandlung bezüglich der akkumulierenden Belastungen bewährt haben. Kern des Merkblattes ist ein vereinfachtes Nachweisverfahren. Hierbei wird der zulässige Einleitungsabfluss auf die potenziell naturnahe jährliche Hochwasserabflussspende bezogen und auf ein definiertes Verhältnis beschränkt. Neben dieser Beschränkung des Einleitungsabflusses darf im Gewässer die Sauerstoffkonzentration 5 mg/l nicht unterschreiten und die Ammoniakkonzentration 0,1 mg/l nicht überschreiten. Sind die Anwendungsgrenzen des vereinfachten Nachweisverfahrens nicht erfüllt, kann ein detailliertes Nachweisverfahren zum Einsatz kommen. Zur Erläuterung des detaillierten Nachweisverfahrens ist seit Februar 2007 der Entwurf des BWK-Merkblattes M7 zur Detaillierten Nachweisführung immissionsorientierter Anforderungen an Misch- und Niederschlagswassereinleitungen gemäß BWK-Merkblatt 3 (BWK, 2007) als Gelbdruck erschienen. Eine wesentliche inhaltliche Erweiterung ist die Beurteilung der resultierenden Welle im Gewässer anstatt der Entlastungswellen für den hydraulischen Nachweis und der Übergang von statischen Basisgrenzwerten zu Häufigkeits-Dauer-Grenzwerten für die stofflichen Nachweise. Basierend auf dem BWK-Merkblatt 3 wurde in Hessen im Jahre 2004 der Leitfaden für das Erkennen ökologisch kritischer Gewässerbelastungen durch Abwassereinleitungen in Hessen (HMULV, 2004a) eingeführt. Ein Begleitband mit Anwendungsbeispielen ist hier ebenfalls erhältlich (HMULV, 2004b). Ergänzend zum BWK-Merkblatt 3 werden im hessischen Leitfaden auch Nachweise bezüglich der chronischen Gewässerbelastungen 5

14 Stand der Wissenschaft Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer durch Einleitungen von Kläranlagen gefordert. Diese Nachweise müssen zukünftig zur Erteilung oder Verlängerung einer Einleitungserlaubnis in Hessen erfüllt werden. Werden verschiedene Vorkriterien hinsichtlich der hydraulischen und stofflichen Belastung eingehalten, kann der rechnerische Nachweis entfallen. Der detaillierte Nachweis der BWK-Merkblätter M3 und M7 ist nicht vorgesehen. Das ATV-DVWK-Arbeitsblatt A 198 Vereinheitlichung und Herleitung von Bemessungswerten für Abwasseranlagen (ATV-DVWK, 2003) befasst sich mit den Definitionen bzw. der Erhebung, Auswertung und Prüfung von Daten mit dem Ziel einer aufeinander abgestimmten Bemessung von Kläranlage und Entwässerungssystem. Möglichkeiten und Freiräume zur Verwirklichung integrierter Planungs- und Betriebsführungsprozesse werden durch die Ablösung des bisherigen Bemessungsansatzes mit weitgehend starrem Drosselabfluss zur Kläranlage (2*Q S,x +Q F ) zu Gunsten eines flexibleren Bandbreitenansatzes geschaffen. Mit dem DWA-Arbeitsblatt A 100 Leitlinien der integralen Siedlungsentwässerung (DWA, 2006) sollen die Ausrichtung und Weiterentwicklung der integralen Siedlungsentwässerung im Sinne der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie und eine verbesserte Koordination ihrer Teilbereiche sichergestellt werden. Das Arbeitsblatt soll eine Art Dachfunktion für Vorgaben und Regelungen im Bereich von Entwässerungssystemen übernehmen und zugleich Freiräume für eine flexible Auswahl von Lösungsansätzen, Maßnahmen und baulichen Anlagen schaffen. Als übergeordnete Zielsetzung sollen durch die Siedlungsentwässerung verursachte Gewässerbeeinträchtigungen reduziert werden. Das Arbeitsblatt gibt Hinweise zum Planungsprozess mit einer Abwägung der Schutzgüter und Schutzziele zur Wahl und Bewertung notwendiger Maßnahmen, deren Umsetzung in Bau und Betrieb sowie zur Erfolgskontrolle. Das ÖWAV Regelblatt 19 Richtlinien für die Bemessung von Mischwasserentlastungen (ÖWAV, 2007) definiert den Stand der Technik für die Bemessung von Mischwasserentlastungsanlagen in Österreich. Demnach wird der Stand der Technik zukünftig nicht mehr in Form von konstruktiven Vorgaben definiert, sondern durch die Zielvorgabe, dass im Jahresmittel ein bestimmter Anteil der Inhaltstoffe des Mischwassers zur biologischen Stufe der Abwasserreinigungsanlage geleitet werden muss ( Mindestwirkungsgrad der Weiterleitung ). Bei der Festlegung des Mindestwirkungsgrads werden die unterschiedliche Charakteristik des Niederschlagverhaltens, die Einwohnerdichte und eventuell angeschlossene Trennsysteme berücksichtigt. Für den Nachweis wird die Anwendung einer hydrologischen Langzeit-Simulation empfohlen. Die Simulation muss für das gesamte Einzugsgebiet der Kläranlage und über mindestens 10 Jahre durchgeführt werden. Darüber hinaus finden sich im Regelblatt konkrete Kriterien und mögliche Maßnahmen für den Immissionsfall. Für die hydraulische Belastung, die akute Ammoniaktoxizität sowie den Sauerstoff- und Feststoffgehalt werden zur Abgrenzung kritischer Lastfälle Richtwerte angegeben, ab welchen eine detaillierte Immissionsbetrachtung empfohlen wird. Ziel der Schweizer VSA Richtlinie Regenwasserentsorgung (VSA, 2002) ist es, einen gesamtschweizerischen Stand der Technik oder zumindest eine gute Praxis für die Entsorgung von Regenwasser aus Siedlungsgebieten festzuschreiben. Die Richtlinie definiert die Prioritäten und die Prüfungskriterien der Entsorgungsart. Dabei wird die Art der Regenwasserentsorgung nach den Prioritäten Versickerung, Einleitung in ein oberirdisches Gewässer und Ableitung in die Mischkanalisation gereiht. Die VSA Richtlinie Abwassereinleitungen in Gewässer bei Regenwetter STORM (VSA, 2007) regelt die konzeptuelle Planung von Maßnahmen im Zusammenhang mit Abwassereinleitungen in Gewässer bei Regenwetter. Sie berücksichtigt die Einleitungen 6

15 Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Stand der Wissenschaft sowohl aus dem Misch- als auch aus dem Trennsystem. Die Richtlinie berücksichtigt die gegenwärtigen Kenntnisse der Gewässerbeeinträchtigung bei Regenwetter und unterstützt die Immissionsstrategie des gegenwärtigen Schweizer Gewässerschutzgesetzes. Im Vordergrund der Immissionsstrategie stehen die Abwassereinleitungen in die Fließgewässer. Zu diesem Zweck wurden Richtwerte definiert, welche die kurzfristige Gewässerbelastung, ausgedrückt durch die Intensität, Dauer und die Häufigkeiten der Belastung, berücksichtigen. Neben der vermehrten Berücksichtigung der Gewässerschutzaspekte werden für den Planungsprozess die numerische Bewertung von Unsicherheiten und die Anwendung von stochastisch-probabilistischen Simulationsmodellen vorgesehen (Krejci, 2007). Fazit Der Überblick der emissions- und immissionsorientierten Regularien in Deutschland zeigt, dass sowohl auf staatlicher Ebene als auch auf der Ebene einzelner Bundesländer eine sehr uneinheitliche Umsetzung von Anforderungen an den Gewässerschutz erfolgt. Die Europäische Wasserrahmenrichtlinie (EU, 2000) ist inzwischen in die nationalen Gesetzgebungen eingeflossen, so dass eine einheitliche immissionsorientierte Betrachtungsweise zur Erreichung bzw. dem Erhalt des guten ökologischen und chemischen Zustands eines Gewässers notwendig wird. Es existiert eine Reihe von Regularien, die sich mit den Anforderungen an die Einleitung von Abflüssen aus Siedlungsgebieten befassen, die traditionell emissionsorientiert bewertet wurden. Die Anforderungen an Gewässerschutzmaßnahmen müssen jedoch sowohl den Anforderungen der städtischen Entwässerung (Emissionsprinzip) als auch den Anforderungen der EG-WRRL (Immissionsprinzip) genügen. Es ist offensichtlich, dass die Bewertung von Auswirkungen der städtischen Entwässerung, die Definition von Anforderungen sowie die Wahl und Umsetzung geeigneter Maßnahmen nach dem Emissions- und Immissionsprinzip nicht widersprüchlich sein dürfen. Eine effiziente Vorgehensweise zur Sicherung der widerspruchsfreien Maßnahmenplanung ist die Integration des wasserrechtlichen Vollzugs in die Flussgebietsbewirtschaftung nach EG-WRRL. Bedeutsame Hinweise dazu finden sich im Arbeitsblatt DWA-A 100 (DWA, 2007), welches eine Symbiose der zunächst parallel verfolgten Planungs- und Genehmigungsansätze bereitstellt. Durch die Integration der Aktivitäten können entscheidende Synergieeffekte erreicht werden. 2.2 Gewässerrelevante Zielgrößen Allgemeines Die Simulation ist grundsätzlich ein geeignetes Instrument, unterschiedliche Szenarien miteinander zu vergleichen, um die finanziellen Aufwendungen, den technischen Aufwand oder Einzelprozesse zu optimieren. Neben diesen globalen Zielgrößen werden gewässerrelevante Zielgrößen herangezogen, um die Auswirkungen von Einleitungen auf die Gewässergüte abzuschätzen. Aus kontinuierlich eingeleiteten Frachten von Kläranlagen und von ereignisabhängigen Einträgen aus Mischwassereinleitungen können sich nach Abbildung 2 vielfältige Gefährdungen für die Gewässerbiozönose und -struktur ergeben. Nach Borchardt (1992) und Fischer (1998) kann eine akute Gefährdung (d.h. über einen Zeitraum von bis zu wenigen Stunden) eines Gewässer durch Mischwassereinleitungen aus einer hydrauli- 7

16 Stand der Wissenschaft Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer schen und/oder chemischen Belastung resultieren. Verzögerte Wirkungen (im Bereich von Stunden bis Tagen) können sich aus einer chemischen Belastung ergeben, wobei hierbei insbesondere Sauerstoffdefizite aufgrund sauerstoffzehrender Inhaltsstoffe (v.a. CSB, BSB 5, Organik, Ammonium) zu nennen sind. Bakterien und Viren können eine hygienische Belastung des Gewässers bzw. eine akute bis verzögerte Wirkung hervorrufen. Mögliche Langzeitwirkungen über Wochen, Monate oder sogar Jahre können aus einer Eutrophierung des Gewässers sowie der Anreicherung von Schadstoffen (z. B. Schwermetalle) in Organismen und im Sediment resultieren. Bei der Abschätzung einer möglichen akuten und/oder verzögerten Wirkung von Schmutzfrachteinleitungen müssen daher eher Einzelereignisbetrachtungen durchgeführt werden, wohingegen bei der Ermittlung einer möglichen Langzeitwirkung Betrachtungen über längere Zeiträume notwendig sind. Für beide Fragestellungen ist die integrierte Modellierung ein sehr hilfreiches Mittel. Um schon im Vorfeld die Modellkomplexität zu verringern, kann bei geeigneter Fragestellung einem emissionsorientierten Ansatz, der die Prozesse Kanalnetz-Kläranlage abbildet, der Vorzug vor der immissionsorientierten Modellierung gegeben werden, bei der zusätzlich die wesentlichen Stoffumwandlungsprozesse im aufnehmenden Gewässer berücksichtigt werden. Abbildung 2 Räumliches und zeitliches Wirkungsspektrum von Mischwassereinleitungen (Fischer, 1998). In den nachfolgenden Kapiteln werden ökologisch relevante Zielgrößen im Hinblick auf ihre Wirkung im Gewässer vorgestellt. 8

17 Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Stand der Wissenschaft Hydraulische Belastung Die stoßartige Einleitung von Niederschlags- oder Mischwasser aus der Kanalisation verändert besonders in kleinen Fließgewässern innerhalb sehr kurzer Zeit die Strömungsbedingungen. Die hohe hydraulische Belastung kann zu einer Verdriftung von Organismen aus ihren Lebensräumen und damit zum lokalen Verlust von Individuen einer Lebensgemeinschaft führen. In seltenen Fällen kann es auch zu großflächigen Bewegungen der Gewässersohle mit einer umfassenden Verfrachtung von Organismen (Katastrophendrift) wie bei extremen Hochwässern kommen (ATV, 1997b). Ob eine Entlastung in ein Gewässer eine relevante hydraulische Belastung darstellt, hängt sowohl von der Gewässermorphologie als auch vom Entlastungsabfluss ab. Wie viele solcher Ereignisse letztendlich von der Gewässerbiozönose verkraftet werden können, hängt ganz maßgeblich von der Verfügbarkeit von Refugialräumen und vom Wiederbesiedlungspotenzial des Gewässersystems ab. Geschiebebetrieb tritt auf, wenn die Schleppspannung die kritische Schubspannung übersteigt. Die Schleppspannung kann in Abhängigkeit von der Fließgeschwindigkeit an der Gewässersohle berechnet werden. Hierfür ist eine hydraulische Berechnung notwendig. Für die Berechnung der kritischen Sohlschubspannung sind die Eigenschaften der Gewässersohle zu berücksichtigen (Korngrößenverteilung, Kolmationseffekte, etc.). Alternativ kann die hydraulische Belastung über den Vergleich mit dem potentiell naturnahen jährlichen Hochwasserabfluss HQ 1,pnat abgeschätzt werden (BWK, 1999) Sauerstoff Die Sauerstoffkonzentration ist für die Beurteilung der Wasserqualität eine der wichtigsten Kenngrößen. Bei Modellen zur emissionsorientierten Betrachtung wird im Gegensatz zur immissionsorientierten Betrachtung die Sauerstoffkonzentration nicht durch die Abbildung der Umsetzungsprozesse im Gewässer abgeschätzt. Vielmehr wird über die zeitliche Verteilung des Eintrags von sauerstoffzehrenden Inhaltsstoffen auf ein mögliches Defizit im aufnehmenden Gewässer geschlossen. Da der gelöste Sauerstoff von vielen Teilprozessen und Parametern der Wasserqualität beeinflusst ist, handelt es sich um einen wichtigen Indikator für die Güte der Wasserqualität eines Gewässers. Aufgrund der vielfältigen Abhängigkeiten und Einflüsse auf andere Prozesse, steigt die Komplexität der Sauerstoffmodellierung mit den zu berücksichtigenden Prozessen von N-Kreislauf, P-Kreislauf oder der Eutrophierung stark an. Die mögliche Sättigungskonzentration ist zusätzlich stark abhängig von der Wassertemperatur. Geringe Sauerstoffkonzentrationen haben einen direkten Einfluss auf die Fischpopulation und beeinflussen die Ökologie des Gewässers im erheblichen Maße. Aufgrund einer höheren Wiederbelüftungsrate wirken sich sauerstoffzehrende Prozesse z. B. in Bächen des Mittelgebirges erheblich geringer aus als in denen des Tieflandes Abfiltrierbare Stoffe Abfiltrierbare Stoffe verursachen eine Trübung im Gewässer, die eine verringerte Lichteinstrahlung zur Folge hat. Dies wiederum hat Auswirkungen auf die Sauerstoffproduktion durch Photosynthese. Absetzbare Stoffe sedimentieren im Gewässer und können zur Verschlammung der Sedimente und somit zur Verstopfung von Refugialräumen führen. Je nach Zusammensetzung der sedimentierten Stoffe resultiert daraus eine Sauerstoffzehrung. Adsorptiv gebundene Schadstoffe können sich auf diese Weise auf der Gewässersohle akkumulieren. 9

18 Stand der Wissenschaft Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Stickstoff Gewässerrelevante Einflüsse von Stickstoff(-komponenten) sind die Eutrophierung durch erhöhten Gesamtstickstoffeintrag, ein erhöhter Sauerstoffbedarf bei der mikrobiellen Ammonifikation, die Fischtoxizität durch Umsetzung des Ammoniums (NH 4 + ) zu Ammoniak (NH 3 ) in Abhängigkeit des ph-wertes, sowie die gesundheitsgefährdende Wirkung von Nitrat (NO 3 - ) und Nitrit (NO 2 - ). Der Anteil von Nitrit und Ammoniak im Gewässer wird dabei hauptsächlich durch den ph-wert, die Temperatur und den Sauerstoffgehalt beeinflusst. Ein deutliches Übergewicht des Stickstoffes beim Verhältnis N:P fördert das Pflanzen- und Algenwachstum (Schwoerbel, 1999), wobei der Stickstoff in den Gewässern meist nicht den limitierenden Faktor darstellt. Der Eintrag von Stickstoff erfolgt weitestgehend über diffuse Quellen (v.a. in intensiv landwirtschaftlich genutzten Gebieten) durch Dünger oder Pflanzenmaterial. Betrachtet man die Gesamtfracht, spielt der Eintrag über Punktquellen eine vergleichsweise untergeordnete Rolle. Bei der Problematik der Ammoniaktoxizität können Punktquellen allerdings lokal eine maßgebliche Rolle spielen. Organischer Stickstoff: Der organische Stickstoff (N org ) ist überwiegend an Feststoffe gebunden. Im Kanalnetz und damit auch im Zulauf der Kläranlage treten meist hohe N org -Konzentrationen auf. Durch Hydrolyse werden die N org -Verbindungen bei längerer Fließzeit schon im Kanalnetz teilweise zu NH 4 -N umgewandelt. Prinzipiell muss davon ausgegangen werden, dass neben gelöstem Ammonium auch organisch gebundener Stickstoff durch Mischwasserentlastungen in Fließgewässer eingetragen und dort dann zu ökologisch wirksamem Ammonium abgebaut wird. Ammonium und Ammoniak: Ammonium (NH 4 + ) entsteht beim Abbau organischer Stickstoffverbindungen (mikrobielle Ammonifikation). Unter naturnahen Bedingungen ist der Ammoniumgehalt in Fließgewässern sehr gering mit Werten im Bereich von 0,01 bis 0,05 mg NH 4 -N/l. Liegen höhere Konzentrationen im Wasser vor, weist dies zumeist auf eine anthropogene Belastung des Gewässers hin. Fische sind sehr empfindlich gegenüber dem Dissoziationspartner Ammoniak (NH 3 ), so dass eine Abwassereinleitung, bei der es zu hohen Ammoniumkonzentrationen im Gewässer kommt, zu einem Fischsterben führen kann. Der ph-wert hat dabei aufgrund seines Einflusses auf das Dissoziationsgleichgewicht eine besondere Bedeutung. Während bei ph-werten unter 7 praktisch kein Ammoniak auftritt, liegt das Verhältnis von Ammonium und Ammoniak bei einem ph-wert von knapp über 9 bei etwa 1:1. Dauerhafte Ammoniakkonzentrationen ab 0,02 mg NH 3 -N/l und temporäre ab 0,2 mg NH 3 -N/l können bereits eine Gefährdung für Fische darstellen (BWK, 2004). Nitrit: Nitrit (NO 2 - ) entsteht als Zwischenprodukt der mikrobiellen Nitrifikation von Ammonium zu Nitrat (Nitritation). Fische sind gegenüber erhöhten Nitritkonzentrationen besonders empfindlich Es wirkt bereits ab einer Konzentration von weit unter 1,0 mg NO 2 -N/l auf Fische toxisch. Die Toxizität von Nitrit hängt im Wesentlichen von der vorhandenen Chlorid- und Sauerstoffkonzentration ab. Nitrit reduziert die Sauerstofftransportkapazität im Blutkreislauf, sodass niedrige Sauerstoffkonzentrationen die Schadwirkung durch Nitrit verstärken. Erhöhte Chloridkonzentrationen von über 30 mg Cl - /l erschweren die Nitritaufnahme von Fischen und senken daher die Giftigkeit. Nitrat: Nitrat (NO 3 - ) adsorbiert schlecht an Böden, so dass es häufig bis in das Grundwasser gelangt oder oberflächlich ausgewaschen wird. Nitrat kommt in natürlichen Wässern in Konzentrationen von 1 bis 10 mg NO 3 -N/l vor. Im Ablauf von Kläranlagen sind die Nitratkonzentrationen nur dann hoch, wenn diese ohne Denitrifikation betrieben werden. In Bezug auf die Auswirkungen der Siedlungsentwässerung auf Fließgewässer ist 10

19 Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Stand der Wissenschaft Nitrat von untergeordneter Bedeutung und auch in höheren Konzentrationen für Fische unschädlich. Das im Wasser gelöste Nitrat kann direkt von den Pflanzen als Dünger verwertet werden Phosphor Wie die Stickstoffgehalte prägt auch der Gehalt an Phosphorverbindungen durch die Mechanismen der Eutrophierung stark den Gewässercharakter. Die Tatsache, dass bei Zufuhr von Phosphor das Wachstum der Algen im Gewässer gesteigert wird, liegt darin begründet, dass Phosphor für das Algenwachstum zumeist den limitierenden Faktor darstellt. Auch durch einen Überschuss an anderen Nährstoffen kann ein Mangel an Phosphor nicht ausgeglichen werden. Phosphorverbindungen stammen hauptsächlich aus abgeschwemmten Düngemitteln und aus dem kommunalen Abwasser und gelangen gemeinsam mit natürlichen Nährstoffen (z. B. durch den Laubfall) in die Gewässer. Das Element Phosphor kommt in der Natur fast ausschließlich in der vollständig oxidierten Zustandsform als Phosphat (PO 3-4 ) vor, darüber hinaus noch als organisch gebundenes Phosphat (P org ) und Polyphosphat. Aus diesem Grund kann Phosphor keine direkte sauerstoffzehrende Wirkung entfalten. Der Gehalt an Orthophosphat (PO 3-4 ) im Wasser eines naturnahen Baches ist sehr gering mit Werten von ca. 50 bis zu einigen hundert µg P/l. Somit ist ein erhöhter Orthophosphatgehalt ein Zeichen für Kläranlagenabläufe oder erhöhte Düngergaben in der Landwirtschaft. In Gewässern und im Boden bildet Eisen-III- Phosphat die natürliche Senke für Phosphor. Durch Reduktionsprozesse im Sediment, die Eisen und Mangan in zweiwertige Formen überführen, wird es wieder remobilisiert Temperatur Die Geschwindigkeit biochemischer Reaktionen ist hauptsächlich durch die Temperatur beeinflusst. Generell nehmen die Wachstumsgeschwindigkeit und damit die Aktivität von Mikroorganismen bei sinkenden Temperaturen ab. Praktisch erfolgt jedoch bei geringen Belastungen auch im niedrigen Temperaturbereich ein ausreichender Stoffwechselumsatz. Eine untere Grenze für den Stoffwechsel beträgt z. B. für die Nitrifikanten 4 C. Einen umfassenden Überblick über den derzeitigen Wissensstand hinsichtlich temperaturabhängiger Reaktionen der aquatischen Fauna geben Schmutz und Matulla (2004) sowie Kromp-Kolb und Gerersdorfer (2003). Die Wassertemperatur korreliert deutlich mit der mittleren jährlichen Lufttemperatur, wobei der Erwärmungs-/Abkühlungsgrad grundsätzlich von der Gewässerdimension abhängt. Kleine Gewässer weisen generell größere tagesund jahreszeitliche Schwankungen auf als große Gewässer Schwermetalle und sonstige Schadstoffe Schwermetalle zeichnen sich dadurch aus, dass sie zwar immobilisiert sind, aber nicht abgebaut werden können. Bei den Schwermetallen sind insbesondere Cadmium, Blei, Kupfer und Zink aufgrund ihrer toxischen Wirkung auf Menschen und Tiere von Bedeutung. Cadmium und Blei wirken schon in geringen Mengen toxisch. Kupfer und Zink zählen zwar zu den essentiellen Metallen, zeigen jedoch bei hohen Gehalten toxische Wirkung auf Mikroorganismen und Pflanzen. Organische Komponenten können komplexierend wirken, wodurch die Schwermetalle schon bei geringen Konzentrationen hohe Toxizitäten aufweisen (Stretch und Mardon, 2004). 11

20 Stand der Wissenschaft Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer In speziellen Anwendungsfällen sind auch Bakterien, pathogene Keime, endokrin wirksame Substanzen (EDCs - endocrine disrupting chemicals) und organische Spurenstoffe (POPs - persistent organic pollutants) zu berücksichtigen. 2.3 Prozesse und Modellansätze Niederschlag und Abflussbildung Grundlagen Der Niederschlag stellt als Haupteingangsgröße in die Niederschlags-Abfluss-Modelle und damit in die Modellierung des gesamten städtischen Entwässerungssystems einen wichtigen, wenn nicht sogar den wichtigsten Einflussfaktor auf spätere Simulationsergebnisse dar. Jedoch nur selten liegen Niederschlagsdaten in ausreichender Länge, in einer hohen zeitlichen Auflösung und in einer ausreichenden regionalen Verteilung vor. Neben Daten von Regenschreibern finden in den letzten Jahren auch zunehmend Radardaten in die Modellierung Eingang, die die räumliche Verteilung wesentlich exakter abbilden (Einfalt et al., 2004). Für Deutschland liegen diese Daten flächendeckend seit 2000 vor (DWD, 2004). Mittlerweile finden auch erste Niederschlagsprognosemodelle basierend auf Radardaten ihre Anwendung (Krämer et al., 2005). Liegen keine ausreichenden Niederschlagsdaten vor, kann in Ausnahmefällen auf synthetisch generierte Niederschlagsreihen zurückgegriffen werden (Mehrotra et al., 2006). Tabelle 1 gibt einen Überblick über derzeit verwendete beispielhafte Modellansätze für den Oberflächenabfluss und die damit verbundenen Stofftransportprozesse, die in den nachfolgenden Kapiteln näher erläutert werden. Tabelle 1 Modellansätze für den Oberflächenabfluss. Prozesse Abfluss Schmutzstoffe Bildung Beispielhafte Modelle / Ansätze Undurchlässige Flächen: o Schwellenwertmethode o Indexmethode o Prozentwertmethode o Grenzwertmethode Durchlässige Flächen: o Verfahren nach Neumann o Verfahren nach Horton o SCS-Verfahren o Detaillierte Bodenfeuchtesimulation Konzentration o Standard-Einheitsganglinie o Zeit-Flächen-Verfahren o Linearspeicher o Linearspeicherkaskade Transport o Lineare Übertragungsfunktion o Hydrodynamisches Modell Konzentration o 3-Komponenten-Methode o Akkumulation/Abtrag 12

21 Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Stand der Wissenschaft Abflussbildung und -konzentration Die Oberflächenabflussberechnung beschreibt die Umwandlung des als Belastung angesetzten Regens in Abflussganglinien für die Übergabepunkte in das Kanalnetz. Die beiden elementaren Phasen des Oberflächenabflusses sind die Abflussbildung und die Abflusskonzentration. Unter Abflussbildung versteht man die Reduzierung des Gesamtniederschlags auf den zum Abfluss kommenden effektiven Niederschlag. Die Verluste resultieren aus Benetzung, Muldenauffüllung, Evapotranspiration, sowie bei (teil-)durchlässigen Flächen aus der Infiltration ins Erdreich. Eine exakte Beschreibung des Vorgangs erfasst zudem Schneeakkumulation und -schmelze. Die Simulation erfolgt getrennt nach durchlässigen und undurchlässigen Flächen und je nach Modell durch Ansatz von konstanten, zeitvariablen, ereignisorientierten oder systemorientierten Verläufen der Verlustanteile. In der Phase Abflusskonzentration wird das Zusammenfließen des effektiven Niederschlags auf der Oberfläche und die Verzögerung und Verformung des Abflusses bis hin zum Eintritt in das Kanalnetz beschrieben. Je nach Detaillierungsgrad des Modells werden hierbei auch die Anfangshaltungen und Nebensammler des Kanalnetzes integral erfasst. Bei der Nachbildung von Translations- und Retentionseffekten wird in der Regel auf die exakte Beschreibung des physikalischen Vorgangs verzichtet. Stattdessen kommen hydrologische Übertragungsfunktionen zur Beschreibung des Verhaltens der Abflusswelle zum Einsatz. Eine Ausnahme stellt der Ansatz zweidimensionaler Oberflächenmodelle dar, die zur expliziten Abbildung der Fließvorgänge, insbesondere zur Bewertung von Überflutungssituationen genutzt werden. Die Prozesse und Modellansätze zur Abflussbildung und -konzentration sind in der allgemeinen Hydrologie lange bekannt (Dyck und Peschke, 1995) und bezogen auf die Siedlungsentwässerung u.a. beschrieben in ATV (1986) und ATV (1987) Verschmutzung Der Eintrag von auf Oberflächen angesammelten Schmutzstoffen, der durch Regenwasser in die Kanalisation gelangt, weist ein breites Spektrum auf. In der Praxis wird meist mit konstanten Konzentrationen gerechnet. In detaillierten Simulationsstudien wird auch angenommen, dass sich die Schmutzstoffmenge während Trockenwetterzeiten aufbaut und in Abhängigkeit der Regenintensität wieder abgespült wird (Akkumulation/Abtrag). Dabei wird der Eintragspfad zwischen Atmosphäre und Regen zumeist vernachlässigt. Sowohl Art und Menge der Verschmutzung als auch das Spektrum der Schad- bzw. Nährstoffe hängt von der Nutzungsart und der Materialart der Fläche ab. So unterscheidet sich beispielsweise das Verschmutzungspotenzial von Verkehrsflächen in Abhängigkeit der täglichen Verkehrsbewegungen. In diesem Zusammenhang häufig genannte Stoffgruppen, die primär der Verschmutzung des Regenwassers zugeordnet werden, sind Schwermetalle, Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK) und weitere organische Inhaltsstoffe. Versuche, die Einträge in Gewässerökosysteme für verschiedene Schadstoffe für Deutschland zu bilanzieren, finden sich beispielsweise in Böhm et al. (2000; 2001). 13

22 Stand der Wissenschaft Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Kanal Grundlagen Tabelle 2 gibt einen Überblick über derzeit verwendete beispielhafte Modellansätze für das Kanalsystem, die in den nachfolgenden Abschnitten näher erläutert werden. Tabelle 2 Modellansätze für den Kanal. Prozesse Abfluss Hydrologisch o Kalinin-Miljukow-Verfahren o Muskingum-Verfahren o Nichtlineare Speicherkaskade o Hydrologische Verfahren mit zusätzlichen Speichervolumen (statischer Rückstaukeil) zur vereinfachten Berücksichtigung von Rückstaueinflüssen Schmutztransport Beispielhafte Modelle / Ansätze Hydrodynamisch o Dynamischer Wellenansatz (Saint-Venant schen Differenzialgleichungen) o Diffusionswellenansatz o Kinematischer Wellenansatz Erosion und Ablagerung von Feststoffen; Transport von Feststoffen in Fließrichtung Biologische Prozesse: o Wiederbelüftung o CSB-Abbau und Sauerstoffzehrung o Ammonifikation o Reduktion, Bildung von Schwefelwasserstoff o Stochastische Modelle o Regressionsmodelle o Physikalische Modelle (z. B. Ashley et al., 2004; Bertrand-Krajewski, 1993) o o Konservativer Transport Komplexe Modellbeschreibungen (jedoch nur in einzelnen Forschungsprojekten angewendet): - Huisman (2001) angelehnt an ASM3 - WATS Modell (Hvitved-Jacobsen und Vollertsen, 1998; Nielsen et al., 2006) - Almeida (1999) angelehnt an ASM Hydraulik Die Abflussmodellierung im Kanalnetz erfolgt entweder hydrodynamisch oder hydrologisch. Bei der hydrodynamischen Berechnung werden mit Hilfe numerischer Lösungsverfahren die vollständigen Saint-Venant schen Differenzialgleichungen gelöst. Hydrologische Ansätze berücksichtigen bei der Abflussberechnung lediglich die Massenbilanz, wodurch die Berechnungen schneller und ohne potenzielle numerische Instabilitäten durchgeführt werden können. In flachen Gebieten, in denen der Abflussprozess stark von Fließumkehr und Rückstau beeinflusst wird, kann es mit hydrologischen Ansätzen jedoch zu deutlichen Ungenauigkeiten bei der Berechnung kommen. Im Rahmen der integrierten Modellierung werden aus Rechenzeitgründen meist hydrologische Verfahren verwendet, wobei das im Kanalnetz aktivierbare Speichervolumen in der Regel mit Hilfe fiktiver Speicherbecken berücksichtigt wird. Mit dieser vereinfachten Methodik lassen sich meist akzeptable Kalibrierungsergebnisse erzielen und die gewonnenen Erkenntnisse bzw. Ergebnisse bleiben dennoch transparent und nachvollziehbar. Sofern die Möglichkeiten vorhanden sind, sollte eine Verifikation der Ergebnisse mit Hilfe eines hydrodynamischen Modells durchgeführt werden. Werden für die Maßnahmenbewertungen Wasserstandsinformationen und Fließgeschwindigkeiten benötigt, ist in jedem Fall eine hydrodynamische Berechnung erforderlich. 14

23 Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Stand der Wissenschaft Stofftransport und -umwandlung im Kanal Die Betrachtung von Schmutzstoffen im Kanal umfasst sowohl deren Transport als auch deren Umwandlung. Für beide Prozesse existiert eine Vielzahl von Modellen, die aufgrund ihrer Komplexität nur begrenzt in integrierten Modellen eingesetzt werden können. Unter Transport wird der Transport gelöster und partikulärer Stoffe in Fließrichtung in den Kanalhaltungen verstanden. Der Transport gelöster Stoffe wird meist durch reine Advektion oder zusätzlich durch Diffusion beschrieben. Der am häufigsten angewendete Ansatz ist der konservative Transport. Die Stoffe unterliegen dabei keinen Veränderungen durch physikalische, biologische oder chemische Prozesse. Komplexere Modelle berücksichtigen hingegen Stoffumsatzprozesse. Der Wissenstand zu Feststofftransport in Abwasserkanälen ist vor allem aufgrund der Inhomogenität des Abwassers und des Sediments sowie der Umsatzprozesse und der Komponente Sielhaut unbefriedigend. Damit ist es trotz der intensiven Forschung und Modellentwicklung immer noch nicht möglich, genau zu bestimmen, wo, wann und wie viele Feststoffe im System abgelagert oder erodiert werden (Ashley et al., 2005). Die meisten Stoffumsatzmodelle sind für spezielle Fallstudien entwickelt worden und zudem nur für Trockenwetter gültig. Vor allem in der integrierten Modellierung werden aber Regenereignisse untersucht. Eine Anwendung und Kalibrierung für ein komplettes Abwassernetz ist sehr aufwändig und wird praktisch nicht genutzt. Eine Validierung dieser komplexen Modelle ist momentan nicht möglich Speicher- und Behandlungsbauwerke Die hydraulische Modellierung von Mischwasserbehandlungsbauwerken wird in den derzeit gängigen Simulationsprogrammen zur Kanalnetzmodellierung über eine Volumenbilanzierung unter Berücksichtigung des aktivierten Speichervolumens sowie der zu- und abfließenden Volumenströme durchgeführt. Bei hydrodynamischen Modellen kann auch ein Einstau des Bauwerks durch Rückstau von unterhalb liegenden Netzteilen berücksichtigt werden. Tabelle 3 gibt einen Überblick über derzeit verwendete beispielhafte Modellansätze für Speicher- und Behandlungsbauwerke. Tabelle 3 Modellansätze für Speicher- und Behandlungsbauwerke. Prozesse Abfluss Schmutzstoffe Volumenbilanz Volumenbilanz mit Randbedingungen (Rückstaueffekte) Vollständige Durchmischung Verdrängungs- und Kurzschlussströmungen Beispielhafte Modelle / Ansätze Hydrologische Simulationsprogramme Hydrodynamische Simulationsprogramme Standard in gängigen Simulationsprogrammen Einheitswirkungsgradmatrix (Klepiszewski, 2006) Sedimentation Ansätze nach Hazen (1904) Biologische Prozesse Weitergehende Prozesse wie Filtration, Adsorption, etc. ASM (Henze et al., 1987) und verwandte Ansätze -- Bei der Modellierung von Stofftransportvorgängen in Speicherbauwerken wird bei den gängigen Simulationsprogrammen zur Kanalnetzberechnung in der Regel von einer vollen 15

24 Stand der Wissenschaft Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Durchmischung der Stofffracht im vorhandenen Wasservolumen ausgegangen. Unter realen Bedingungen liegt allerdings keine voll durchmischte Strömung, sondern eine Überlagerung von Kurzschlussströmungen, Durchmischungs- und Verdrängungsprozessen vor. Die stoffliche Rückhaltewirkung in Behandlungsbauwerken wird in gängigen Simulationsprogrammen entweder als pauschal angenommen, der die Überlaufkonzentrationen um einen festen prozentualen Wert reduziert, oder variabel berechnet, unter Berücksichtigung der Aufenthaltszeit. Ob durch die reduzierte Konzentration im Ablauf die Konzentration im Becken entsprechend ansteigt, die entsprechende Fracht aus dem System entfernt oder in einen virtuellen Speicher eingeht, der bei der Entleerung dem Beckeninhalt zugemischt wird, ist vom verwendeten Ansatz im jeweiligen Simulationsprogramm abhängig. Je nach Programm ist es optional möglich, entweder mit oder ohne Absetzwirkung in einem Speicherbauwerk zu rechnen oder den bei der Simulation der Reinigungswirkung verwendeten Ansatz zu wählen oder zu beeinflussen (z. B. Angabe eines Wirkungsgrads). Bei der Modellierung von Mischwasserbehandlungsbauwerken im Rahmen der gängigen Programme zur Kanalnetzsimulation werden die oben erwähnten vereinfachten Ansätze angewendet. Die Zusammenhänge zwischen der stofflichen, der hydraulischen Beschickung sowie der Bauwerksgestaltung etc. und der resultierenden Rückhaltewirkung eines Speicherbauwerks sind allerdings viel komplexer. Sie werden im Rahmen der Simulation dieser Bauwerke bei weitem nicht in der Genauigkeit erfasst wie beispielsweise Reinigungsprozesse bei der Kläranlagensimulationen. Hier besteht im Bereich der Modellentwicklung noch ein gewisser Nachholbedarf Kläranlage Unter dem Blickwinkel der integrierten Modellierung spielen vor allem die Auswirkungen von Mischwasserbelastungen auf die Kläranlage und deren realitätsnahe Nachbildung im Modell eine wichtige Rolle. Als kritische Prozesse sind dabei die Nitrifikation und die Verlagerung des belebten Schlammes in die Nachklärung zu nennen. Während die ungelösten Abwasserinhaltsstoffe, vornehmlich partikuläre organische und mineralische Stoffe, in den Schlamm eingebunden werden und damit ihre mittlere Aufenthaltszeit im Bereich des Schlammalters (> 8 Tage) liegt, beträgt die Aufenthaltszeit der gelösten Abwasserinhaltsstoffe in der Belebung, insbesondere des Stickstoffparameters Ammonium-Stickstoff, nur wenige Stunden. Die zu Beginn eines Mischwasserzuflusses auftretenden Belastungsspitzen, die ein Mehrfaches der maximalen Trockenwetterfracht betragen können, gelangen daher in den Ablauf der Kläranlage und führen dort zu erhöhten Ammonium-Stickstoff Ablaufwerten. Eine Verlagerung des belebten Schlammes in das Nachklärbecken infolge der erhöhten hydraulischen Belastung bewirkt eine Verminderung der Umsatzleistung der Nitrifikanten, sowie eine kurzzeitige Temperaturabnahme durch das Mischwasser (ATV, 1997a; Schweighofer und Svardal, 1998). Die Modellierung von Kläranlagen unterscheidet sich in drei wesentlichen Punkten von der Kanalnetz- und Gewässergütesimulation. Zum einen sind die hydraulischen Bedingungen und Ströme weitestgehend bekannt und können mit einfachen Ansätzen gut nachgebildet werden. So kann zum Beispiel für die meisten Abwasserbehandlungsverfahren davon ausgegangen werden, dass der Ablauf der Kläranlage mengenmäßig dem Zulauf entspricht. Zum anderen liegt aufgrund der Überwachung und der Ausstattung von Kläranlagen mit Elektro-, Mess-, Steuer- und Regelungstechnik in der Regel ein gegenüber Kanalnetzen und Gewässern größeres Datenkollektiv vor. Schließlich bedingen die Prozesse in den Becken der Kläranlage die Berücksichtigung und Beschreibung einer Vielzahl von Parametern und deren Verhalten (Rauch et al., 2002). Nachfolgend sind in 16

25 Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Stand der Wissenschaft Tabelle 4 wesentliche Prozesse und beispielhafte Modellansätze für Kläranlagen aufgeführt. Tabelle 4 Modellansätze für Kläranlagen. Becken Prozesse Beispielhafte Modelle / Ansätze Vorklärung / Nachklärung Belebung Sedimentation Speicherung Kohlenstoffelimination Nitrifikation Denitrifikation Biologische P-Elim. o Vorklärbeckenmodell (Otterpohl et al., 1994) o Ansatz nach Takács et al. (1991) o 2-Komponenten Modell (Otterpohl und Freund, 1992) o Mehrschichtenmodell mit biologischen Prozessen o ohne Bio-P: ASM1 (Henze et al., 1987), ASM3 (Gujer et al., 1999) o mit Bio-P: ASM2 (Henze et al., 1995), ASM2d (Henze et al., 1999), EAWAG Bio-P (Rieger et al., 2001) o TUDP-Modell (van Veldhuizen et al., 1999) o New General-Modell (Barker und Dold, 1997a; 1997b) Die Darstellung der Kläranlage beschränkt sich in den meisten Fällen auf die Nachbildung der wichtigsten Becken. Nach Seyfried und Thöle (1995) sollten für die realitätsnahe Abbildung von Mischwasserereignissen die Vorklärung, die Belebung und die Nachklärung simuliert werden. Für die Beschreibung der Absetzvorgänge in der Vorklärung werden meist einfache Modellansätze für den partikulären CSB in Abhängigkeit der Durchflusszeit verwendet (Otterpohl und Freund, 1992). Auch einfache Nachklärbeckenmodelle führen lediglich einen festen Anteil der partikulären Fracht zurück in die Belebungsbecken. Weitergehende Modellansätze bauen auf mehreren Schichten auf, wobei das Absetzverhalten in den Schichten als Funktion der Schlammkonzentration beschrieben wird. Für die Beschreibung der biochemischen Prozesse in der Belebung gibt es verschiedene mathematische Modelle, wobei die von der IWA-Taskgroup entwickelten Activated Sludge Model 1 bis 3 (ASM; Henze et al., 2000) die meist verwendeten darstellen. Während das ASM1 die wesentlichen Prozesse des Kohlenstoffabbaus, die Nitrifikation und die Denitrifikation abbildet, ist es mit dem ASM2 bzw. 2d darüber hinaus möglich, die biologische und chemische P-Elimination zu beschreiben. Das ASM3 beinhaltet als neue Prozesse die Speicherung organischen Substrats und den Biomassenzerfall als endogene Atmung. Hierzu gibt es mehrere Weiterentwicklungen wie beispielsweise das asmvienna (Winkler et al., 2001) für die Simulation zweistufiger Belebungsanlagen oder das Bio-P- Modul von Rieger et al. (2001). Parallel zu den Modellen der IWA-Taskgroup wurden auch von Barker und Dold (New General Model; Barker und Dold, 1997a; 1997b) und an der Technical University of Delft (TUDP Model; van Veldhuizen et al., 1999) Belebtschlammmodelle entwickelt. Eine entscheidende Voraussetzung für eine korrekte Anwendung der Modelle ist die Identifizierung der Zulauffraktionen und der maßgebenden kinetischen und stöchiometrischen Parameter. Bezüglich der Details der Erstellung und Kalibrierung von Kläranlagenmodellen sei u.a. auf den bereits 2004 von der Hochschulgruppe publizierten Leitfaden (Langergraber et al., 2004) und auf Bornemann et al. (1998) verwiesen. 17

26 Stand der Wissenschaft Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Gewässer Grundlagen Für die Stoffmodellierung in Fließgewässern kommt eine Vielzahl von Gewässergütemodellen zum Einsatz. Tabelle 5 gibt einen Überblick über derzeit verwendete beispielhafte nicht kommerzielle Modellansätze. Die bedeutsamsten Prozesse im Gewässer sind in Abbildung 3 dargestellt. Tabelle 5 Modellansätze für Gewässer. Prozesse Abfluss Stofftransport Stoffumwandlung Hydrologische Abbildung: o Bewegung des Wassers durch eine Reihe von vollständig durchmischten Tanks Hydrodynamische Abbildung: o Kontinuierliche Bewegung des Wassers Erosion und Ablagerung von Feststoffen Transport von partikulären und gelösten Stoffen Biologische, chemische und physikalische Umwandlungsprozesse: o Abbau organischer Kohlenstoffverbindungen im Wasserkörper und im Sediment/Interstitial o Wiederbelüftung o Umbau von Stickstoffverbindungen o Umbau von Phosphorverbindungen o Photosynthese und Respiration Beispielhafte Modelle / Ansätze River Water Quality Model No. 1 (Reichert et al., 2001b) Lijklema-Model (Schütze et al., 2002; Lijklema et al., 1996) Streeter und Phelps (1925) und darauf aufbauende Ansätze, vgl. z.b. Chapra (1997) Die hier aufgezeigten Modelle verbinden die quantitative und qualitative Berechnung der Prozesse im Gewässer. Gemäß Wittenberg (1992) können Gewässergütemodelle nach drei Kriterien klassifiziert werden: 1. Unterscheidung nach Art der grundsätzlichen mathematischen Vorgehensweise 2. Unterscheidung in stationäre oder instationäre Ansätze 3. Unterscheidung hinsichtlich der Art der Erfassung der chemischen, physikalischen und biologischen Zusammenhänge Für die Realisierung eines Gewässergütemodells müssen prinzipiell drei wesentliche Prozesse berücksichtigt werden: die Hydraulik, der Stofftransport sowie der Umbau der betrachteten Inhaltsstoffe. 18

27 Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Stand der Wissenschaft Abbildung 3 Darstellung der Prozesse im Gewässer Hydraulik Die Berechnung des Abflusses im Fließgewässer kann auf Grundlage von hydrologischen oder hydrodynamischen Ansätzen erfolgen. Hydrodynamische Ansätze sind vor allem bei flachen oder rückgestauten Gewässerabschnitten den hydrologischen Ansätzen überlegen. Aufgrund der erheblichen Rechenzeitunterschiede und eventueller Instabilitäten, aber auch der impliziten Berücksichtung von Rückstaueffekten, ist die Wahl zwischen hydrodynamischen oder hydrologischen Simulationsansätze zur Modellierung von Fließgewässer im Rahmen einer integrierten Modellierung für jeden Anwendungsfall abzuwägen. Eventuelle Rückstaueffekte können in der hydrologischen Modellierung vereinfacht über den Ansatz zusätzlichen Speichervolumens (statischer Rückstaukeil) berücksichtigt werden. Eine Verbesserung der Simulationsgüte hydrologischer Ansätze kann durch die Berücksichtigung von nichtlinearen Abflussbeziehungen erreicht werden. Mit Hilfe geeigneter Berechnungsansätze ist die Erhöhung der Rechenzeit im Vergleich zu linearen Ansätzen minimal Wiederbelüftung Die Wiederbelüftung eines Gewässers erfolgt über den Eintrag von atmosphärischem Sauerstoff über die Gewässeroberfläche. Theoretische Grundlage aller Wiederbelüftungsansätze ist die Grenzschichttheorie an der Grenzfläche zwischen Wasser und Luft. Basierend auf dieser Grundlage wurden verschiedene theoretisch basierte und empirische Formeln abgeleitet, die jedoch demselben Schema entsprechen. In fließenden Gewässern hängt die Wiederbelüftung hauptsächlich von der Fließgeschwindigkeit und Gewässertiefe 19

28 Stand der Wissenschaft Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer ab, während die Wiederbelüftung stehender Gewässer maßgeblich durch die Windgeschwindigkeit an der Wasseroberfläche beeinflusst wird (Chapra, 1997). Haag et al. (2004), Bowie et al. (1985) und Orlob (1983) geben eine umfangreiche Zusammenstellung der unterschiedlichen Ansätze, die auch eine Bewertung mit einschließen. Bei der Anwendung der Wiederbelüftungsansätze ist darauf zu achten, dass viele Formeln nur für eng begrenzte Gültigkeitsbereiche, z. B. bezüglich der Wassertiefe oder der Fließgeschwindigkeit, entwickelt wurden Stickstoffumsetzung Die ökologische Wirkung von Ammoniak und Nitrit auf die Gewässerfauna unterstreicht die Notwendigkeit der Berücksichtigung von Konzentration und Einwirkdauer in Gewässerabschnitten, die besonders durch erhöhte Ammoniumkonzentrationen, z. B. aus Punktquellen gefährdet sind. Eine modelltechnische Betrachtung erfordert darüber hinaus eine adäquate Beschreibung der Randbedingungen, wie z. B. ph-wert (bzw. Alkalinität), Temperatur und Sauerstoffkonzentration, die unter Umständen in ähnlicher zeitlicher Auflösung, wie die Zielgröße selbst vorhanden sein müssen. Bei entsprechender Relevanz von Nitrit sind der zweistufige Nitrifikationsprozess und die Chloridkonzentration in die modelltechnische Beschreibung mit aufzunehmen, sofern die Betrachtung der Chlorid- Hintergrundkonzentrationen keine Vernachlässigung erlaubt Photosynthese und Veratmung durch Phytoplankton Phytoplankton kann neben direkten Konsequenzen wie beispielsweise Algeninseln oder Verzopfungen auch indirekte Folgen für das Gewässer haben, die sich in Sauerstoffmangel oder Ammoniaktoxizität ausdrücken können (Chapra, 1997; Reichert et al., 2001a). Bevor Algenkonzentrationen modelliert werden, sollte festgestellt werden, ob sie im gegebenen Beispiel wirklich ein Problem darstellen. In schnell fließenden Gewässern ist dies selten der Fall, da die Algen schnell mitgerissen werden. Oft geben visuelle Beobachtungen im Sommer genug Informationen. Wenn Messungen vorhanden sind oder vorgenommen werden können, ist eine praktische Faustregel zulässig, dass bei Chlorophyll-A Konzentrationen unter 10 µg/l die Algen nicht in die Modellierung mit einbezogen werden müssen (Rauch et al., 1998). Es ist wichtig, im Voraus abschätzen zu können, ob für eine eventuelle Eutrophierung durch zu hohe Nährstoffkonzentrationen diffuse Quellen (Landwirtschaft, Grundwasser) oder punktuelle Emissionen (z. B. Entwässerung, Kläranlagen) verantwortlich sind. Für eine Modellierung sind zusätzlich Daten zur Sonneneinstrahlung (z. B. Strahlungsintensität, Bewölkung) erforderlich. 2.4 Schnittstellen / Modellkopplung Bei der Kopplung von Modellen unterschiedlicher Systeme (z. B. Kanalnetz und Kläranlage) ergibt sich die Frage, wie die Variablensätze der einzelnen Modelle miteinander zu koppeln sind. Zwar gibt es Ansätze, die für alle Teilmodelle identische Variablensätze vorsehen, zumeist werden aber Modelle mit unterschiedlichen Variablen kombiniert. So erfordert beispielsweise die Verwendung von CSB-basierten Fraktionen im Kläranlagenmodell und einer BSB-basierten Darstellung organischer Belastung im Gewässer Überlegungen, wie diese ineinander zu überführen sind. Oft werden in unterschiedlichen Teilmodellen auch Variablen mit identischen Namen, aber dennoch unter- 20

29 Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Stand der Wissenschaft schiedlicher Bedeutung verwendet. Häufig werden an den Schnittstellen zwischen den Teilmodellen hierfür Umrechnungsfunktionen definiert und eingesetzt. Neben der Umwandlung von Variablen an den Schnittstellen gilt es, die unterschiedlichen zeitlichen Diskretisierungen der Teilsysteme (und damit auch der Teilmodelle) zu berücksichtigen. Neben der konzeptionellen ist auch die softwaretechnische Kopplung der Teilmodelle von Bedeutung. Hierzu gibt es im Wesentlichen zwei Ansätze: Bei der sequentiellen Kopplung wird die Simulation der Teilsysteme über den jeweiligen gesamten Simulationszeitraum nacheinander durchgeführt, ohne dass eine Rückkopplung erfolgt. Hingegen sind bei der parallelen (synchronen) Kopplung die Module derart miteinander verbunden, dass in jedem Zeitschritt jedes der Teilsysteme (für diesen Zeitschritt) simuliert wird. Welche Art der Kopplung gewählt wird, hängt neben den softwaretechnischen Möglichkeiten der verwendeten Teilmodelle vor allem von der zu untersuchenden Aufgabenstellung ab: Wenn Rückkopplungen (entgegen der üblichen Fließrichtung) für die Problemstellung nicht von Bedeutung sind, genügt eine sequentielle Kopplung. Sollen Rückkopplungen (z. B. für Steuerungsalgorithmen im Kanalnetz, die den Zustand der Kläranlage mit berücksichtigen) in Betracht gezogen werden, wird eine parallele Kopplung erforderlich. Die softwaretechnische parallele Kopplung erfordert weit reichende Eingriffsmöglichkeiten in die Teilmodelle wie beispielsweise das Vorliegen des Quelltextes oder offene, geeignete Softwareschnittstellen. Als Softwareschnittstelle zwischen Teilmodellen im Wassersektor ist das aus dem EU-Projekt HarmonIT entstandene Open Modelling Interface (OpenMI; URL: [ ]) gerade dabei, sich zu einem de-facto- Standard zu entwickeln. 2.5 Integrierte Modellsysteme An dieser Stelle wird ein kurzer Abriss über die Entwicklung der integrierten Modellierung von städtischen Entwässerungssystemen gegeben. Für einen Überblick über die anfänglichen Entwicklungen der integrierten Modellierung bis zur Jahrtausendwende sei auf Schütze et al. (2002) verwiesen. Meirlaen (2002), Schütze et al. (2003), Erbe (2004) und Muschalla et al. (2007) geben einen Überblick über daran anschließende aktuelle Entwicklungen. Einen guten Überblick über die maßgeblichen Teilprozesse im Rahmen der integrierten Modellierung geben Rauch et al. (2002). In den ersten Arbeiten wurden Kopplungen von einfachen Teilmodellen vorgeschlagen (Beck, 1976) bzw. durchgeführt (Durchschlag, 1990, 1989; Ostrowski et al., 1989). In den späteren Jahren lag der Schwerpunkt auf der Kopplung der zum jeweiligen Zeitpunkt vorhandenen detaillierten Modelle (Erbe, 2004; Clifforde et al., 1999; Clifforde und Murell, 1993). Vielen dieser Entwicklungen ist gemeinsam, dass sie recht schwerfällig sind und im Aufbau von Detailmodellen der Einzelkomponenten ausgehen. Seitdem sind in der integrierten Modellierung erhebliche Fortschritte festzustellen. Die Entwicklungen betreffen weniger die Modellgrundlagen, da diese für viele Teilaspekte des städtischen Entwässerungssystems seit langem verwendet werden, dafür umso mehr die komfortable und benutzerfreundliche Kopplung in einem einheitlichen Rahmen, insbesondere unter zielorientierter Verwendung auch einfacherer Modellansätze. Insgesamt bieten aktuelle Simulationssysteme eine größere Flexibilität bei der Auswahl der für die Teilkomponenten verwendeten Module und deren Detailliertheitsgrad, so dass sich ein Modellsystem entsprechend den Anforderungen und Zielen der jeweiligen Aufgabenstellung und der vorhandenen Datenlage erstellen lässt. 21

30 Stand der Wissenschaft Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Viele Modellsysteme entstanden in den letzten Jahren allerdings auf wissenschaftlicher Ebene und sind somit aufgrund fehlender Dokumentationen etc. für die praktische Anwendung durch Außenstehende nicht geeignet. Aktuell gibt es mit SIMBA (ifak, 2008; Schütze und Alex, 2004) und WEST (Vanhooren et al., 2003; Meirlaen, 2002) zwei kommerzielle Simulationssysteme, die als integrierte Simulationswerkzeuge im engeren Sinne betrachtet werden können, da sie für jedes der Teilsysteme (Kanalnetz, Kläranlage, Gewässer) nichttriviale Module, die teilweise mit unterschiedlichen Detailliertheitsgraden ausgestattet sind, enthalten. Diese erlauben eine integrierte Simulation sowohl im sequentiellen als auch im parallelen Simulationsmodus. Beiden Simulationssystemen ist gemeinsam, dass sie sowohl autark (ohne Zuhilfenahme weiterer externer Programme) als auch in Einkopplung mit externer Software die Durchführung integrierter Simulationsstudien erlauben. Wichtige Entscheidungsmerkmale für die Auswahl der Komplexität und Detailliertheit der Modellansätze sind die abzubildenden Maßnahmen, die zu untersuchenden Zielfunktionen sowie die Charakteristik des zu untersuchenden Systems. Bleiben diese Merkmale unbeachtet, ergeben sich unangemessene Rechenzeiten, ein unverhältnismäßiger Datenbedarf und/oder unnötig komplexe Systeme, aber auch unzulässige Vereinfachungen. Hier ist es von Vorteil, wenn sich der Modellnutzer aus Teilmodellen einen unterschiedlichen Detaillierungsgrad auswählen kann und das Simulationssystem eine offene Struktur hat, die Ergänzungen und Modifikationen erlaubt. Des Weiteren ist die Methode der Modellkopplung hinsichtlich der Aussagekraft der Ergebnisse von Bedeutung (vgl. Kapitel 2.4). Eine rein sequenzielle Kopplung ist häufig anzutreffen, wenn kommerzielle geschlossene Programme von Hand gekoppelt werden, da benötigte Schnittstellen nicht vorhanden oder nicht zugänglich sind. Trotz der intensiven Forschung auf dem Gebiet der integrierten Modellierung bestehen derzeit im Wesentlichen folgende drei Herausforderungen integrierter Simulationsstudien: 1. Fehlende, unsichere oder in der benötigten Güte und Auflösung nicht vorhandene Daten 2. Unbekannte oder mit großen Unsicherheiten behaftete Algorithmen zur Beschreibung der physikalischen Prozesse 3. Inhaltliche Probleme bei der Modellkopplung Für die Anwendung von integrierten Simulationsansätzen zur Optimierung von Entwässerungssystemen kommt als vierter Punkt die benötigte Rechenzeit hinzu. Dies ist insbesondere dann der Fall, wenn Langzeitsimulationen und/oder statistische Auswertungen durchgeführt werden sollen. Je nach Zielsetzung und Umfang der Optimierung kann sich die benötigte Rechenzeit als Ausschlusskriterium erweisen. Aus der Sicht der integrierten Bewirtschaftung eines urbanen Entwässerungssystems werden oftmals bestehende Simulationsmodelle gekoppelt, deren Komplexitätsgrad zu hoch für die integrierte Modellierung ist, da sie ursprünglich für die detaillierte Analyse der dynamischen Vorgänge der einzelnen Teilsysteme entwickelt wurden. Die Kunst der integrierten Modellierung besteht offensichtlich nicht in der Kombination aller verfügbaren, möglichst detaillierten Modellansätzen, sondern in der zielgerichteten Auswahl zueinander möglichst kompatibler und der Aufgabenstellung angepasster Ansätze, ihrer inhaltlichen und softwaretechnischen Kopplung sowie der geschickten Reduzierung der Modellkomplexität (Schütze und Alex, 2004; Schindler et al., 2007). 22

31 Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Fließschema 3 Fließschema Integrierte Modellierung 3.1 Entwicklung Im Gegensatz zur modelltechnischen Abbildung einzelner Teilsysteme stellt die Bearbeitung einer übergreifenden Untersuchung aller Teilsysteme aufgrund der Komplexität des (integrierten) Systems erhöhte Anforderungen an den Modellnutzer. Eine Handlungsanleitung für die modellbasierte Untersuchung urbaner Entwässerungssysteme in direkter Wechselwirkung mit dem angrenzenden Ökosystem steht jedoch noch aus. Smith (2007) unterstreicht die Notwendigkeit einer Richtlinie zum Aufbau integrierter Modelle basierend auf Erfahrungen aus einer Fallstudie in Großbritannien. Der vorliegende Leitfaden soll den ersten Schritt hin zu einer solchen Anleitung darstellen und fasst die wesentlichsten Aspekte als Handlungsempfehlungen für integrierte Simulationsstudien zusammen. In Abbildung 4 soll eine allgemeingültige Vorgehensweise zur Durchführung von Simulationsstudien mittels integrierter Modelle dargestellt werden. Die hier vorgestellte Methodik folgt dem Leitgedanken, das zu verwendende Modell unter Berücksichtigung der verfügbaren Daten und Modellansätze zielgerichtet zu entwickeln und bereits während des Aufbaus einer iterativen Analyse und Bewertung zu unterziehen. Die Vorgehensweise kann prinzipiell in sieben wesentliche Abschnitte eingeteilt werden: 1. Problemformulierung ausgehend von einer Analyse des Systems 2. Identifikation problemrelevanter Bewertungskriterien, Prozesse und Maßnahmen 3. Modellentwicklung unter Berücksichtigung der abzubildenden Prozesse und der vorhandenen Daten 4. Modellanalyse 5. Modellkalibrierung und Modellvalidierung 6. Modellanwendung: Szenarienanalyse 7. Ein zusätzlicher siebenter Arbeitsschritt ist die kontinuierliche Dokumentation aller sechs zuvor angeführten Abschnitte 23

32 Fließschema Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Abbildung 4 Schematische Darstellung des grundsätzlichen Ablaufs von Studien, die mittels integrierter Simulation durchgeführt werden. 24

33 Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Fließschema 3.2 Systemanalyse Die Motivation, eine Simulationsstudie durchzuführen, entspringt gewöhnlich der Erkenntnis, dass das betrachtete System unter akuten, mittel- oder langfristigen Defiziten leidet. Darüber hinaus kann der Wunsch nach technischer und/oder wirtschaftlicher Systemoptimierung eine entsprechende Veranlassung darstellen. Generell kann festgestellt werden, dass die modelltechnische Beschreibung automatisch zu einem besseren Verständnis der Zusammenhänge im System führt. Die übergeordnete Zielstellung einer Studie lässt sich prinzipiell direkt von der Motivation ableiten und kann sehr abstrakt formuliert werden (z. B. Reduktion der Emissionen, Verbesserung der Gewässergüte). Eine weitere Differenzierung der Ziele nach Kapitel 2.2 leitet sich aus dem Vergleich des gegenwärtigen Systemzustandes (häufig defizitär) und eines definierten Zielzustandes ab. Der gegenwärtige Zustand ( status quo ) ergibt sich aus einer vorläufigen Systemanalyse, die mit einer Sichtung der vorhandenen Daten einhergeht. Der Zielzustand kann zum einen durch gesetzliche Vorgaben, zum anderen aber auch durch die Eigenmotivation bestimmt werden. Darüber hinaus ist eine Kombination aus den beiden Veranlassungen möglich. Dieser, der eigentlichen Simulationsstudie vorgelagerte, Analyseprozess geschieht in der Regel durch die Systembetreiber, die Wasserbehörde oder ähnliche übergeordnete Institutionen. 3.3 Identifikation maßgebender Prozesse und Kriterien In einem weiteren Schritt schließt sich ein Analyseprozess an, dessen Hauptziel die Identifikation der eigentlichen Ursachen (Defizitanalyse) oder des Optimierungspotenzials und der damit verbundenen Prozesse und Kriterien ist. Die Identifikation maßgebender Zustandsvariablen (bzw. Kriterien) und relevanter Prozesse im System stehen prinzipiell in einem unmittelbaren Zusammenhang. Im Falle gesetzlicher Vorgaben wird die erforderliche Zielstellung bereits durch verbindliche Kriterien und darüber hinaus zahlenmäßig konkrete Anforderungen festgelegt. Somit erfolgt der Analyseprozess ausgehend von diesen vorgegebenen Kriterien. Sind im Vorfeld keine Kriterien definiert, müssen diese im Zusammenhang mit der Identifikation maßgebender Prozesse hergeleitet werden. In Abhängigkeit von den identifizierten Prozessen bzw. Kriterien erfolgt eine Zusammenstellung geeigneter Maßnahmen, die im Rahmen der Szenarienanalyse näher untersucht und bewertet werden sollen. Zusätzliche Maßnahmen werden möglicherweise erst während der Simulation bzw. der Szenarienanalyse identifiziert und dann dem Maßnahmenkatalog hinzugefügt. Einzelne, im Vorfeld festgelegte, Zielstellungen müssen unter Umständen, den Erkenntnissen aus der Analyse folgend, angepasst und die Systemgrenzen und relevanten Eingangsgrößen (neu) definiert werden. Um die räumliche Ausdehnung des späteren Modells zu begrenzen, sollten die Systemgrenzen so eng wie möglich gefasst werden. Hier gilt es, nur die Bereiche einzubeziehen, die einen maßgebenden Einfluss auf die Kriterien haben oder von den geplanten Maßnahmen berührt werden (Meirlaen und Vanrolleghem, 2002). Grundlage für den weiteren Modellaufbau ist die Definition von Schnittstellen und Interaktionen zwischen den Teilkomponenten des Systems. An diesem Punkt sollte auch kritisch beurteilt werden, ob die Untersuchung zwingend auf der Basis eines integrierten Modells 25

34 Fließschema Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer erfolgen muss. Möglicherweise ergibt eine integrale Betrachtung des Abwassersystems keinen zusätzlichen Nutzen und die Anwendung herkömmlicher Modellkonzepte für die Teilsysteme ist hinreichend für die Bewertung der Maßnahmen. 3.4 Modellansätze und Daten Problemkreis und daher auch das zu entwickelnde Modellkonzept sind nun auf das Wesentliche eingegrenzt, die Komplexität der integrierten (ganzheitlichen) Fragestellung auf eine handhabbare Größe reduziert. Die so gefundenen Aspekte bilden die Grundlage für die Wahl geeigneter Modellansätze zur Beschreibung der maßgebenden Zusammenhänge. Es ist zu prüfen, ob die verfügbaren Modellansätze den Anforderungen genügen, oder ob sie der Aufgabe anzupassen und weiterzuentwickeln sind. In welcher Form die gegebenen Anforderungen die Auswahl der Modellansätze beeinflussen, illustrieren Rauch et al. (1998) anhand gewässerbezogener Beispiele. Die (Aus-)Wahl der Modellansätze ist in der Regel ein iterativer Prozess bei dem die Zielstellung der Untersuchung den vorhandenen Daten und den verfügbaren Modellansätzen gegenübergestellt wird. Daraus können sich unmittelbar vier Konsequenzen ergeben: 1. Verbesserung der Datengrundlage (z. B. durch zusätzliche Messungen oder weitere Datenerhebung) 2. Entwicklung angepasster, oder Auswahl alternativer, weniger anspruchsvoller Modellansätze, welchen die vorhandene Datenbasis genügt (Willems, 2004) 3. Anpassung der Zielstellung (meist wenn der Aufwand für Messungen und (Weiter-) Entwicklung von Modellansätzen zu groß ist) 4. Die Abbildung der Konzentrationen und Frachten der Teilsystem und des Gesamtsystems ist ohne eine verifizierte Darstellung der Abflüsse und Massenbilanzen nicht möglich Neben den Modellansätzen werden in ausreichendem Umfang Daten zur Beschreibung der Modellstruktur (modellbildende Daten) und der Modellparameter (Messdaten) benötigt. Zum Teil liegen Informationen, wie z. B. Anlagenpläne, Kanalkataster oder Betriebsdaten vor. Andererseits, insbesondere zur Beschreibung und Kalibrierung der Systemprozesse, werden Daten durch Messungen, Probenahmen und Laboranalysen zu erheben sein. Daten und Datensätze liegen in der Regel für die einzelnen Teilsysteme in unterschiedlicher Güte und in unterschiedlichen Skalen vor. Dabei existieren sowohl für die räumliche und zeitliche Auflösung sowie für die Vollständigkeit und die Messungenauigkeiten der Daten weite Spektren. Die erforderliche Güte leitet sich aus der Wahl der Modellansätze bzw. aus der Definition der abzubildenden Prozesse ab. Je detaillierter der Modellansatz die physikalischen Zusammenhänge widerspiegelt, desto höher sind die Anforderungen. Vanrolleghem et al. (1999) geben Hinweise zur Konzeption von Messkampagnen, die den Anforderungen der integrierten Modellierung entsprechen sollen. Die UNESCO-IHP (2008) formuliert darüber hinaus generelle Anforderungen an Daten aus Sicht der integralen Siedlungswasserwirtschaft. Die Reduktion der Modellrechenzeit ist besonders im Zusammenhang mit Langzeitsimulationen oder bei mehreren Simulationsläufen bedeutsam. Bei einer Modellvereinfachung (Konzeptionalisierung) zur Verringerung der Laufzeiten sollte immer geprüft werden, ob und in welchem Maß der unter Umständen auftretende Informationsverlust durch strukturelle Modellunsicherheit die Ergebnisse beeinflusst. In jedem Fall sollte 26

35 Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Fließschema geprüft werden, ob der Grad der Vereinfachung und der damit verbundene Informationsverlust mit der zu Beginn aufgestellten Zielstellung der Untersuchungen vereinbar ist. Neben dem Aufbau der grundlegenden Modellstruktur müssen nun auch die Schnittstellen zwischen den Teilsystemen modelltechnisch beschrieben werden. Dabei sind die spezifischen Eigenschaften der Stofffraktionen zu beachten. Wo es notwendig erscheint, ist ihre Transformation an den Schnittstellen zu definieren (Bornemann et al., 1998; Volcke et al., 2006). Zudem sind die unterschiedlichen zeitlichen Skalen in den Teilmodellen aufeinander abzustimmen. Als Grundprinzip für den Aufbau eines integrierten Modells gilt, Komplexität und Umfang des Modells so weit wie möglich zu reduzieren: So detailliert wie nötig, so einfach wie möglich. 3.5 Modellanalyse Dieser Schritt beinhaltet einerseits die Qualitätssicherung der vorhandenen oder im Rahmen des Projektes erhobenen Daten und andererseits die Analyse des integrierten Modells sowie seiner Teilsysteme. Hierzu zählen insbesondere die Robustheit der Modellansätze und die Gewährleistung der Funktionalität der Schnittstellen. Zusätzlich müssen die mit den Daten und dem aufgestellten Modellsystem verbundenen Unsicherheiten so weit möglich analysiert und quantifiziert werden. Daten aus Messkampagnen sind grundsätzlich hinsichtlich ihrer Aussagekraft begrenzt, da die Fähigkeit, den gewünschten Parameter zu erfassen, von der Messmethode abhängt. Hierbei ist zu berücksichtigen, dass der tatsächliche Parameterwert niemals exakt erfasst werden kann, da er immer mit einem bestimmten Grad der Unsicherheit behaftet ist (Hoppe, 2006). Diese Einschränkungen hängen v.a. von den gewählten Messinstrumenten, Messmethoden sowie dem Ort und der Art der Probenahme ab. Neben den erforderlichen hydraulischen Daten zur Modellerstellung sowie für die Kalibrierung und Validierung sind im Rahmen der integrierten Modellierung insbesondere Güteparameter von großem Interesse. Hierbei ist zu beachten, dass Gütedaten nur in Verbindung mit korrespondierenden Abflussdaten sinnvoll verwendet werden können. Bereits die Qualitätssicherung von Abflussmessungen ist anspruchsvoll. Die Schwierigkeit der Aufgabe erhöht sich für Gütemessungen wesentlich. Stoffumwandlungsprozesse von Inhaltsstoffen sind häufig durch Verdünnungs- und Mischungsprozesse beeinflusst. Darüber hinaus kann meist nicht von einer vollständigen Durchmischung ausgegangen werden. Es ist daher bei online-messungen schwierig, einen Trend in den Messungen von anderen Einflüssen, z. B. Auswirkungen einer Sensordrift oder eines Sensorshifts, zu unterscheiden. Daneben ist auch bereits die gewählte Referenzmethode zur Kalibrierung der online-sonden mit Unsicherheiten behaftet (Bertrand-Krajewski, 2004). Alle diese Einflüsse sind bei der Beurteilung der Datenqualität zu berücksichtigen. Nur eine sehr sorgfältige Analyse ermöglicht die Angabe von Vertrauensintervallen der erfassten Daten. Es existiert eine Vielzahl von Methoden und Werkzeugen zur Durchführung der Qualitätssicherung. In der Praxis werden diese Methoden jedoch kaum angewandt, und automatisierte Methoden kommen fast nie zur Anwendung. 27

36 Fließschema Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Bei der Qualitätssicherung sind insbesondere die folgenden Punkte zu beachten: o Unterscheidung zwischen Messfehlern und tatsächlicher Systemveränderung o Erkennung von langfristigen Trends oder kurzfristigen Schwankungen o Unterscheidung zwischen natürlichen Abweichungen und anthropogenen Einflüssen Erste Simulationsrechnungen sollten mit dem in Box 3 (Kapitel 3.4) aufgestellten Modell durchgeführt werden. Die Ergebnisse sind hinsichtlich möglicher Fehlerquellen (Plausibilitätskontrolle) zu analysieren. Hierbei sind hauptsächlich falsche Parameterwahl oder Modellstrukturen zu identifizieren. Hinweise darauf geben beispielsweise nicht plausible Frachten und Konzentrationen im Gewässer oder überstaute Schächte an Hochpunkten des Kanalnetzes. Zu diesem Zeitpunkt ist auch die Überprüfung der Funktionalität der Schnittstellen wichtig, da die Schnittstellen zwischen dem Kanalnetz und der Kläranlage sowie dem Kanalnetz und dem Gewässer problematisch sind. Insbesondere die Transformation der verschiedenen Parametersätze ist als einer der Schwachpunkte der integrierten Modellierung bekannt (Schütze et al., 2002). Beispielsweise basieren Schmutzfrachtmodelle für das Kanalnetz im Allgemeinen auf nicht mehr als zwei CSB- Fraktionen (Muschalla et al., 2006), während das ASM1 mit sieben CSB-Fraktionen rechnet (Henze et al., 1987). Simulierte Abflüsse der unterschiedlichen Teilsysteme, die auf unterschiedlichen zeitlichen Skalen beruhen, sind ein weiterer Problempunkt. Die Good modelling practice verlangt eine Abschätzung darüber, wie gut die Ergebnisse im Extrapolationsbereich sind. Ein numerisches Modell setzt sich aus Differentialgleichungen, Eingabeparametern, Modellparametern und Zustandsvariablen zusammen. Hierbei gibt es immer eine Abweichung zwischen Modell und Realität zu beachten. Die Modellparameter können eine signifikante Unsicherheitsquelle darstellen. Die Schätzung von Modellparametern, z. B. bei der Kalibrierung (Kapitel 3.6), kann zu einer maßgeblichen Verfälschung der Simulationsergebnisse führen, sofern nicht eine sorgfältige Datenanalyse durchgeführt wird (Gamerith et al., 2008). Das Problem der Eindeutigkeit von Parametern und deren Korrelation untereinander ist zu beachten. Zusätzliche Unsicherheiten können durch numerische Fehler oder eine ungeeignete Modellstruktur hervorgerufen werden. Die Quantifizierung der Modellunsicherheit erfordert häufig hohe Rechnerleistung (z. B. Monte-Carlo-Simulation). Daher ist die Anwendung von Unsicherheitsanalysen im Rahmen der integrierten Modellierung eingeschränkt, allerdings finden sich in der Literatur einige Beiträge zu diesem Thema (Mannina et al., 2006). 3.6 Kalibrierung und Validierung Bei der Modellierung muss grundsätzlich davon ausgegangen werden, dass Abweichungen zwischen dem prognostizierten (berechneten) und dem realen (beobachteten) Systemverhalten unvermeidbar sind. Dies liegt zum einen daran, dass die Modellvorstellungen, die den Berechnungen zugrunde liegen, Vereinfachungen der tatsächlichen Zusammenhänge darstellen und zum anderen daran, dass die Modellparameter durch Messung zumeist nicht exakt bestimmbar sind. Die Kalibrierung der Modellparameter ist daher essenzieller Bestandteil einer jeden Modellierung. Unter Kalibrierung wird in diesem Zusammenhang die Bestimmung bzw. Abschätzung der Modellparameter durch den Vergleich von berechnetem und realem Systemverhalten bezeichnet. Zu diesem Zweck müssen zumeist zeitgleiche Messungen sowohl des Niederschlags als auch des Abflussgeschehens (Abflussmengen und Stoffkonzentrationen) im Entwässerungssystem und im empfangenden Gewässer vorliegen. 28

37 Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Fließschema Im Rahmen der integrierten Modellierung wird die Abschätzung von Modellparametern in der Regel iterativ durchgeführt. Basierend auf den verfügbaren Daten, wird die Abschätzung mit jedem Iterationsschritt verbessert und hat das Ziel, durch eine Veränderung der Modellparameter eine möglichst weitgehende Übereinstimmung zwischen Simulation und Messungen zu erzielen. Unter Verwendung von Güteindikatoren (z. B. der Modelleffizienzfaktor nach Nash und Sutcliffe, 1970) entsteht ein Optimierungsproblem, dass entweder durch Ausprobieren oder mittels geeigneter Optimierungsmethoden gelöst werden kann. Im Anschluss an die Modellkalibrierungen sind die berechneten Ergebnisse sowie die Güte der Modellparameter anhand von weiteren, voneinander unabhängigen, gemessenen Ereignissen zu überprüfen (Validierung). Dabei kann die Validierung entweder anhand von Jahresreihen oder mit Einzelereignissen durchgeführt werden. Im Rahmen der integrierten Modellierung führt das komplexe System dazu, dass bestimmte Parameter vorab abzuschätzen sind. Hierbei sind physikalisch sinnvolle Werte unter Berücksichtigung der Randbedingungen anzunehmen. Generell sollte ein zweistufiger Prozess der Modellkalibrierung gewählt werden: Im ersten Schritt sind die Teilmodelle soweit möglich (z. B. Kanalnetz und Kläranlage) unabhängig voneinander zu kalibrieren. Danach ist das Gesamtmodell unter Berücksichtung der Wechselwirkungen zwischen den Teilmodellen zu kalibrieren. In beiden Schritten erfolgt zunächst die Kalibrierung des Abflussverhaltens des Systems und anschließend die Kalibrierung der Gütedaten und -prozesse (Dochain und Vanrolleghem, 2001, Muschalla et al., 2007). Wird auf eine Kalibrierung verzichtet, hat trotzdem eine Plausibilitätsüberprüfung der Berechnungsergebnisse zu erfolgen, indem z. B. die an einer Kläranlage gemessenen Zuflüsse den in der Simulation ermittelten Mengen gegenübergestellt werden. 3.7 Szenarienanalyse Szenarienanalysen eignen sich für die Abschätzung der Wirkung von unterschiedlichen Maßnahmen zur Erreichung der in Box 1 (Kapitel 3.2) definierten Ziele. Möglicherweise haben sich während des Modellbaus und der Datensammlung diese zu testenden Verbesserungsmaßnahmen konkretisiert und können so anhand von Parameteränderungen und/oder Modellumbau abgebildet werden. Außerdem müssen die Belastungssituation (z. B. Trockenwetter, Regenwetter) und die Betrachtungszeiträume (Einzellereignis oder Langzeitsimulation) festgelegt werden, die in die Simulationsszenarien einfließen sollen. Sind mit Hilfe der Simulationsbetrachtung Möglichkeiten zur Verbesserung gegenüber einem bestimmten Zustand zu untersuchen, wird dieser als Ausgangszustand (Referenzfall) festgelegt. Das Systemverhalten unter den Bedingungen dieses Ausgangszustands muss dann zunächst unter Ansatz der vorgegebenen Belastungssituation und -dauer bestimmt werden. Nach der Durchführung der Simulationsläufe zu den einzelnen Szenarien, sollten vor der Bewertung die Resultate auf Hinweise untersucht werden, die mögliche Fehler der Simulationsberechnung anzeigen (siehe Box 4 / Kapitel 3.5). Die Bewertung der Simulationsszenarien erfolgt mit Hilfe der vordefinierten Kriterien und Ziele (siehe Box 2 / Kapitel 3.3). Grundsätzlich kann zwischen einer absoluten und einer relativen Beurteilung der Szenarien unterschieden werden. Hat der vorgeschaltete Abgleich zwischen Modellansätzen und Daten (siehe Box 4 / Kapitel 3.5) ergeben, dass die angewendeten Modellansätze die maßgebenden Prozesse sinnvoll abbilden und wurde auf eine detaillierte Kalibrierung der Modelle verzichtet, ist nur ein relativer Vergleich der Szenarien mit dem Ausgangszustand möglich. Die Simulationsergebnisse 29

38 Fließschema Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer können dann allerdings nur eine relative Veränderung (Verbesserung bzw. Verschlechterung) gegenüber dem Ausgangszustand dokumentieren. Wurde eine detaillierte Kalibrierung vorgenommen, ermöglicht dies einen quantitativen Vergleich mit Grenzwerten (z. B. maximale Konzentrationen im Gewässer). Werden die gesetzten Ziele mit den untersuchten Szenarien nicht erreicht, sind neue, zielführende Maßnahmen zu definieren. Für diese neuen Maßnahmen ist erneut zu prüfen, ob sie durch die gewählten Modellansätze abbildbar sind, bevor sie in neue Simulationsszenarien übernommen werden können (siehe Box 3 / Kapitel 3.4 und Box 4 / Kapitel 3.5). Ist das nicht der Fall, so kann die Wahl eines anderen Modellansatzes und damit eine erneute Modellanalyse und - kalibrierung erforderlich werden. 3.8 Dokumentation Die Dokumentation einer Simulationsstudie - insbesondere auch die schriftliche Ausarbeitung - sollte ausreichend umfangreich und detailliert sein, damit alle Teilaspekte bzw. Teilaufgaben (Veranlassung, Modellwahl, Modellerstellung, Messprogramme, Kalibrierung/ Validierung, Szenarienanalysen etc.) auch noch im Nachhinein nachvollzogen bzw. die Ergebnisse durch eine erneute Simulation reproduziert werden können. Eine detaillierte Auflistung der anzustrebenden Dokumentation findet sich im Anhang B. Das Mindestmaß an Dokumentation sollte aber die nachfolgenden Punkte nicht unterschreiten: o Ziele der Studie o Vorgehensweise o ausgewählte Modellansätze mit Begründung o die verwendete Software (inklusive Versionsnummer) o die wichtigsten Betriebs- und Prozessdaten des betrachteten Systems (inkl. Abwassercharakteristika) o das finale Modell o eine Auflistung der verwendeten Parametersätze (inkl. einer Begründung, wenn von üblichen Modellparametern signifikant abgewichen wurde) o die wichtigsten Ergebnisse der Datenevaluierung (z. B. Massenbilanzen), Kalibrierung und Validierung Mit dem Modell durchgeführte Analysen (z. B. Szenarien) sollten ebenfalls ausreichend nachvollziehbar dokumentiert werden. Bei der Erstellung der Dokumentation ist es hilfreich, sich an den in Abbildung 4 aufgeführten Arbeitsschritten zu orientieren. 30

39 Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Fallbeispiele 4 Fallbeispiele 4.1 Allgemeines Während der letzten Jahre wurden mehrere Beiträge über die Anwendung der integrierten Modellierung publiziert. Grundlage dazu waren häufig Dissertationen, bei denen anhand von Fallbeispielen die generelle Vorgehensweise gezeigt wurde: o An integrated modelling concept for immssion based management of sewer system, wastewater treatment plant and river (Erbe and Schütze, 2004) o Effects of real time control of sewer systems on treatment plant performance and receiving water quality (Frehmann et al., 2002) o Optimisation of integrated urban wastewater systems (Muschalla, 2008) o Potentials of real time control, stormwater infiltration and urine separation to minimize river impacts (Peters et al., 2007) o Modelling, simulation and control of urban wastewater systems (Schütze et al., 2002) o Modelling the river system in urban areas in view of the EU WFD (Solvi, 2007) Anhand ausgewählter Fallbeispiele wird in den nachfolgenden Kapiteln die konkrete Anwendung dieses Leitfadens und insbesondere die Umsetzung des Fließschemas im Rahmen von integrierten Modellierungsstudien verdeutlicht. 4.2 Beispiel #1 - Plettenberg / Nordrhein-Westfalen 1. Schritt: Systemanalyse Die Untersuchungen in der vorliegenden Fallstudie konzentrierten sich auf einen 4 km langen, basisabflussregulierten Gewässerabschnitt eines Mittelgebirgsflusses (Gesamteinzugsgebiet 127 km²), der kontinuierlich (Einleitungen aus einer kommunalen Kläranlage mit EW) und zeitweise (Entlastungen aus einem Abschlagsbauwerk vor der Kläranlage) hydraulisch sowie stofflich belastet wird (siehe Abbildung 5). Anlass zur Entwicklung einer ganzheitlichen Optimierungsstrategie bot a) die Aussetzung der Einleitungsgenehmigung durch die zuständige Umweltbehörde (weitergehende Untersuchungen zur Verbesserung der Situation im Fließgewässer wurden gefordert) und b) ein eingeschränkter ökologischer Zustand, der im Rahmen der Bestandserhebung gemäß EG-Wasserrahmenrichtlinie (EU, 2000) festgestellt wurde. 31

40 Fallbeispiele Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer COD, CODf, TSS, NO3-N, T K1 K2 P P Q Q Q Q P Mischwasserentlastung Mischwasserentlastung COD, CODf, TSS, NO3-N, T, ph Q1 S1 P Kläranlage Q1 S2 P Q Niederschlag Qualität Abfluss Q Mischwasserentlastung Q2 S3 COD, CODf, TSS, T, NH4-N, ph Ausleitungsstrecke Q hp ~ 3-30 m³ s -1 Kraftwerk Q Fließgewässer Q Fluss ~ 3-40 m³ s -1 Wehranlage Restwasserstrecke Q RW ~ m³ s -1 M1 M2 Q3 NH4-N, T NH4-N, T, ph, NO3-N, LF, O2 Kilometrierung: km 56.3 km 53.6 km ~km 50.7 km 49.7 km 47.5 Abbildung 5 Beispiel #1: Untersuchungsgebiet mit Messstellen. Eine, durch erhöhten Fremdwasseranfall hervorgerufene, hydraulische Überlastung des Kanalnetzes und der Kläranlage wurde bereits im Vorfeld durch routinemäßige Untersuchungen als Defizit ermittelt. In erster Konsequenz ergeben sich daraus folgende übergeordnete Bewirtschaftungsziele: Verbesserung des ökologischen Zustandes in der Restwasserstrecke sowie Reduzierung des Fremdwasseranfalls zur Verminderung der Entlastungsaktivität und zur hydraulischen Entlastung der Kläranlage. Die Wirksamkeit konkreter Maßnahmen zur Erreichung dieser Ziele sollte in einer Simulationsstudie bewertet werden. Für eine detaillierte Betrachtung wurde das System auf folgende Systemkomponenten, bzw. Schnittstellen reduziert: Siedlungsentwässerung im Mischsystem, Stauraumkanal vor der Kläranlage, Zulauf und Behandlungsstufen auf der Kläranlage, Einleitung von Kläranlagenablauf, bzw. Stauraumkanal, basisabflussregulierter Gewässerabschnitt der Lenne im Bereich Plettenberg. 2. Schritt: Identifikation maßgebender Prozesse und Kriterien Weitergehende Untersuchungen des gegenwärtigen Systemzustandes (Abfluss- und Qualitätsmessungen im Kanalnetz und im angrenzenden Fließgewässer siehe Abbildung 5) bestätigten die in der Systemanalyse angenommen Unzulänglichkeiten, führten darüber hinaus aber auch zur Identifikation weiterer Defizite: o Die Charakteristik der gemessenen Schmutzstoffkonzentrationen im Gewässer (insbesondere NH 4 -N) lässt nicht nur auf eine erhöhte Entlastungsaktivität des 32

41 Integrierte Modellierung von Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer Fallbeispiele Stauraumkanals, sondern auch auf eine verminderte Reinigungsleistung der Kläranlage schließen. o Eine erhöhte Entlastungsaktivität mehrerer Entlastungsbauwerke im Gesamtnetz wurde durch gezielte Abflussmessungen auf lokal erhöhte Infiltrationsraten zurückgeführt. o Aufgrund der kraftwerksbedingten Ausleitung existiert im untersuchten Gewässerabschnitt ein extrem geringes Verhältnis zwischen natürlichem Basisabfluss und siedlungswasserwirtschaftlichen Einleitungen, was, besonders in den Sommermonaten, zu kritischen Sauerstoffkonzentrationen (< 4 mg/l) führt. o Abflussmessungen zeigten ein gestörtes Abflussregime im basisabflussregulierten Gewässerabschnitt auf. Im beobachteten Zeitraum betrug der Basisabfluss für über 90% des Zeitraumes (Q90%) weniger als 2,98 m 3 /s, der aufgrund eines natürlichen Frühjahrshochwassers beobachtete Maximalabfluss (Q max ) betrug jedoch 141 m 3 /s. Diese enormen Unterschiede lassen eine nachhaltige Schädigung der Gewässerbiozönose erwarten (kurzzeitig erhöhte Sohlschubspannung, hydraulischer Stress, Verdriftungserscheinungen). Ausgehend von den so identifizierten Defizitursachen wurden mit Hilfe eines einfachen konzeptionellen Ansatzes (beinhaltet ausschließlich eine qualitative Betrachtung der Zusammenhänge) konkrete Bewirtschaftungsmaßnahmen identifiziert und im Folgenden simulationstechnisch untersucht. 3. Schritt: Modellansätze und Daten Die Vielschichtigkeit der aufgezeigten Defizite verdeutlicht die Notwendigkeit verschiedene Aspekte zu berücksichtigen. Um dementsprechend die Zusammenhänge zwischen den einzelnen Teilsystemen modelltechnisch beschreiben zu können, wurde ein integriertes Modell entwickelt, welches Einzugsgebiet, Kanalnetz, Kläranlage und Fließgewässer zusammenhängend abbildet. Der Detailgrad der einzelnen Teilmodelle wurde dabei durch die zur Verfügung stehenden Daten und die von vornherein identifizierten relevanten Prozesse bestimmt. Die in Abbildung 6 dargestellte modelltechnische Umsetzung erfolgte auf der Simulationsplattform SIMBA (Version 5.1; ifak, 2006), welche eine simultane Simulation von Abfluss und Umsatzprozessen in allen Teilsystemen ermöglicht. Abbildung 6 Beispiel #1: Modellstruktur und implementierte Modellansätze. 33