Grüner Ring Leipzig · Konzeption zur nachhaltigen Nutzung der Tagebauseen in der Region Leipzig,...

Konzeption zur nachhaltigen Nutzung der Tagebauseen in der Region Leipzig, Endbericht Anlage

Ecosystem Saxonia/DesCon

Anlage

Datenblätter mit Übersicht der Hauptparameter für die untersuchten Seen Quelle: Daten wurden überwiegend übernommen vom Regionalen Planungsverband Westsachsen, Bearbeitungsstand 1/2007


Ecosystem Saxonia/DesCon

Anlage

Bewertung der Stellungnahmen zur Konzeption Quelle: Stellungnahmen der Behörden

Konzeption

zur nachhaltigen Nutzung der Tagebauseen In der Region Leipzig Auftraggeber:

Grüner Ring Leipzig

In Zusammenarbeit mit dem

Zweckverband Kommunales Forum Südraum

vertreten durch die

Stadt Leipzig, Amt für Stadtgrün und Gewässer,

Abteilung Wasserwirtschaft Auftragnehmer

Ecosystem Saxonia Gesellschaft für Umweltsysteme mbH

DesCon, Dr. Masilge

Dresden, Dezember 2008 Durch das Sächsische Staatsministerium des Innern nach FR-Regio gefördert.

Konzeption zur nachhaltigen Nutzung der Tagebauseen In der Region Leipzig Endbericht

Ecosystem Saxonia GmbH / DesCon Seite 2

Inhaltsverzeichnis 1 Aufgabenstellung/ Zielstellung ................................................................................................... 6 2 Charakteristik der Seen .............................................................................................................. 10

2.1 Übersicht über die Seen im Betrachtungsgebiet....................................................10 2.2 Gegenwärtige Randbedingungen für die Entwicklung der Seen ............................15

2.2.1 Braunkohlenpläne .........................................................................................15 2.2.2 Kommunale Planungen .................................................................................15 2.2.3 Einbindung in die Regionalplanung ...............................................................16 2.2.4 Regelungen der Europäischen Union (Relevante Angaben) ..........................16

2.3 Entwicklung der wassertouristischen Nutzung, soziale und ökonomische Randbedingungen im Rahmen Deutschlands ...................................................................20 2.4 Angaben zum Angelsport und zur Fischzucht .......................................................23 2.5 Naturschutzfachliche Randbedingungen/ Schutzgebiete .......................................25 2.6 Limnologische Untersuchungen zum gegenwärtiger Zustand der Seen ................27

2.6.1 Limnologisches Gutachten für den Cospudener See (2001) ..........................27 2.6.2 BGD: „Limnologisches Gutachten für das Tagebaurestloch Zwenkau“(2005) 29 2.6.3 BGD: „Limnologisches Gutachten für das Restloch Störmthal“ (2002) ..........30 2.6.4 BGD: „Limnologisches Gutachten für das Restloch Markkleeberg“ (2002) ....32

2.7 Gruppierung und gemeinsame Nutzung der Seen ................................................33 3 Ökologische Tragfähigkeit der Seen für Schadstoffeinträge ................................................. 34

3.1 Wirkung der Schadstoffe .......................................................................................34 3.2 Charakterisierung der wesentlichen durch die Motorbootnutzung eingetragenen Schadstoffe ......................................................................................................................36

3.2.1 PAK ...............................................................................................................36 3.2.2 MKW .............................................................................................................38 3.2.3 BTEX-Aromaten ............................................................................................39 3.2.4 MTBE ............................................................................................................40

3.3 Ökotoxikologische Beurteilung der Schadstoffeinträge..........................................42 3.3.1 Orientierungs- und Grenzwerte für Oberflächengewässer .............................42 3.3.2 Bewertung der vorgeschlagenen Umweltqualitätsziele (Langzeitwirkung, chronisch) .....................................................................................................................53

3.4 Bewertung der ökologischen Empfindlichkeit der Seen .........................................56 3.4.1 Hydraulik, Hydromorphologie und Schichtung ...............................................56 3.4.2 Potenzielle und aktuelle Trophie sowie Wirkung der Versauerung ................59

3.5 Empfindlichkeit der Seen gegenüber einer Schadstoffbelastung ...........................61 4 Technologiefolgeabschätzung bezüglich des Motorbootssports ......................................... 63

4.1 Konfliktdefinition, Anwendungsbereiche, Emissionen ............................................63 4.2 Hauptemissionen von motorisierten Booten ..........................................................65

4.2.1 Arten der Vortriebserzeugung .......................................................................65 4.2.2 Schadstoffemissionen ...................................................................................66 4.2.3 Alternative Antriebe .......................................................................................71

4.3 Weitere Stör- und Wirkfaktoren durch den Motorbootverkehr ................................72 4.3.1 Antifouling .....................................................................................................72 4.3.2 Nährstoffe .....................................................................................................80 4.3.3 Lärm ..............................................................................................................81 4.3.4 Wellenschlag .................................................................................................82 4.3.5 Überbauung / Versiegelung ...........................................................................85 4.3.6 Veränderung von Vegetation / Biotopstrukturen ............................................86 4.3.7 Optische Störreize .........................................................................................86 4.3.8 Veränderungen der Sedimentation ................................................................86 4.3.9 Förderung der Ausbreitung von gebietsfremden Arten ..................................87

5 Prognose der zukünftigen Nutzungsintensität der Seen........................................................ 88 5.1 Vergleichswerte und Prognose .............................................................................88 5.2 Bootsarten ............................................................................................................89



5.3 Nutzung der Boote ................................................................................................90 6 Untersuchung der Emissionen durch Motorboote .................................................................. 92

6.1 Geplante Bootsbelegung und -nutzung .................................................................92 6.2 Grundsätze für die Emissionsszenarien ................................................................94 6.3 Szenarien zur Prognose der Wirkung der Motorbootemission auf die Seen ..........96 6.4 Quantifizierung der Schadstoffe ............................................................................96 6.5 Auswirkung der prognostizierten Motorbootnutzung auf die Seen – Lärmbelastung . ........................................................................................................................... 106 6.6 Auswirkung der prognostizierten Motorbootnutzung auf die Seen – Antifouling .. 109 6.7 Auswirkung der prognostizierten Motorbootnutzung auf die Seen ....................... 111 6.8 Ordnungsrechtliche und planerische Handlungsoptionen .................................... 112

7 Identifikation, Analyse und Bewertung von Folgen .............................................................. 116 7.1 Vorschläge für die Belange der Ökologie ............................................................ 116 7.2 Möglichkeiten zur Verringerung gasförmiger Schadstoffemissionen .................... 118 7.3 Begrenzung der Lärmemission durch den Motorbootverkehr .............................. 119

8 Zusammenfassung/ Handlungsempfehlungen ...................................................................... 121

Tabellenverzeichnis Tabelle 1 Boote pro Einwohner in Europa 21 Tabelle 2 Fischbestand der bewirtschafteten Seen 24 Tabelle 3 Vorrang- und Vorbehaltsgebiete Natur und Landschaft auf der Seefläche 25 Tabelle 4 Gewässerspezifische Parameter Cospuden 27 Tabelle 5 Gewässerspezifische Parameter Zwenkau 29 Tabelle 6 Gewässerspezifische Parameter Störmthal 30 Tabelle 7 Gewässerspezifische Parameter Markkleeberg 32 Tabelle 8 Gruppierung und gemeinsame Nutzung der Seen 33 Tabelle 9 Richt- und Grenzwerte PAK (PAH) – Oberflächengewässer 46 Tabelle 10 Schutz- und Qualitätsziele PAK (PAH) – Oberflächengewässer 46 Tabelle 11 Ergebnisse der ökotoxikologischen Wirkung unterschiedlicher PAK 49 Tabelle 12 Vergleich von Ableitungen für Sedimentqualitätsziele bzgl.PAK-Belastung 50 Tabelle 13 Vergleich der unterschiedlichen Ergebnisse für die PAK-Wirkung 51 Tabelle 14 Morphometrische Angaben und Aufenthaltszeit in den Seen 56 Tabelle 15 Bewertung der hydraulischen Aufenthaltszeit der Tagebauseen bezüglich der

Empfindlichkeit gegenüber einem Schadstoffeintrag 57 Tabelle 16 Epilimnionmächtigkeit der Tagebaurestseen 58 Tabelle 17 Einschätzung der Trophie der künstlichen Seen nach den morphologischen

Bedingungen (LAWA 1998) - Referenzzustand aus Morphologie 59 Tabelle 18 Einschätzung der Trophie-Verhältnisse in den Seen nach den bilanzierten bzw.

eingeschätzten Nährstoffeinträgen 60 Tabelle 19 Gesamteinschätzung der für die Seen mittelfristig zu erwartenden trophischen

Verhältnisse unter Berücksichtigung des Nährstoffeintrages, der hydromorphologischen Verhältnisse und der Phosphorfällung durch bergbaubürtig zugeführtes Eisen 61

Tabelle 20 Kombinierter Einfluss von Verweilzeit und Trophie auf die Empfindlichkeit der Seen gegenüber Schadstoffen 61

Tabelle 21 Zulässiger Schadstoffausstoß für Sportbootmotoren 66 Tabelle 22 Zulässiger Schadstoffausstoß für Straßenfahrzeuge nach EURO-Norm im

Vergleich zur zulässigen Motorbootemission nach 2003/44/EG 67 Tabelle 25 Abgasgrenzwerte für Schiffsmotoren nach der RheinSchUO, Kap. 8a.02 91 Tabelle 26 geplante Liegeplätze an untersuchten Seen im Leipziger Neuseenland ( Südbereich) 93 Tabelle 27 geplante Liegeplätze an untersuchten Seen im Leipziger Neuseenland ( Nordbereich) 94 Tabelle 28 Zusammenfassung der geplanten Bootsnutzung pro ha Seefläche 94 Tabelle 29 Leistung und Betriebszeit der eingesetzten motorisierten Boote 97



Tabelle 30 Errechnung der Emission nach RL 2003/44 EG für Bootskategorien 97 Tabelle 31 Berechnung der spezifischen jährlichen Emission an Kohlenwasserstoffen (HC)

pro ha und Jahr 98 Tabelle 32 Berechnung der spezifischen jährlichen Immission an Kohlenwasserstoffen in die

Tagebauseen bei einer Bootsbelegung von 0,5 und 1 Boot/ha 99 Tabelle 33 Aufstellung der Summe der Gesamtimmission bei einer Bootsbelegung von 0,5

bzw. 1,0 Boote/ha und einem unterschiedlichem Charterbootanteil bzw. einer differenzierten Motorisierung der Charterboote 99

Tabelle 34 Vergleich der Immissionswirkung und der zu erwartenden mittleren Schadstoffkonzentrationen in einem Tagebausee mit 10 m Epilimnionmächtigkeit bei einem Anteil von 5% Charterbooten und einer Bootsbelegung von 0,5 bzw. 1,0 Booten/ha 100

Tabelle 35 Bilanzierung der mittleren jährlichen Konzentration im Epilimnion bei einer Bootsbelegung zwischen 0,5 und 1,0 Booten/ha und einer unterschiedlichen Motorisierung der Charterboote einschließlich der Anwendung eines alternativen Antriebes mit „0“-Emission 101

Tabelle 36 Bilanzierung der mittleren Schadstoffkonzentration für die Seen bezogen auf das Gesamtseevolumen bzw. das Epilimnionvolumen bei der geplanten Bootsbelegung und einer „0“-Emission der Charterboote - Prognosezeitraum 2015 103

Tabelle 37 Ermittlung der zulässigen Kohlenwasserstoffimmission der einzelnen Seen bezogen auf das Gesamtseevolumen und den Epilimnionanteil und Vergleich mit der aus der Planung abgeleiteten zu erwartenden Immission für den Zeitraum bis 2015 104

Tabelle 38 Ermittlung der zulässigen Kohlenwasserstoffemmission für die Genehmigungspraxis der einzelnen Seen 105

Tabelle 39 Abschätzung der jährlichen Betriebsstunden der Motorboote 107 Tabelle 40 Abschätzung der mittleren und maximalen Anzahl der motorisieren

Bootsbewegungen/h und der Betriebsstunden pro Tag auf Basis der Prognose 2015 107

Tabelle 41 Abschätzung der PAK-Belastung aus Antifouling-Anstrichen (nach Ergebnissen der Untersuchung niederländischer Sportboote, IKSR 2002) 110

Tabelle 42 Abschätzung der Kupfer-Belastung aus Antifouling-Anstrichen (nach Ergebnissen der Untersuchung niederländischer Sportboote, IKSR 2002) 110

Abbildungsverzeichnis Abbildung 1: Übersichtslageplan der untersuchten Seenlandschaft 10 Abbildung 2: Berücksichtigung der wesentlichen trophischen Kompartimente 54 Abbildung 3: Im Modell AQUATOX berücksichtiges Verhalten der Schadstoffe 54 Abbildung 4: Ermittlung des Trophiegrades 60 Abbildung 5: Wassertouristische Aktivitäten bezüglich ihrer Emissionsauswirkung 63 Abbildung 6: Einfluss der Motorboots- und Schifffahrtsnutzung 64 Abbildung 7: Vergleich Grenzwerte BSO und Richtlinie 2003/44/EG 68 Abbildung 8: Typische Abgasführung von Bootsmotoren 69 Abbildung 9: Aktuelle Ergebnisse der Überprüfung der Lärmemission 70 Anlagen Anlage: Datenblätter mit Übersicht der Hauptparameter für die untersuchten Seen



Abkürzungsverzeichnis EG Europäische Gemeinschaften (B[a]p) Benzo[a]pyren, zu PAK, Leitsubstanz BETX Summe der aromatischen Kohlenwasserstoffe (Benzol, Ethylbenzol,

Toluol, Xylol) BinSchAbgasVO Binnenschifffahrts- Abgas -Verordnung dB Dezibel DDT Insektizid DOC Gelöster organischer Kohlenstoff EPA Environmental Protection Agency USA EPA Environmental Protection Agency, USA Epilimnion durchmischter, oberer Teil des Pelagials (Freier Wasserkörper) mit

ähnlicher Temperatur ETBE Ethyl-tert-butylether EU-WRRL EU-Wasserrahmenrichtlinie FAP Free-association Antifouling Paints FFH Flora-Fauna-Habitat Gebiet Gesamt-P Gesamt-Phosphor GWL Grundwasserleiter HC Kohlenwasserstoffe Hypolimnion untere, tropholytische Region der Seen IGKB Internationals Gewässerschutzkommission für den Bodensee IKSR Internationale Komission zum Schutz des Rheins IKSR Internationale Kommission zum Schutz des Rheins IMO International Maritime Organisation (Int. Seeschifffahrtsorgamisation) KW Kohlenwasserstoffe LAWA Länderarbeitsgemeinschaft Wasser LMBV Lausitzer und Mitteldeutsche Bergbau-Verwaltungsgesellschaft mbH Mio Millionen MKW Mineralölkohlenwasserstoffe MTBE Antiklopfmittel in Benzin NOX Stickstoffoxide PAH Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe PAK Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe PCB Polychlorierte Biphenyle RheinSchUO Rheinschifffahrts - Untersuchungsordnung SPC Self Polishing Copolymers SVOC Halbvolatile organische Verbindungen TAH Total aromatic hydrocarbons TBT Tripbutylzinn-Farben TOC Gesamter organischer Kohlenstoff (total organic carbon) TP Gesamtphosphat (total phosphorus) TPH Mineralölkohlenwasserstoffe TVO Trinkwasserverordnung UBA Umweltbundesamt UV Ultraviolettstrahlung VOC volatile organic compounds



1 Aufgabenstellung/ Zielstellung Im Norden und Süden Leipzigs entsteht in den ehemaligen Braunkohlenabbaugebieten das Leipziger Neuseenland mit einer neuen Erlebnisqualität, die eine touristische und wassertouristische Entwicklung der gesamten Region fördert. Die bereits gefluteten stadtnahen Seen werden schon jetzt intensiv für Erholungszwecke unterschiedlicher Art genutzt. Eine ähnliche Entwicklung ist auf den neu entstehenden Seen zu erwarten. Die Nutzung motorisierter Wasserfahrzeuge ist bislang auf Flautenschieber in Segelbooten (nach Antrag auf Genehmigung nach § 46a SächsWG) und zwei Personenschiffe mit Dieselmotoren sowie Solar- bzw. Elektromotorboote begrenzt. Eine Ausübungsmöglichkeit für den Wassermotorsport ist bislang nicht gegeben. Dieser Fakt und die Größe der neu entstehenden Seen, die eine Motornutzung auch zur „nicht-sportlichen“ Fortbewegung auf dem Wasser erforderlich macht, erzeugt einen dringenden Bedarf nach räumlicher und inhaltlicher Ordnung für die Nutzung motorisierter Wasserfahrzeuge, primär zur Vorsorge gegenüber Gefährdungen für Gesellschaft und Umwelt und unter Berücksichtigung des Verhältnismäßigkeitsprinzips. Als Grundlage für den angemessenen Einsatz von Instrumenten der raumbezogenen Umweltplanung ist eine fundierte Technikfolgenabschätzung (TA) erforderlich. Die Erarbeitung folgt dem typischen Ablaufschema einer TA und ist für die Nutzung motorisierter Wasserfahrzeuge auf den einzelnen Seen zu spezifizieren. Das Speicherbecken Borna („Adria“) ist ebenfalls in die Betrachtungen mit einzubeziehen.

Gegenstand der Untersuchung sind die Tagebauseen:

- Cospudener- und Zwenkauer See - Markkleeberger- und Störmthaler See - Hainer See - Speicher Borna - Haselbacher See - Schladitzer- und Webeliner See - Seelhausener See und Berücksichtigung der geplanten Verbindung zum Großen

Goitzschesee Der Kahnsdorfer See ist als Landschaftssee ohne wassertouristische Nutzung aus dieser Betrachtung herausgenommen. Der Speicher Borna als Hochwasserspeicher stellt eine Sondernutzungsform dar. Die auf der Technologiefolgeabschätzung aufbauende Konzeption zur raumbezogenen Umweltplanung soll beinhalten:

- Erarbeitung zweckrationaler Entscheidungsvorschläge zur räumlichen Zuordnung einer Motorbootnutzung nach Abwägung der Bedingungen in den konkreten Fällen (Seen),

- Vorschläge zur inhaltlichen Ausgestaltung der nachhaltigen Nutzung motorisierter Wasserfahrzeuge, ggf. auch unter Berücksichtigung von Alternativen zu herkömmlichen Antriebsarten (Verbrennungsmotoren mit Otto- oder Dieselkraftstoff),

- Vorschläge zur rechtlichen Festlegung und zur Überwachung von Regelungen.

Hier sind auch die Interessen der Anwohner der Tagebauseen und die anderer Nutzergruppen hinsichtlich Lärmschutz und Erholungsvorsorge (stille Erholung) angemessen zu berücksichtigen und innerhalb des gesetzlichen Rahmens sowie der zu erwartenden



Akzeptanz gegenüber den wirtschaftlichen Potentialen abzuwägen. Die relevanten Zielsetzungen der Braunkohlenpläne als Sanierungsrahmenpläne sind zu beachten. Die Vorschläge zur räumlichen Zuordnung (abhängig von den Ergebnissen der ökologischen Tragfähigkeit, eventuell der Widmung einzelner Seen oder Teilbereiche), inhaltlichen Ausgestaltung und Reglementierung sind im Sinne der lokalen Agenda 21 in einem koopera-tiven Planungsprozess zu erarbeiten und eng mit den zuständigen Behörden, der Regionalen Planungsstelle Leipzig und der LMBV mbH abzustimmen. Zielstellung ist die Entwicklung einer Konzeption zur Art und Weise und Intensität der Motorbootnutzung auf den Tagebaurestseen und die Prüfung der Notwendigkeit bzw. Ableitung von Maßnahmen zur Einhaltung der ökologischen Tragfähigkeit der Gewässer sowie der raumbezogenen und inhaltlichen Ordnung einschließlich der rechtlichen Umsetzung des Motorbootsverkehrs bezüglich der Emissionsbegrenzung. Schwerpunkt der begrenzenden Bedingungen sind die Emissionen Schadstoff und Lärm, wobei im Rahmen dieser Studie der Schwerpunkt in der Beurteilung der Tragfähigkeit der Seenökosysteme gegenüber einer Schadstoffbelastung liegt. Erarbeitet werden die Grenzen für die Belastbarkeit der Gewässer. In die Bearbeitung fließen u. a. die Braunkohlenpläne, das Wassertouristische Nutzungskonzept, Festlegungen zu Natura2000-Gebieten und § 4-Anträge zur Entwicklung der wassertouristischen Infrastruktur ein. In Zusammenhang mit den bereits vorliegenden Nutzungskonzepten für die einzelnen Seen und den darin verankerten Maßnahmen und der Struktur der Seen wird eine Prognose der gewässertouristischen Nutzung bezüglich Motorbootnutzung in dem Komplex Motor-bootsport, gewerbliche Motorbootnutzung/Passagierschifffahrt Hilfsmotoren/Flautenschieber, Freizeitfischerei/Angelfischerei, Ausbildung; Rettungsdienst usw. bezüglich räumlicher und zeitlicher Verteilung, untere und obere Grenze der Nutzungsprognose und wahrscheinlicher Wert durchgeführt. Hierzu wurden im Rahmen von mehreren Beratungen die wesentlichen Akteure zur Umsetzung der Planungen und Betreiber der vorhandenen Anlagen an den Seen sowie der Kommunen zusammengeführt, um die Prognose durchführen zu können. Diese wird dadurch mit einer für die gewässertouristische Anbindung der Tagebausseen an die Fließgewässer analogen Methode erstellt, so dass der Gesamtzusammenhang der Maßnahmen und Konzepte gewahrt wird. Parallel hierzu wird entsprechend den differenzierten angestrebten Motorbootnutzungen in Auswertung des Standes der Technik sowie aktueller Studien die hierzu übliche Technik unter Berücksichtigung der geltenden Normen (insbesondere Richtlinie 2003/44/EG in Änderung der Richtlinie 94/25/EG) und der Erfahrungen in anderen Gewässersystemen eine Einschätzung der spezifischen Emissionen für die einzelnen Nutzungstypen bzw. –klassen mit den Schwerpunkten

- Gesamtkohlenwasserstoffe und aromatische Kohlenwasserstoffe (wassergebunden),

- PAK (polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe, wassergebunden), - Lärm, - organische und Nährstoffbelastung bei Bootsreinigung, - Antifouling, - Wellenschlag ermittelt.

Weiterhin wird in Auswertung der technologischen Entwicklung, die u.a. in die Gestaltung des Leipzigbootes zur Emissionsminderung eingeflossen ist, und des Standes der



Wissenschaft eine Prognose für den Zeitraum ab 2015 bezüglich der zu erwartenden Standards und Möglichkeiten für die weitere Senkung der Emissionen durchgeführt. Auf Grundlage der ermittelten bzw. eingeschätzten Emissionen bezüglich der spezifischen Emissionen ohne und mit erhöhten Anforderungen an die Emissionsreduzierung werden Szenarien für die Motorbootnutzung der einzelnen Seen erstellt. Die notwendige Betrachtungstiefe erfordert u.a.:

- die differenzierte Prognose der Motorbootnutzung für die einzelnen Seen ausgehend von den vorhandenen Infrastrukturen und der Seenfläche/ Morphologie,

- die Berücksichtigung von Szenarien unterschiedlicher Belastung durch die einzelnen Antriebsarten und Nutzungen,

- die Definition eines aktuellen „Standes der besten verfügbaren Technik“, - das Aufzeigen von technischen Lösungen und Vorschriften zur Minimierung der

Schadstoff- und Lärmbelastung, - das Aufzeigen von Perspektiven zum Ersatz von Verbrennungsmotoren durch

umweltfreundlichere Antriebe im Motorbootsport und auch anderen Nutzungen, - die Begründung der geplanten Antifouling-Regelung, welche Antifouling-Mittel

nicht für Boote im Gewässerverbund zulassen werden. Parallel hierzu wird durch

- die Erfassung der Schutzgebiete und Schutzgüter (entspr. UVPG), - der raumordnerischen Planungen - und der gegenwärtigen und zukünftigen ökologischen Bedingungen in den

Tagebauseen

die ökologische und soziale Tragfähigkeit der einzelnen Seen eingeschätzt. Dabei sind die relevanten Zielsetzungen der Braunkohlenpläne als Sanierungsrahmenpläne angemessen zu berücksichtigen. Dabei sind u.a. die vorhandenen Gutachten und Daten (Limnologische Gutachten für die Seen, Monitoringdaten der Gewässer, Planfeststellungsunterlagen der LMBV insbesondere zu den Folgen des Grundwasserwiederanstiegs, Konzeption für die Bewirtschaftung/Nutzung der Seen, Wassertouristisches Nutzungskonzept und Studie EMCP, Bewirtschaftungs- und Steuerungskonzept Pleiße, Verträglichkeitsuntersuchung NATURA 2000, Untersuchungen des LfUG zur EU-WRRL) und der internationale Stand auszuwerten. Die Einschätzung der ökologischen Tragfähigkeit der Seen erweist sich dabei als komplexe Aufgabe. Hierzu werden folgende Problemkreise bearbeitet:

- Schadstoffmetabolismus in Seen (in Abhängigkeit von Trophie, Anreicherung in der Nahrungskette, Sedimentanreicherung und stoffliche Umsetzung im Sediment unter Berücksichtigung der Hauptprozesse für eine Schadstoffelimination im Gewässer)

- Ökotoxikologische Grenz- und Richtwerte - Gruppierung der Tagebauseen nach

o Hydromorphologischen Merkmalen o Hydrodynamik (Aufenthaltszeit, Ausbildung und Stabilität von

Schichtungen) o physikochemischen Bedingungen und Beschaffenheit Epilimnion,

Hypolimnion sowie Sediment- und Flachwasserbereichen einschließlich der Berücksichtigung der Versauerungsproblematik

o gewässerökologischen Zielsetzungen



o fischereilichen Nutzungsbedingungen bezüglich der Empfindlichkeit und Tragfähigkeit entsprechend den oben genannten Emissionskomponenten.

Dabei wird von einer nachhaltigen Entwicklung ausgegangen, d.h. zur Sicherung der sozialen und ökologischen Entwicklung ist eine übermäßige Schadstoffakkumulation (bezüglich der ökotoxikologischen Richt- und Grenzwerte) im See zu vermeiden. Diese Bearbeitung hat unter besonderer Berücksichtigung der bergbauspezifischen Situation zu erfolgen, wobei hier noch ein Wissensdefizit bezüglich des Standes der Wissenschaft eingeschätzt wird. In der Folge sind die prognostizierten Emissionen mit der eingeschätzten ökologischen und sozialen Tragfähigkeit der Seen und ihrer Umgebungsnutzung zu vergleichen. Daraus sind Vorschläge zur räumlichen Zuordnung von Motorbootnutzungen unter Berücksichtigung verschiedener Szenarien (herkömmliche Antriebe, alternative Antriebe) auf Basis der Ergebnisse zur ökologischen Tragfähigkeit, des Schutzgutes Mensch sowie den planerischen Festsetzungen (Vorrang- und Vorbehaltsgebiete Naturschutz), den ausgewiesenen Schutzgebieten, deren Empfindlichkeit und den sonstigen, begründeten Anliegen des Naturschutzes und anderer bedeutender Nutzungen abzuleiten, abgestimmte Vorschläge zur räumlichen und inhaltlichen Ordnung des Motorbootverkehrs sowie der rechtlichen Umsetzung zu erarbeiten. Hierbei soll auch die Ableitung bzw. Berücksichtigung eventueller Übergangsregelungen für derzeit befristet erlaubte Motorbootnutzungen erfolgen und ein Vorschlag für ein „motorboot-spezifisches Monitoring“ als Basis für eine praxisrelevante Beurteilung des Ist-Zustandes und Überwachung sich einstellender Zustände erarbeitet werden. Die Bearbeitung erfolgt entsprechend des in der Aufgabenstellung genannten Bearbeitungsweges mit dem für eine Technologiefolgeabschätzung erforderlichen Ablaufschema:

1. Problemdefinition, Anwendungsbereiche (Motorbootsport, Hilfsmotoren/Flautenschieber, Angelsport, Ausbildung, Rettungsdienste etc)

2. Beschreibung der Technik im Bereich Bootsantriebe für Sport- und Freizeitboote

3. Voraussage zukünftiger Technologieentwicklung

4. Beschreibung der sozialen und ökologischen Auswirkungen der Nutzung der Technik

5. Vorhersage der künftigen Nutzungsentwicklungen

6. Identifikation, Analyse und Bewertung von Folgen

7. Analyse politischer, ordnungsrechtlicher und planerischer Handlungsoptionen



2 Charakteristik der Seen 2.1 Übersicht über die Seen im Betrachtungsgebiet

Abbildung 1: Übersichtslageplan der untersuchten Seenlandschaft (www. Landesentwicklung.sachsen.de)

7

1

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2 4

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(11)

Verbund beachten

12

1. Cospudener See 2. Zwenkauer See 3. Markkleeberger See 4. Störmthaler See 5. Kahnsdorfer See 6. Hainer See 7. Speicher Borna 8. Schladitzer See 9. Werbeliner See 10. Seelhausener See 11. Großer Goitzschesee (nur zur Information) 12. Haselbacher See Kreise: gelb - Anteil Erholung blau - Anteil Wasserwirtschaft grün - Anteil Natur/Landschaft



Die betrachteten Seen sind als künstliche Gewässer als Folge des Sanierungsbergbaus der LMBV bzw. des Altbergbaus entstanden. Durch Flutung mit geeigneten Tagebausümpfungswässern und dem Grundwasserwiederanstieg füllen sich im Süden und Norden Leipzigs die Hohlformen der Auskohlung, die entsprechend der Regionalplanung und der Braunkohlenpläne durch die LMBV zur Flutung vorbereitet worden sind. Im Ergebnis entsteht im Süden und Norden Leipzigs eine neue einzigartige Gewässerlandschaft, die differenziert genutzt werden soll. Die wassertouristische Nutzung stellt dabei einen wichtigen Faktor für die Entwicklung der Region dar. Sie umfasst sowohl die Verbindung der Seen untereinander und mit den natürlich vorhandenen Fließgewässern des Fließgewässersystems der Weißen Elster als auch die Nutzung der Seenflächen selbst. Neben der Nutzung für Segelboote spielt die Motorbootnutzung dabei eine wichtige Rolle. Dabei sind gegenüber anderen wassertouristischen Regionen die Besonderheiten der Tagebauseen zu beachten, wenn die Belastbarkeit der Gewässerökosysteme eingeschätzt werden soll. Solche Besonderheiten stellen u.a. dar

- das geringe Alter der Seenökosysteme – auch als junge Ökosysteme bezeichnet – die sich noch in einer Entwicklung befinden und kein Gleichgewicht erreicht haben,

- die Beeinflussung der Seenökosysteme durch die unterschiedlichen Folgen des Grundwasserwiederanstieges, wie

o Zufluss von sauren Grundwässern, welche das Kalk-Kohlensäuregleichgewicht der Seen destabilisieren können,

o die Zuführung von Fe(II)-Verbindungen, welche im See zu Fe(III) unter Sauerstoffverbrauch und Säurefreisetzung oxidiert werden, aber andererseits zu einer Phosphorbindung und Sedimentation führen, wodurch eine Oligotrophierung erreicht wird,

o die daraus resultierende gute Wasserqualität, wenn die Neutralisierung der Seen stabil erreicht wird, jedoch auch geringen Biomassen sowohl der Primärproduzenten als auch der Konsumenten bis hin zu den Fischen und

o die daraus resultierende differenzierte Nachsorge der Seen. Entsprechend der unterschiedlichen Morphologie der Gewässer (ausgedrückt durch die Wasseroberfläche, Windangriffsfläche, mittlere und Maximaltiefe, gegebenenfalls Beckenbildung), der differenzierten geochemischen Bedingungen bezüglich des Versauerungspotenzials und Eiseneintrages aus den ehemaligen Kippen und einer unterschiedlichen Einzugsgebietsnutzung ist dabei eine gewisse Differenzierung der entstandenen und im Entstehen begriffenen Tagebauseen zu rechnen. Die wesentlichen, im Betrachtungsraum bestehenden und geplanten Seen (Tagebausseen), sind wie folgt charakterisiert: Cospudener See Der Tagebau Cospuden wurde von 1981 bis 1992 ausgekohlt. Durch Flutung des Tagebaurestloches mit Tagebausümpfungswasser aus Profen entstand ein neutraler See, der im Jahr 2000 freigegeben wurde und sich seitdem mit 500 000 Besuchern jährlich zum bedeutensten Naherholungsziel der Leipziger entwickelt hat. Es war der erste nutzbare See mit einer sehr guten Wasserqualität und einer direkten Stadtrandlage im Südwesten von Leipzig. Der Standort ist verkehrstechnisch optimal erschlossen und ermöglicht eine Vielzahl sport- und freizeitbezogener Möglichkeiten (Baden, Segeln, Kite- Surfen, Tauchen). Die Nutzung konzentriert sich am Nord- und Ostufer. Am Westufer besteht ein Seglerstützpunkt. Der südliche Teil des Sees einschließlich der Uferzonen und angrenzenden Bereiche weist wertvolle Tier- und Pflanzenarten auf. Durch die geplante Einbeziehung in den wassertouristischen „Gewässerverbund Region Leipzig“ und die geplante schiffbare Verbindung zum benachbarten Zwenkauer See ist eine Erweiterung der nutzbaren Wasserfläche auf 14 km² möglich.



Der See ist als oligotroph eingeordnet und wird fischereilich mit der Zielstellung eines Maränensees genutzt. Zwenkauer See Der See entsteht gegenwärtig im Restloch des ehemaligen Tagebaus Zwenkau, der 1999 stillgelegt wurde. Mit einer Gesamtfläche von fast 10 km² wird er das größte Standgewässer im Leipziger Neuseenland sein. Der Abschluss der Flutung ist für das Jahr 2013 - 2015 geplant. Aufgrund der besonderen geologischen/geochemischen Situation ist damit zu rechnen, dass sich eine mehrjährige Nachsorge hinsichtlich der Verhinderung einer Versauerung anschließen muss. Hierzu werden gegenwärtig limnologische Untersuchungen durchgeführt. Hinsichtlich seiner morphologischen Bedingungen und der Einzugsgebietsnutzung tendiert der Zwenkauer See zu mesotrophen Verhältnissen. Im Zeitraum des Einflusses der braunkohlenbürtigen Stoffe aus den ehemaligen überfluteten Kippenflächen und dem Grundwasserleiter ist mit einer Oligotrophierung zu rechnen. Aber auch unter mesotrophen Bedingungen ist eine multiple Nutzbarkeit des Zwenkauer Sees gegeben. Eine kurze schiffbare Verbindung zum Cospudener See ist geplant und darüber hinaus eine Verknüpfung mit dem „Leipziger Wasserknoten“. Der See liegt zwischen Leipzig und Zwenkau. Vom Nordufer besteht ein nahe gelegener Anschluss zur Autobahn A 38 und zum benachbarten Belantis- Erlebnispark. Dort und am Südufer sind Strandbereiche an der Siedlungsgrenze von Zwenkau (Kap Zwenkau) geplant. Die übrigen Seeuferbereiche bleiben der Sukzession überlassen, an die sich landeinwärts Aufforstungsflächen anschließen sollen.

Markkleeberger See Dieser See entstand durch Flutung eines Teilbereiches des ehemaligen Tagebaus Espenhain und kann seit 2006/2007 genutzt werden. Er ist mit ca. 250 ha Fläche im Vergleich zu mehreren anderen Tagebaurestseen eher klein, aber durch die Stadtrandlage in Leipzigs Süden und bei Markkleeberg sowie durch die geplante Verbindung zum benachbarten Störmthaler See und zur Pleiße sowie durch die unmittelbare Nähe zur Autobahn A 38 attraktiv für die Entwicklung des Wassertourismus. Die Wasserbeschaffenheit ist entsprechend den limnologischen Prognosen durch die oligotrophierende Wirkung des Grundwasserwiederanstieges als sehr gut zu bezeichnen, wobei analog zum Cospudener See weitgehend neutrale Verhältnisse nach der Flutung vorherrschen. Zukünftig ( nach 2011) wird der Wasserhaushalt des Markkleeberger Sees wesentlich durch die Überleitung aus dem Störmthaler See geprägt und damit die Wasseraufenthaltszeit gesenkt. Der Markkleeberger See ist intensiv für die wassertouristische Nutzung erschlossen. Eine Promenade mit Strandbad befindet sich am Nordufer und eine Wildwasserstrecke im Bereich des „Silberschachts“ Auenhain. Das Südufer des Sees bleibt mit der Getzelauer Insel der Sukzession überlassen. Störmthaler See Der Störmthaler See ist ebenfalls ein Teilbereich des ehemaligen Tagesbaus Espenhain und verfügt sowohl über Flach- als auch Steilufer und Inselstrukturen. Mit dem künftig über einen Kanal mit Schleuse erreichbaren Markkleeberger See bildet er eine verbundene



Wasserfläche von ca. 10 km² Fläche. Neu angelegte Waldgebiete befinden sich im Umfeld des Sees. Der Störmthaler See befindet sich gegenwärtig in der Flutungsphase mit Tagebausümp-fungswasser. Es ist geplant, die Flutung ca. 2011 abzuschließen. Aufgrund der geochemischen Bedingungen ist zu erwarten, dass auch für diesen See eine Nachsorge zur Stabilisierung seiner pH-Neutralität notwendig ist. Dies ist besonders wichtig, da sein Abfluss die wasserwirtschaftlichen Verhältnisse im Markkleeberger See entscheidend beeinflusst. Auch für den Störmthaler See ist eine intensive wassertouristische Nutzung geplant, die auch wesentlich durch den Gewässerverbund mit dem Markkleeberger See geprägt ist. Kahnsdorfer See Der Kahnsdorfer See hat nur eine Fläche von etwa 120 ha und langfristig sehr niedrige pH –Werte. Eine wassertouristische Nutzung ist nicht geplant. See und Ufer bleiben der Sukzession als Landschaftssee überlassen. Hainer See Die Flutung des Hainer Sees ist ebenfalls bis ca. 2010 geplant. Die gewässerökologischen Bedingungen sind dem Störmthaler See vergleichbar. Am Hainer See sollen das Nord- und das südwestliche Ufer für die wassertouristische Nutzung erschlossen werden. Die Steiluferbereiche im Nordwesten und im Osten zum Kahnsdorfer See sowie die Haubitzer Bucht im Südosten sollen nicht intensiv genutzt werden. Es ist noch zu prüfen, ob mittelfristig die Möglichkeit besteht, den See über die Pleiße an den „Leipziger Wasserknoten“ anzuschließen. Gegenwärtig befindet sich eine Verbindung zum Stausee Rötha über eine Schleuse in Planung. Speicher Borna Der Speicher Borna entstand Mitte der 60er Jahre im stillgelegten Tagebau Borna-West als Teil eines Stauanlagensystems zur Brauchwasserversorgung und zum Hochwasserschutz im Pleiße- Einzugsgebiet. Betriebsbeginn für das Hochwasserrückhaltebecken war 1979. Das Nord- und Westufer sind mit Dammbauwerken gesichert. Die Anlage liegt im Nebenschluss der Pleiße und wird im Verbund mit dem unmittelbar südlich angrenzenden Rückhaltebecken Regis-Serbitz betrieben. Der See wird für die Fischzucht und auch die Naherholung genutzt, ohne dass eine touristische Infrastruktur besteht. Die Wasserqualität des Speichers Borna ist wesentlich davon abhängig, inwieweit er als Speicherbecken für das nähr- und trübstoffreiche Hochwasser der Pleiße dienen muss und inwieweit sein Wasserkörper durch Grundwassereigenaufgang (nährstoffarm) gespeist werden kann.

Haselbacher See

Dieser See ist ein Tagebausee mit waldreicher Umgebung (aufgeforstet) für die ruhige Erholung. Es besteht eine Option für den Hochwasserschutz mit Staulamelle für 3 Mill. m³ Wasser. Am Nordwest-, Ost- und Südufer bestehen naturnahe Strandbereiche mit einem Seglerstützpunkt. Die Landesgrenze zu Thüringen verläuft durch den See. Es ist nur eine mäßig intensive wassertouristische Entwicklung geplant.



Für den relativ flachen See sind langfristig mesotrophe Bedingungen zu erwarten. Schladitzer und Werbeliner See Der Schladitzer und der Werbeliner See liegen in nur geringer Entfernung voneinander und ca. 5 – 6 km von Schkeuditz und von den wichtigsten Leipziger Industriebereichen entfernt. Der Schladitzer See ist ein relativ kleiner See mit einem geringen Einzugsgebiet und entsprechend kleinem Zufluss. Ca. 35 % der Seefläche sind als Vorrang- oder Vorbehaltsgebiet für Naturschutz und Landschaft ausgewiesen. Delitzsch liegt ca. 5 km nördlich der beiden Seen. Am Schladitzer See (220 ha) darf bereits seit 2003 gebadet werden. Der Schladitzer See hat keine wassertouristisch nutzbare Gewässeranbindung. Der Werbeliner See ist doppelt so groß wie der Schladitzer See und im Süden von Delitzsch gelegen. Das Ostufer des Werbeliner Sees ist für die touristische Nutzung mit Strandbereichen vorgesehen. Der westliche Teil des Sees weist Flachwasserbereiche und Inseln auf und soll aus der touristischen Nutzung ausgenommen werden. Auch er verfügt über keine wassertouristische Anbindung. Er ist ein Vorranggebiet für Natur und Landschaft. Seelhausener See Der Seelhausener See entstand mit einer Wasserfläche von 622 ha aus dem ehemaligen Braunkohlentagebau Rösa (Teil der Goitzsche). Durch ihn verläuft die Grenze zwischen Sachsen und Sachsen- Anhalt. Der See liegt westlich von Löbnitz, südlich von Bitterfeld und nördlich von Delitzsch. Nordwestlich befindet sich der Große Goitzschesee, zu dem eine schiffbare Verbindung hergestellt werden soll. Am Seelhausener See ist eine intensive wassertouristische Nutzung geplant, wenn der Verbund mit dem Großen Goitzschesee realisiert wird. Großer Goitschesee (nur zur Information) Der See ist der größte geflutete Tagebau im Betrachtungsraum und befindet sich in Sachsen – Anhalt am Siedlungsrand von Bitterfeld. Er soll mit dem Seelhausener See durch eine für Wasserfahrzeuge passierbare Einrichtung zu einer rd. 20 km² großen Wasserfläche verbunden werden. Damit entsteht das größte wassertouristische Sport-, Freizeit-, und Erholungszentrum in Mitteldeutschland. Neben dem Badebetrieb am „Bitterfelder Strand“ gibt es sowohl nicht motorisierten und motorisierten Bootsverkehr einschließlich einer Regattastrecke, auf der bereits Powerboot- WM-Läufe ausgetragen wurden. Detaillierte Informationen sind der Anlage 1 zu entnehmen.



2.2 Gegenwärtige Randbedingungen für die Entwicklung der Seen 2.2.1 Braunkohlenpläne Die Angaben aus der Regionalplanung und den Braunkohleplänen sind in die zusammenfassende Übersicht in der Anlage eingeflossen, ebenso Sachverhalte zur Morphologie, zur geplanten touristischen Nutzung, zur Wasserqualität und zu den Schutzgebieten. 2.2.2 Kommunale Planungen Wassertouristisches Nutzungskonzept Im Wassertouristischen Nutzungskonzept wurde, abhängig von der zur Verfügung stehenden Kapazität der Fließgewässer bzgl. Wasserdargebot und Gewässermorphologie sowie naturschutzfachlichen Restriktionen infolge der Lage, für zahlreiche Fließgewässerabschnitte in Schutzgebieten in und um Leipzig die Möglichkeit der Befahrung untersucht und es wurden Empfehlungen zur Umsetzung der Befahrbarkeit erarbeitet einschließlich von Beschränkungen für die Nutzung naturschutzfachlich wertvoller Fließgewässerabschnitte unter Beachtung der voraussichtlich zu erwartenden Befahrungshäufigkeit. Restriktionen werden bzgl. der Bootsgröße, -motorisierung und Fahrgeschwindigkeit z. B. auf dem Floßgraben notwendig sein, weil dieses Gewässer vergleichsweise schmal und flach ist und durch ein Natura 2000–Gebiet verläuft. Mit dem Wassertouristischen Nutzungskonzept wurde ausgehend von

- der geplanten Entwicklung der Nutzung der Seen, - der Anbindungsmöglichkeiten der Seen an das Fließgewässersystem von Weißer

Elster und Pleiße, - der ökologischen Tragfähigkeit der Verbindungs- und Fließgewässer für eine

wassertouristische Nutzung und - unter Berücksichtigung des Alleinstellungsmerkmals der unmittelbaren Nähe des

urbanen Zentrums Leipzigs zur entstehenden Gewässerlandschaft

die Nutzungsintensitäten prognostiziert und deren NATURA2000-Verträglichkeit nachgewiesen. Insgesamt sind daraus 7 Kurse für die wassertouristische Nutzung der Fließ- und Verbindungsgewässer differenziert abgeleitet worden. Das Wassertouristische Nutzungskonzept weist auf den Fließgewässern südlich von Leipzig in Richtung Cospuden und Markkleeberg für 2015 bis 2020, teilweise 300 Bootsbewegungen pro Tag auf. In der Innenstadt werden teilweise noch höhere Frequenzen erwartet bzw. sind Realität. Das erhöht auch den Nutzungsdruck auf die Seen im Süden von Leipzig, besonders an Wochenenden, Feiertagen und in der warmen Jahreszeit. Dabei wurde für die wassertouristische Nutzung der Fließgewässer ausgehend von ihrer ökologischen Tragfähigkeit abgeleitet, dass auf ihnen nur der Einsatz weitgehend emissionsarmer Motorboote analog dem Leipzig-Boot zugelassen werden kann. Dies betrifft sowohl die Motoremissionen als auch die Reduzierung des Wellenschlages durch eine spezielle Gestaltung des Schiffsrumpfes. Kerngebiete stellen dabei die Anbindung des Cospudener und Zwenkauer Sees über den Floßgraben/Pleiße und die Anbindung des Markkleeberger und des Störmthaler Sees über einen neuen Verbindungskanal und die Pleiße dar. Damit besteht eine unmittelbare Verbindung zwischen der wassertouristischen Anbindung und Motorbootsnutzung auf diesen Seen.



Bezüglich der Anbindung des Hainer Sees wird gegenwärtig auf eine lokale Lösung im Verbund mit dem Stausee Rötha orientiert, da gewässermorphologisch und ökologisch eine mit dem Leipzig-Boot benutzbare Anbindung an die Pleiße nur unter sehr hohen Aufwendungen und mit ungünstigen ökologischen Auswirkungen realisierbar wäre. Kommunale Planungen und Infrastruktur Die entstehenden Seen im Süden von Leipzig liegen nah der neu errichteten BAB 38. Auch die übrigen Tagebaurestseen sind sehr gut erreichbar und liegen kaum mehr als 5 km von einer Bundesstraße bzw. Autobahn entfernt. Alle sind durch den Nahverkehr erreichbar. Ausgenommen von einer geplanten Nutzung ist nur der Kahnsdorfer See. Der Speicher Borna dient vorrangig der Naherholung und der Fischzucht sowie als Hochwasserrückhaltebecken (HRB), so dass dort keine intensive Nutzung durch Motorboote zu erwarten ist. Der Schladitzer See und der Werbeliner See sind ohne Anbindung an weitere Gewässer oder den Gewässerverbund. Dort ist zunächst eher ein Badebetrieb zu erwarten. Der Haselbacher See wird gegenwärtig nur für den Segelsport und durch den Anglerverband genutzt. Die übrigen Seen haben durch die vorgesehenen Verbindungen untereinander und zu den benachbarten Fließgewässern ein hohes Potential für eine intensive Nutzung. Die Kommunen unternehmen große Anstrengungen bei der Planung und Umsetzung attraktiver Freizeitangebote, deren Schwerpunkte die Anlagen an und um die entstehenden Seen sind. An jedem See sind Liegeplätze, überwiegend auch Häfen, einschließlich einer modernen touristischen Infrastruktur geplant und teilweise schon umgesetzt, so dass die Nutzung in greifbare Nähe rückt und mögliche Konflikte mit dem Naturschutz durch praktikable Lösungen zu vermeiden bzw. zu minimieren sind, um die Attraktivität der Freizeitangebote zu erhalten und deren Akzeptanz zu fördern. 2.2.3 Einbindung in die Regionalplanung Die Anlage zu diesem Bericht enthält die ergänzte Zusammenfassung der Angaben aus der Regionalplanung, die geplanten Verkehrsanbindungen für einzelne Seen, Seeninfrastruktur, Nutzungsart und -umfang, naturschutzfachliche Restriktionen, Lage und Charakteristik einschließlich hydraulischer Angaben. 2.2.4 Regelungen der Europäischen Union (Relevante Angaben) Durch das europäische Recht werden sowohl wesentliche Anforderungen an die ökologischen Zielstellungen für die Entwicklung der Tagebaugewässer als auch bezüglich der Motorbootnutzung – speziell zur Begrenzung ihrer Emissionen – gesetzt. Dabei sind besonders zu beachten: Richtlinie 94/25/EG des Europäischen Parlaments und des Rates zur Angleichung der Rechts- und Verwaltungsvorschriften der Mitgliedstaaten über Sportboote vom 16. Juni 1994 (ABl. EG Nr. L 164 S. 15) zuletzt geändert am 29. September 2003 (ABl. EU Nr. L 284 S.1) Anschließend Richtlinie 2003/44/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 16. Juni 2003 zur Änderung der Richtlinie 94/25/EG zur Angleichung der Rechts- und Verwaltungsvorschriften der Mitgliedstaaten über Sportboote „(16) Im Fall von Abgasemissionen sollen alle Motortypen, einschließlich solche für Wassermotorräder und andere ähnliche Wasserfahrzeuge mit Antrieb, die vom Hersteller oder seinem in der Gemeinschaft ansässigen Bevollmächtigten angebrachte CE-Kennzeichnung tragen; dies gilt nicht für Innenbordmotoren und Motoren mit Z-Antrieb ohne



integriertes Abgassystem, für die nach Stufe II der Richtlinie 97/68/EG (2) typgenehmigten Motoren und für die nach der Richtlinie 88/77/EWG (3) typgenehmigten Motoren, denen die Konformitätserklärung des Herstellers beigefügt sein sollte. Hinsichtlich der Geräuschemissionen müssen nur Außenbordmotoren und Motoren mit Z-Antrieb und integriertem Abgassystem mit der CE-Kennzeichnung versehen sein, die vom Hersteller oder seinem Bevollmächtigten oder der Person angebracht wird, die das Produkt auf dem Gemeinschaftsmarkt in Verkehr bringt und/oder in Betrieb nimmt. Die CE-Kennzeichnung, die am Boot anzubringen ist, weist für alle Motortypen außer Außenbordmotoren und Motoren mit Z-Antrieb und integriertem Abgassystem die Übereinstimmung mit den einschlägigen grundlegenden Anforderungen in Bezug auf Geräuschemissionen nach.“ Im Rahmen dieser Richtlinie werden in Anhängigkeit von der Motorleistung und dem Motortyp Grenzwerte für die maximalen Emissionen gesetzt. (Richt- und Grenzwerte siehe Kap. 4.2.2) Die Richtlinie 2000/60/EG - EU-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL), Qualitätsanforderungen an Oberflächengewässer und Fristen zur Umsetzung. Durchführungsvorgaben für künstliche und erheblich veränderte Gewässer: Bei künstlichen und erheblich veränderten Gewässern ist gemäß LAWA (2003) wie folgt vorzugehen:

1. Ermittlung der Wasserkörper.

2. Ausweisung der von Menschenhand geschaffenen Gewässer als künstliche

Oberflächenwasserkörper.

3. Prüfung, ob die Nutzungen nicht durch andere, wesentlich bessere Umweltoptionen realisiert werden können, die technisch machbar und nicht unverhältnismäßig teuer sind. Ist dies möglich, dann ist der gute ökologische Zustand das Ziel für die erheblich veränderten Gewässer. Handelt es sich um ein künstliches Gewässer, so ist das optimierte ökologische Potenzial das Ziel.

4. Ausweisung der erheblich veränderten oder künstlichen Oberflächenwasserkörper im

Bewirtschaftungsplan bis 2008/9 (Überprüfung alle 6 Jahre).

5. Festlegung des höchsten ökologischen Potenzials, indem alle Maßnahmen zur Begrenzung des ökologischen Schadens zu kalkulieren sind, die die beste Annäherung an die ökologische Durchgängigkeit sicherstellen (Wanderung der Fauna, angemessene Laich- und Aufwuchshabitate).

6. Festlegung des höchsten ökologischen Potenzials, indem nur eine leichte Abweichung

der biologischen Parameter vom guten ökologischen Potenzial zugelassen wird. Das höchste ökologische Potenzial (Art. 4 1. a ii WRRL) bei künstlichen oder stark veränderten Oberflächengewässern ist an die Stelle des guten ökologischen Potenzials (Art. 4 1. a ii WRRL) bei natürlichen Oberflächengewässern getreten. Es wird anhand von Qualitätsmerkmalen bestimmt.

Anhand eines Fünf-Klassensystems mit den Werten „sehr gut“, dem Zielwert „gut“ und dem Wert „mäßig“ sowie ergänzt durch die Klassen „unbefriedigend“ und „schlecht“ wird die Qualität des Gewässers beschrieben. Bei künstlichen und erheblich veränderten Gewässern wird zur Bewertung der Referenzzustand genommen. Dieser spiegelt das höchste ökologische Potenzial wider und ist nicht der natürliche Zustand des Gewässers, sondern entspricht dem potenziell erreichbaren. Der Referenzzustand leitet sich von dem natürlichen



Gewässertyp ab, der dem zu betrachtenden künstlichen oder erheblich veränderten Gewässer am Ähnlichsten ist. Die Definition des ökologischen Potenzials der Tagebauseen ist dabei ein noch nicht abgeschlossenes Problem. Richtlinie 2006/11/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 15. Februar 2006 betreffend die Verschmutzung infolge der Ableitung bestimmter gefährlicher Stoffe in die Gewässer der Gemeinschaft Im Sinne dieser Richtlinie sind "oberirdische Binnengewässer" alle stehenden oder fließenden oberirdischen Süßwasser, die im Hoheitsgebiet eines oder mehrerer Mitgliedstaaten gelegen sind; "Verschmutzung" ist die unmittelbare oder mittelbare Ableitung von Stoffen oder Energie in die Gewässer durch den Menschen, wenn dadurch die menschliche Gesundheit gefährdet, die lebenden Bestände und das Ökosystem der Gewässer geschädigt, die Erholungsmöglichkeiten beeinträchtigt oder die sonstige rechtmäßige Nutzung der Gewässer behindert werden. Jede Ableitung in die in Artikel 1 genannten Gewässer, die einen dieser Stoffe enthalten kann, bedarf einer vorherigen Genehmigung der zuständigen Behörde des betreffenden Mitgliedstaats. Für Ableitungen dieser Stoffe in die in Artikel 1 genannten Gewässer und, sofern es für die Anwendung dieser Richtlinie erforderlich ist, die Ableitungen solcher Stoffe in die Kanalisation werden mit dieser Genehmigung Emissionsnormen festgesetzt. Die Genehmigung darf nur für einen begrenzten Zeitraum erteilt werden. Sie kann unter Berücksichtigung etwaiger Änderungen der Emissionsgrenzwerte erneuert werden, die durch die in Anhang IX der Richtlinie 2000/60/EG genannten Richtlinien festgesetzt wurden. Die in den Genehmigungen gemäß Artikel 4 festgesetzten Emissionsnormen legen Folgendes fest:

die in Ableitungen zulässige maximale Konzentration eines Stoffes. Im Falle einer Verdünnung ist der durch die in Anhang IX der Richtlinie 2000/60/EG genannten Richtlinien festgesetzte Emissionsgrenzwert durch den Verdünnungsfaktor zu teilen;

die in einem oder mehreren bestimmten Zeiträumen in Ableitungen zulässige Höchstmenge eines Stoffes. Diese Menge kann - falls erforderlich - darüber hinaus in Gewichtseinheit des Schadstoffes je Einheit des charakteristischen Elements der verunreinigenden Tätigkeit (z. B. Gewichtseinheit je Rohstoff oder je Produkteinheit) ausgedrückt werden.

Bei jeder Genehmigung kann die zuständige Behörde des betreffenden Mitgliedstaats, falls erforderlich, strengere Emissionsnormen als diejenigen festlegen, die sich aus der Anwendung der Emissionsgrenzwerte ergeben, die durch die in Anhang IX der Richtlinie 2000/60/EG genannten Richtlinien festgesetzt wurden, und zwar insbesondere unter Berücksichtigung der Toxizität, der Langlebigkeit und der Bioakkumulation des betreffenden Stoffes in dem Milieu, in das die Ableitung erfolgt. Zur Verringerung der Verschmutzung der in Artikel 1 genannten Gewässer durch die Stoffe der Liste II stellen die Mitgliedstaaten Programme auf, zu deren Durchführung sie insbesondere die in den Absätzen 2 und 3 genannten Mittel anwenden.



Jede Ableitung in die in Artikel 1 genannten Gewässer, die einen der Stoffe der Liste II enthalten kann, bedarf einer vorherigen Genehmigung durch die zuständige Behörde des betreffenden Mitgliedstaats, in der die Emissionsnormen festgesetzt werden. Diese sind an den gemäß Absatz 3 festgelegten Umweltqualitätsnormen auszurichten. Die Programme nach Absatz 1 umfassen Umweltqualitätsnormen für die Gewässer, die unter Beachtung der Richtlinien des Rates, sofern solche existieren, festgelegt werden. Liste I der Stofffamilien und Stoffgruppen Die Liste I umfasst bestimmte einzelne Stoffe folgender Stofffamilien oder -gruppen, die hauptsächlich aufgrund ihrer Toxizität, ihrer Langlebigkeit und ihrer Bioakkumulation auszuwählen sind, mit Ausnahme von biologisch unschädlichen Stoffen und Stoffen, die rasch in biologisch unschädliche Stoffe umgewandelt werden: Nr. 1: Organische Halogenverbindungen und Stoffe, die im Wasser derartige Verbindungen bilden können, Nr. 3: organische Zinnverbindungen, Nr. 4: Stoffe, deren kanzerogene Wirkung im oder durch das Wasser erwiesen ist, Nr. 7: beständige Mineralöle und aus Erdöl gewonnene beständige Kohlenwasserstoffe. Liste II der Stofffamilien und Stoffgruppen Nr. 3: Stoffe, die eine abträgliche Wirkung auf den Geschmack und/oder den Geruch der Erzeugnisse haben, die aus den Gewässern für den menschlichen Verzehr gewonnen werden, sowie Verbindungen, die im Wasser zur Bildung solcher Stoffe führen können. Nr. 6: Nichtbeständige Mineralöle und aus Erdöl gewonnene nichtbeständige Kohlenwasserstoffe. Richtlinie 2006/44/EG vom 6. September 2006 über die Qualität von Süßwasser, das schutz- oder verbesserungsbedürftig ist, um das Leben von Fischen zu erhalten Unter ökologischen und wirtschaftlichen Gesichtspunkten ist es erforderlich, die Fischpopulationen vor den unheilvollen Folgen des Einleitens von Schadstoffen in die Gewässer, so vor allem vor der zahlenmäßigen Verringerung und bisweilen sogar vor der Auslöschung bestimmter Arten, zu bewahren. Zur Erreichung der Ziele dieser Richtlinie sollten die Mitgliedstaaten die Gewässer bezeichnen, auf die sie Anwendung findet, und die Grenzwerte festlegen, die bestimmten Parametern entsprechen. Die bezeichneten Gewässer sollten mit diesen Werten binnen fünf Jahren nach der Bezeichnung in Einklang gebracht werden. „Artikel 1 (3) Mit dieser Richtlinie wird bezweckt, die Qualität von solchem fließenden oder stehenden Süßwasser zu schützen oder zu verbessern, in dem das Leben von Fischen folgender Arten erhalten wird oder, falls die Verschmutzung verringert oder beseitigt wird, erhalten werden könnte: a) einheimischer Arten, die eine natürliche Vielfalt aufweisen, oder b) Arten, deren Vorkommen von den zuständigen Behörden der Mitgliedstaaten als wünschenswert für die Wasserwirtschaft erachtet wird. Artikel 1 (4) Im Sinne dieser Richtlinie sind a) „Salmonidengewässer“ Gewässer, in denen das Leben von Fischen solcher Art wie



Lachse (Salmo salar), Forellen (Salmo trutta), Aeschen (Thymallus thymallus) und Renken (Coregonus) erhalten wird oder erhalten werden könnte; b) „Cyprinidengewässer“ alle Gewässer, in denen das Leben von Fischarten wie Cypriniden (Cyprinidae) oder anderen Arten wie Hechten (Esox lucius), Barschen (Perca fluviatilis) und Aalen (Anguilla anguilla) erhalten wird oder erhalten werden könnte.“ Für die betrachteten Seen sind beide Wasserqualitätsdefinitionen von Bedeutung, da diese nach ihren Einzelklassifizie-rungen überwiegend Wasserqualitäten eines Salmonidenge-wässers (z.B. Typ Maränensee) als auch Cyprinidengewässer (z.B. Typ Aal-Hecht-Schlei-See, Zandersee) erfordern. Die Entwicklung der Wasserqualität/Trophie wird dabei wesentlich durch den noch eine längere Zeit erfolgenden Eintrag von eisenhaltigen sauren bergbaubürtigen Grundwässern geprägt. Die dadurch ausgelösten Fällungsreaktionen des eingetragenen Eisens im See führen zu einer Mitfällung des Phosphors und Ablagerung im Sediment, wodurch die wirk-same Nährstoffkonzentration für die Primärproduktion und das Algenwachstum begrenzt wird. In Abhängigkeit von den hydromorphologischen Bedingungen (maximale und mittlere Tiefe, Seeoberfläche, Windangriffsbe-dingungen) sind die entstehenden Seen potenziell als me-sotrophe oder oligotrophen Seen einzuordnen (siehe Kap. 3.4 und 3.5). Dieser Trophiezustand ist nur stabilisierbar, wenn es gelingt, den Nährstoffeintrag aus der Einzugsgebietsnutzung und aus der direkten Seennutzung entsprechend zu steuern. Während ein Teil der Eutrophierung durch eine Nährstoffrück-lösung aus autochthonen, also seeeigenen Prozessen her-vorgerufen wird (interner Kreislauf des Phosphors), besteht eine wesentliche Einflussmöglichkeit in der Steuerung des allochthonen Nährstoffeintags von außen z.B. durch Flutungswässer, durch Zuläufe aus dem Einzugsgebiet, den Badebetrieb, die Fischwirtschaft und weitere Nutzungen. Die rechtlichen Regelungen zum Antifouling in der Europäischen Union sind im Kap. 4.4 dargestellt. 2.3 Entwicklung der wassertouristischen Nutzung, soziale und ökonomische

Randbedingungen im Rahmen Deutschlands Der Wassersport hat in Deutschland in den vergangenen Jahren eine starke Entwicklung erfahren, insbesondere in den östlichen Bundesländern. Während in Mecklenburg-Vorpommern der Wassertourismus an der Ostseeküste und auf den Binnenseen gefördert wurde, hat das Land Brandenburg vor allem große Potenziale bzgl. der Fließgewässer, die erschlossen werden. In Sachsen und Sachsen-Anhalt liegt der Entwicklungsschwerpunkt im Bereich der Bergbaufolgelandschaften mit den entstehenden Seen und geplanten Verbindungen zwischen den Gewässern. Ähnlich ist das in Nordrhein- Westfalen, während in Schleswig- Holstein noch Reserven im Bereich der Ostseeküste und der angrenzenden Gewässer für die Entwicklung des Wassertourismus bestehen. In den westlichen Bundesländern und dem Berliner Raum liegt der Schwerpunkt eher auf der Modernisierung der vorhandenen Anlagen, während die Bergbaufolgelandschaften im Osten neue touristische Ziele darstellen. Hier sind spezifische Randbedingungen zu beachten, wie die überwiegend große Tiefe der Seen, zu sichernde Steilufer, gute, aber differenzierte Wasserqualität (durch das z.T. vorhandene hohe Versauerungspotential der künstlichen Gewässerkörper). Die Wasserspiegellagen dieser Seen weisen Höhendifferenzen auf, die häufig nur durch technische Einrichtungen überwunden werden können, wenn Gewässerverbindungen hergestellt werden, wobei zu beachten ist, dass die Überleitung von Wasser zwischen den Seen aufgrund der sehr unterschiedlichen Wasserqualität nicht immer tolerierbar ist. Die künstlichen Seen haben kaum natürliche Zuflüsse, so dass die Aufenthaltszeit überwiegend sehr lang ist und die Empfindlichkeit gegenüber dem Eintrag



von Schadstoffen entsprechend hoch. Daraus ergibt sich die Notwendigkeit einer sorgfältigen Bewirtschaftung der gefluteten Tagebaurestlöcher. Insgesamt nimmt die Bedeutung des Wassersports in Deutschland seit Jahren stark zu und das wird sich voraussichtlich noch fortsetzen. Die Attraktivität dieses Sports ist offensichtlich neben der Tradition auch vom Wasserdargebot, der vorhandenen Infrastruktur und vom Wohlstand der jeweiligen Nation abhängig. Das zeigt der hohe Bootsbestand pro Einwohner in den skandinavischen Ländern (s. folgende Tabelle) und denen, die über ausgedehnte Küsten verfügen. In Deutschland bestehen zukünftig in nahezu jedem Bundesland sehr gute Voraussetzungen für den Wassertourismus, so dass eine anhaltende Entwicklung wahrscheinlich ist. Tabelle 1 Boote pro Einwohner in Europa

Quelle: „Strategiepapier Wassertourismus in Deutschland 2003“

EU Länder Boote Einwohner Einwohner/

(in Tsd.) (in Mio.) Boot

Schweden 1.245 9 7

Finnland 690 5 7

Dänemark 366 5 14

Niederlande 500 16 32

Frankreich 1.369 59 43

Italien 800 57 71

Luxemburg 4 0,48 100

Griechenland 100 10 103

Großbritannien 500 60 120

Deutschland 420 81 193

Österreich 28 8 289

Spanien 130 39 300

Irland 10 4 370

Portugal 25 10 400

Belgien 15 10 680

Gesamt 5.912 373 63

Das Strategiepapier Wassertourismus Deutschland 2003 zeigte, das der Umsatz mit neuen Booten unter 30% im Vergleich mit der Neuanschaffung von Booten betrug. Das bedeutet, dass Wasserfahrzeuge gewöhnlich eine sehr lange Lebensdauer haben und mehrfach den Besitzer wechseln. Der Handel mit gebrauchten Booten beläuft sich auf 15-20% der gesamten Ausgaben im Wassersport einschließlich der Verbrauchsmaterialen. Die lange Lebensdauer der Motorboote ergibt sich auch aus der geringen Betriebszeit zwischen Frühling und Herbst, die nur zwischen 35 und 100 h / Jahr liegt, bei vergleichsweise hohen Unterhaltskosten. Es muss also damit gerechnet werden, dass in den Bergbaufolgelandschaften ein erheblicher Anteil gebrauchter Boote eingesetzt wird, da die Kaufkraft in den östlichen Bundesländern ohnehin geringer ist. Diese Umstände sind bei der Untersuchung der Auswirkungen der Schadstoffemission und bei der Festlegung von Emissionsobergrenzen zu berücksichtigen. Zu ähnlichen Ergebnissen kam die Studie „Kapazitäten und Entwicklungspotenziale wasserseitiger Nutzungsformen in Berlin“ (2000): In den letzten 5 Jahren hat sich die Zahl der Wassersportler in Deutschland von 9,5 Mio. (1994) auf 17,1 Mio. (1999) nahezu verdoppelt. Dies geht aus einer aktuellen repräsentativen Zeitvergleichsstudie des BAT-Freizeit- Forschungsinstitutes hervor. Der Wassersport entwickelt sich zum Familiensport. Beim Motorboot fahren (Familien: 6%,



übrige: 3%) und Segeln (Familien: 5%, übrige: 4%) sind Familien stärker vertreten. Als typische Single-Sportart erweist sich hingegen das Surfen (Singles:15%, übrige: 6%). Wasserlandschaften werden als Urlaubslandschaften immer attraktiver. Für die Zukunft zeichnen sich folgende Trends ab: Der Wassersport entwickelt sich zum Breitensport. Schon heute wird fast jeder vierte Bundesbürger ab 14 Jahren in der Freizeit zum Surfer, Segler, Motorbootfahrer, Taucher oder Wasserskifahrer, Ruder- oder Kanusportler. Für die Zukunft zeichnet sich ein Trend zum Binnenwassersport auf Seen, Flüssen und Kanälen ab. Motorboote und Segelyachten verlieren ihren Luxuscharakter. Folgende Faktoren sind für die Akzeptanz und den Erfolg der Wassertourismuszentren von Bedeutung:

Gute Anbindung des Hafens über den öffentlichen Personennahverkehr an die umliegenden Orte bzw. Freizeiteinrichtungen in der Umgebung, ansonsten während der Saison regelmäßiger Shuttle-Service vom nächstgelegenen Ort mit guter Verkehrsanbindung vom und zum Hafen;

Im Hafen gepflegte Grünanlagen und Promenade;

Maritim gestaltetes Verwaltungsgebäude/Hafenmeisterei mit guter Erreichbarkeit;

Saubere und hochwertige Sanitärgebäude mit WC und Waschräumen, behindertengerechte WC`s und Waschräume, Kinder-WC;

Vorhandensein von Waschmaschine und Wäschetrockner;

Gut zugängige Entsorgungsmöglichkeiten für Abfall, Sondermüll, Altöl, Fäkalien;

Bootsservice im Hafen bzw. in erreichbarer Nähe: Reparaturservice/Werft/Segelmacher/Wartungsservice, Yacht- / Motorbootausstatter, Slipanlage;

Gute Versorgungsmöglichkeiten: Lebensmittelmarkt, Zeitungen, Tabakwaren, Bäcker in fußläufiger Entfernung, gästefreundliche Öffnungszeiten, Souvenirs, Postkarten, Briefmarken, Merchandisingartikel (z. B. T-Shirts, Mützen, Kalender);

Gepflegte, maritim bzw. regional ausgerichtete Gastronomie: z. B. gemütliche Seg-lerkneipe, maritim gestaltetes Restaurant mit regional ausgerichteter Speisekarte;

Gepflegte, ansprechende und zielgruppengerecht ausgerichtete Unterkünfte: z. B. Sailors Inn mit Hafenblick, maritim gestaltete Apartments in hafendorfähnlicher Anlage, komfortable Quartiere für (ältere) Paare, für Familien mit entsprechender familien-/kindergerechter Ausstattung, für Kleingruppen etc.;

Möglichkeit der Bezahlung der Liegeplatzgebühren mit EC-Karte und/oder gängigen Kreditkarten.

Dargestellte Umweltprobleme im Zusammenhang mit dem Wassertourismus: Entsorgung: Laut Bundes- wie auch Landesgesetzen dürfen keinerlei Stoffe in die Gewässer eingeleitet werden. Dies trifft für Fäkalien natürlich auch zu. Trotzdem gibt es bisher keine länderübergreifenden Verordnungen, die den Einbau von Fäkalientanks vorschreiben und den berühmten “Ablasshahn” verbieten. Mittlerweile werden nahezu alle Neuboote mit solchen speziellen Rückhaltesystemen ausgestattet und nach einer Übergangsfrist bereits in betriebene Boote entsprechend umgerüstet. Schon heute gibt es nicht nur auf den Berliner Gewässern ein großes Defizit an Fäkalienentsorgungsstationen. Die bisher eingerichteten 9 Entsorgungsstellen sind für die große Anzahl der die Gewässer frequentierenden Boote und Yachten in Berlin nicht ausreichend. Wassertankstellen: Für die rund 23.000 überwiegend motorisierten Sportboote in Berlin gibt es nur noch zwei Wassertankstellen. Die Mehrzahl der Sportboote wird daher über Kanister betankt, was zu einer erheblichen ökologischen Belastung der Gewässer führt. ·



Registrierung: Eine einheitliche und zentrale Registrierung der Sportboote - ähnlich wie am Bodensee - fehlt in Berlin. Giftfarben: Verbot biozidhaltiger Antifoulinganstriche. Bisher fehlen Alternativen, wie Bootswaschanlagen Wassertouristische Nutzung in Leipzig (Stand 2008): Gegenwärtig gibt es im Raum Leipzig 3 Rudervereine, 11 Kanuvereine, 31 Schwimmvereine, 5 Tauchsportvereine, 6 Triathlonvereine, 6 Segelvereine, 1 Seesportverein und 22 Angelsportvereine sowie die zur Universität Leipzig gehörigen Kanu- und Ruderdisziplinen. Eine intensive Nutzung der Fließgewässer besteht bereits im Stadtgebiet von Leipzig wie beschrieben. Durch den geplanten Gewässerverbund und weitere Angebote (verbindende Rad- und Wanderwege, Erlebnisparks etc.) werden die vorhandenen Möglichkeiten für den organisierten Freizeitsport und die Naherholung im Raum Leipzig ergänzt. 2.4 Angaben zum Angelsport und zur Fischzucht Situation im deutschsprachigen Raum Bezüglich der fischereiwirtschaftlichen Nutzung wird meist der Trophiestatus zur Charakterisierung eines Sees herangezogen, wobei unterschiedliche Abstufungen zwischen oligotrophen (nährstoffarmen Renken- und Saiblingseen) und eutrophen (nährstoffreichen Zanderseen) Anwendung finden. Die Bergbaufolgeseen könnten den folgenden 2 Kategorien zugeordnet werden, wobei -abhängig von der Flutungswasserzusammensetzung und der hydrochemischen Beschaffenheit des Materials in der Hohlform, das mit dem Wasser in Kontakt kommt -überwiegend zuerst das Stadium des Maränensees durchlaufen wird. Die neu geschaffenen oligotrophen und jungen Seen repräsentieren ein frühes Entwicklungsstadium. Seen durchlaufen eine ökologische Sukzession. Die Entwicklung der Tagebauseen wird dabei wesentlich durch den noch eine längere Zeit erfolgenden Eintrag von eisenhaltigen sauren bergbaubürtigen Grundwässern geprägt. Die dadurch ausgelösten Fällungsreaktionen des eingetragenen Eisens im See führen zu einer Mitfällung des Phosphors und Ablagerung im Sediment, wodurch die wirksame Nährstoffkonzentration für das Algenwachstum begrenzt wird. In Abhängigkeit von den hydromorphologischen Bedingungen (maximale und mittlere Tiefe, Seeoberfläche, Windangriffsbedingungen) sind die entstehenden Seen potenziell als zum mesotrophen Typ oder oligotrophen Typ einzuordnen (siehe kap. 3.4 und 3.5). Diese Zielstellung ist nur erreichbar, wenn es gelingt, den Nährstoffeintrag aus der Einzugsgebietsnutzung und aus der direkten Seennutzung entsprechend zu begrenzen. Während ein Teil der Eutrophierung durch eine Nährstoffrücklösung aus autochthonen, also seeeigenen Prozessen hervorgerufen wird (interner Kreislauf des Phosphors), besteht eine wesentliche Steuerungsmöglichkeit in der Reduzierung des allochthonen Nährstoffeintags von außen z.B. durch Flutungswässer, durch Zuläufe aus dem Einzugsgebiet, den Badebetrieb, die Intensivfischzucht und weitere Nutzungen. Mit der Flutung der Seen entstehen dem Grundstückseigentümer zustehende, an das Grundstückseigentum gebundene Eigentumsfischereirechte. Aus diesen leitet sich das Fischereiausübungsrecht ab, das per Pachtvertrag an Dritte weiter-gegeben werden kann. Der Fischereiausübungsberechtigte ist im Rahmen der guten fachlichen Praxis zur Nutzung berechtigt und Hege verpflichtet Fischereiliche Hege und Nutzung werden dabei vom Gewässertyp des jeweiligen Sees dominiert und sind Art, Typ, Größe und Beschaffenheit des jeweiligen Sees anzupassen.



Zur Ermittlung der jeweiligen Seetypen werden diese nach den allgemein anerkannten Klassifizierungssystemen für natürliche Seen klassifiziert und bonitiert und die Ergebnisse in Hegeplänen/Pachtregelungen umgesetzt. Maßgeblich für die fischereiliche Klassifizierung sind hydromorphologische und gewässerökologische Kennziffern im stationären Endzustand (Klimax) des Sees und (nachgeordnet) die oft anthropogen beeinflusste Trophie. Die Seen um Leipzig sind nach ihrer Klassifizierung meist dem Typ des (norddeutschen) Maränensees in verschiedenen Ab-stufungen, in wenigen Ausnahmefällen dem Typ Hecht-Schlei-See oder Zandersee zuzuordnen. Allerdings lassen sich junge, noch nicht im Klimax befindliche Bergbaufolgeseen anfangs nur bedingt nach den o.g. Systemen klassifizieren, da sie Entwicklungsstadien mit speziellem Phosphathaushalt am Anfang einer noch zu durchlaufenden ökologischen Entwicklung (Alterung / Eutrophierung) darstellen. Hinsichtlich der Auswirkungen der wassertouristischen Motorbootnutzung ist die naturnahe Entwicklungsmöglichkeit der Fischbiozönose und die Genusstauglichkeit / lebensmittel-rechtliche Verwendbarkeit des Fischereiertrages zu bewerten und zu sichern. Maränen-(Felchen-/Renken-)seen: Dieser Typus ist durch geringe Wassertemperaturen und große Wassertiefen mit sandigem Grund geprägt; in allen Tiefen hoher Sauerstoffgehalt; eher geringer Fischertrag; Leitfischarten sind die großen Renken und Seesaiblinge; daneben kommen Seeforelle, Barsch, Aalrutte und einige Cyprinidenarten vor. Brachsenseen: Dieser, auch Blei- oder Brassensee genannte Typus weist mittlere Wassertiefen bei meso- bis eutrophen/polytrophen Bedingungen auf. In der Tiefe kommen z.T. Faulschlammablagerungen vor; es herrscht Sauerstoffmangel in den unteren Wasserschichten; temperiertes Wasser mit guten Fischerträgen; Leitfischart ist die Brachse, daneben dominieren Rotaugen, Rotfeder, Güster, Schleie, Hecht, Wels und Aal. Telefonische Informationen zur Situation im Raum Leipzig von Herrn Richter, Präsident des Anglerverbandes „Mittlere Mulde vom 20.05.08 Im Anglerverband „Mittlere Mulde Leipzig e.V.“ sind im Stadtgebiet Leipzig 22 Vereine organisiert. Der Anglerverband hat in Leipzig das Fischereirecht an 17 stehenden Gewässern und an 28 Flusskilometern gepachtet, die z.B. zum Elsterbecken, der Weißen Elster, der Luppe und der Nahle, gehören. Es wurden Fischereipachtverträge für die folgenden Tagebauseen (siehe Tab. 2) abgeschlossen. Weitere nutzbare Seen sollen bewirtschaftet werden. Tabelle 2 Fischbestand der bewirtschafteten Seen

Bewirtschafteter See Fischbestand Bemerkung

Cospudener See Wenig Maränen Geringes Nährstoffangebot

Schladitzer See Maränen Sehr positive Entwicklung des Fischbestandes

Seelhausener See Gute Entwicklung, z.Z. kein Verzehr der Fische möglich

LMBV untersucht Schadstoffeintrag

Markkleeberger See Wenig Maränen Geringes Nährstoffangebot

Haselbacher See Karpfen, Barsche etc. Sehr gut entwickelter Fischbestand

Werbeliner See Noch nicht vollständig geflutet in ca. 2 Jahren soll mit der Bewirtschaftung begonnen werden



2.5 Naturschutzfachliche Randbedingungen/ Schutzgebiete Die Grenzen der Schutzgebiete reichen überwiegend nur bis an die Seeufer. Lediglich das Speicherbecken Borna und der Werbeliner See sind Bestandteil eines SPA Gebietes. Flachwasserbereiche und z.T. Inselstrukturen weisen allerdings nahezu alle entstehenden Seen auf. Daraus ergibt sich ein starkes Entwicklungspotenzial für Natur und Landschaft. Entsprechend wurden Vorbehalts- und Vorranggebiete für Natur- und Landschaft eingerichtet, die ca. 41% der Seenflächen einnehmen und mittelfristig zu Einschränkungen bzgl. der Nutzung führen können. Die folgende Tabelle zeigt die Planungen dieser Flächen in den Braunkohleplänen: Tabelle 3 Vorrang- und Vorbehaltsgebiete Natur und Landschaft auf der Seefläche

See

Fläche,

RPV

Fläche,

gemes-

sen

Summe

Vorrang-

gebiet

Summe

Vorbehalts-

gebiet

Anteil

Vorrang-

gebiet

Anteil

Vorbehalts-

gebiet

Anteil

Fläche mit

Einschrän-

kungen

gesamt

Verbleibende

Fläche

Wassersport Bemerkungen

ha ha ha ha % % % ha

Cospudener

See 436 436 46 0 10.6 0.0 10.6 390

Vorranggebiet an südöstlicher Spitze, Vogelbrutgebiet,

liegt an geplanter Durchfahrt zur Verbindung mit

Zwenkauer See, intensive Nutzung vorhanden

Zwenkauer See 970 970 0 77 0.0 7.9 7.9 970

Flachwasserbereich in Vorbehaltsgebiet, intensive

Nutzung geplant

Markkleeberger

See 249 252 35 24 13.7 9.3 23.0 218 intensive Nutzung geplant

Störmthaler See 733 140 55 511 39.3 365.0 404.3 85

Vorranggebiet um Insel im Westen, schmale Durchfahrt

zur Verbindung Markkleeberger See, intensive Nutzung

geplant!

Kahnsdorfer

See 121 117 117 0 100.0 0.0 100.0 0 keine Nutzung, gesamter See Vorranggebiet, versauert

Hainer See 560 577 0 228 0.0 39.5 39.5 577

Intensive Nutzung geplant, aber Haubitzer Bucht für

Natur und Landschaft als Vorbehaltsgebiet

ausgewiesen

Stausee Rötha

Speicher Borna 265 265 0 0 0.0 0.0 0.0 265

Intensivfischzucht, keine wassersportliche Infrastruktur,

baden, surfen

Schladitzer See 223 220 0 64 0.0 29.1 29.1 220 Bootsanlegestellen im Südosten geplant

Werbeliner See 443 445 314 0 70.6 0.0 70.6 445 Vorranggebiet Natur und Landschaft

Seelhausener

See 622 631 23 168 3.6 26.6 30.3 608

Intensive Nutzung in Verbindung mit Großem

Goitzschesee vorgesehen

Großer

Goitzschesee

(Info) intensive Nutzung vorhanden, wird ausgebaut

Haselbacher

See 334 335 115 35 34.3 10.4 44.8 220 Seglerstützpunkt und Anlegestellen, baden, Angelsprt

Gesamtfläche 4956 4388 705 1107 16.1 25.2 41.3 3998 Vor allem der Störmthaler und der Werbeliner See weisen große Flächen auf, die als Flach-wasserbereiche und durch Inseln gekennzeichnet sind. Durchschnittlich können auf 40 % der Wasserflächen Beschränkungen bzgl. der Befahrbarkeit notwendig werden. Mindestens 10% der Seenflächen sind Flachwasserbereiche, z.T. mit Inseln, die nicht befahren, verlärmt und zu denen ein ausreichender Mindestabstand im Rahmen der Befahrung der Seen eingehalten werden sollte. Optimal zur Vermeidung von Störungen sind lt. Literaturangaben 300 m. Dieser Abstand ist aber überwiegend wegen des Uferverlaufs und der Größe der Seen nicht realistisch, so dass Beschränkungen bzgl. der Bootsgröße, Segelfläche, Motorisierung und Fahrgeschwindigkeit infrage kommen, einschließlich von Einschränkungen bzgl. der jahreszeitlichen Befahrbarkeit, der Anzahl der Boote und der täglichen Dauer der Befahrbarkeit. Durch entsprechendes Monitoring können Erfahrungswerte bei bereits bestehenden Tagebauseen mit ähnlicher Nutzung, Größe und naturschutzfachlicher Relevanz gewonnen und umgesetzt werden. Die geplanten Verbindungen zwischen den Seen Zwenkau - Cospuden und Markkleeberg -Störmthal führen unmittelbar an wertvollen bzw. potenziell wertvollen Flächen vorbei. An der Südspitze von Cospuden befinden sich beidseitig 9 Brutreviere von Rote –Liste -Arten (NFG Ökologische Station Birkenhain e.V., Aufnahme 2004), vorrangig von Vögeln des Offenlandes, die in Nestern am Boden überwiegend zwischen Mai und Juli brüten. Von dort



aus ist eine kurze Verbindung nach Zwenkau geplant. Die Südspitze verjüngt sich von einer Breite von 700 m auf 200 m. Sie ist ca. 650 m lang. Dort kommt auch die Wasserralle vor, eine im Röhricht lebende, sehr störungsempfindliche Vogelart. Zum Schutz der Vögel ist ein Mindestabstand von den Booten zu den Röhrichtbeständen einzuhalten. Aus naturschutzfachlicher Sicht ist die geplante kurze Verbindung zwischen Zwenkau und Cospuden konfliktreich. Hierzu sind entsprechende Regelungen zu treffen. Rad- und Wanderwege um die Seen sind attraktiv, aber die empfindlichen Offenlandbereiche zwischen dem See und dem Rad- bzw. Wanderweg sollten weder von Besuchern noch von Hunden aufgesucht werden können, sonst ist die erfolgreiche Reproduktion der hier vorkommenden und am Boden brütenden Vogelarten gefährdet.



2.6 Limnologische Untersuchungen zum gegenwärtiger Zustand der Seen Die Ergebnisse der bis 2007 vorliegenden Limnologischen Gutachten für die Seen Cospuden, Zwenkau, Störmthal und Hainer See des Boden- und Grundwasserlabors Dresden GmbH werden hier zusammengefasst. Zu diesen Seen werden gegenwärtig Überarbeitungen durchgeführt, deren Ergebnisse für weiterführende Betrachtungen zu beachten sind. Die vorliegenden Ergebnisse zeigen exemplarisch die

- unterschiedliche hydromorphologische Situation der Seen, - die differenzierten Nährtstoffeinträge und - die unterschiedlichen geochemischen Bedingungen

und die sich daraus ergebende differenzierte ökologische Tragfähigkeit der Tagebauseen für eine Motorbootnutzung. 2.6.1 Limnologisches Gutachten für den Cospudener See (2001) Tabelle 4 Gewässerspezifische Parameter Cospuden

Größe Einheit Cospudener See

Wasserspiegel, Endzustand müNN 109,5 – 110,5 m NHN

Volumen, gesamt 106 m³ 110,0

Epilimnion- Volumen 106 m³ 40,

Hypolimnion- Volumen 106 m³ 45,0

Aufenthaltszeit 2001 Jahre 13

Aufenthaltszeit, stationärer Zustand

Jahre 55, unsicher

Fläche km² 4,36

MittlereTiefe m 25

Maximale Tiefe m 54

Epilimnion- Tiefe m 10

Zulauf Der Grundwasserstrom wird bis 2035 von gegenwärtig 1,2 Mio m³/a auf 1,65 Mio m³/a ansteigen, es gibt aber Unsicherheiten bzgl. der Zuflussmengen und damit der Nährstofffracht. Im Sommer ist die Verdunstung größer als der Zufluss. Plankton Dominierend sind Kieselalgen vom Asterionella -Typ Phytoplankton Untersuchungen 2001, November/Dezember, < 0,1 mg/l FM (FM-

Frischmasse), entspricht einer Extinktion von weniger als 0,05 m-1... 1 mm³/l im Sommer

Zooplankton 0,1 bis 0,5 mg/l FM ; 0,28 mm³/l im Mittel; im südlichen Bereich des Sees über den mit Salmo simulierten Werten; es besteht eine Inhomogenität in der Planktonverteilung DOC ca. bis zu 2 mg/l (gelöster organischer Kohlenstoff) Nährstoffe Perspektivisch ist mit einem Rückgang der anorganischen Trübstoffe im Wasserkörper zu rechnen. Es steigt der Gehalt an gelösten organischen Stoffen durch Akkumulation schwerabbaubarer autochthoner Substanzen an. Der Detritusanteil wird mit dem wachsenden Fischbestand zunehmen.



Der Cospudener See ist mit einer maximalen Tiefe von 54 m im Sommerhalbjahr stabil geschichtet. Flutungswasser und Niederschlag schichten sich in der überwiegenden Zeit des Jahres eindeutig epilimnisch ein. Das Grundwasser stammt zu annähernd 100% aus dem GWL 1.1 (GWL- Grundwasserleiter) und tritt mit einer relativ konstanten Temperatur von 10°C in das Gewässer ein. Niederschlag: Orthophosphat –P durchschnittlich bei 0,010 mg/l und Gesamtphosphat bei 0,036 mg/l. Die durchschnittliche Konzentration anorganischer Stickstoffverbindungen im Niederschlagswasser beträgt etwa 2 mg/l. Ergebnisse von Wasseranalysen Flutungswasser aus dem Tagebau Zwenkau: 0,1 bis 0,2 mg/l Ammonium 0,3 bis 2,0 mg/l Nitrat Grundwasser: 0,024 bis 0,07 mg/l Orthophosphat 0,025 bis 0,170 mg/l Gesamtphosphor <0,05 bis 0,25 mg/l Nitrat <0,05 bis 2,9 mg/l Ammonium Belastung durch Badenutzung (Annahmen) Badegäste 50 mg Orthophosphat und 96 mg

Gesamt-P pro Badegast und Tag, 120 Badetage,

durchschnittlich 7.000 Badegäste / d, Jahresfracht 42 kg Orthophosphat-P (bzw. 80,6 kg/d gesamt-P),

dabei Tagesmitteltemp. 14,4°C Nährstoffbilanz Aus Grundwasser, Niederschlag, Zulauf und Badegästen

2000 2007 2035

Orthophosphat 176 kg/a 133 kg/a 143 kg / a

Stickstoff, anorg. 17,7 t/a 9 t/a 10 t / a

Flächenbelastung 0,040 g/m² a ortho-P 0,030 g/m² a ortho-P 0,035 g / m² a ortho-P

Ergebnis der Untersuchungen Aus der Flächenbelastung resultieren stabile, oligotrophe Verhältnisse. Die Badenutzung ist für 25% der Phosphorbelastung verantwortlich. Die Rücklösung von Phosphor aus dem Sediment wurde nicht berücksichtigt. Die Nährstoffe verbleiben im Sommer im Epilimnion und verursachen einen Anstieg der Primärproduktion. Ab 2007 wurden stabile oligotrophe Verhältnisse erwartet, welche auch durch die aktuellen Monitoringdaten der LMBV bestätigt werden. 10% des Gewässerbodens sind mit Makrophyten bedeckt. Acidität Der Aciditätseintrag vermindert sich jährliche nach Beendigung der Sümpfungswasser-einleitung um über 90% (bezogen auf die mittleren Stoffmengen zwischen 2000 und 2004). Die Summe der dem See dann zugehenden Acidität vermindert sich auf 3 bis 3,5 x 106 mol/a.



2.6.2 BGD: „Limnologisches Gutachten für das Tagebaurestloch Zwenkau“(2005) Hochwasserstaulamelle 2,1 m Speicherkapazität 21,9 Mio m³ bei HQ 100 der Weißen Elster Tabelle 5 Gewässerspezifische Parameter Zwenkau

Größe Einheit Zwenkau

Wasserspiegel, Endzustand müNN 113,5

einschl. Staulamelle müNN 115,6

Endwassersp. erreicht 2013-2015

Volumen, 113,5 mNN 106m³ 183,7

Volumen Staulamelle 106m³ 21,9

Epilimnion- Volumen 106m³ 74,2

Hypolimnion- Volumen 106m³ 109,6

Volumenquotient 1,5

Fläche km² 10,1

MittlereTiefe m 18,2

Maximale Tiefe m 45

Epilimnion- Tiefe m 8,4

Tiefengradient 5,4

Flächenanteil Flachwasserbereiche 0-5 m

% 17

Flächenanteil Flachwasserbereiche 5-10 m

% 21

Effektive Länge km 5,6

Effektive Breite, mittel km 2

Effektive Achsenlänge km 3,8

Aufenthaltszeit 2024 a 8,2

Hydraulische Belastung m/a 2,2

Zuläufe - Flutung mit Profener Tagebausümpfungswasser - Regulierte Weiße Elster 0,04 m³ / min

- alternative Flutung mit Weißer Elster Grundwasserzufluss stationärer Zustand GWL1.1 2,3 m³ / min, 26%, GWL1.5 1,1 m³ / min, 26%, Süden GWL1.5 1,1 m³ / min, 26%, Westen Es gibt mehrere Flutungsvarianten

- Einleitung aus dem Tagebau Profen und Schleenhain, - Ergänzung aus der Weißen Elster (bei Weiße Elster, Pegel Zeitz > 5,5 m³/s)

Diese Flutungswässer sind pH-neutral. Die Freisetzung der Acidität wird über die Innenkippe durch überstauendes Wasser induziert. Bei pH-Werten über 5,5 beträgt die Freisetzung 18 mmol / h x m². Bei pH-Werten unter 3 erfolgt keine Freisetzung. Das hohe Säurepotential ist bei der Bemessung der Neutralisationsmengen zu berücksichtigen. Für die Prognose der Beschaffenheit wurden 3 Varianten für die Gesamtacidität zwischen 86 und 510 Mio mol untersucht. Es zeigte sich, dass die Auslaugung der Innenkippen der bestimmende Prozess für die Wasserbeschaffenheitsentwicklung ist und insbesondere nach Erreichen des Endwasserstandes langfristig wirkt. Nach dem Erreichen des Endwasserspiegels beträgt der pH- Wert ca. 3,4 und im Jahr 2025 5,8 bis 7,5 abhängig vom Szenario der Flutung.



Auf Grund dieser Ergebnisse werden gegenwärtig weitergehende Untersuchungen durchgeführt, mit dem Ziel bis zum Jahr 2013 bis 2015 eine Flutung mit neutraler Wasserqualität des Zwenkauer Sees zu erzielen und durch eine Nachsorge mit Tagebausümpfungswasser aus dem Tagebau Profen zu sichern. Trophie Nach Ende der Fremdwasserflutung werden stabile mesotrophe Verhältnisse erwartet. Phosphor- Flächenbelastung Für 10.000 Badegäste / a und die weitere Durchleitung des Sümpfungswassers beträgt die P- Flächenbelastung 230 mg/m² a, nach 2018, dann ohne Sümpfungswasser, 215 mg/m² a. Stickstoff- Flächenbelastung Nach Abschluss der Flutungsmaßnahmen 6,6 g / m² x a Phosphor kommt nur in geringen Konzentrationen vor und die Sedimente haben aufgrund ihrer hohen Eisenkonzentration ein hohes Phosphorbindungsvermögen. 2.6.3 BGD: „Limnologisches Gutachten für das Restloch Störmthal“ (2002) Bei dem Restloch Störmthal handelt es sich um den südlichen Teil des ehemaligen Tagebaus Espenhain. Das limnologische Gutachten für das Restloch Störmthal wird gegenwärtig von der LMBV aktualisiert und soll Ende des Jahres fertig sein. Das Versauerungspotential ist wegen der veränderten Qualität des Flutungswassers höher als zunächst ermittelt- – evtl. ist eine Pufferung des Sees notwendig. Die folgenden Angaben wurden dem vorhandenen älteren Gutachten entnommen und dienen deshalb lediglich der Orientierung. Tabelle 6 Gewässerspezifische Parameter Störmthal

Größe Einheit Störmthal

Wasserspiegel, Endzustand müNN 117

Volumen, 106m³ 155,3

Fläche km² 7,65

MittlereTiefe m 25

Maximale Tiefe m 52

Epilimnion- Tiefe m 7

größte Länge km 2,5

Größte Breite km 2,5

Nord- Süd- Ausdehnung km 1,5

Aufenthaltszeit 2011 a 6



Oberirdisches Einzugsgebiet km² 10-20

Zu- und Ablauf

- Flutung endet 2011, ca. 6 m³/min, danach Einleitung des o Göselbaches, Basisabfluss 2030 in m³/min 2,7 m³/min o Cröbernbaches, Basisabfluss 2030 in m³/min 0,135 m³/min o Schlumperbaches, Basisabfluss 2030 in m³/min 0,19 m³/min

- Niederschlag 570 mm/a



- Grundwasserzustrom 2002 3,31 m³/min , gesamt - Grundwasserzustrom 2040 9,97 m³/min , gesamt - Ablauf vom Markkleberger See zur Kleinen Pleiße 3,00 m³/min

Im östlichen und südöstlichen Bereich liegen gewachsene Böschungen vor. Acidität Hauptursache: während der Flutung durch Erosion

nach der Flutung durch das Grundwasser Es besteht erhebliches Versauerungspotenzial. Wasserbeschaffenheit 2002

- pH-Wert zwischen 2,8 und 3,1

- Elektrische Leitfähigkeit zwischen 1.800 und 2.000 S/cm - Sulfatkonzentration ca. 940 mg/l - Eisenkonzentration, gelöst, 15 bis 20 mg/l - Basiskapazität (KB8,2) zwischen 2,2 und 2,4 mmol/l

Für den Störmthaler See wurden Prognoserechnungen für die Zeit bis zum Ende der Fremdwasserflutung (2012) sowie für den stationären Endzustand (2040) durchgeführt. Abhängig von den gewählten Randbedingungen entsteht ein See mit einem pH- Wert zwischen 6 und 7 und einer Alkalinität im Bereich von 0.3 bis 0.7 mmol/l. Nach Ende der Flutung werden neutrale Verhältnisse bestehen bleiben, die Alkalinität bewegt sich zwischen 0.5 und 1.0 mmol/l. Somit liegt schwach gepuffertes Wasser vor. Es wurde mit 120.000 und alternativ 500.000 Badegästen pro Jahr gerechnet. Trophie Unter Berücksichtigung der 4 Eintragspfade (Grundwasser, Sümpfungswasser, Niederschlag, Vorfluter) ergaben sich geringe Flächenbelastungen, die als Maß für die Einschätzung der künftigen Trophie herangezogen wurden.

Gesamt - P 2010 Variante 1 63 mg/m² x a Variante 2 56 mg/m² x a

2030 Variante 1 47 mg/m² x a Variante 2 35 mg/m² x a

ortho-Phosphat



Variante 1 berücksichtigte nicht die Verbesserung der Nährstoffverhältnisse in den Zuflüssen, die maßgeblich den Phosphoreintrag bestimmen, Variante 2 ging von der Umsetzung der WRRL aus. Es wurden oligotrophe Bedingungen für den See prognostiziert. Auch für die Flutung und Nachsorge des Störmthaler Sees wird gegenwärtig das limnologische Gutachten aktualisiert.



2.6.4 BGD: „Limnologisches Gutachten für das Restloch Markkleeberg“ (2002) Das Restloch Markkleeberg ist der nördliche Teil des ehemaligen Tagebaus Espenhain. Tabelle 7 Gewässerspezifische Parameter Markkleeberg

Größe Einheit Markkleeberg

Wasserspiegel, Endzustand müNN 113,0

Volumen, 106m³ 60,32

Fläche km² 2,55

MittlereTiefe m 24

Maximale Tiefe m 58

Epilimnion- Tiefe m 6,8 – 7,0

Euphotische Tiefe m < 20

Tiefengradient 8,2 – 8,5

Volumenverhältnis 2,95 1,94

Volumenverhältnis bathyale/ euphotische Tiefe

0,86

Größte Länge km 3,05

Größte Breite km 1,1

Nord- Süd- Ausdehnung km 2,6

Aufenthaltszeit a 8,3

Volumen Epilimnion 106m³ 15,2

Volumen Hypolimnion 106m³ 45,1

Fläche Böschung Epilimnion/ % der Fläche

Mio m²/ % 0,66 / 25,9

Fläche Böschung euphotischer Bereich/ % der Fläche (Flachwasserbereich)

Mio m²/ % 1,19 / 46,6

Oberirdisches Einzugsgebiet km² 10,6

Der See war zu jedem Zeitpunkt pH-neutral und stabil gepuffert. Der Flachwasseranteil < 2 m macht 10% der Seefläche aus, der Anteil mit einer Tiefe zwischen 2 und 5 m beträgt noch einmal 10%. Zuflüsse - Auenhainer Graben/ Silberschacht: 80.400 m³/a

- Crostewitzer Graben: belastet (Deponie), ist umzuleiten - zukünftig aus dem Störmthaler See

Der mittlere Jahresniederschlag beträgt 631 mm, davon sind ca. 125 mm abflusswirksam. Es fließen 50% den Vorflutern zu, 50% versickern in das Grundwasser. Acidität Es wurden 3 Basisvarianten zur Prognose der Wasserbeschaffenheit gerechnet. Der Markkleeberger See besitzt einen internen Puffer gegen eine in Ausmaß und Zeitdauer begrenzte Versauerung des Störmthaler Sees. Der Markkleeberger See ist nicht versauerungsgefährdet und nicht empfindlich gegen Einträge von Acidität. Die Kalkfällung ist ein wesentlicher, beschaffenheitsbestimmender Prozess in diesem See.



Trophie Die Phosphorflächenbelastung ist abhängig

- vom Eintrag mit dem Grundwasser - von der Böschungserosion im Uferbereich - von der Oberflächenerosion im Einzugsgebiet - vom Eintrag durch Badegäste – 10.000 Badegäste an 100 Tagen - vom Eintrag durch rastende Vögel – 500 Gänse an 90 Tagen - von der trockenen und nassen Deposition

Für die Bewirtschaftungsphase wurde ein P- Eintrag von 243 bis max. 728 kg Gesamt-P/a (Gesamtphosphor/Jahr) ermittelt. Das sind ca. 400 kg Gesamt-P/a für die Seeoberfläche, was einer Flächenbelastung von ca. 150 mg/m².a Gesamt-P bzw. mesotrophen Bedingungen entspricht. Durch den geochemisch bedingten Eiseneintrag wird jedoch durch die Bindung des Phosphors eine Oligotrophierung erreicht.

2.7 Gruppierung und gemeinsame Nutzung der Seen Tabelle 8 Gruppierung und gemeinsame Nutzung der Seen

Seenkomplex Fläche Hinweise

Cospudener See zusammen ca. 1.400 ha

gehören zum Gewässerverbund, Verbindung über Pleiße und Floßgraben zum Markkleeberger/Störmthaler See,

Zwenkauer See

Markkleeberger See zusammen ca. 1.000 ha

gehören zum Gewässerverbund, Verbindung über Pleiße und Floßgraben zum Cospudener und Zwenkauer See

Störmthaler See

Kahnsdorfer See - Verbindung wegen Versauerungsproblematik mit Hainer See nicht möglich, kein Wassersport im Kahndorfer See, aber intensive Nutzung des Hainer Sees vorgesehen, Verbund Hainer See mit Stausee Rötha

Hainer See 560 ha

Speicher Borna 265 ha Restriktionen durch Hochwasserspeicherfunktion, regionale Bedeutung

Haselbacher See 335 ha Option für Hochwasserspeicherfunktion, regionale Bedeutung

Schladitzer See 220 ha zusammen über 650 ha, keine Verbindung zwischen den Seen geplant, negativ: Einflugschneise Flughafen Schkeuditz, aber am Nordrand von Leipzig, deshalb von großer Bedeutung für die Naherholung, keine weiteren Gewässer in 10 km Umkreis

Werbeliner See 441 ha

Seelhausener See zusammen rd. 2.000 ha

Verbindung zwischen den Seen und Anbindung an die Mulde geplant, Wassersportzentrum im Raum Bitterfeld- Wolfen, überregionale Bedeutung

Großer Groitzscher See (Info)



3 Ökologische Tragfähigkeit der Seen für Schadstoffeinträge 3.1 Wirkung der Schadstoffe Seenökosysteme haben eine hochkomplexe Struktur. Diese wird gekennzeichnet u.a. durch

- die morphologischen und hydromorphologischen Bedingungen, - die damit gekoppelte Ausbildung von Flachwasserbereichen (vorwiegend

ungeschichtet bzw. polymiktisch) und Tiefenzonen (vorwiegend geschichtet) sowie des meteorologisch gesteuerten Zirkulationsregimes,

- die Sedimentstruktur, - die Trophie, d.h. die durch den Nährstoffeintrag und interne Nährstoffremobilisierung

bestimmte Primärproduktion und der sich daraus ergebenden Struktur der Nahrungskette bzw. des food-webs,

- durch die Sauerstoff- und Redox-Verhältnisse in den geschichteten Wasserkörpern. In das Gewässerökosystem eingetragene Schadstoffe haben dabei eine unterschiedliche Wirkung und Verhalten:

- Ein Großteil der Schadstoffe lagert sich an Schwebstoffe organischer und anorganischer Natur passiv an und ist fettlöslich.

- Diese Anlagerung führt im Rahmen der Nahrungskette zu einer Anreicherung der Schadstoffe zwischen Detritusfressern bzw. Primärproduzenten, Zooplanktern/Makrozoobenthos, Friedfischen und Raubfischen.

- Ein Teil der Schadstoffe sedimentiert mit den Schwebstoffen und führt damit ebenfalls zu einer Anreicherung im Sediment, die für die Benthosorganismen gefährlich werden kann.

- Darüber hinaus unterliegen die Schadstoffe einem unterschiedlich intensiven Abbau. Voraussetzung sind hierzu häufig ausreichende vorhandene Biomassen (d.h. der Schadstoff wird kometabolisch abgebaut), spezielle Redoxverhältnisse (unterschiedliche Abbauraten im aeroben und anaeroben Milieu) und eine lange Reaktionszeit.

- Nur ein geringer Teil der Schadstoffe wird durch Ausschwemmung (in Abhängigkeit von der hydraulischen Aufenthaltszeit im Gewässer) und durch Ausgasung aus dem System entfernt.

Schadstoffe enthalten häufig Komponenten, die bei der Selbstreinigung im Gewässer gar keinem oder keinem ausreichenden mikrobiellen Abbau unterliegen. Viele davon beeinträchtigen die Vitalität der Wasserorganismen wesentlich. Sie werden beim Eintrag in das Gewässer zunächst stark verdünnt, dann aber oft von Schwebstoffen oder vom Sediment adsorbiert, in der Nahrungskette angereichert und später bei veränderten biochemischen und hydraulischen Randbedingungen wieder mobilisiert. Toxische Effekte sind vor allem in den Ökosystemen wirksam, in dem die Organismen einem hohen Stress ausgesetzt sind- wie es z.B. in „sauren Gewässern“ zu erwarten ist. Insofern sind die Tagebaurestseen mit Versauerungspotenzial besonders gefährdet. Durch den Motorbootbetrieb gelangen

- Treibstoffemissionen und Verbrennungsprodukte aus den Motorabgasen während der Fahrt,

- Emissionen bei der Betankung, - Schadstoffe aus Schiffsanstrichen, - Reinigungsmittel, - Müll, Abwasser und Fäkalien

in die Seen. Dabei überwiegen i.A. die Emissionen aus der Motorabgasen in ihrer Wirkung. Dies gilt, wenn bezüglich des Umgangs mit Abfällen, bei der Betankung und der Auswahl des Schiffsanstriches usw. mit der notwendigen Sorgfalt umgegangen wird.



Jeder Verbrennungsmotor, ob er mit Benzin, Diesel, Erdgas oder Biodiesel betrieben wird, produziert Abgase. Diese Abgase entstehen aus den Kohlenwasserstoffen der Kraftstoffe und den Verbrennungsprodukten in Reaktion mit dem zur Verbrennung benötigten Sauerstoff (O2) bzw. der Luft. Die wesentlichen Schadstoffe, die dabei entstehen und nach deren Menge ein Motor oder ein Kraftstoff heute beurteilt wird, sind Kohlenmonoxid (CO), unverbrannte Kohlenwasserstoffe (HC aliphatischer und aromatischer Natur (BETX)), Verbrennungsprodukte wie polyzyklische aromatische Verbindungen (PAK), Stickoxide (NOx) und feste Partikel (PM). Insbesondere Kohlenwasserstoffe sind für die Untersuchung von Interesse. Kohlenmonoxid und Stickoxide sind Gase, die in die Atmosphäre entweichen. Ihr Einfluss bleibt ohne nennenswerten Folgen auf die Gewässerbiozönose. Die Kohlenwasserstoffe bestehen aus einer Vielzahl von Verbindungen, die teilweise in das Wasser gelangen und dort nur unvollständig bzw. nicht abgebaut werden. Die Effektivität des Abbaus hängt von mehreren Faktoren ab, vor allem von der Beschaffenheit der Einzelsubstanzen, wie z. B. der Kettenlänge, und von der Seencharakterisik, die z. B. aerobe oder anaerobe Verhältnisse für den Abbau vorgibt, UV- Einfluss, Temperatur , pH- Wert, Nährstoffe für die Bakterien, die am Abbau beteiligt sind, etc Die unverbrannten Kohlenwasserstoffe sind niederkettige, aromatische Verbindungen, die z.T. flüchtig sind (VOC -volatile organic compounds) oder durch Auswaschung in das Gewässer gelangen. Zu den bei der Verbrennung entstehenden Nebenprodukten gehören auch die PAK’s (polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe). PAK´s umfassen eine große Gruppe von Verbindungen, die teilweise schlecht oder nicht abbaubar und gesundheitsschädlich sind sowie sich in der Umwelt und der Nahrungskette anreichern. Das Risiko für die Schädigung des Seeökosystems hängt vor allem von der Art und Menge des eingetragenen Schadstoffs, von dem Verteilungsverhalten (Hydraulik und Schichtung, Verweilzeit im See), sowie dem Ausmaß und der Geschwindigkeit der Eliminations-, Verdünnungs- und Adsorptionsprozesse ab. Dabei ist zu erwarten, dass die entsprechend des trophischen Zustandes der Seen vorhandene Biomasse – als Adsorbenz für die Schadstoffe – einen wesentlichen Einfluss auf die Schadstoffwirkung hat. Eine geringe Tragfähigkeit der Seenökosysteme für die Aufnahme und die Elimination der Schadstoffe ist zu erwarten

- bei einer hohen hydraulischen Aufenthaltszeit der Seen, d.h. einer hohen Akkumulation und einer geringen Austauschrate,

- bei einem geringen Anteil des stabil geschichteten Wasserkörpers, d.h. einer erhöhten Sedimentremobilisierung,

- bei einer konservierenden Wirkung des Sediments (z.B. durch Versauerung) oder ungeeigneten Reaktionsbedingungen für den Abbau (z.B. fehlender Sauerstoff, geringe Biomassekonzentration),

- bei einem niedrigen trophischen Status, d.h. geringen Biomassen in der Nahrungskette, die zu hohen Anreicherungsfaktoren bereits bei den Primärproduzenten und Detritusfressern führen und sich über die Konsumenten 1. und 2. Ordnung bis zu den Raubfischen oder sonstige Prädatoren fortsetzen und

- in oligotrophen Gewässern mit einem erhöhten Anteil empfindlicher Arten. Die Wirkung der Schadstoffe ist dabei unterschiedlich und umfasst

- die Reduzierung der Vitalität der Organismen, die auch zu einer erhöhten Anfälligkeit gegenüber Krankheitserregern und Parasiten führen kann,

- die Reduzierung ihrer Fertilität, - eine erbschädigende Wirkung (Teratogenität, Mutagenität), - eine kanzerogene Wirkung.

In Abhängigkeit von der Einwirkkonzentration und der Einwirkdauer des Schadstoffes sind dabei akute Wirkungen und chronische Wirkungen zu unterscheiden. Durch die Wechselwirkung der Schadstoffe untereinander wird z.T. ihre Wirkung noch gesteigert.



Es besteht das Ziel, dass die durch die Motorbootnutzung eingetragenen Schadstoffe keine negativen Auswirkungen auf die Struktur und das Funktionieren des Seenökosystems haben dürfen. Dafür ist es notwendig Grenzwerte bzw. Orientierungswerte vorzugeben, die sich aus der sehr komplexen Wirkung der Schadstoffe und der Beeinflussung ihrer Wirkung durch Umweltfaktoren ergeben. Dabei besteht dabei das Problem, dass insbesondere hinsichtlich der Schadstoffwirkung in komplexen Ökosystemen noch viele Unsicherheitsfaktoren bestehen. Dies betrifft sowohl die Anreicherungsfaktoren in der Biomasse, das Langzeitverhalten der Schadstoffe in den unterschiedlichen Kompartimenten der Ökosysteme als auch die chronische Wirkung auf die Organismen. Ausgehend von der Analyse des aktuellen Kenntnisstandes der Wirkung der wesentlichen für die Motorbootnutzung zu betrachtenden Schadstoffeinträge und einer Literaturauswertung bezüglich ihrer toxikologischen Relevanz bezüglich der Richtwerte für tolerierbare Konzentrationen im Gewässerökosystem wird daraus eine differenzierte Einschätzung der Empfindlichkeit der betrachteten Seen abgeleitet. Dabei wird der Schwerpunkt auf die langfristig wirkende, chronische Toxizität der eingetragenen Schadstoffe gelegt, weil

- die Seen generell eine geringe Austauschrate haben und damit von einer langen Einwirkzeit dieser Verbindungen auszugehen ist,

- die Schadstoffe z.T. nur einem langsamen Abbau unterliegen und - durch den geochemischen braunkohlenbürtigen Einfluss (Zufluss acider-, sulfat- und

eisenreicher Grundwässer und Remobilisierung aus dem Kippensediment bzw. Erosionseintrag) spezielle Bedingungen in den Tagebauseen vorherrschen.

3.2 Charakterisierung der wesentlichen durch die Motorbootnutzung eingetragenen

Schadstoffe 3.2.1 PAK Charakterisierung, Entstehung und Verbreitung Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe sind eine Stoffgruppe, die aus Hunderten von Einzelstoffen besteht, die durch das Vorhandensein von zwei oder mehr kondensierten Benzolringen gekennzeichnet sind. Die wichtigsten Verbindungen sind Anthracen, Naphthalin und Fluoranthen. Als Leitsubstanz wird häufig Benzo[a]pyren (B[a]p) verwendet. PAK sind u.a. in Teer, Rohöl und in Mineralölprodukten enthalten. PAK sind bei Raumtemperatur feste, kristalline Verbindungen, deren Wasserlöslichkeit so gering ist, dass schon das "gut" wasserlösliche Naphthalin unter die chemische Kategorie "wasserunlöslich" fällt. Ihre Wasserlöslichkeit nimmt mit steigender Zahl der Ringe von Milli- (10-3) über Mikro- (10-6) auf Nano- (10-9) -gramm pro Liter ab. Die niedrig kondensierten 2- bis 3-Ring-PAK können noch ausgasen und Phenanthren wird als "semiflüchtig" bezeichnet. Gelöste PAK lagern sich in Filmen an Oberflächen an, und die Sorptionskonstanten nehmen mit steigender Ringzahl zu. Gleichzeitig nimmt ihre Desorbierbarkeit ab. Die PAK können mit der Atemluft und über Lebensmittel aufgenommen werden; ca. 95 % der vom Menschen aufgenommenen PAK stammen aus der Nahrung, 1 % aus dem Trinkwasser und 1 % aus der Luft. Sie werden über Nahrungsketten angereichert, weil sie durch Sorption an Organismen und durch Speicherung in Fett und Fettgewebe akkumulieren. Aufgrund ihres häufigen Vorkommens in der Umwelt, ihrer relativ einfachen Nachweisbarkeit und des Gefährdungspotentials hat die Umweltbehörde der USA (US-EPA) aus der Vielzahl der Verbindungen 16 nicht substituierte PAK als Leitsubstanzen für die Untersuchung von PAK-Belastungen ausgewählt. Davon werden sechs PAK in der deutschen Trinkwasserverordnung (TVO) als Einzelsubstanzen aufgeführt. Die Gesamtbelastung darf den Grenzwert von 0,2 µg/l nicht überschreiten



PAK entstehen in erster Linie bei der unvollständigen Verbrennung fossiler Brennstoffe, die in der Regel bereits PAK enthalten; aber auch natürliche Vorgänge wie Waldbrände oder Vulkaneruptionen sorgen für einen permanenten geogenen Hintergrund. PAK sind auch in Abgasen aus Verbrennungsmotoren oder Kohlekraftwerken, in Altöl, im Zigarettenrauch, in Teer oder Teeröl sowie in Bitumen und Asphalt enthalten. Der Straßenverkehr sowie jede Art von Verkehr mit Verbrennungsmotoren mit fossilen Brennstoffen ist eine wichtige PAK-Emissionsquelle. Die Menge an emittierten PAK hängt u. a. vom Motorentyp, dem Alter des Fahrzeugs, den Fahrgewohnheiten (Gelände und Straßenqualität) und der Außentemperatur ab. Die Emission von bereits im Kraftstoff vorhandenem und nicht verbranntem Benzo[a]pyren ist bei Dieselkraftstoffen bedeutsam. Beim Kfz-Verkehr hat der verstärkte Einsatz von Drei-Wege-Katalysatoren zu einem Rückgang der PAK-Emissionen aus dem Straßenverkehr geführt. Weitere Reduktionen können durch eine weitere Begrenzung des PAK-Gehalts in Dieselkraftstoffen (nach der EU-Richtlinie 98/70/EG ist derzeit bei Diesel ein maximaler Gehalt an Polyaromaten von 11 Vol.-Prozent erlaubt) und durch Rußfilter erreicht werden (OSPAR, 2000). Toxizität Die umweltchemische Bedeutung der PAK liegt im krebserzeugenden (kanzerogenen), krebsauslösenden (karzinogenen), Missbildungen verursachenden (teratogenen), hormonell wirksamen und gentoxischen (mutagenen) Potenzial einiger Einzelsubstanzen. Aufgrund der strukturellen Verwandtschaft zu den Steroiden sind verschiedene PAK östrogen wirksam. Einige PAK erzeugen Tumore am Einwirkungsort bereits ab resultierenden Gesamtdosen im ìg/kg-Bereich. Diese eindeutig kanzerogenen Eigenschaften machen die Angabe eines toxikologischen Schwellenwertes derzeit unmöglich. Aufgrund der hohen Lipophilie (Fettlöslichkeit) akkumulieren PAK im Fettgewebe, in der Leber und im Gehirn von Fischen und Säugetieren. Für Benzo[a]pyren wurden Biokonzentrationsfaktoren bis 2.700-fach in Fischen ermittelt. Höhere Faktoren werden innerhalb der Nahrungskette durch den relativ raschen Metabolismus nicht erreicht. Quelle: Forschungsbericht 2243_UBA.pdf Abbau PAK sind durch niedrige Abbauraten gekennzeichnet. Mit steigender Ringanzahl kondensierter Ringe verringert sich die Abbaugeschwindigkeit der PAK. Die Abbaugeschwindigkeit steht dabei im umgekehrten Verhältnis zur Molekülgröße. Für Moleküle mit wenigen aromatischen Ringen (Naphthalin, Anthracen, Phenantren) ist ein merklicher Abbau nachgewiesen. Benzo[a]pyren weist in der Reihe der PAK die geringsten Abbauraten auf. Die Rate photochemischer Abbauprozesse hängt wesentlich von der Partikelmatrix ab, an die die PAK sorbiert sind. Der Einfluss der Umgebungstemperatur ist dabei eher gering. PAK werden aerob von Bakterien, Hefen und höheren Pilzen umgesetzt. Aus mit PAK kontaminierten marinen Sedimenten wurden außerdem Hefen isoliert, die Naphthalin, Phenanthren und Anthracen abbauten. Der Schwerpunkt der Untersuchungen zur Metabolisierung von PAK durch Bakterien lag auf Naphthalin, Phenanthren und Pyren. Bei Pilzen wurden schwerpunktmäßig Phenanthren, Pyren und Benzo[a]pyren untersucht.

Im Boden wird die Bioverfügbarkeit zusätzlich durch Sorption an Partikel verringert. Je höher kondensiert die PAK sind, desto stärker werden sie von Bodenpartikeln festgelegt. Mangelnde Bioverfügbarkeit ist das Hauptproblem bei der biologischen Sanierung von



Schadensfällen mit PAK. Mit zunehmender Zahl der Ringe sinkt die Wahrscheinlichkeit eines vollständigen Abbaus.

Mineralisierung Der Anteil von gebildetem 14CO2 nahm in der Reihe von 14C-markiertem Naphthalin bis 14C -Pyren ab und Teilabbauprodukte (niedriger kondensierte Metabolite mit polaren Hydroxyl- und Säuregruppen) nahmen zu. Schon in Laborversuchen wurde von den EPA-PAK nur Naphthalin durch Bakterien zuverlässig und vollständig mineralisiert. 2- bis 3-Ring-PAK und Pyren können zur Aufrechterhaltung des Stoffwechsels und zum Wachstum genutzt werden. Komplexer zusammengesetzte PAK können teilmineralisiert werden und zumindest die Aufrechterhaltung des Stoffwechsels gewährleisten, wobei Teilabbauprodukte dominieren. Im Konzentrationsbereich des Schwellenwerts für den Abbau kann die Zugabe von Nährstoffen als Co-Substrate eine Teil-Mineralisierung von > 4-Ring-PAK ermöglichen. In neueren Untersuchungen wurde auch eine Mineralisierung von PAK unter sulfatreduzierenden Bedingungen in anaeroben Sedimenten festgestellt, die über lange Zeit mit PAK belastet waren und ausreichend Sulfat enthielten. D.h., dass dieser Prozess wie bei den MKW im Rahmen einer Selbstreinigung langfristig eine Rolle spielen könnte, solange die Sulfatversorgung gesichert ist. Für eine biologische Sanierung ist der Nutzen des anaeroben Abbaus der PAK sehr begrenzt, denn ein Großteil der PAK ist schon aerob sehr viel schlechter abbaubar als die monocyclischen Aromaten, die aerob bedeutend schneller abgebaut werden als anaerob. Die PAK gehören damit zu den ökotoxikologisch bedeutenden Verbindungen aus dem Eintrag durch eine Motorbootemission. Es ist in den Seen von einer hohen Anreicherung in Schwebstoffen durch Adsorption und in der Nahrungskette durch biochemische Prozesse auszugehen. Die Abbauraten sind demgegenüber begrenzt. Insbesondere ist gegenwärtig nicht bekannt, wie sich die PAK in den Sedimenten der Tagebauseen unter den speziellen geochemischen Bedingungen Verhalten. Eine konservierende Wirkung ist nicht auszuschließen, zumal die Produktivität der Seen gegenwärtig gering ist und damit ein geringes Angebot an organischen Substanzen im Sediment zu erwarten ist. Damit besteht die latente Gefahr einer späteren Remobilisierung der Schadstoffe bei veränderten geo- und biochemischen Bedingungen nach einem Ausklang der Wirkung der braunkohlenbürtigen Substanzen und der damit einhergehenden Steigerung der Trophie der Gewässer. 3.2.2 MKW Mineralölkohlenwasserstoffe (MKW) sind Raffinationsprodukte von Rohölen, die aliphatische und aromatische Kohlenwasserstoffe enthalten. Ihre biologische Abbaubarkeit unterscheidet sich aufgrund ihrer physikalischen und chemischen Eigenschaften und ihrer Toxizität. Die physikalischen Eigenschaften wirken sich besonders bei den Aliphaten aus, deren Aggregatzustände von gasförmig bis fest reichen. Die Kohlenwasserstoffe gliedern sich in:

- unverzweigte und verzweigte gesättigte Kohlenwasserstoffe (n- und iso-Alkane = Paraffine),

- ungesättigte Kohlenwasserstoffe mit einer oder mehreren Doppelbindungen (Alkene = Olefine) und mit Dreifachbindungen (Alkine = Acetylene),

- cyclische (Cyclo-) Alkane aus einem bis mehreren Ringen, die fünf und mehr Kohlenstoffatome enthalten.

Aerober Abbau der Aliphate



Die Cycloalkane werden am schwersten und häufig nur unvollständig abgebaut. Normalerweise sind für ihre Umsetzung die Zusammenarbeit verschiedener Bakterienarten, die sich ergänzende Enzyme besitzen (Synergismus), und Cosubstrate nötig. Die monozyklischen Alkane können, wie die entsprechenden n-Alkane, abhängig von ihrer Konzentration toxisch für Mikroorganismen sein. Die Voraussetzung für den Abbau der Alkane ist die Aufnahme in die Zelle, in der sich die Enzyme befinden, die Aliphate oxidieren (Endoenzyme). In die Zelle aufgenommen werden nur bioverfügbare, d.h. gelöste Stoffe. Die Wasserlöslichkeit der in den MKW enthaltenen Alkane ist gering und nimmt mit zunehmender Kettenlänge ab. Sie liegt z.B. für Hexan (C6) im mg/l und schon für Octan (C8) nur noch im μg/l Bereich. Aufgrund ihrer minimalen Wasserlöslichkeit sollten die am besten abbaubaren Alkane (C10 bis C16), die in Wasser Ölfilme oder Tropfen bilden, kaum abgebaut werden. KW-abbauende Bakterien können dieses Hindernis jedoch durch die Bildung von Biotensiden umgehen. Entweder die KW werden damit emulgiert so, dass Aufnahme und Abbau rentabel werden ("Mayonnaisebildung") oder die Bakterien heften sich mit lipophilen Oberflächenstrukturen an Ölfilme an und nehmen die KW (Kohlenwasserstoffe) so in direktem Kontakt auf. Ab einer gewissen Festigkeit der KW versagen diese Mechanismen und die Stoffe sind nicht mehr abbaubar.

Anaerober Abbau der Aliphate Man hielt Aliphate für anaerob nicht angreifbar, bis in neuerer Zeit unter denitrifizierenden Bedingungen der Abbau von C5 – C12 Alkanen durch aggregatbildende Bakterien, die an der Rohölschicht haften und sie emulgieren und von Pristan nachgewiesen wurde. Von größerer praktischer Bedeutung ist jedoch der anaerobe Abbau, der aerob bei der Oxidation der Alkane gebildeten Fettsäuren, die schneller umgesetzt werden als die Aliphate. Bei Sauerstoffmangel kann dieses für einen sequentiellen aeroben/anaeroben (Sauerstoffdosierung/ Nitratdosierung) Abbau bei Sanierungsmaßnahmen genutzt werden. In den letzten Jahren wurde auch die Umsetzung von Alkanen und 1- Alkenen mit Sulfat als Elektronenakzeptor in Proben aus langfristig mit Kohlenwasserstoffen belasteten Sedimenten nachgewiesen. Dabei werden anscheinend Fettsäuren als Zwischenprodukte gebildet. Isolierte, sulfatreduzierende Bakterienstämme wuchsen, wenn auch langsam, mit C12 – C20 Alkanen, und aus 14C-Hexadecan wurde 14CO2 freigesetzt. Ein mit einem Isolat durchgeführter Vergleich zeigte, dass das Wachstum mit C4 – C16 Fettsäuren in diesem Fall vier mal schneller war als mit C13 – C18 Alkanen. In welchem Ausmaß der Abbau von Aliphaten unter sulfatreduzierenden Bedingungen zu Selbstreinigungsprozessen beitragen kann, müssen weitere Untersuchungen zeigen. 3.2.3 BTEX-Aromaten BTEX (Benzol, Toluol, Ethanol, Xylol) sind flüchtige Verbindungen und ein Bestandteil von Benzin und Dieselkraftstoffen. Konventionelles Benzin enthält ca. 1% Benzol, 5% Toluol, 1.5% Ethylbenzen und 10% Xylol-gesamt. Die in Produkten der Mineralölkohlenwasserstoffe enthaltenen Aromaten sind "bedeutend" wasserlöslicher als die Aliphate. Der Schwerpunkt liegt um 100 – 200 mg/l bei Raumtemperatur mit Benzol (1,76 g/l) und Trimethylbenzol (20 mg/l), dessen Wasserlöslichkeit der des Naphthalins entspricht, als Extremwert. Die Angaben zu den für Bakterien toxischen Konzentrationen der Aromaten schwanken. Im aeroben Milieu tolerieren die Bakterien anscheinend höhere Konzentrationen als im Anaeroben.

Aerober und anaerober Abbau der Aromaten und Metabolite



Der aerobe Abbau wird mit der Oxidation des aromatischen Ringes durch Sauerstoff zu polaren Produkten eingeleitet. Zentrales Zwischenprodukt sind Brenzcatechine (Phenolderivate mit zwei benachbarten Hydroxylgruppen (Catechole)), aus denen durch Ringspaltung offenkettige Carbonsäuren entstehen, die zu CO2 und Biomasse verstoffwechselt werden (Abbauweg I). Alkylbenzole (T, E, X) können statt dessen auch als erstes an der Seitenkette oxidiert werden (Abbauweg II ). Der anaerobe Abbau der BTEX-Aromaten wurde mit Nitrat, Eisen (Fe3+) und Sulfat als Elektronenakzeptoren und unter methanogenen Bedingungen nachgewiesen. Der anaerobe Abbau von Toluol und Xylol mit Nitrat wird wie bei dem aeroben Abbauweg II durch die Oxidation der Methylgruppe eingeleitet. Vergleich der aeroben und anaeroben Abbaubarkeit der Aromaten Die monozyklischen Aromaten und Naphthalin als Bestandteile von MKW sind unter aeroben und anaeroben Milieubedingungen unterschiedlich "gut" bzw. "schnell" abbaubar, wobei sich die Abbaubarkeit der einzelnen Aromaten im gleichen Milieu, z.B. aerob, unterscheidet von der Abbaubarkeit eines Aromaten unter verschiedenen Milieubedingungen. Die relativ große Zahl der Vergleiche der Mineralisierung von mehreren Aromaten durch Bakterienstämme und natürliche Bakteriengemeinschaften unter aeroben und denitrifizierenden Bedingungen ermöglicht eine differenzierte Klassifizierung der Abbaubarkeit: Aerob wurde Toluol gefolgt von Ethylbenzol am besten abgebaut, während die Xylole bedeutend schlechter bzw. selten mineralisiert wurden. Benzol nimmt eine Mittelstellung ein. In Gemischen können sich Aromaten wechselseitig sowohl positiv als auch negativ beeinflussen, indem der Abbau einzelner KW, z. B. Benzol + Toluol, fallweise gefördert oder gehemmt wird. Anaerob mit Nitrat als Elektronenakzeptor wurde Toluol ebenfalls am leichtesten mineralisiert, während Ethylbenzol selten, o- und p-Xylol nicht bzw. nur vereinzelt und Benzol mit einer Ausnahme nicht mineralisiert wurde. Erstmalig wurde auch die teilweise Mineralisierung von Naphthalin (hier als MKW-Bestandteil) nachgewiesen. Bei m-Xylol variierten die Ergebnisse: Es wurde nicht, kaum oder sehr schnell mineralisiert. In den letzten Jahren wurde nachgewiesen, dass einzelne Aromaten anaerob auch bei niedrigerem Redoxpotential mineralisiert werden können: So wurden Benzol und Toluol mit oxidiertem Eisen (Fe3+) als Elektronenakzeptor, Benzol, Toluol, o-, m-, p-Xylol und Naphthalin mit Sulfat als Elektronenakzeptor und Benzol, Toluol und o-Xylol unter methanogenen Bedingungen mineralisiert. Die Geschwindigkeit des Abbaus von Aromaten nimmt ab in der Reihenfolge: aerob > anaerob-denitrifizierend > anaerob-sulfatreduzierend > methanogen. Ursache ist das stufenweise Absinken des Energiegewinns vom aeroben bis zum strikt anaeroben, methanogenen Abbau. Denn je geringer der Energiegewinn ist, desto langsamer vermehren sich die Bakterien. Je geringer die Zahl ihrer Zellen ist, desto langsamer ist der Abbau pro Zeiteinheit, obwohl eine einzelne Zelle zunehmend mehr Moleküle umsetzen muss, um überhaupt wachsen zu können. 3.2.4 MTBE Eintragsquellen und Transportwege des Kraftstoffadditivs Methyl-tertiär-butylether (MTBE) in der aquatischen Umwelt MTBE ist eine der meistproduzierten organischen Verbindungen weltweit. Allein in der EU werden ca. 3 Mio. t pro Jahr produziert und verbraucht. Mehr als 98 % des MTBE wird dem



Benzin als Antiklopfmittel zugemischt (als Ersatz für Bleialkylverbindungen), die verbleibenden 2 % werden als Lösungsmittel und für die Herstellung von Isobutylen verwendet. Die Eigenschaft von MTBE die Klopfanfälligkeit zu vermindern ist seit dem zweiten Weltkrieg bekannt. 1973 wurde die erste Produktionsanlage in Italien errichtet und seitdem wurde MTBE als Benzinzusatz verwendet, in relevanten Mengen allerdings erst seit dem zunehmenden Ersatz und Verbot von Bleialkylverbindungen ab etwa 1985. Als Antiklopfmittel wird MTBE in einem Gehalt von 2-5 Vol.-% dem Benzin vermischt. Bei höheren Konzentrationen (10-15 Vol.-%.) begünstigt MTBE (und andere sauerstoffhaltige Verbindungen) die vollständige motorische Verbrennung von Kohlenwasserstoffen. Zur Verbesserung der Luftqualität wurden daher verbindliche Mindestgehalte solcher Verbindungen (verwendet werden vor allem MTBE und Ethanol) in vielen urbanen Gebieten der USA eingeführt. Die Zunahme an Positivbefunden von MTBE im Grundwasser und in Oberflächengewässern hat das Interesse verstärkt, ein besseres Verständnis über die Verteilung von MTBE in der Umwelt und über die Prozesse, die das Umweltverhalten von MTBE bestimmen, zu erhalten. MTBE gelangt sowohl durch Punktquellen als auch durch diffuse Quellen in die Umwelt. Auf regionalem Maßstab können Punktquellen jedoch kaum berücksichtigt werden, d.h. es muss vereinfacht angenommen werden, dass MTBE mehr oder weniger diffus verteilt ist. Da die relativen Massenflüsse durch Punktquellen auf regionaler Skala aber klein sind, ist diese Annahme in der Regel gerechtfertigt. Dies wird auch durch das nahezu ubiquitäre Auftreten von MTBE in Luft- und Wasserproben bestätigt. Ebenso von Interesse, aber bisher in wissenschaftlichen Untersuchungen kaum berücksichtigt, sind auftretende Abbauprodukte von MTBE. Hierzu gehören Methylacetat, Aceton sowie, als Verbindungen von besonderer Bedeutung, tert-Butylalkohol (TBA) und tert-Butylformiat (TBF), deren Vorkommen in der Umwelt maßgeblich auf den Abbau von MTBE zurückzuführen ist. Im Gegensatz zu MTBE werden diese Verbindungen in Umweltproben nur selten analysiert. Dies ist hauptsächlich darauf zurückzuführen, dass TBF in Wasser schnell hydrolysiert und die analytische Bestimmung von TBA im Spurenbereich kleiner 1 μg/L mit Routinemethoden kaum möglich ist. Es ist davon auszugehen, dass in Proben, in denen MTBE nachgewiesen werden konnte, auch TBF und TBA in gewissem Umfang vorhanden sind. In einigen Ländern Europas werden alternativ zu MTBE andere Kraftstoffadditive verwendet. Eines dieser Alternativprodukte ist Ethyl-tert-butylether (ETBE), das in Frankreich, Spanien und Italien eingesetzt wird. 2002 belief sich die ETBE-Produktion in Europa auf ca. 13 % der Menge an MTBE. Allerdings ist zur Zeit in vielen Ländern ein Übergang von MTBE zu ETBE im Gang, z. B. wurde die Produktion der Raffinerie Miro in Karlsruhe vor kurzem vollständig auf ETBE umgestellt. Auch wenn als Grund für die Substitution vielfach auf das angeblich weniger problematische Umweltverhalten von ETBE verwiesen wird, ist der maßgebliche Grund wohl eher die steuerliche Förderung der Verwendung nachwachsender Rohstoffe im Treibstoffbereich auf EU-Ebene. Da ETBE aus (Bio)ethanol hergestellt wird, gilt diese Förderung auch für ETBE. Quelle: Simeon Valtchev, Dr. Torsten Schmidt, Martin Bittens:Herkunft und Bilanzierung des Eintrags des Benzinzusatzes Methyl-tert-butylether (MTBE) und seinen Abbauprodukten in Grundwasser mittels multikompartimenteller Modellierung, Uni Tübingen, 2005

Der Nachweis von MTBE in der aquatischen Umwelt und die potenzielle Gefahr für Trinkwasserresourcen führten zu Verboten von MTBE als Benzinadditiv in einzelnen Bundesstaaten der USA. In Europa und Deutschland, wo das Oxygenat mit etwa 600.000 t pro Jahr eingesetzt wird, wird inzwischen ebenfalls über mögliche Alternativen zu MTBE diskutiert, jedoch liegen im Vergleich zu den USA wenige Daten zur Verbreitung der Substanz in der aquatischen Umwelt vor. Die physikalisch-chemischen Eigenschaften von MTBE lassen das Oxygenat leicht aus Kraftstoffen evaporieren und in die wässrige Phase übergehen. Zusätzlich adsorbiert MTBE schlecht an Bodenmatrices und verhält sich weitgehend persistent gegenüber biologischem Abbau. Die Toxizität ist noch nicht



abschließend bewertet, aber bereits bei Konzentrationen von 20-40 g/l kann die Substanz in Trinkwasser organoleptisch wahrgenommen werden. Die Identifizierung von MTBE Quellen und der verschiedenen Transportpfade in der aquatischen Umwelt, die in der vorliegenden und in anderen Studien erarbeitet wurden, lassen die weitere, flächendeckende Verwendung dieser Substanz zumindest fragwürdig erscheinen. Gegenwärtig werden mögliche Alternativen, wie Ethyl-tertiär-Butylether (ETBE) oder Ethanol diskutiert. Quelle: Kolb, Axel: Analysis of possible sources and pathways of methyl tertiary-butyl ether (MTBE) in the aquatic environment, http://publikationen.ub.uni-frankfurt.de/volltexte/2006/2358/

3.3 Ökotoxikologische Beurteilung der Schadstoffeinträge 3.3.1 Orientierungs- und Grenzwerte für Oberflächengewässer Mineralölkohlenwasserstoffe Der Eintrag von Mineralölkohlenwasserstoffen (Abkürzung in der Literatur als MKW, HC, TPH) in die Gewässer wird international verschieden beurteilt: Deutschland: Badegewässerrichtlinie 2006/7/EG Leit- und Grenzwerte: Mineralöle: 0,3mg/l, kein sichtbarer Film auf der Wasserfläche, kein Geruch Dieser Wert ist auch ein Qualitätskriterium für das Schutzgut Freizeit und Erholung in Nordrhein- Westfalen. USA/EPA ALASKA, 18 AAC 70, WATER QUALITY STANDARDS, Effective for Clean Water Act Purposes, September 29, 2000, U.S. EPA- Guidelines , U.S.A.- Environmental Protection Agency- Richtlinien, Grenzwert Oberflächenwasser Total aqueous hydrocarbons (TAqH) 10 μg/l Quelle: Alaska Department of Environmental Conservation (EPA)

Diese Einrichtung (EPA, Department Alaska) hat bereits in den 1980iger Jahren Grenzwerte für die Belastung der Oberflächengewässer mit Kohlenwasserstoffen festgelegt. Es sind seitdem zahlreiche Untersuchungen an aquatischen Organismen erfolgt, die die strengen Grenzwerte rechtfertigen. Die Festlegungen dieser Behörde war beispielgebend für zahlreiche Untersuchungen weltweit und die Festlegung von Grenz- und Richtwerten in weiteren Ländern. Die oben genannten Grenzwerte wurden international durch zahlreiche Studien belegt. Eine Untersuchung des Alaska Department of Environmental Conservation zu toxischen Werten für Wasserorganismen enthält Ergebnisse sowohl für MKW, PAK als auch für BETX. Ergebnisse der ökotoxikologischen Untersuchung von Mineralölkohlenwasserstoffen (MKW) der EPA, Department Alaska

Organismen/Arten von median bis Stoff

μg/l μg/l μg/l



Organismen/Arten von median bis Stoff

μg/l μg/l μg/l

akute Toxizität für alle 126 untersuchten Organismen 1.6 1865 325000

Total hydrocarbons

Chronische Toxizität auf Anasplatyrhynchos (pekin ducklings- Pinguin) 12500

petroleum hydrocarbons, dispergiert im Wasser

Quelle: Alaska Department of Environmental Conservation, 610 University Avenue, Fairbanks, AK 99709, January 2005,

Festlegung von Wasserqualitätskriterien für den Schutz der Meeresorganismen bzgl. der Auswirkungen von Kohlenwasserstoffen in Australien Im Ergebnis der Untersuchungen von 15 Tierarten (u.a. Chordata, Arthropoda, Mollusca, Annelida) und 6 Pflanzengruppen (Algen - Diatom, Chlorophyta and Dinophyta) wurden folgende Empfehlungen in der australischen Studie erarbeitet: Der empfohlene Wert bzw. Richtwert für TPH zu Vermeidung von nicht akzeptablen toxischen Effekten auf Warmwasser- Meeresorganismen ( Mollusca, Annelida, etc.) (20 - 32°C) ist 0.007mg/l. Die gemessenen Belastungen reichten von 0.2 bis 13.1 mg/l TPH. Quelle: Derivation of Australian tropical marine water quality criteria for the protection of aquatic life from adverse effects of petroleum hydrocarbons, Yuri Tsvetnenko *, Aquatic Science Research Unit, Muresk Institute of Agriculture, Curtin University of Technology, Bentley WA 6102, Australia

© 1998 John Wiley & Sons, Inc. Environ Toxicol Water Qual 13: 273-284, 1998

Weitere Untersuchungen in Australien zeigten folgende Ergebnisse bzgl. der akuten Toxizität von wasserlöslichen Kohlenwasserstoffen: Ergebnisse der ökotoxikologischen Untersuchung der akuten Wirkung von MKW

auf marine Organismen

getestete Species Kohlenwasserstoff- Komponente

Konzentration in mg/l Wirkung

Mysidopsis bahia (shrimps)

wasserlösliche Fraction, TPH 900-1500 LC50

Mysidopsis bahia wasserlösliche Fraction, TPH 130-1100 EC20

Mysidopsis bahia Summe PAK 2.2 - 9.2 LC50

Mysidopsis bahia Summe PAK 0.32 -5.7 EC20 LC50 – tödliche Konzentration für die Hälfte der Organismen EC20 – 20% der untersuchten Organismen sind geschädigt



Quelle: Blanchard,AL, Feder HM, Shaw, DG. 2003. Variations in bentic fauna underneath an effluent mixing zone at a marine oil terminal in Port Valdez, Alaska, Marine Pollution Bulletin 46 (2003) 1583- 1589

Toxizität von wasserlöslichen Kohlenwasserstoffen bzgl. der Fischpopulationen Die Literaturrecherche zeigte eine enorme Spannweite der Untersuchungsergebnisse die Wasserorganismen betreffend. Fische gehören zu den Organismen, die gegenüber der untersuchten Schadstoffbelastung sehr empfindlich sind. Außerdem ist zu berücksichtigen, dass die veröffentlichen Werte von Vorsorgewerten bis zu Ergebnissen bzgl. der akuten und chronischen Toxizität reichen. Notwendig ist aber die Festlegung von Qualitätszielen, die den Schutz aller Wasserorganismen gewährleisten. Daran müssen sich die Berechnungen im Rahmen dieser Untersuchung orientieren. Deshalb sind die bereits durch zahlreiche Untersuchungen bestätigten Vorsorgewerte der EPA von besonderem Interesse, auch wenn sie nicht explizit für die Tagebaurestseen mit ihren spezifischen Eigenschaften entwickelt wurden. Die Seen in Alaska zeichnen sich aber ebenfalls durch eine hohe Empfindlichkeit aus (z.B. hohe Aufenthaltszeit, große Tiefe, geringer Grundumsatz). Es konnte bei verschiedenen Untersuchungen festgestellt werden, dass sich die einzelnen Organe des Fisches bei Belastungen sehr unterschiedlich verhalten. Obwohl die Kiemen relativ ungeschützt mit dem umgebenden Medium in Kontakt kommen, rufen meist nur akute, hohe Schadstoffkonzentrationen nennenswerte Schädigungen hervor. Andererseits erweist sie sich als ein hervorragender Indikator für Störungen des Gesamtstoffwechsels, wie etwa des Ionenhaushaltes. Die Leber, das wichtigste Stoffwechselorgan des Fisches, reagiert auf Belastungen mit einem rapiden Abbau ihrer Speicherstoffe, weil diese in energieaufwendigen Entgiftungsprozessen rasch mobilisiert und oft nicht schnell genug nachgeliefert werden können. Stoffwechselstörungen und Zellschäden machen sich bei subletalen Schadstoffkonzentrationen jedoch erst nach langen Expositionszeiten bemerkbar. Die Niere hingegen zeigt rasch und bereits bei geringen Belastungen strukturelle Änderungen, die zunächst nur Ausdruck von Stoffwechselstörungen, später aber auch von spezifischen Zellschädigungen sind. Dieses Organ ist daher auch gut geeignet, um rechtzeitig auf Umweltbelastungen verschiedenster Art aufmerksam zu machen. Es ist bekannt, dass für die Entwicklung von Fischlarven MKW-Gehalte von 0,050 mg/l toxisch sind. Quelle: FISCHFAUNA IN ÖSTERREICH, Ökologie – Gefährdung – Bioindikation, Fischerei – Gesetzgebung, Monographien, Bd 87, Wien 1997

In der neuen Richtlinie zu Fischereigewässern 2006/44/ EWG (ersetzt Richtlinie 78/659/EWG) sind keine konkreten Werte zum Schutz der Fische vor Kohlenwasserstoffen festgelegt. Zusammenfassend werden für die weitere Bewertung aus dieser differenzierten Beurteilung der Wirkung von Mineralölkohlenwasserstoffen folgende ökologische Richtwerte unter Berücksichtigung der besonders hohen Empfindlichkeit der Tagebauseenökosysteme vorgeschlagen: - akute Ökotoxizität: 0,050 mg/l MKW - chronische Ökotoxizität: 0,010 mg/l MKW Aromatische Kohlenwasserstoffe (BETX)



Deutschland/EU-Wasserrahmenrichtlinie BETX (Benzol, Ethylbenzol, Toluol, Xylol, auch abgekürzt als TAH) EU-WRRL 0,010 mg/l (jeweils, UBA niedrigere Vorschläge 2005. z.B. Benzol 1,7 µg/l) Quelle: Übersicht über chemische Qualitätsanforderungen an Oberflächengewässer, Schriftliche Mitteilung von Klett/Irmer vom 17.02.2005 in: Studien und Tagungsberichte des Landesumweltamtes Brandenburg, Band 52: Vollzugshilfe zur Ermittlung erheblicher und irrelevanter Stoffeinträge in Natura 2000-Gebiete

USA/EPA 0,010 mg/l 0,015 mg/l

TAH –Total aromatic hydrocarbons , roter Querstrich ist Grenzwert.

Abbildung 2: Im Jahr 2004 gemessene TAH- Konzentration im Big Lake, Alaska Die obige Abbildung mit Messergebnissen für den Big Lake in Alaska während der Sommerperiode zeigt beispielhaft bereits die Problematik der Motorbootnutzung. Durch Konzentration der Nutzung an Wochenenden und in den Ferien treten Überschreitungen der Grenzwerte von ca. 100% auf. Der höchste 2005 in Alaska gemessenen Wert betrug 62,2 μg/l. Es waren kein Rückstände von Treibstoff auf der Wasseroberfläche sichtbar, d.h. dass Regelungen zur optischen Wahrnehmbarkeit für diese Schadstoffe keinesfalls ausreichend sind. Quelle: Big Lake Petroleum Hydrocarbon Sampling Results 2004 and 2005, Alaska Department of Environmental Conservation, Nonpoint Source Water Pollution Control Program, March 2007

Bezüglich der aromatischen Kohlenwasserstoffe liegt in der Literatur eine weitgehende Übereinstimmung der Größenordnung für eine ökotoxikologische Wirkung vor. Für die Beurteilung wird folgender Richtwert verwendet: - chronische Ökotoxizität: 0,010 mg/l MKW, s. vorherige Seite



Polyzyklische aromatische Verbindungen (PAK) Zusammenfassung verschiedener Richtwerte: - Polyzyklische aromatische Stoffe (PAK, PAH) - EU-WRRL: 0,5 µg/l - IKSR Rhein 0,1 µg/l - EPA Trinkwasser, Fischentwicklung 0,003 µg/l - EPA Fisch unter Berücksichtigung der

menschlichen Gesundheit bei der Nahrungsaufnahme 0,03 µg/l

Grenzwerte, Schutz- und Qualitätsziele für PAK (PAH) – Oberflächengewässer Deutschland Tabelle 9 Richt- und Grenzwerte PAK (PAH) – Oberflächengewässer im europäischen Rahmen

Schutz-gut

Wert [μg/l]

Bezug Anmerkung Referenz

DEU A, M i.d.R. 0,1

ges., Mittelwert „99-Stoffe“-Richtlinie

BMU, 2001

Rhein T 0,1 Σ 4 ausgewählter PAK

IKSR, 2000

Rhein T 0,01 B[a]p IKSR, 2000

DEU A 0,01 B[a]p Vorschlag Frimmel, 2002

DEU = Deutschland A / M / T = aquatische Lebensgemeinschaft / menschliche Gesundheit / Trinkwasser BMU, 2001 = Wasserwirtschaft in Deutschland, Teil 2: Gewässergüte oberirdischer Binnengewässer. Frimmel, 2002 = Frimmel et al. (2002) im Auftrag der LAWA

Quelle: Umweltqualitätsziele für gefährliche Stoffe in Gewässern, UBA Texte 2400

In Deutschland liegt der Wert für den Qualitätsstandard deutlich höher als in anderen Staaten, wie die folgende Zusammenstellung zeigt. Tabelle 10 Schutz- und Qualitätsziele PAK (PAH) – Oberflächengewässer in verschiedenen Ländern

Stoff Land Status Schutzgut Bezeichnung Wert Ein-heit Bemerkungen

Bezo-a-pyren Kanada

Qualitäts-kriterium Süßwasser

Interrims- Richtwert 0.015 μg/l

gesamt, Maximalwert

Bezo-a-pyren

Nieder-lande

Qualitäts-ziel

Oberflächen-wasser

Maximale Konzentration 0.05 μg/l gelöst



Bezo-a-pyren

Nieder-lande

Qualitäts-ziel

Oberflächen-wasser

Maximale Konzentration 0.2 μg/l

gesamt für Schwebstoffgehalt von 30mg/l normiert

PAK, außer Bezo-a-pyren

Deutsch-land

Qualitäts-standard

Oberflächen-wasser Zielvorgabe 1 μg/l

außer Bezo-a-pyren, für das gesondert μg/l 0.01gilt

PAK USA Qualitäts-kriterium Trinkwasser

Qualitäts-standard 0.0028 μg/l

Kanzerogenes Risiko

PAK USA Qualitäts-kriterium Fischkonsum

Qualitäts-standard 0.0311 μg/l

Kanzerogenes Risiko

Neben Grenz- und Richtwerten bestehen auch Differenzierungen für eine Festlegungen zur Schadstoffkonzentration bezüglich der mittleren und Höchstkonzentration.

Stoffgruppe Stoffname AA-EQS MAC-EQS

μg/l μg/l

organische Umweltchemikalien PAK 0.5

Leitsubstanz PAK Bezo-a-pyren 0.05 0.1

in Brandenburg 0.01 μg/l

AA-EQS Jahresdurchschnittskonzentration

MAC-EQS akzeptable Höchstkonzentration

Stand: 17.07.2006

Quelle: Umweltqualitätsnormen für prioritäre Stoffe und andere Schadstoffe zur Einstufung in den chemischen Zustand mit EU-weiter Bedeutung, Binnengewässer

Trinkwasserverordnung Als zulässige Höchstkonzentration für PAK’s (Summe 6 PAK) ist ein Wert von 0,2 μg/l festgelegt. Eine finnische Forschungsarbeit für die Papierindustrie mit der Quelle von PAK aus Sedimenten von Seen zeigt, dass UV- Licht die Wirkung dieser Schadstoffe verstärkt. Insbesondere wirkten die belasteten Sedimente in Verbindung mit UV- Licht auf Fischeier toxisch. Fischlarven reagieren sehr empfindlich auf PAK besonders im Frühling. Auf Grund der Klimaveränderungen ist mit einer weiteren Verschärfung der Problematik zu rechnen. Die Studie wird noch bis 2009 fortgeführt. Quelle: Sediment as source and UV light as modifier of chemicals toxic to aquatic animals Aimo Oikari PhD, professor (ecotoxicology and ecophysiology) Environmental Sciences Division, FIN-40014 Jyväskylän yliopisto, Finland, Project outline – 2006-2009

Eine Untersuchung des Alaska Department of Environmental Conservation zu toxischen Werten für Wasserorganismen enthält Ergebnisse sowohl für PAK als auch für BETX. Danach lag die durchschnittlich chronische! toxische Wirkung für untersuchte marine



Organismen bei 92 μg/l (of 214 values). Der niedrigste gefundene Wert für den Pazifischen Hering betrug 0.4 μg/l for Pacific Hering, Die höchste gefundene toxische Konzentration wurde mit >13,300 μg/l für die Muschel, Mulina lateralis, für Anthracene ohne UV- Licht angegeben.



Tabelle 11 Ergebnisse der ökotoxikologischen Wirkung unterschiedlicher PAK auf Wasserorganismen

Organismen/Arten von median bis Stoff Wirkung

μg/l μg/l μg/l

Regenbogenforelle 0.8 30 B[a]p Skelettdeformierung, chronische Toxizität

Daphnia magna >5000 Naphthalene

abnehmende Beweglichkeit, Lähmung und abnehmende Hämoglobin-konzentration

geringster gefundener Wert für chronische Toxizität, Mulina lateralis (Muschel), Süßwasser 0.23

Pyren+ UV-Licht

höchster gefundener Wert für chronische Toxizität bivalve, Mulina lateralis (Muschel) , Meer 13300

Anthrazene + UV- Licht

Durchschnitt chronische Toxizität für 39 species, Meer 92

Quelle: Alaska Department of Environmental Conservation, 610 University Avenue, Fairbanks, AK 99709, January 2005,

Schutz- und Qualitätsziele PAK (PAH) – in Sedimenten von Oberflächengewässern Für die See- Sedimente gibt es nur wenige Orientierungs- und Grenzwerte bzgl. der Schadstoffbelastung, vor allem für PAK, keine für TAH’s. Das Ontario Ministry of the Environment (Persaud et al. 1990) entwickelte Qualitätsrichtlinien für die Sedimentqualität auf Grundlage von 2 Stufen. Die geringere Stufe zeigt an, bei welcher Konzentration toxische Effekte auf die Wasserorganismen zu verzeichnen sind und die höhere Stufe enthält Konzentrationen, die für benthische Organismen tödlich sind. Richtlinien für die Sedimentqualität

Ontario Ministry of Environment Screening Level Guidelines

Contaminant Low Severe

Organics (μg/kg dry wt.)a

Total PAHs 2000 110000

Total PCBs 70 5300

a normalised to 1% organic carbon , μg/kg dry wt.- μg/kg Trockengewicht



Dazu ist die Angabe der Sedimentzusammensetzung zu berücksichtigen: In dieser Arbeit wurden auch Richt- und Grenzwerte in anderen Staaten recherchiert, die im Folgenden zusammengefasst sind. Tabelle 12 Vergleich von niederländischen und kanadischen Ableitungen für Sedimentqualitätsziele bezüglich der PAK-Belastung

Sediment quality objectives in the Netherlands

Schadstoff

Target Value (Sollvorgabe) Maximum Permissible Concentration (höchstzulässige Konzentration)

Konzentration µg/kg TM µg/kg TM

Naphthalene 1 100

Fluoranthene 30 0.4

Benzo(a)pyrene 3 3

Total PAK 1.000 -

TBT 7 700

Interim Canadian sediment quality guidelines

Schadstoff Interim PEL Interim PEL

Guideline Marine Guideline Freshwater

Marine Freshwater

Konzentration (μg/kg TM) (μg/kg TM) (μg/kg TM) (μg/kg TM)

Phenanthrene 86.7 544 41.9 515

Benzo(a)anthracene 74.8 693 31.7 385

Benzo(a)pyrene 88.8 763 31.9 782

Chrysene 108 846 57.1 862

Fluoranthene 113 1494 111 2355

PEL The probable effects concentrations (anlaog LC50, EC20)

Neuere Veröffentlichungen (Ingersoll und MacDonald 2005) zeigen demgegenüber eine differenzierte Bewertung des toxikologischen Effektes für die unterschiedlichen Ebenen der Wirkung. Die in dieser Studie ausgewerteten toxikologischen Untersuchungen zeigen im Vergleich zu den vorher genannten Daten aus den Niederlanden und Kanada ein vergleichbares Niveau für die akute toxische Wirkung auf benthische Lebensgemeinschaften von 20 … 100 mg/kg und einen Schwellenwert für die chronische Wirkung < 1 … 2 mg/kg TM PAK. Bei den bekannten Anreicherungsfaktoren für PAK >> 1000 ist deshalb eine Konzentration der im Wasser gelösten PAK << 1 µg/l erforderlich, um derartige toxische Konzentrationsbereiche zu vermeiden.



Tabelle 13 Vergleich der unterschiedlichen Ergebnisse der Bestimmung von toxikologischen Schwellenwerten für die PAK-Wirkung auf benthische Lebensgemeinschaften (nach Ingersoll und MacDonald 2005)

Schwellenwerte Untersuchung Konzentration (mg/kg TM)

Für chronische Toxizität Swartz (1999) 2,1

USEPA (1999) 8,65

DiToro and McGrath (2000) 9,86

Süßwasserbenthos 1,6

Marines Benthos 2,9

Für akute Toxizität (LC50 u.ä.)

DiToro and McGrath (2000) 24

Süßwasserbenthos 23

Marines Benthos 18

Für sichere Wirkung 100

Es wurden ergänzend Messergebnisse für PAK in deutschen Flüssen und für halbflüchtige organische Verbindungen (SVOC) in amerikanischen Flüssen analysiert. Gemessene Belastungen- Sedimente in deutschen Fließgewässern, vorrangig Wasserstraßen, Quelle: Ermittlung der Quellen für die prioritären Stoffe nach Artikel 16 der Wasserrahmenrichtlinie und Abschätzung ihrer Eintragsmengen in die Gewässer in Deutschland. Berichtsnummer UBA-FB 000394, 2002

Bei der Analyse von Sedimenten baden-württembergischer und hessischer Flüsse konnten 1991 bis 1994 die PAK Gesamtkonzentrationen in Main, Neckar, Rodau, Lahn, Dill im Bereich von 0,6 bis 10,6 mg/kg TS nachgewiesen werden. In Hamburg wurden die Sedimente der Elbe und weiterer innerstädtischer Gewässer 1995 analysiert. Während die Elbe Konzentrationen an PAK von 0,4-2,0 mg/kg TS aufwies, waren Hafengewässer mit Spitzenwerten von 600 mg/kg TS deutlich höher belastet. Die Sedimente der Weser und weiterer Kleingewässer im Bremer Raum waren Ziel einer Probenreihe, die 1994 durchgeführt wurde. Meist lag die Gesamtbelastung an EPA-PAK bei 0,3-6,0 mg/kg, wovon der Anteil an Benzo[a]pyren bzw. Benzo[a]anthracen zwischen 25 und 850 µg/kg TS lag. Die PAK-Belastung der Rheinschwebstoffe ist heutzutage vergleichsweise gering. Dagegen sind die Schwebstoffe in Neckar und Donau höher mit PAK belastet: Der Orientierungswert für Benzo[a]pyren (180 ìg/kg) wird im Neckar in rund 60 Prozent und in der Donau in 25 Prozent der Untersuchungen, der Orientierungswert für Fluoranthen (250 µg/kg) sogar überwiegend (Neckar ca. 85 Prozent, Donau 60 Prozent) überschritten.

Medium PAK PAK

Elbe bei Hamburg von bis

μg/kg TS μg/kg TS

EPA-PAK Wasser 0,15 µg/l 0,20 µg/l

EPA- PAK Sediment 8.000 μg/kg TS 10.000 μg/kg TS

Faktor 53.000 50.000

Die Ergebnisse zeigen, dass in den deutschen Wasserstraßen abschnittsweise toxische Konzentrationen von Kohlenwasserstoffen vorliegen, wenn man die Messergebnisse mit den



Richt- und Grenzwerten aus Kanada und den USA vergleicht. Der intensive Schiffsverkehr und weitere Einträge aus Verkehr und Wirtschaft haben also deutlich nachteilige Auswirkungen auf die Gewässerbiozönose. Vergleichbares trifft auch für Fließgewässer in stark industrialisierten Gebieten in den USA zu. Die schädlichen Auswirkungen der semiflüchtigen organischen Komponenten (SVOC) im Flusssediment wurden in den USA von 1992 bis 1995 in 20 Flüssen analysiert (56 Komponenten an mehreren Probenahmestellen und eine oder mehrere Komponenten an 71% Probenahmestellen). Die im Nordosten der USA gelegene Region der Großen Seen und die großen Metropolen wiesen die höchsten Belastungen auf. Die PAK Konzentration war etwa 10x so hoch wie in ländlichen, wenig, beeinflussten Regionen. Es gab eine

Korrelation zwischen Bevölkerungsdichte und Belastung mit SVOC ( 0.05) und auch bzgl. der physikalischen und chemischen Parameter. Die PAK- Komponente Fluoranthen war die am häufigsten festgestellte Verbindung. Die durchschnittliche Konzentration der SVOC betrug <50 µg/kg. Die analysierte Spannweite für halogenierte und nitrogenierte Komponenten betrug zwischen 0 to 1.2% mit maximalen Konzentrationen von <50 bis 190 µg/kg. Eine oder mehrere Komponenten von SVOC wurden an 71% der Probenahmestellen festgestellt (2 bis max. 42 Komponenten) . Die Summe aller SVOC hatte eine mittlere Konzentration von 260 µg/kg, zwischen 0 to 180,000 µg/kg. Die PAK umfassten dien größten Teil der Summe. Die mittlere Konzentration betrug 61 µg/kg für PAK . Thomas J. Lopes and Edward T. Furlong, OCCURRENCE AND POTENTIAL ADVERSE EFFECTS OF SEMIVOLATILE ORGANIC COMPOUNDS IN STREAMBED SEDIMENT, UNITED STATES, 1992-95, U.S. Geological Survey, 333 West Nye Lane, Carson City, NV

Ausgehend

- von den Zielstellungen für die Schwebstoffbeschaffenheit < 1000 µg/kg PAK und den Verteilungskoeffizienten Koc für die PAK zwischen 1300 und >40.000 (Quelle: Erfassung und Bewertung von Grundwasserkontaminationen durch punktuelle Schadstoffquellen – Konkretisierung von Anforderungen der EG-Wasserrahmenrichtlinie,

UBA-FB 000439, 2003) und - den Untersuchungen zur Ökotoxizität sowie der besonderen Berücksichtigung

der in den Tagebauseen (einschließlich ihrer erhöhten Sichttiefe und damit stärkeren UV-Wirkung)

wird für die weitere Betrachtung von einem Richtwert für PAK - akute Ökotoxizität: 0,030 µg/l MKW - chronische Ökotoxizität: 0,003 µg/l MKW ausgegangen.



3.3.2 Bewertung der vorgeschlagenen Umweltqualitätsziele (Langzeitwirkung,

chronisch) Der Eintrag der Schadstoffe erfolgt oberflächlich in die durchmischte Zone des Wasserkörpers. MKW’s werden an Partikel adsorbiert bzw. teilweise abgebaut. BETX werden teilweise durch Abbau und durch Ausgasung eliminiert. Die PAK werden ebenfalls an Feststoffe adsorbiert, aber es werden nur einige Komponenten der zahlreichen Verbindungen (mehrere hundert Einzelsubstanzen) abgebaut, die zu den PAK gehören. Die festzulegenden Umweltqualitätsziele müssen die Langzeitwirkung der Schadstoffe berücksichtigen, wie die Akkumulation im Sediment (MKW, PAK) und die Aufnahme und Anreicherung durch die benthische und pelagische Nahrungskette einschließlich der zu erwartenden Anreicherung in der Nahrungskette bis zum Raubfisch (Faktor 50 bis 150).

Unter Berücksichtigung der Ergebnisse der Literaturrecherche und der oben genannten Randbedingungen einschließlich der gezielten Vermeidung von möglichen chronischen toxischen Wirkungen wurden folgende Umweltqualitätsziele herausgearbeitet: MKW 10 µg/l BETX 10 µg/l PAK 0,003 µg/l (Sicherheitsfaktor für die spezifischen Verhältnisse in den Tagebauseen) Es handelt sich hierbei um Vorsorgewerte, die eine nachhaltige Entwicklung der Tagebauseen sichern sollen. Dabei ist auch zu beachten, dass die Seen fischereilich genutzt werden und insbesondere für die Raubfische eine hohe Schadstoffanreicherungskapazität zu erwarten ist. Wie in den vorangegangenen Kapiteln dargestellt, gibt es zahlreiche Untersuchungen mit verschiedenen Einzelorganismen, aber nicht viele gesicherte Erkenntnisse, die die Vielzahl der Schadstoffe und deren Abbauverhalten bzw. die Akkumulation der nicht abbaubaren Kompartimente der Schadstoffe beschreiben. Hinzu kommen Unsicherheiten bzgl. der Anlaytik der zahlreichen Einzelsubstanzen, besonders bei den PAK. In den Treibstoffen sind allein ca. 150 Einzelsubstanzen nachweisbar. Deshalb sind die Umweltqualitätsziele durch Messergebnisse im Rahmen eines Monitoringprogrammes abzusichern. Insbesondere sind die Anreicherungsfaktoren in der Nahrungskette und im Sediment nachzuweisen. Aus dem Ergebnis der Berechnungen und Untersuchungen ist unter Beachtung der Vorbelastung der Seen (z.T. kohlenbürtige Stoffe, Altlasten) und der Auswirkung der unterschiedlichen Intensität der Motorbootnutzung ein Monitoringprogramm abzuleiten. Zu untersuchen sind die Kriterien MKW, BETX, PAK, sowohl gelöst als auch im Feststoff (Seston) und in den Benthosorganismen und Fischen, differenziert nach Hafenbereich (intensive Nutzung) und Hauptzone (niedrigere Nutzungsintensität). Bezüglich der Beurteilung der ökologischen Tragfähigkeit der Seen kann im Rahmen dieser Betrachtung nur eine Bilanzierung der Einträge und der Immission ohne besondere Berücksichtigung der Stoffumsetzungen erfolgen. Es handelt sich hierbei um eine konservative Schätzung, die eher den ungünstigen Fall darstellt. Die Literaturanalyse hat

Sediment

als Nahrung Insektenlarven,

Würmer Friedfische Raubfische



ergeben, dass auf Basis der Kalibrierung des Ist-Zustandes bezüglich der Seenlimnologie und erster Monitoringergebnisse unter Nutzung des EPA-Modells AQUATOX die Möglichkeit für detailliertere Prognosen besteht, für welche die Stoffumsetzungen im Seenökosystem mit den Schadstoffumsetzungen gekoppelt werden. Eine Prognose für das Verhalten der Schadstoffe im Gewässer kann mit dem Modell AQUATOX (EPA) auf Basis des kalibrierten Ist- Zustandes erstellt werden.

Abbildung 3: Berücksichtigung der wesentlichen trophischen Kompartimente bei einer Prognose der Schadstoffumsetzungen mit dem Modell AQUATOX (EPA)

Abbildung 4: Im Modell AQUATOX berücksichtiges Verhalten der Schadstoffe im Gewässer in Beziehung zum Gesamtstoffumsatz des Gewässerökosystems (EPA)



Das Modell AQUATOX simuliert die Auswirkungen von Schadstoffen auf Gewässer. Damit werden das Verhalten und die Wirkung von Nährstoffen, die Bioakkumulation von Schadstoffen in der Nahrungskette, einschließlich ökotoxikologischer Effekte modelliert. Die Vorhersage von Störfaktoren, wie Nährstoffen, organischen Schadstoffen, Temperatur, suspendierte Feststoffen, und deren Verteilung sind möglich. Die Auswertung erfolgt mit bekannten oder ortsspezifischen Werten (Messwerten). Die Prüfung der Modellergebnisse ist durch Plausibilitätsprüfungen innerhalb des Modells und durch unabhängige Dritte gegeben. Das unterschiedliche Reaktionsverhalten der Schadstoffe in den einzelnen Kompartimenten kann durch das Modell AQUATOX berücksichtigt werden. Ziel dieser vorgeschlagenen weiterführenden Untersuchungen ist es, ausgehend von den ökologischen Richtwerten für die toxikologische Belastung der Seen mit Schadstoffen die Belastbarkeit weiter zu konkretisieren. Aufgrund der niedrigen anzusetzenden ökologischen Richtwerte für die Schadstoffbelastung der Seen ist zu erwarten, dass gezielte Bewirtschaftungsmaßnahmen erforderlich sind, um eine Übernutzung der Seen zu vermeiden.



3.4 Bewertung der ökologischen Empfindlichkeit der Seen 3.4.1 Hydraulik, Hydromorphologie und Schichtung Die Aufenthaltszeit des Wassers ist für den Stoffhaushalt und die Besiedlung eines Sees von erheblicher Bedeutung. Mit Ausnahme des Werbeliner und des Markkleeberger Sees betragen die Aufenthaltszeiten in den übrigen Seen mehr als 20 Jahre. Eine Ursache ist die künstliche Entstehung der Seen und die Umleitung (Unterbrechung) der Fließgewässer aus dem Abbaugebiet vor der Rohstoffgewinnung. Die Veränderung der Höhenverhältnisse im Gelände durch die Kohlegewinnung und die unterschiedliche Wasserqualität der entstandenen Seen und verbliebenen Fließgewässer sowie weitere Faktoren verhindern überwiegend einen unkomplizierten Anschluss von Fließgewässern an die künstlichen Seen, wobei im Raum Leipzig ohnehin eine angespannte Situation hinsichtlich der Verfügbarkeit von Oberflächenwasser besteht, so dass hohe Aufenthaltszeiten zu verzeichnen sind. Insofern haben die entstandenen Gewässer auch nur geringe Einzugsgebiete, über die Schadstoffe – abhängig von Beschaffenheit und Nutzung- eingetragen werden können. Die folgende Tabelle zeigt die morphometrischen Daten und die mittlere Aufenthaltszeit der Tagebaurestseen im Untersuchungsgebiet: Tabelle 14 Morphometrische Angaben und Aufenthaltszeit in den Seen

See Fläche Volumen

Tiefe (Mittel/ Max.)

Länge Uferlinie

Endwasser-spiegel-höhe Flutung

Ablauf-menge

Aufent-haltszeit

ha Mill. m³ m km mNN m³/s a

Cospudener See 436 109 25/54 11 110 1993-2000 0,053 65,2

Zwenkauer See 970 171,5 17,7/48,5 22 113,5 2006-

2013/2015 0,146 37,2

Markkleeberger See 252 60,7 24/58 7.8 113 1999-2006 0,256 7,5

Störmthaler See 733 158 21/52

19,8 + Göhrener Insel 6,0 117 2000-2011 0,222 22,6

Kahnsdorfer See 121 22 18/43.5 4.5 126,5 1999-2020 n.b. n.b.

Hainer See 560 98 18/49 15 126 1999-2009 0,103 30,2

Speicher Borna 265 (550) 49.4 25/38 variiert 137 (150)

seit ca. 1965 abge-schlossen 0,052 28,7

Schladitzer See 220 24,1 11/29 6,5 104 1998-2010 0,038 20,1

Werbeliner See 441 43 10/32 11,4 98 1998-2007 0,224 6,1

Seelhausener See * 622 74 12,6/25 12,7 78 2000-2002 0,007 335,2

Großer Goitzschesee (Info) 1.332 213 21,5/75 27 75 1999-2002

Haselbacher See 335 25 7,5/31 8,2 151 1993-2002 0,023 34,5

*telefonische Auskunft LMBV Die Berechnung der Aufenthaltszeit wird auf den oberirdischen Seenabfluss bezogen. Der Seenzufluss ist größer, da die Seen eine hohe Verdunstungsrate (negative Wasserbilanz) haben, welche die direkten Niederschläge übersteigt.



Empfindlichkeit gegenüber Stoffeintrag in Bezug zur Verweilzeit Eine niedrige Verweilzeit ermöglicht eine schnellere Reaktion des Seenökosystems auf veränderte Belastungsverhältnisse. Im Umkehrschluss sind Überlastungen von Gewässern mit hoher Aufenthaltszeit erst festzustellen, wenn der Degradationsprozess nicht mehr umkehrbar ist. Die im Folgenden vorgenommene Einstufung geht davon aus, dass bei Aufenthaltszeiten von über 10 Jahren in den künstlichen Seen mit einer hohen Empfindlichkeit gegenüber dem Eintrag von Schadstoffen zu rechnen ist. Tabelle 15 Bewertung der hydraulischen Aufenthaltszeit der Tagebauseen bezüglich der Empfindlichkeit gegenüber einem Schadstoffeintrag

Einstufung Aufenthaltszeit Zeitbedarf für die Ausbildung eines neues

Gleichgewichts

niedrig < 1a 5 a

mittel < 10 a 50 a

hoch < 25 a 125 a

sehr hoch > 50 a 250 a

See Aufenthaltszeit Empfindlichkeit

Jahre

Werbeliner See 6,1 mittel

Markkleeberger See 7,5 mittel

Schladitzer See 20,1 hoch

Störmthaler See 22,6 hoch

Speicher Borna** 28,7 sehr hoch

Hainer See 30,2 sehr hoch

Haselbacher See 34,5 sehr hoch

Zwenkauer See 37,2 sehr hoch

Cospudener See 65,2 sehr hoch

Seelhausener See theoretisch >300 sehr hoch

Kahnsdorfer See nicht bekannt unbewirtschaftet

**Einschränkung, Speicher Borna wirkt als Hochwasserspeicher

Mit Ausnahme des Werbeliner und Markkleeberger Sees ist die Empfindlichkeit der Seen gegenüber Stoffeinträgen auf Grund einer Verweilzeit von > 10 Jahren als hoch bzw. sehr hoch zu bewerten. Die Tagebauseen sind demnach überwiegend durch eine nur sehr langsame Reaktion auf Veränderungen der Umweltbedingungen bzw. Sanierungsmaßnahmen gekennzeichnet, die sich über eine bis mehrere Generationen erstreckt und damit eine sehr weit vorausschauende Bewirtschaftung erfordern. Gleichzeitig ist damit zu rechnen, dass das anfällige Jugendstadium der Seen sich über einen langen Zeitraum erstrecken wird.



Bewertung der Schichtungsverhältnisse in den Seen Wesentlich für den Einfluss von Schadstoffen (Konzentration und Verteilung) auf das Seenökosystem ist außerdem die Schichtung in den Seen und die Stabilität dieser thermischen Schichtung. Die Tabelle 10 zeigt die Verhältnisse im Untersuchungsgebiet. Tabelle 16 Epilimnionmächtigkeit der Tagebaurestseen

See mittlere Tiefe Maximaltiefe Verhältnis mittlere Tiefe zu Epilimnion-mächtigkeit

sofortige Einmischung kurze Stagnations-periode

Puffer Hypolimnion stabile Sedimen-tation

m m

Haselbacher See 7,5 31 1,8

Großer Goitzschesee (Info) 21,5 75 2,4

Webeliner See 10,0 32 2,5

Schladitzer See 11,0 29 2,6

Hainer See 18,0 49 2,9

Markkleeberger See 24,0 25 3,0

Störmthaler See 21,0 52 3,1

Zwenkauer See 17,7 48,5 3,2

Cospudener See 25,0 54 3,5

Seelhausener See 12,6 25 4,2

Kahnsdorfer See 18,0 43,5

Speicher Borna 25,0 38

In den flacheren Seen kommt es zu einer schnelleren Durchmischung als in den tiefen, stabil geschichteten Seen. Das Hypolimnion wirkt dort als Puffer und die Sedimentation verläuft ungestörter. Der Einfluss der Schadstoffe auf den Wasserkörper hängt neben der Aufenthaltszeit auch vom vertikalen Stofftransport im See ab, der stark von der thermischen Schichtung im See beeinflusst wird. Der Stofftransport und – austausch findet in der oberen erwärmten Schicht des Wassers, dem Epilimnion statt, dessen warmes Wasser durch den Wind und die nächtliche Abkühlung in Tiefen von ca. 5 bis 10 m bei den betrachteten Seen verteilt wird, während darunter im Hypolimnion wegen der sehr niedrigen Temperaturen Lebensvorgänge nur gebremst stattfinden. Zweimal im Jahr kommt es i.a. zu einer Vollzirkulation des Seewassers (im Frühjahr und Herbst) infolge einer Homothermie des Wasserkörpers und des Windeinflusses. Es kann als Besonderheit in den Tagebaurestseen durch biochemisch bedingte Dichteunterschiede infolge hoher Salzgehalte im Tiefenwasser eine derartig stabile Schichtung vorliegen, dass eine Vollzirkulation verhindert wird. Die bisher vorliegenden limnologischen Gutachten für Cospuden, Zwenkau, Markkleeberg und Störmthal lassen das nicht erkennen. Aufgrund der Bedeutung der Schadstoffakkumulation an Schwebstoffen und deren Sedimentation und teilweiser Konservierung einerseits und einer Verteilung der Schadstoffe auf ein möglichst großes Gewässervolumen durch Zirkulationsprozesse andererseits heben sich hier die jeweiligen Vorteile eines großen Epilimnionanteiles mit dem Nachteil einer höheren Sedimentresuspension/-remobilisierung weitgehend auf. So dass dieses Kriterium nicht für eine qualitative Differenzierung der Empfindlichkeit der Seen geeignet ist.



3.4.2 Potenzielle und aktuelle Trophie sowie Wirkung der Versauerung Die Trophie der Gewässer ist grundlegend abhängig von den morphologischen Bedingungen. Entsprechend LAWA (1998) wurde hierzu der Referenzzustand ausgehend von der Morphologie bestimmt mit den Komponenten

- Tiefe - Tiefengradient - Sichttiefe Referenzzustand.

Dieser Referenzzustand kann unter normalen geochemischen Bedingungen eines stabilen Kalk-Kohlen-Säuregleichgewichtes nicht unterschritten werden, da flache Seen (geringe mittlere Tiefe) zu einer erhöhten internen Nährstoffremobilisierung aus den Sedimenten neigen, auch wenn die externe Zufuhr reduziert wird. Tabelle 17 Einschätzung der Trophie der künstlichen Seen nach den morphologischen Bedingungen (LAWA 1998) - Referenzzustand aus Morphologie

Aus Tabelle 17 folgt, dass die Seen im Süden Leipzigs mit Ausnahme des Haselbacher Sees bezüglich der Hydromorphologie die Möglichkeit haben, sich oligotroph, dass heißt mit sehr guter Wasserbeschaffenheit zu entwickeln. Die Seen im Norden Leipzigs neigen auf Grund ihres hohen Flachwasseranteils eher zu mesotrophen Bedingungen. Eine weitere Komponente der Ausprägung der trophischen Verhältnisse wird durch die Nährstoffeinträge aus dem Einzugsgebiet und die zukünftige Nutzung bedingt. Hierbei ist darauf hinzuweisen, dass sich die limnologischen Gutachten gegenwärtig in Überarbeitung befinden und gegebenenfalls präzisiert werden. Aus Tabelle 14 ist zu entnehmen, dass die prognostizierten Nährstoffeinträge in die Seen im Süden Leipzigs zu einer etwas stärkeren Differenzierung führen werden, wobei auch hier das mesotrophe Niveau nicht überschritten würde. Im Norden Leipzigs stimmt der hydromorphologische Zustand weitgehend mit der prognostizierten Wirkung der zu erwartenden Nährstoffeinträge zu mesotrophen Bedingungen überein. Wichtige Randbedingungen für die Erhaltung einer guten Wasserqualität ist der Nährstoffeintrag (als Phosphor bzw. ortho-Phosphat) in Bezug zum Quotienten aus mittlerer Tiefe und Verweilzeit (nach Vollenweider 1982), wobei eine größere mittlere Tiefe und eine geringe Aufenthaltszeit des Gewässers eine etwas höhere Nährstoffbelastungstoleranz bedingen. Dabei sind die Tagebauseen noch ergänzend zumindest mittelfristig einer differenzierten Beeinflussung durch saure, eisenhaltige Grundwasserzuflüsse und Rücklösung aus den Kippensedimenten mit einer oligotrophierenden Wirkung beeinflusst.

See

mittlere

Tiefe

maximale

Tiefe F (Tiefengradient)

Sichttiefe

(Referenzzustand)

Referenz-zustand

Morphologie

(m) (m) (m)

Cospudener See 25 54 7,2 10,1 oligotroph

Zwenkauer See 17,7 48,5 5,5 7,4 oligotroph

Markkleeberger See 24 58 8,1 10,2 oligotroph

Störmthaler See 21 52 6,7 8,8 oligotroph

Hainer See 18 49 6,2 7,8 oligotroph

Schladitzer See 11 29 4,2 5,1 mesotroph

Webeliner See 10 32 4,0 4,8 mesotroph

Seelhausener See 12,6 25 3,0 5,0 mesotroph

Haselbacher See 7,5 31 4,2 4,2 mesotroph



Tabelle 18 Einschätzung der Trophie-Verhältnisse in den Seen nach den bilanzierten bzw. eingeschätzten Nährstoffeinträgen

See

Quotient mittlere

Tiefe/Verweilzeit m/a P-Belastung (mg/m².a

Trophie nach

Nährstoffangebot

Referenzzustand

Morphologie

Cospudener See 0,38 30 -35 oligotroph oligotroph

Zwenkauer See 0,48 215 - 230 mesotroph oligotroph

Markkleeberger See 3,19 95-160 mesotroph oligotroph

Störmthaler See 0,93 35 - 70 oligo (- mesotroph) oligotroph

Kahnsdorfer See sauer

Hainer See 0,60 oligotroph

Speicher Borna 0,87 in Abh. von Nutzung

Schladitzer See 0,55 mesotroph mesotroph

Werbeliner See 1,64 mesotroph mesotroph

Seelhausener See mesotroph

Haselbacher See 0,22

morphologisch meso-

eutroph mesotroph

Abbildung 5: Ermittlung des Trophiegrades eingetragen am Beispiel des Vollenweidermodells für den Cospudener See (nach BGD) aus dem bilanzierten Nährstoffeintrag ohne Berücksichtigung der zusätzlichen Phosphorfällung durch zugeführtes Eisen Das Versauerungspotential führt unter den oben dargestellten Randbedingungen zu einer mittelfristig guten bis sehr guten Wasserqualität, die aus ökologischen Erwägungen zu schützen und auch Voraussetzung für eine nachhaltige wassertouristische Nutzung ist. Dabei ist Voraussetzung, dass trotz der versauernd wirkenden Eiseneinträge die Neutralität der Seen gesichert wird. Hier ist für den Zwenkauer, Hainer und Störmthaler See mit hoher Wahrscheinlichkeit eine längere Nachsorge durch Alkalinitätszuführung erforderlich.

Markkleeberger See Zwenkauer See

Störmthaler See Cospudener See



Tabelle 19 Gesamteinschätzung der für die Seen mittelfristig zu erwartenden trophischen Verhältnisse unter Berücksichtigung des Nährstoffeintrages, der hydromorphologischen Verhältnisse und der Phosphorfällung durch bergbaubürtig zugeführtes Eisen

See Trophie nach NährstoffangebotReferenzzustand

Morphologie

Oligotrophierende

Wirkung der

geochemischen

Bedingungen

Mittelfristig zu

erwartende Trophie

Cospudener See oligotroph oligotroph mittel oligotroph

Zwenkauer See mesotroph oligotroph stark oligotroph bis mesotroph*

Markkleeberger See mesotroph oligotroph mittel oligotroph

Störmthaler See oligo - mesotroph oligotroph stark oligotroph


Hainer See oligotroph stark oligotroph

Speicher Borna in Abh. von Nutzung für

Hochwasserschutz mittel bis stark schwankend

Schladitzer See mesotroph mesotroph schwach mesotroph

Werbeliner See mesotroph mesotroph schwach mesotroph

Seelhausener See mesotroph mittel mesotroph

Haselbacher See morphologisch meso-eutroph mesotroph mittel bis stark oligo- mesotroph

* in Abhängigkeit vom Flutungskonzept

3.5 Empfindlichkeit der Seen gegenüber einer Schadstoffbelastung Die Gesamteinschätzung der Empfindlichkeiten der Seen gegenüber einer Schadstoffbelastung wird durch die Kombination der Parameter Verweilzeit und mittelfristige Trophie durchgeführt. Tabelle 20 Kombinierter Einfluss von Verweilzeit und Trophie auf die Empfindlichkeit der Seen gegenüber Schadstoffen

See Verweilzeit Trophie Summe Empfindlichkeit

Cospudener See 5 5 10

Zwenkauer See 5 4 9

Markkleeberger See 3 5 8

Störmthaler See 4 5 9


Hainer See 5 5 10

Speicher Borna 5 4 9

Schladitzer See 4 3 7

Werbeliner See 2 3 5

Seelhausener See 5 3 8

Haselbacher See 5 4 9

sehr hoch (10 Pkte) Cospudener See, Hainer/Haubitzer See,

hoch (8 – 9 Pkte) Markkleeberger, Zwenkauer, Störmthaler, Seelhausener, Haselbacher See, Speicher Borna (in Abhängigkeit vom Hochwasserschutz)

mittel (6-7 Pkte) Schladitzer See

gering (<= 5 Pkte) Werbeliner See

Verweilzeit

sehr hoch 5

hoch 4

mittel 3

gering 2

unempfindlich 0

Trophie

oligotroph 5

oligo-meso 4

meso 3

meso - eutroph 2

Bewertung

Gesamtbewertung



Besonders empfindlich gegenüber dem Eintrag von Schadstoffen sind die sehr hochempfindlichen und hochempfindlichen Seen wie der Cospudener See, der Hain/Haubitzer See, der Markkleeberger und Störmthaler See. Der Speicher Borna wird z.T. mehrfach jährlich durch die Nutzung als Hochwasserspeicher beaufschlagt, so dass die Aufenthaltszeit des Wassers deutlich kürzer und ein Wasseraustausch im See gewährleistet ist. Die Bootsnutzung in diesem See ist geringer ausgeprägt, so dass der Empfindlichkeit dieses Speichers infolge der schwankenden Belastungsbedingungen entsprochen werden kann. Mit Ausnahme des Werbeliner und des Schladitzer Sees, die eine relativ kurze Verweilzeit bei mesotrophen Verhältnissen haben, ist die mittelfristige Empfindlichkeit aller Seen gegenüber Schadstoffeinträgen (wegen der guten Wasserqualität und den hohen Verweilzeiten) hoch bzw. sehr hoch. Der Werbeliner See wird dabei auch zukünftig keine nennenswerte Motorbootnutzung auf Grund der naturschutzfachlichen Restriktionen aufweisen. Gegenwärtig zeigen die aktuellen Monitoringdaten, dass auch der Werbeliner See und Schladitzer See nur eine geringe Produktivität aufweisen, so dass kurzfristig auch diese Seen als hoch empfindlich einzuordnen sind. Die Seen sind gegenwärtig durch die Eisenbelastung überwiegend oligotroph bzw. oligo- bis mesotroph, d.h. der Eiseneintrag überdeckt den Nährstoffeintrag, weil die Nährstoffe ausgefällt und im Sediment gebunden werden. Die morphologisch bedingte Schichtung der Seen begünstigt eine stabile Sedimentation. Dennoch ist eine teilweise Remobilisierung des Phosphors unter veränderten Randbedingungen (spätere Neutralisierung, Wegfall der See internen Phosphorfällung, reduzierte Bedingungen an der Sedimentoberfläche) möglich. Für die mittelfristige Phase der kommenden Jahre ist mit Ausnahme des weitgehend neutralen Werbeliner und Schladitzer Sees im Norden Leipzigs allen Seen eine hohe bis sehr hohe Empfindlichkeit zuzuordnen. Langfristig ist die weitere Differenzierung der Empfindlichkeit für die einzelnen Seen nach Vorlage der überarbeiteten limnologischen Gutachten und der Präzisierung der Flutungsstrategie notwendig.



4 Technologiefolgeabschätzung bezüglich des Motorbootssports 4.1 Konfliktdefinition, Anwendungsbereiche, Emissionen Bzgl. des Motorsports kann folgende Nutzungsdifferenzierung der Seen vorgenommen werden:

- gewerbliche Motorbootnutzung / Passagierschifffahrt, Ausbildung, Erwerbsfischerei - private Motorbootnutzung, - Angelsport mit Bindung an die Motorbootnutzung, Fischerei, - Ausbildungsfahrten zum Bootsführer, - Daseins- und Ordnungsvorsorge (Rettungsdienst, Polizei, Fischereiaufsicht,

Naturschutzwacht u.a.) - Modellbootsport, - Wasserski, Wassermotorräder usw.

Die Nutzung von Oberflächengewässern für Sport- und Freizeitzwecke hat verschiedene Auswirkungen auf das Gewässer. Diese Wirkungen unterscheiden sich je nach Art der Nutzung stark. Im Wesentlichen treten folgende „Störungen“ gegenüber einem nicht freizeitmäßig genutzten Gewässer auf, die im Folgenden detailliert beschrieben werden. - Bewegungen an der Oberfläche, - Bewegungen des Wassers / im Wasser, - Lärm, - Wellenschlag, - Schadstoffemissionen. Teilweise treten gleiche oder ähnliche Wirkungen auch durch natürliche Vorgänge auf, z.B. Wellenschlag durch Wind. Hier werden nur die nicht natürlich hervorgerufenen Prozesse betrachtet. Die Aktivitäten des Menschen am und im Wasser lassen sich wie folgt einteilen:

Abbildung 6: Wassertouristische Aktivitäten bezüglich ihrer Emissionsauswirkung Jede dieser Nutzungen greift in unterschiedlicher Weise in das Ökosystem Gewässer ein. Die Art und die Schwere des Eingriffs lässt sich, wie folgt, charakterisieren.



Wesentliche Einflussgrößen auf die Stärke der Konflikte durch die Bootsnutzung sind dabei

- der Bootstyp, - die Nutzungsdichte, - die Gestaltung des Bootes (Wellenschlag, Schadstoffeintrag – Antifouling), - die Antriebsart (Schadstoffeintrag – Kohlenwasserstoffe).

Abbildung 7: Einfluss der Motorboots- und Schifffahrtsnutzung auf einzelne Seenkompartimente am Beispiel des Bodensees (Quelle: Der Bodensee Zustand, Fakten,

Perspektiven,IGKB 2004) Der Stärke der Auswirkungen im Einwirkbereich, dem Gewässer, ist abhängig von dessen Morphologie Größe, Tiefe, evtl. Vorhandensein wertvoller Flachwasserbereiche als Vogelbrut- und Nahrungshabitat, Fischlaichplätzen und Inseln, vorhandener Wasserqualität, Aufenthaltszeit, Bestehen weiterer wertvoller Biotope bzw. von Schutzgebieten im Bereich des Gewässers und auch von biotischen Faktoren, wie biozönotische Struktur, Fischbestand, z.B. Vorhandensein von Großmuscheln, Benthosorganismen, Wasserpflanzen (emerse und submerse Makrophyten). Die geringsten Auswirkungen auf das Gewässer insgesamt haben das Baden und das Rudern/Paddeln. Die direkt betroffene Uferzone eines Badestrandes bleibt hierbei unberücksichtigt. Hier liegen je nach Intensität und Personendichte u.U. erhebliche Belastungen vor. Das Segeln als Sport wird naturgemäß ohne die Nutzung von Motoren betrieben und zeichnet sich im Wesentlichen bzgl. der Auswirkungen durch Wasserbewegungen an der Oberfläche sowie im Wasser und Wellenschlag aus. Zu beachten ist hierbei jedoch, dass bei intensiver sportlicher Betätigung oftmals Motorboote parallel zu den Sportlern auf dem



Segelboot im Einsatz sind, sei es als Trainerboote oder als Sicherungsboote bei Regatten. Insgesamt sind die Wirkungen als gering zu bezeichnen. Das Segeln als Freizeitgestaltung wird oft mit größeren Booten betrieben, die je nach Typ auch Übernachtungsmöglichkeiten bieten und mit Motoren als „Flautenschieber“ ausgestattet sind. Die Nutzungszeiten der Motoren sind gering. Wegen der Übernachtungsmöglichkeiten muss sichergestellt werden, dass keine Abwässer in die Seen gelangen. Wesentlich stärkere Auswirkungen auf das Gewässer hat jede Form der motorisierten Bootsnutzung. Motorboote und Schiffe verfügen z.T. über erhebliche Motorleistungen. Diese Maschinenleistungen werden im Wesentlichen in Form von Sog und Wellenschlag in das Gewässer eingebracht. Darüber hinaus emittieren Verbrennungsmotoren Schadstoffe, die nachfolgend zu bewerten sind. Eine wesentliche Auswirkung ist die Lärmerzeugung. Die umfasst sowohl den für den Menschen wahrnehmbaren Luftschall als auch Lärmemissionen im Wasser, die möglicherweise Fische und Wasservögel beeinträchtigen. Zusammenfassend ist festzustellen, dass die wesentlichen Wirkungen auf ein Gewässer durch die Nutzung von Motoren hervorgerufen werden. Die anderen Sport- und Freizeitarten werden im Folgenden nicht weiter betrachtet. 4.2 Hauptemissionen von motorisierten Booten Es ist zu unterscheiden zwischen den mechanischen Auswirkungen des Motoreneinsatzes, den Schadstoffemissionen und den Lärmemissionen. Die durch die Motoren zur Verfügung gestellte Leistung wird durch verschiedene Propulsoren in Vortrieb umgesetzt: 4.2.1 Arten der Vortriebserzeugung Propeller: Der Propeller ist preiswert, betriebssicher, hat einen guten Wirkungsgrad und einen mäßigen „Propellerstrahl“. Schaufelrad: Das Schaufelrad ist teuer, hat eine anfällige Mechanik, verfügt aber über einen sehr guten Wirkungsgrad und die mechanischen Auswirkungen des Propulsors im Wasser sind gering (geringe Zusatzgeschwindigkeiten im Wasser). Wasserstrahlantrieb: Der Wasserstrahlantrieb ist teuer, schwer, verfügt über einen vergleichsweise schlechteren Wirkungsgrad und hat i.d.R. einen konzentrierten Strahl zu Folge. Alle oben genannten Propulsoren haben Auswirkungen

auf die Gewässersohle,

als Wellenerzeuger,

als Schallquelle im Wasser. Für den Einsatz in Booten und Schiffen stehen folgende Motorenarten zur Verfügung: Ottomotoren

Außenborder Zweitakt / Viertakt 1,5-300 kW

Einbaumotoren 5 – 400 kW



Dieselmotoren

Einbaumotoren ab 5 kW Elektromotoren

Außenbordmotoren 0,5 – 3 kW

Einbaumotoren 6 – 70 kW Gasmotoren

Flüssiggas

Erdgas Der Vollständigkeit halber sei noch die Dampfmaschine erwähnt, die jedoch im praktischen Gebrauch keinen nennenswerten Einsatz mehr erfahren wird und deshalb nicht weiter betrachtet wird. 4.2.2 Schadstoffemissionen In der EU bestehen seit einigen Jahren Regelungen über zulässige Emissionen von Motoren von Sportbooten und Berufsschiffen. Für Sportboote ist dies die Richtlinie 2003/44 EG. Einige Gewässer verfügen darüber hinaus über eigene Vorschriften in Bezug auf Abgasemissionen. Dies betrifft im Wesentlichen den Bodensee, aber auch Landesgewässer, z.B. in Brandenburg und einzelne Seen, wie z.B. Talsperren. Die EU-Richtlinie schreibt die Maximalhöhe der Abgasemissionen wie folgt vor: Tabelle 21 Zulässiger Schadstoffausstoß für Sportbootmotoren nach Richtlinie 2003/44 EG

Dabei sind A, B und n Konstanten gemäß der Tabelle, PN ist die Motornennleistung in kW Umgerechnet auf reale Beispiele bedeuten diese Grenzwerte folgende zulässige Emissionen (alle Daten in g/kWh): 25 kW 2-Takt CO = 174 (49) HC = 39 (3,7) NOx = 10 (6,2) 25 kW 4-Takt CO = 174 (49) HC = 10 (3,7) NOx = 15 (6,2) 150 kW 4-Takt Otto CO = 154 (20) HC = 7,2 (1,4) NOx = 15 (5,0) 50 kW Dieselmotor CO = 5 (20) HC = 1,8 (1,7) NOx = 9,8 (10) Die Werte in den () gelten für Motoren nach Bodenseenorm Stufe II (BSOII).



Vergleicht man diese Werte mit denen, die heute für Straßenfahrzeuge gelten, so wird der Entwicklungsrückstand deutlich. Für den Fahrzeugbereich gibt es gegenwärtig in großer Stückzahl produzierte Motoren, die nur etwa 1/3 bis 1/10 des Schadstoffausstoßes von Bootsmotoren nach der EU-Richtlinie haben. Die erhöhten Anforderungen entsprechend Bodenseenorm zeigen eine ähnliche Reduzierung des Schadstoffausstoßes. Tabelle 22 Zulässiger Schadstoffausstoß für Straßenfahrzeuge nach EURO-Norm im Vergleich zur zulässigen Motorbootemission nach 2003/44/EG

Diese in Tab. 22 dargestellten Werte sind nur Näherungswerte, die sich auf größere Dieselmotoren beziehen. Für PKW-Motoren werden die Abgaswerte auf die Fahrstrecke bezogen und sind deshalb nicht direkt vergleichbar. Dennoch zeigt die Gegenüberstellung die große Differenz zwischen den Werten, die mittlerweile im Straßenverkehr Standard sind (EURO 4) und den zulässigen Grenzwerten nach RL 2003/44/EG. Die EU-Sportboot-Richtlinie wurde gemäß der bereits in der Richtlinie enthaltenen Forderung in den letzten Jahren einem intensiven und detaillierten Überprüfungsprozess hinsichtlich des Standes der Technik und Umweltanforderungen unterzogen, der nahezu abgeschlossen ist (Stand: Dezember 2008). Es ist zu erwarten, daß entsprechend der internationalen Entwicklung deutlich abgesenkte Emissionsgrenzwerte voraussichtlich im Zeitraum 2012 bis 2014 eingeführt werden, die sich an den gesetzlichen Regelungen von Kalifornien und den USA orientieren. Ein weiteres Ergebnis der Überprüfung ist, daß die klassische Trennung zwischen Zweitakt- und Viertakt-Benzinmotoren nicht mehr zeitgemäß ist. Moderne Zweitakter setzten zur Kraftstoff-Verbrennung die sog. E-TEC Technologie, eine Kraftstoffeinspritzung, die die Schadstoffemission, insbesondere von Kohlenwasserstoffen, auf das Niveau von modernen Viertaktern absenkt. Seit Oktober 2006 sind solche Motoren auf dem Bodensee nach BSO II zugelassen, da sie die Grenzwerte für Viertakter erfüllen. (Quelle Mitteilung BVWW 2009) Grenzwerte für z.B. Kohlenwasserstoffemissionen gibt es auch für Motorboote, die den Bodensee befahren. Das folgende Bild zeigt den Vergleich der strengen Regelungen für den Bootsverkehr auf dem Bodensee (Trinkwasserreservoir) mit getesteten Altmotoren und den Regelungen der EU.



Abbildung 8: Vergleich Grenzwerte BSO und Richtlinie 2003/44/EG für Motoren unterschiedlicher Nennleistung (Quelle: Der Bodensee Zustand, Fakten, Perspektiven,IGKB 2004) Eindeutige Regelungen für die zulässigen Abgasemissionen bestehen auch für den motorisierten Bootsverkehr auf den Gewässern der Schweiz: Verordnung über die Abgasemissionen von Schiffsmotoren auf schweizerischen Gewässern (SAV); Änderung vom 2. Mai 2007; (Auszug) 7 Emissionsgrenzwerte 7.1 Die Masse der gasförmigen Schadstoffe bei Motoren und die Abgastrübung

bei Dieselmotoren dürfen die nachfolgenden Grenzwerte nicht übersteigen. 7.2 Emissionsgrenzwerte Stufe 1 (ab 1. Jan. 1995) 7.2.1 Die nach Anhang 1 berechneten spezifischen Schadstoffemissionen in

Gramm pro Kilowatt und Stunde dürfen nicht größer sein als:

LeistungPN in kW

Kohlenmonoxid CO = A * PN

(–m) g/kWh

Kohlenwasserstoffe HC = A * PN

(–m) g/kWh

Stickstoffoxide NOx = A * PN

(–m) g/kWh

A m A m A m

<4 600 0,5 60 0,7747 15 0

4–100 600 0,5 39,39 0,4711 15 0

>100 60 0 10,13 0,1761 15 0

Die nach Anhang 2 bei Dieselmotoren zu bestimmende Abgastrübung darf nicht größer sein als: – K 2,1 m-1 für Saugmotoren, – K 1,0 m-1 für Motoren mit Abgasturbolader. An allen Motoren von zugelassenen Schiffsmotoren sind in regelmäßigen Abständen (3 Jahre) Abgasuntersuchungen durchzuführen. In der SAV ist der Begriff „Abgasnachuntersuchung“ wie folgt definiert (SAV, Ziff. 2.12): „Eine periodische Wartung aller abgasrelevanter Systeme am Motor, bei der die Einstellung nach den Angaben des Herstellers vorgenommen, alle emissionsrelevanten Teile überprüft und die notwendigen Wartungsarbeiten durchgeführt werden“. Die Emissionswerte von Zweitakt-Fremdzündungsmotoren dürfen die Grenzwerte für Viertakt- Fremdzündungsmotoren nicht überschreiten.



Die Schweiz hat damit im wesentlichen die EU-Richtlinie für Sportboote übernommen und schreibt ergänzend periodische Wartungsarbeiten vor. Der Grund für die bisherigen Probleme, die Grenzwerte für Emissionen auch für Wasserfahrzeuge in Bereiche zu bringen, die an Land problemlos möglich sind, liegt im Wesentlichen in den anderen Abgassystemen (durch Wassereinspritzung nasse Abgasanlagen) und in dem voll gekapselten Betrieb der Motoren. Katalysatoren stellen in geschlossenen Motorräumen ohne besondere Schutzmaßnahmen eine Brandgefahr dar. Nicht unerwähnt bleiben sollte jedoch auch, dass die vergleichsweise geringen Stückzahlen von verkauften Bootsmotoren die Industrie von hohen Entwicklungskosten fernhalten. Regelmäßig wiederkehrende Abgasmessungen erfolgen bei Bootsmotoren nicht. Es sind derzeit keine standardisierten Messverfahren oder Messstutzen im Markt. Eine Messung des Abgasstromes ist schwierig, da die Abgase oft unter Wasser ausgestoßen und mit Seewasser vermischt werden. Es ist deshalb untersucht worden, wie viel Betriebsstunden Bootsmotoren im Schnitt im Jahr laufen. Nach der Richtlinie 2003/44 EG wird die übliche Lebensdauer wie folgt angenommen: - Innenbordmotoren 480 h oder 10 Jahre - Außenbordmotoren 350 h oder 10 Jahre - Wassermotorräder 350 h oder 5 Jahre Wegen dieser geringen Betriebszeiten hat die Industrie garantiert, dass die Motoren in diesen Zeiträumen die vorgegebenen Abgaswerte einhalten. Es erfolgt keine Abgasmessung am Boot und die Motoren müssen auch nach Ablauf der üblichen Lebensdauer nicht außer Betrieb genommen werden.

Abbildung 9: Typische Abgasführung von Bootsmotoren Abbildung 8 zeigt die typische Abgasführung von Bootsmotoren, bei der die Abgase unter Wasser eingeleitet und verteilt werden. Diese Abgasführung ist erforderlich, um die Lärmbelastung der Bootsmotoren zu begrenzen (wirkt als „Schalldämpfer“). Gleichzeitig wird das Abgas turbulent eingetragen, wodurch die hohen Eintragsraten der Schadstoffe aus dem Abgas in das Gewässer mit 25 % bis maximal 50 % begründet sind. Bei Fahrgastschiffen mit



einer Abgasführung über Kamine beträgt die vergleichbare Eintragsrate nur 5 bis maximal 10 % aus der Sedimentation der Abgase über der Wasseroberfläche. Nach der EU-Richtlinie 2003/44 EG ist die Lärmemission der Bootsmotoren wie folgt begrenzt: unter 10 kW 67 dB(A) 10 bis 40 kW 72 dB(A) über 40 kW 75 dB(A)

Alle in der EU in den Verkehr gebrachten Motoren müssen typgeprüft sein mit Ausnahme der für den Rennsport genutzten Motoren. Es ist festzustellen, dass in der Zeit von 1983 bis 2003 keine wesentliche Verbesserung der Lärmemissionen eingetreten ist, obwohl größere Viertakt-Außenbordmotoren deutlich leiser sind als Zweitakter. Die Messung erfolgt in 25 m Abstand von einem vorbeifahrenden Boot.

Abbildung 10: Aktuelle Ergebnisse der Überprüfung der Lärmemission von Bootsmotoren (Quelle: Schadstoff- und Lärmemissionen von Motorbooten – Grundlage für die Fortschreibung der EU-Richtlinie 94/25/EG zur Begrenzung der Emission von Motorbooten, RWTÜV im Auftrag des UBA, 2005) Deutlich ist aus Abbildung 10 erkennbar, dass die Schallleistung wesentlich von der Motordrehzahl bzw. der Ausnutzung der installierten Motorleistung abhängig ist. Weitere Erläuterungen siehe auch Kap. 4.3.3. Die subjektive Wirkung der Lärmemission ist dabei abhängig

- von der Umgebungsnutzung, - der meteorologischen Situation, - der Sichtbarkeit der Lärmquellen, - des Frequenzbandes der Lärmemission.

Damit werden insbesondere hochtourige Motoren als störend empfunden. Hierzu sind separate Prognosen erforderlich.



4.2.3 Alternative Antriebe Verbrennungsmotoren sind für den Antrieb von Booten nicht alleinstehend. Insbesondere in den letzten Jahren haben sich viele Entwicklungen für Alternativen zum Motor klassischer Art ergeben: Elektromotoren mit Batteriebetrieb

emissionsfreier Betrieb an Bord, Emissionen im Kraftwerk (Batterieladung)

sehr leiser Antrieb Elektromotoren mit Generatorbetrieb

Emissionen i.d.R. in die Luft, nicht ins Wasser

leiser Antrieb bei guter Schallkapselung möglich Elektromotoren mit Brennstoffzelle

emissionsfreier Betrieb

teuer

derzeit nur geringe Leistungen verfügbar Gasmotoren

Emissionen meist besser als EURO 5

keine Partikel, kein Feinstaub

weniger CO2 Alle diese Motorenvarianten durchlaufen eine sehr schnelle Entwicklung, die von Fortschritten bei den Elektroautos getragen wird. Bei den E-Anlagen sind die Batterien nach wie vor das Hauptproblem, sie sind teuer, schwer und nicht sehr langlebig. Demgegenüber wären Gasmotoren ohne nennenswerte Probleme sofort einsetzbar, wenn es geeignete Betankungsmöglichkeiten an Gewässern gibt. Interessant dürfte in diesem Zusammenhang sein, dass von einer Gastankstelle keinerlei Gefährdungen für das Gewässer ausgehen, d.h. die Erstellungskosten sind im Vergleich zu einer herkömmlichen Wassertankstelle durchaus konkurrenzfähig. Mit der Entwicklung des Leipzig-Boots als Motorboot für die Leipziger Fließgewässer und Seen wurde hierzu bereits eine konkrete Anwendung von alternativen Antrieben untersucht und als Prototyp fertig gestellt. Damit kann der Nachweis erbracht werden, dass der alternative Antrieb in Kopplung von Gasmotor und Elektroantrieb für die Anwendung bereit ist und zur Emissionsminderung zur Verfügung steht. Dabei ist das LeipzigBoot entsprechend den besonderen Anforderungen des Leipziger Gewässersystems angepasst

- durch spezielle Gestaltung des Bootsrumpfes auf eine geringe Wellenbildung, - durch eine weitgehende Emissionsfreiheit und - durch die Minderung der Lärmemissionen im Vergleich mit normalen Motorbooten

sowie einer starken Lärmreduzierung durch zeitweiliges Nutzen der Batterie für den elektrischen Bootsantrieb in naturschutzfachlich besonders anspruchsvollen Gebieten (NATURA2000), wie z.B. dem Floßgraben.



4.3 Weitere Stör- und Wirkfaktoren durch den Motorbootverkehr 4.3.1 Antifouling Im Folgenden werden Auszüge des Syntheseberichtes „Antifouling- und Kühlwassersysteme“ der Internationalen Kommission zum Schutz des Rheins von 2002 zusammengefasst.

Notwendigkeit von Antifouling

Viele der im Wasser vorkommenden Organismen haben ihren natürlichen Lebensraum auf Hartsubstraten. Sie siedeln sich deshalb auch an Schiffsrümpfen, Unterwasserbauwerken, Reusen, Netzen, Bojen usw. an. Vor allem Algen, Muscheln und Seepocken können dort einen ausgeprägten Bewuchs (das sogenannte Fouling) bilden. Außerdem kann eine verstärkte Korrosion des Schiffsrumpfes durch die Foulingprozesse verursacht werden. Neben der Gewichtszunahme bewirkt der Bewuchs eine Erhöhung der Oberflächenrauheit und des Strömungswiderstandes bei Schiffen. Als Folge verringert sich entweder die Fahrgeschwindigkeit oder es kommt zu einem erheblichen Mehrbedarf an Treibstoff.

Verwendete Anstriche

Die ersten Antifoulinganstriche entstanden auf der Basis von Kupferverbindungen. In den 40er und 50er Jahren wurden Organozinnfarben entwickelt. Am weitesten verbreitet sind heute Tributylzinn-Farben (englisch: Tributyltin, TBT). Neben Kupfer und TBT wurden früher in Antifoulingfarben auch organische Biozide wie DDT, Aldrin, Dieldrin oder hochtoxische Schwermetallverbindungen wie Quecksilber-, Arsen und Organobleikomplexe eingesetzt. Beim European Chemicals Bureau ECB (ECB, 2001) sind ca. 180 verschiedene biozid wirksame Verbindungen in Antifouling-Produkten gemeldet. Zur Anwendung kommen derzeit jedoch nur ca. 20 biozide Wirkstoffe. Neben den bekannten Kupfer- und Tributylzinnverbindungen werden diverse andere Biozide als biozider Wirkstoff und als Wirkungsverstärker (sog. Co-Toxikanten, Booster) verwendet. Einige dieser Verbindungen sind auch in Pflanzenschutzmitteln enthalten. Teerhaltige Produkte werden ebenfalls als bewuchshemmende Stoffe eingesetzt.

Risiken

Im Rahmen der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie wurde TBT als prioritärer gefährlicher Stoff mit extrem hohem Gefährlichkeitsgrad eingestuft. Teerbeschichtungen an älteren Binnenschiffen sowie an Schiffsanlegern zwecks Konservierung können außerdem zu einer Belastung durch Polyzyklische Aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK) führen. Bislang eingesetzte Unterwasseranstriche (insbesondere Organozinn- und Kupferverbindungen) wirken nicht nur unmittelbar am Schiffsrumpf tödlich auf Algen und kleine Meerestiere, sondern stellen auch eine starke Belastung für die umliegenden Gewässer dar. Da die Stoffe schwer abbaubar sind, lagern sie sich in Sedimenten ab und reichern sich in der Nahrungskette an. 80% der weltweiten Produktion von TBT wird in Schiffsanstrichen verwendet. Allein in der Nordsee werden jährlich durch die Schifffahrt 90 bis 100 Tonnen TBT freigesetzt, das sich besonders in Hafenböden anreichert. Schon Anfang der 80er Jahre zeigte sich die weitreichende Schädigung von Meeresorganismen. TBT ist ein Zellgift, dass schon in geringen Mengen beispielsweise in den Hormonhaushalt von Meeresschnecken eingreift. Weibliche Schnecken verwandeln sich unter dem Einfluss



von TBT in unfruchtbare Männchen. Weltweit sind ca. 100 Meeresschneckenarten vom Aussterben bedroht. Organozinnverbindungen dienen auch in steigendem Maße als Stabilisatoren für PCP und PVC, um gebildeten Chlorwasserstoff zu entfernen. Auf diese Weise verhindert man innere Erosion von Transformatoren und Maschinen. In privaten Haushalten beinhalten Konservierungsmittel wasserverdünnbarer Anstriche und schimmelfeste Anstriche TBT als wirksame Komponente. Sie sind z.T. auch in Kleidung und Teppichen enthalten. TBT wird als Desinfektionsmittel sowie als pilzabtötendes Mittel in Textilien, Leder, Papier und Holz verwendet. Auch in industriellen Wassersystemen, wie Kühltürmen und in Kühlkreisläufen in der Holz- und papierverarbeitenden Industrie sowie Brauereien wird TBT verwendet. Das TBT-ähnliche Triphenylzinn (TPhT) ist Bestandteil in vier zugelassenen Pflanzenschutzmitteln.

Gegenwärtig verfügbare TBT-freie Anstriche

Free-association Antifouling Paints (FAP) . Die Biozide dieser Anstriche sind nicht chemisch an die Matrix gebunden, so dass die Diffusionsrate zu Anfang sehr hoch ist und nach wenigen Wochen stark nachlässt. Man kann von einer ”unkontrollierten” Freisetzung sprechen. Aufgrund der schnell nachlassenden Wirksamkeit und der schlechten mechanischen Eigenschaften dieses Farbtyps, ist die Auftragsdicke begrenzt und die Haltbarkeit eines FAP-Anstrichs auf maximal zwei Jahre beschränkt. Vor einem Neuanstrich muss die alte Farbe restlos entfernt werden. Eine weiter entwickelte Form der Free-Association Paints sind die sogenannten ablativen, abschuppenden oder auch selbsterodierenden Farben (oft fälschlich auch als selbstpolierend (engl. self polishing) bezeichnet, s.u.). Diese Farben bieten eine Standzeit von bis zu drei Jahren und sind kostengünstiger im Vergleich zu den selbstpolierenden Farben (s.u.), können aber nicht wie diese einfach überstrichen werden und zeigen eine weniger kontrollierte Biozid-Freigabe.

Es werden auch Antifoulingfarben als Free Associating Paints (FAP) angeboten, die anstelle von TBT andere organische Biozide, z.B. s-Triazine (Irgarol), Harnstoffderivate (Diuron) oder Dithiocarbamate enthalten, welche bisher nur als Co-Toxikanten/Wirkungsverstärker eingesetzt wurden. Diese Antifouling-Anstriche haben eine schlechtere Wirksamkeit als die SPC (siehe unten); ihre Wirkstoffe sind schlecht abbaubar bis persistent. Sie können deshalb nicht als akzeptable Alternativen angesehen werden.

Self Polishing Copolymers (SPC) Der biozide Wirkstoff dieser Anstriche ist chemisch an die Matrix gebunden und wird durch Hydrolyse während der Fahrt Schicht für Schicht langsam und gleichmäßig gelöst. Es erfolgt eine kontrollierte Abgabe an die Umwelt in kleinen Mengen. Der Bewuchs an der Schiffswand wird zum einen durch die toxische Wirkung des eingesetzten Biozides zum anderen aber auch durch den ”Häutungsprozess” der Farbe verhindert. Die Vorteile der SPC gegenüber den FAP sind:

- Bessere Antifouling-Eigenschaften, - Sehr gute mechanische Eigenschaften, dies ermöglicht einen doppelt so dicken

Farbauftrag, - Haltbarkeit des Anstrichs bis zu 5 Jahre und mehr (in Abhängigkeit von der

Schichtdicke), - Selbstpolierende Farboberfläche führt zu geringerer Reibung, - Die alte Farbschicht ist überstreichbar, es ist kein zeit- und kostenaufwendiges

Entfernen des alten Farbanstrichs mehr erforderlich.



Durch SPC werden nicht nur der Treibstoffverbrauch und die daraus resultierenden Emissionen reduziert; die längeren Dockungsintervalle und geringeren Arbeitszeit- und Farbkosten bedeuten gleichzeitig eine Geldersparnis für die Reedereien. Die aktiven Bestandteile sind chemisch gebunden und werden aus der Farbmatrix in einem kontrollierten Prozess freigesetzt. Es handelt sich hierbei um:

- Kupfer-Acrylat-Systeme, - Ionenaustausch-Copolymer-Systeme, - Silan-Methacrylat-Systeme.

Die Hauptwirkstoffe sind Kupfer- oder Zinkverbindungen, die kontrolliert durch eine chemische Reaktion aus der Copolymer-Matrix freigesetzt werden, in Kombination mit Co- Bioziden. Die SPC werden überwiegend im Meeresbereich eingesetzt.

Die TBT-freien Antifoulingfarben enthalten in der Regel als Hauptbiozid eine Kupferverbindung, kombiniert mit den oben genannten Co-Bioziden. Das entscheidende Merkmal der TBT-freien Verbindungen ist das Fehlen der extrem toxischen und endokrin wirksamen Triorganozinn-Komponenten. Die bisher verwendeten organozinnfreien Antifoulingfarben sind zum großen Teil Freeassociation Antifouling Paints (FAP). Sowohl die TBT-haltigen als auch die TBT-freien Farben enthalten Kupfer als biozid wirksamen Inhaltsstoff sowie organische oder anorganische Biozide als Wirkungsverstärker („Booster“). Die Mehrheit der organischen Co-Biozide, die in TBT-haltigen SPC-Antifouling-Produkten und in den Free-association Antifouling Paints (FAP) verwendet werden, sind nicht leicht abbaubar. Im Gegensatz dazu unterliegen die eingesetzten Co-Biozide der SPC auf Basis von Kupfer, z.B. Zink-Pyrithion und DCOI Sea Nine TM, einem raschen Primärabbau, verbunden mit einer deutlichen Abnahme der Toxizität (IMO, 1999). Sie sind aber dennoch aufgrund der Persistenz von Kupfer nicht unschädlich. Sie sollten als Übergangslösung angesehen werden, bis biozidfreie Varianten oder zumindest Antifoulings, die auf organischen Bioziden basieren, welche den Tests auf leichte Abbaubarkeit (ready biodegradability; OECD 301 A-F) genügen, auf dem Markt verfügbar sind.

Im Bereich der Sport- und Freizeitschifffahrt werden die Antifoulinganstriche in der Regel jährlich erneuert. Im Sportbootbereich werden FAP und auch die aus den FAP weiterentwickelten selbsterodierenden Farbanstriche eingesetzt. Sportboote werden in der Regel jedes Jahr gestrichen und benötigen somit keine langen Standzeiten, wie die SPC sie gewährleisten.

Im Bereich der Freizeitschifffahrt werden außerdem diverse „Eigenrezepturen“ eingesetzt. So mischen einige Yachtbesitzer ihren Unterwasserfarben Antibiotika bei. Dies stellt nach Meinung von Umweltmedizinern nicht nur einen völlig unnötigen Eintrag dieser Arzneimittel in die Gewässer dar, sondern kann auch die Ausbildung von Antibiotikaresistenzen fördern.

In Erprobung befindliche biozidfreie Antifoulinganstriche und -technologien

Die biozidfreien Antifoulingfarben und -technologien befinden sich zum Teil noch im Forschungs- und Entwicklungsstatus. Eine Ausnahme hiervon bilden die Antihaftbeschichtungen auf Silikonbasis und zum Teil die biozidfreien SPC. Sie werden nachfolgend kurz dargestellt.



Antihaftbeschichtungen auf Silikonbasis Die Silikonfarben bilden eine stark wasserabweisende, gummiartige Schicht und verhindern durch ihre glatte Oberfläche, dass sich Organismen festsetzen. Die bisherigen Ergebnisse zeigen, dass ein Bewuchs zwar nicht vollständig vermieden wird, die Bewuchsdicke aber deutlich geringer ausfällt und leicht entfernt werden kann, da der entstehende Belag keine große Haftfestigkeit besitzt. Laut Herstellerangabe gibt es bereits Farben auf Silikonbasis, die mindestens 3 – 5 Jahre halten. Von Nachteil ist, dass Silikonfarben durch ihre weiche Konsistenz leicht beschädigt werden können und teuer sind. Antihaftbeschichtungen auf Teflonbasis Farben auf Teflonbasis enthalten Polytetrafluorethylen. Sie bilden einen harten dünnen Farbfilm, der durch eine sehr glatte Oberfläche und eine verringerte Oberflächenspannung die Anhaftung von Bewuchs verhindern soll. Hydroviskose Beschichtungen Die mit hydroviskoser Oberfläche ausgestatteten Beschichtungen quellen im Wasser auf und bilden eine weiche bewuchshindernde Schicht (selbstpolierend). Diese Technik ist den natürlichen Abwehrmechanismen einiger Algen oder Fische nachempfunden, die sich durch Absonderung von Schleim vor Fremdbewuchs schützen. Biozidfreie Hartbeschichtungen und periodische mechanische Reinigung von Schiffsrümpfen Hartbeschichtungen basieren auf einem Grundanstrich aus Epoxidharz. Auch Polyurethanbeschichtungen sind gebräuchlich. Sie verfügen zwar nicht über eine bewuchshemmende Wirkung, sollen aber in Verbindung mit mechanischen Reinigungsverfahren durchaus einen effektiven Schutz bieten. Die Schiffsrümpfe werden bei Bedarf einer periodischen Reinigung, vergleichbar mit einer Autowaschanlage, unterzogen. Biozidfreie selbstpolierende/selbsterodierende Beschichtung Ähnlich den SPC-Antifoulingfarben hydrolysiert das Polymermolekül bei Kontakt mit Wasser und es wird die oberste Farbschicht einschließlich des anhaftenden Bewuchses abgelöst, bzw. wenn die Beschichtung selbsterodierend ist wird die oberste Farbschicht physikalisch abgeschuppt. Dies funktioniert nur, wenn das Schiff sich bewegt. Bei längeren Liegezeiten verliert der Anstrich seine Wirksamkeit und Makrobewuchs kann sich dauerhaft festsetzen. Selbstreinigende Oberflächen (künstliche Delfinhaut, Haifischhaut, imitiertes Seehundfell) Im Rahmen eines Forschungsvorhabens des World Wide Fund for Nature (WWF) wurden Rümpfe von Küstenschiffen, aber auch Hochsee- und Containerschiffe neben anderen biozidfreien Systemen mit einem imitierten Seehundfell aus Polyurethanfasern überzogen (Watermann et al., 2001). Durch die permanente Bewegung der feinen Fasern durch das Wasser kann sich (lt. Theorie) kein dauerhafter Bewuchs festsetzen. Derzeit wird in Zusammenarbeit der Tierärztlichen Hochschule Hannover mit der Technischen Universität Berlin die besonders strukturierte Delfinhaut untersucht, die lediglich einen gelartigen dünnen Biofilm ausbildet. Zusätzlich verhindern enzymatische Prozesse in den oberen Hautschichten einen Bewuchs. Diese Mechanismen sollen auf technische Oberflächen übertragen werden und sind z.T. bereits im Handel verfügbar. Elektrochemischer Bewuchsschutz Bei dieser Technik, die sich noch in der Entwicklungsphase befindet, wird die äußere Farbschicht (Polymeraußenhaut) periodisch minutenlang unter Strom gesetzt. Dabei wird bei jedem Stromstoß die elektrische Polung verändert. Durch die schwankenden Umweltbedingungen in unmittelbarer Nähe des Schiffsrumpfes soll ein Festsetzen von Mikroorganismen, Algen, Muscheln und Seepocken verhindert werden. Die Installation des Bewuchsschutzes kostet deutlich mehr als ein herkömmliches Antifoulingsystem, doch die Folgekosten sind wesentlich geringer: Da die Außenschicht härter ist und das System nur gezielt eingesetzt wird, wenn es gebraucht wird (also nicht bei schneller Fahrt), ist von



deutlich längeren Standzeiten auszugehen. Das Verfahren ist entsprechend der Stärke des Foulings steuerbar und stellt eine völlig neue Strategie des Bewuchsschutzes dar. Weitere Möglichkeiten des Bewuchsschutzes, die international diskutiert oder z.Z. erprobt werden:

- Verwendung von Ultraschall, Magnetfeldern, Hydrogel oder Plastikfolien auf dem Schiffsrumpf (die zusammen mit dem Aufwuchs abgezogen werden), Einsatz von „Spiny coatings“ (mit kleinen Nadeln besetzte Beschichtungen), von natürlichen Fressfeinden (z.B. Napfschnecken), von UV-Licht etc;

- Einsatz einer Plastikhülle, wenn das Boot im Hafen liegt, und Sterilisierung des dazwischen befindlichen Wassers;

- Wechsel der Salinität, z.B. durch zeitweises Plazieren des Schiffes in ein mit Süßwasser gefülltes Bassin (praktisch anwendbar in Schleusen) oder Füllen eines Hafenbeckens mit Süßwasser.

Ökonomische Aspekte

Eine mit TBT-Farben vergleichbare Wirkung erzielen die organozinnfreien Self-Polishing-Copolymers (SPC), die einen selbstpolierenden Effekt aufweisen. Sie erreichen inzwischen Dock-Intervalle von 5 Jahren.

Kosten

Die alternativen, TBT-freien Antifoulingprodukte sind, bezogen auf die behandelte Oberfläche, mindestens doppelt so teuer wie die TBT-haltigen SPC. Der höhere Preis liegt aber nicht nur in den teureren Rohmaterialien begründet, sondern kommt vor allem durch die gegenwärtig niedrigeren Produktionsvolumina zustande. Es ist zu erwarten, dass die Kosten für alternative TBT-freie Antifouling-Produkte mit steigender Produktionsmenge abnehmen werden.

PAK-haltige Antifoulingprodukte

In früheren Jahren wurde Steinkohlenteer zur Verhinderung der Korrosion, insbesondere von Binnenschiffen, verwendet. Neben der guten Verarbeitungsmöglichkeit zeigt es guten Schutz gegen Korrosion bei niedrigem Preis. Steinkohlenteer ist an sich kein Antifouling; durch die Auslaugung von Polyzyklischen Aromatischen Kohlenwasserstoffen (PAK) aus dem Steinkohlenteer, insbesondere Fluoranthen, zeigt es jedoch die Eigenschaften von Antifoulings. Seit Juli 1997 existiert in den Niederlanden ein Verbot von PAK-haltigen Beschichtungen. Es wurde geschätzt, dass in den Jahren 1995 bis 1999 eine 80%-ige Reduktion der PAK erfolgt ist. In Deutschland, der Schweiz und Frankreich sind PAK-haltige Beschichtungen ebenfalls verboten. Alternative Beschichtungssysteme sind bereits vor diesem Verbot entwickelt worden. Diese alternativen Systeme enthalten hauptsächlich Bitumen, welches erheblich weniger PAK enthält. Einige dieser alternativen Systeme wurden in einem Praxisversuch in den Niederlanden im Jahre 1995 getestet. Seit vielen Jahren werden neue Schiffe nur mit bitumenhaltigen Stoffen behandelt. Da diese sich als kompatibel zu den alten Beschichtungen aus Steinkohlenteer erweisen, sind alle neuen Beschichtungen an bestehenden Schiffen auf der Grundlage dieses Produkttyps erfolgt. So verfügt heute fast die gesamte Binnenschifffahrtsflotte über eine derartige bitumenhaltige Beschichtung.



Emissionen durch den Einsatz von PAK-haltigen Antifoulings

Tabelle 23 Emissionen in das Rheineinzugsgebiet durch Antifoulingprodukte auf Sport- und

Freizeitbooten für die Niederlande im Jahr 1999

Substanz

Emissionsfaktor in g/a x Schiff Emissionen in kg/a*

Kupfer 37,9 7100

PAK (Summe) 0,25 46

Fluoranthen 0,22 43

Benzo(a)pyren 0,007 1,4

TBT 0,000 0

Die Emissionen beziehen sich auf 267000 Boote in den Niederlanden, 70% der Schiffe befinden sich im Rheineinzugsgebiet. Die Größe der Wasserfahrzeuge wurde nicht differenziert. Die Emissionen in Boden und Luft sind vernachlässigbar, da die Austräge überwiegend in das Oberflächengewässer gelangen. Durch verschiedene Kontrollen lokaler Behörden in Deutschland wurde deutlich, dass es im Sportbootbereich immer noch zu missbräuchlichen Anwendungen von TBT-haltigen Antifoulings kommt. Es ist davon auszugehen, dass bei konstanter Fortsetzung der Kontrollen diese Anwendungen auf Null reduziert werden können.

Rechtliche Situation

Die Anwendung TBT-haltiger Antifoulings ist für Boote < 25 m Länge europaweit verboten. Am Bodensee (Anrainerstaaten Schweiz, Österreich, Deutschland) besteht darüber hinaus seit 1987 ein generelles Verbot biozidhaltiger Antifouling-Farben, welches allerdings nur unzureichend umgesetzt wurde. In der Europäischen Union wurde mit der EU-Richtlinie 99/51/EG vom 26. Mai 1999 der TBT-Einsatz auf allen Schiffen, die überwiegend auf Binnengewässern und Seen eingesetzt werden, untersagt. In den Niederlanden ist aktuell zusätzlich der Auftrag kupferhaltiger Antifoulings im Sportbootbereich verboten. Das Fahren von Booten mit im Ausland aufgetragenen kupferhaltigen Antifoulings wie auch der Besitz dieser ist jedoch nicht strafbar. In der Schweiz sind die umweltrelevanten Vorschriften über die Herstellung und Verwendung von Chemikalien aller Art in der Verordnung über umweltgefährliche Stoffe (Stoffverordnung, StoV) festgelegt. Antifoulings bedürfen nach Art. 22 der StoV einer Zulassungsbewilligung. Die konkreten Vorschriften über die eingeschränkte Verwendung von Antifoulings sind in Anhang 4.13 der StoV enthalten. Demnach dürfen Antifoulings, außer zu Forschungszwecken, nicht abgegeben werden, wenn sie Trialkyl- oder Triarylzinnverbindungen enthalten. Die Bewilligungsbehörde kann in begründeten Fällen Ausnahmen vom Verbot nach Absatz 1 gestatten, wenn der aus diesen Verbindungsklassen stammende Zinngehalt im trockenen Anstrich 1,5 Massenprozent nicht übersteigt. Das Einführen von Antifoulings zum privaten Eigengebrauch ist verboten. Wer Antifoulings zum gewerblichen Gebrauch im eigenen Betrieb einführen will, braucht eine Zulassungsbewilligung.



Internationale Regelungen Richtlinie des Rates vom 21. Dezember 1989 (89/677/EWG) zur Änderung der Richtlinie 76/769/EWG zur Angleichung der Rechts- und Verwaltungsvorschriften der Mitgliedsstaaten für Beschränkungen des Inverkehrbringens und der Verwendung gewisser gefährlicher Stoffe und Zubereitungen. Zinnorganische Verbindungen als Bewuchshemmung für:

- Bootskörper < 25 m Länge, - Kästen, Schwimmer, Netze und andere Geräte für die Fisch- und Muschelzucht und - unter Wasser befindliche Geräte aller Art

sind nicht zugelassen.

Zinnorganische Verbindungen sind nicht zur Wasseraufbereitung zugelassen und dürfen nur von gewerblichen Verbrauchern angewendet werden.

Richtlinie 99/51/EG der Kommission vom 26. Mai 1999 zur fünften Anpassung des Anhangs I der Richtlinie 76/769/EWG des Rates zur Angleichung der Rechts- und Verwaltungsvorschriften der Mitgliedstaaten für Beschränkungen des Inverkehrbringens und der Verwendung gewisser gefährlicher Stoffe und Zubereitungen (Zinn, PCP und Cadmium).

Die Richtlinie beinhaltet über die bereits bestehenden Regelungen der Richtlinie 89/677/EG hinaus ein Verbot des Einsatzes zinnorganischer Verbindungen in anwuchsverhindernden Anstrichen auf Schiffen jeglicher Länge, die überwiegend auf Binnengewässern und Seen eingesetzt werden sowie ein Verbot der Verwendung von nicht chemisch gebundenen organozinnhaltigen anwuchsverhindernden Anstrichen (Free-Associating Paints FAP) für jegliche Anwendung.

Die EU-Richtlinie 98/8/EG über das Inverkehrbringen von Biozid-Produkten (Biozid-Richtlinie) schreibt ein Zulassungsverfahren für diese Stoffe vor. Bis 13. Mai 2000 sollte die Richtlinie in nationales Recht umgesetzt werden. Enthalten Biozid-Produkte neue Wirkstoffe, die vor dem 14. Mai 2000 nicht in diesen Biozid-Produkten eingesetzt wurden, müssen sie vor ihrem Inverkehrbringen ein nationales Zulassungsverfahren durchlaufen. Im Ergebnis des „Altstoffprogramms“ und des laufenden Zulassungsverfahren wird eine EG-einheitliche „Positivliste“ erstellt, die alle zulässigen Biozid-Wirkstoffe enthält. Bereits vor dem 14. Mai 2000 in Verkehr befindliche Biozidprodukte mit alten Wirkstoffen dürfen bis maximal Mai 2010 verwendet werden und müssen innerhalb dieser zehn Jahre systematisch überprüft und hinsichtlich ihrer weiteren Zulassung bewertet werden. Im Rahmen des Altbiozid- Prüfprogramms (EG-VO Nr. 1896/2000) wird u.a. ein Notifizierungsschritt eingeführt, der Hersteller und Importeure auffordert, die alten Wirkstoffe zu benennen, für die sie die notwendigen Unterlagen für eine Risikobewertung des Wirkstoffes zur Entscheidung über Aufnahme in die Positivliste liefern wollen. Die Wirkstoffe der Produktarten mit dem größten Risikopotenzial sollen prioritär bearbeitet werden. EU-Wasserrahmenrichtlinie (Richtlinie 2000/60/EG) des Europäischen Parlaments und des Rates zur Schaffung eines Ordnungsrahmens für Maßnahmen der Gemeinschaft im Bereich der Wasserpolitik: TBT und andere in Antifoulingprodukten eingesetzte Biozide wie Diuron, PAK und PCP sind in der Liste prioritärer Stoffe (33 Stoffe) enthalten, die durch die Entscheidung Nr. 2455/2001/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 20. November 2001 verabschiedet wurde, um den Anforderungen aus Artikel 16 der Wasserrahmenrichtlinie zu entsprechen. TBT und die PAK stufte die Kommission als prioritär gefährlich ein. Für die prioritär gefährlichen Stoffe gilt die Einstellung der Einleitungen, Emissionen und Verluste innerhalb von spätestens 20 Jahren nach Verabschiedung von Emissionsbegrenzungen für diese Stoffe.



International Maritime Organisation IMO

Die Mitgliedsstaaten der Internationalen Seeschifffahrtsorganisation (IMO) haben sich nach langwierigen Verhandlungen im Oktober 2001 auf eine Konvention geeinigt, die ein weltweites Verbot der Anwendung von organozinnhaltigen Antifouling-Anstrichen ab dem 1. Januar 2003 vorsieht. Ab dem 1. Januar 2008 sollen entsprechend den Vorgaben der Konvention alte organozinnhaltige Antifouling-Anstriche entweder vom Schiffsrumpf entfernt oder versiegelt sein. Voraussetzung für das Inkrafttreten der Konvention ist jedoch die Zeichnung oder Ratifizierung des Übereinkommens durch mindestens 25 Staaten, die zusammen mindestens 25% des Bruttoraumgehaltes der Handelsflotte der Welt ausmachen. Das Übereinkommen tritt 12 Monate nach Erfüllung der o.g. Voraussetzungen in Kraft. Die Mitgliedsstaaten wurden in einer Konferenzresolution aufgerufen, die in der Konvention festgelegten Verbotsdaten 2003/2008 einzuhalten, auch wenn das Inkrafttreten des Übereinkommens zu diesen Zeitpunkten noch nicht erreicht sein sollte. In der „OSPAR List of Chemicals for Priority Action“ (Annex 2 der OSPAR Strategy with Regard to Hazardous Substances) sind u.a. die Antifouling-Inhaltsstoffe TBT, PCP und PAK aufgeführt. Einleitungen, Emissionen und Verluste dieser Stoffe sollen bis zum Jahr 2020 beendet werden.

Als kurz- bis mittelfristiges Ziel für die Freizeitschifffahrt, aber auch die Seeschifffahrt, sollte der vollständige Ersatz der Kupferverbindungen durch leicht abbaubare organische Biozide bzw. weitere alternative Verfahren angestrebt werden. In der Freizeitschifffahrt sollte weiterhin, wie bereits in Dänemark, Schweden, den Niederlanden und dem Vereinigten Königreich erfolgt, ein Anwendungsverbot für diuron- und irgarol-haltige Antifoulings in Betracht gezogen werden. Mittelfristig sollten für die Binnen-, die Freizeit- und auch die Seeschifffahrt Technologien angewendet werden, die ohne die Verwendung von Bioziden einen wirksamen Schutz vor Fouling- Prozessen gewährleisten. Diese biozidfreien Methoden des Bewuchsschutzes, von denen einige wenige bereits in der Freizeitschifffahrt angeboten werden, befinden sich überwiegend noch in der Entwicklungs- und Erprobungsphase. Da diese von Seiten der Schiffseigner noch häufig mit Skepsis betrachtet werden, ist hier eine intensive Information über den Praxisbetrieb dieser Neuentwicklungen notwendig.

Im Auftrag des UBA wurde getestet, ob Sportboote - wie Autos - mechanisch in einer Waschanlage gereinigt werden können. Für eine solche Reinigung eignen sich Boote mit biozidfreien, harten und glatten Beschichtungen auf Naturbasis (Wachse und Lacke) und Antihaftbeschichtungen auf Silikonbasis, wie beschrieben. Sofern die Schiffe auf Binnengewässern oder der Ostsee fahren, ist das Verfahren eine sinnvolle Alternative.

Erfahrungen am Bodensee

Zusammensetzung des Bewuchses an Schiffsrümpfen: Der Makrobewuchs setzt sich zu einem großen Prozentsatz aus der Zebramuschel (Dreissena polymorpha) und zu einem weitaus geringeren Prozentsatz aus Grünalgen zusammen. Die Muscheln bedeckten 22% der Testfläche bei einem Plattenversuch. Insgesamt 4% der Fläche wurde von Arten der Makrogrünalgen (Cladophora spec. und Ulothrix spec.) eingenommen. Typisch für Süßwasser war zudem das Vorhandensein von Wohnröhren von Insektenlarven, mit insgesamt weniger als 1% Bedeckung. Der Haftungsgrund des Makrobewuchses wurde als mittel bis stark eingestuft. Zusätzlich zu diesen Organismen befand sich Biofilm auf der Platte. Dieser bestand im Wesentlichen aus kalkinkrustierenden Mikrogrünalgen (Coleachaete scutata, Gongrosira debaryana), Kieselalgen und Bakterien. Die Mikrogrünalgen nahmen auf der Platte ca. 4% der Fläche ein. Diese Algen bildeten harte, feste Krusten, die sehr stark hafteten.



Nach Erfahrungen vieler Wassersportler und Servicefirmen sind Unterwasser-Beschichtungen auf Kupferbasis für einen ausreichenden Bewuchsschutz über einige Jahre ausreichend. Zusätze wie Algizide (z.B. S-Triazine) und andere organische Biozide stellen ein zusätzliches Risiko für die Gewässerreinhaltung dar. 4.3.2 Nährstoffe Nährstofffreisetzungen sind das Ergebnis indirekter Wirkungen durch Sedimentaufwirbelung und Sohlerosion. Hiervon sind insbesondere die flachen und mit Feinstsedimenten beaufschlagten Gewässerböden betroffen. Die Wirkung der Sedimentresuspension besteht in:

- einer Belastung des Sauerstoffhaushaltes durch die Freisetzung reduzierender Substanzen,

- einer Sedimentumlagerung und damit Erhöhung der Verfügbarkeit der im Sediment eingelagerten Stoffe und in

- einer Nährstofffreisetzung (Ammonium, Phosphat). Diese Situation ist aber für die vergleichsweise tiefen Seen im Untersuchungsgebiet nicht typisch. Es gibt Untersuchungen zur Neutralisierung der Tagebaurestseen z.B. durch kontrollierte Eutrophierung: Bezüglich der Umsetzung der Nährstoffe unter diesen extremen Bedingungen in den künstlichen Seen und der mittel- bis langfristigen Auswirkungen auf die Wasserbeschaffenheit stehen diese Untersuchungen erst am Anfang. Interessant sind Forschungsergebnisse zu limitierenden Faktoren für die Phytoplanktonausbeute in einem natürlich sauren See (pH-Wert ca. 2,2) vulkanischen Ursprungs in Patagonien bzgl. des Einflusses der Faktoren Temperatur, Sauerstoff, Licht und Nährstoffe. Die Ergebnisse zeigen, dass Ammonium–Stickstoff der limitierende Faktor für die Phytoplanktonausbeute war, während in den Tagebaurestseen in Ostdeutschland Phosphor und Kohlenstoff die begrenzenden Faktoren sind, weil Stickstoff durch den anthropogenen Einfluss genügend vorhanden ist. Quelle: Summer phytoplankton composition and nitrogen limitation of the deep, naturally-acidic (pH_2.2) Lake Caviahue, Patagonia, Argentina Sara G. Beamud, Monica M. Diaz, Fernando L. Pedrozo CONICET, Centro Regional Universitario Bariloche, Universidad Nacional del Comahue, Quintral 1250, UNC (8400) Bariloche, Argentina, 29 August 2006



4.3.3 Lärm Lärmemissionen, Grenzwerte der Richtlinie 2003/44/EG als Fortführung der 94/25/EG zur Angleichung der Rechts- und Verwaltungsvorschriften der Mitgliedstaaten über Sportboote Sportboote mit Innenbordmotoren oder Motoren mit Z-Antrieb ohne integriertes Abgassystem, Wassermotorradmotoren und Außenbordmotoren und Motoren mit Z-Antrieb und integriertem Abgassystem sind so zu entwerfen, herzustellen und zu montieren, dass die anhand des festgelegten Prüfverfahren gemessenen Geräuschemissionen die in folgender Tabelle angeführten Grenzwerte nicht übersteigen. Es handelt sich dabei um die Gesamtemission der Boote.

Leistung einzelner Motor Maximaler Schalldruckpegel = LpASmax in dB PN ≤ 10 67 dB(A) 10 < PN ≤ 40 72 dB(A) PN > 40 75 dB(A) Dabei entspricht PN der Nennleistung des Motors in kW bei Nenndrehzahl und LpASmax dem maximalen Schalldruckpegel in dB. Für zwei- und mehrmotorige Einheiten aller Motortypen kann der Grenzwert um 3 dB erhöht werden. Alle in der EU in den Verkehr gebrachten Motoren müssen typgeprüft sein. Eine Ausnahme sind für den Rennsport genutzte Motoren. In einem Forschungsvorhaben des Umweltbundesamtes (UBA) wurden die Geräusch- und Schadstoffemissionen für eine repräsentative Auswahl von Motoren für Sportboote ermittelt (HORN et al. 2005). Danach wurden bei Vorbeifahrgeräuschmessungen in 25 m Abstand maximale Werte (LpASmax) zwischen 58 und 72 dB(A) ermittelt. Messungen aus dem Jahr 1983 hatten 57 und 75 dB (A) festgestellt. In den letzten 20 Jahren hat sich damit die Situation nicht verbessert. Insbesondere Wassermotorräder sind stark motorisiert (teilweise bis 164 kW), sehr wendig und können hohe Geschwindigkeiten erreichen (bis zu 140 km/h). Für diese Wasserfahrzeuge liegen bislang keine umfangreicheren, eigenständigen Untersuchungen vor. Da Motorengeräusche jedoch mit der Drehzahl ansteigen, ist davon auszugehen, dass Wassermotorräder zu den lautesten Wasserfahrzeugen zählen. So ermittelten RODGERS & SCHWIKERT (2002) an einem Wassermotorrad (Sea Doo PWC model GTX) Lärmwerte von 83 dB(A) in 10 m, 77 dB(A) in 20 m, 72 dB(A) in 30 m, 69 dB(A) in 40 m und 64 dB(A) in 50 m Entfernung. Durch die Lärmwirkungen kommt es insgesamt zu einer Vielzahl von Beeinträchtigungen verschiedener Tierarten. In erster Linie werden Tiere durch die Lärmwirkungen in ihrem Verhalten bzw. ihren Lebensweisen gestört, was zu Flucht- und Meidereaktionen führt. Darüber hinaus kann Lärm auch bewirken, dass die artspezifische Kommunikation der Tiere beeinträchtigt wird. So kann es zu einer Maskierung von Kommunikationssignalen und dadurch z.B. zu Beeinträchtigungen bei der Partneranlockung und Partnerwahl, der Revierabgrenzung, der Kommunikation zwischen Jung- und Alttieren, der Feindwahrnehmung etc. kommen. Von ruhig und möglichst gleichmäßig langsam fahrenden Wasserfahrzeugen gehen geringe Störeffekte aus; geschlossene Boote werden weniger als Alarmursache wahrgenommen. Bei Beachtung der Fluchtdistanz der Tiere ist ein fahrendes Boot auch dann unbedenklich, wenn im Boot Menschen sichtbar werden (offene Boote). Das Fluchtverhalten ist je nach Tierart verschieden, wird aber maßgeblich durch Bejagung beeinflusst; mit Wegfall des Bejagungsdrucks normalisiert sich das Verhalten der Tierart. Insbesondere bei stets



wiederkehrenden Phänomenen, deren Ungefährlichkeit erwiesen ist, stellt sich eine je nach Art verschiedene weitgehende Gewöhnung ein ("Lerneffekt") und damit eine abnehmende Fluchtbereitschaft. Dies gilt vor allem, wenn ausreichender Abstand zu Nist- und Ruheplätzen eingehalten wird. Schallemissionen können bei Außenbordmotoren im hohen Drehzahlbereich störend auftreten; bei Rücknahme der Fahrt tritt das Motorengeräusch hinter dem Geräusch des das Wasser durchfahrenden Schiffskörpers zurück. Innenbordmotoren (Benzin und Diesel) entwickeln nach außen erheblich geringere Schallemissionen. 4.3.4 Wellenschlag Erosion durch Wellenschlag Gut dokumentiert sind bisher lediglich die mechanischen Auswirkungen des Wellenschlages auf das Gewässer. Wesentlich für die Schadenswirkung ist die Höhe der erzeugten Welle. Diese ist abhängig vom Bootstyp, von der Wasserverdrängung und der Fahrgeschwindigkeit sowie der Entfernung vom Boot zum Meßpunkt. Im Bereich der verdrängenden Fahrt und der kleineren Fahrgeschwindigkeiten nimmt die Wellenhöhe mit der Fahrgeschwindigkeit überproportional zu. Die höchsten Wellen erzeugt ein Boot, das mit Stauwellengeschwindigkeit fährt, also noch nicht gleitet. Diese ist abhängig von der Gewässerbreite und dem Gewässerquerschnitt. Bei weiterer Erhöhung der Geschwindigkeit kommt das Boot in die Gleitphase und die Wellen werden wieder niedriger. Wesentlich ist aber, dass bei jeder Beschleunigung zur und bei jedem Bremsmanöver aus der vollen Fahrt diese kritische Geschwindigkeit durchfahren wird. Zur Erfassung der Schädigung der Uferböschungen durch den künstlichen Wellenschlag ist auch die natürliche Wellenbildung durch Wind zu untersuchen, da eine übermäßige Uferschädigung erst dann eintritt, wenn die künstlichen Wellen höher sind als die natürlichen, windinduzierten. Wesentlich ist die Streichlänge des Windes, die wiederum von den örtlichen Gegebenheiten (Ufervegetation, Flusskrümmung etc.) abhängt. Es ist daher möglich, die Mindestentfernung eines Bootes vom Ufer zu bestimmen, bei der der Wellenschlag eine bestimmte (natürliche) Amplitude nicht übersteigt. Sollte die ermittelte Mindestentfernung größer sein als die halbe Gewässerbreite, so müsste entweder die Schifffahrt eingestellt, die zulässige Geschwindigkeit unter der kritischen Fahrgeschwindigkeit festgelegt oder die Ufer befestigt werden. Die Ufererosion durch Schiffswellen führt zu nachhaltigen Veränderungen im Gewässersystem. So werden besonders die natürlichen Sedimentationsprozesse gestört. Es ist nachgewiesen, dass in Gewässern östlich von Berlin Sedimentationsablagerungen, die aufgrund der geringen Fließgeschwindigkeiten (< 0,3 m/s) zu erwarten waren, durch die Schifffahrt nachhaltig unterbunden werden: Die äußere Kolmation wird verhindert und dadurch eine Infiltration in den Grundwasserleiter ermöglicht. Beim Durchgang von Schiffswellen wird aber auch erodierbares Material umgelagert. Es wurde in Modellversuchen bewiesen, dass das Gewässerprofil nach maximal 100 Fahrten durch eine deutliche Erosion im Böschungsbereich in Höhe des Ruhewasserspiegels und einer Materialakkumulation im Bereich des Böschungsfußes charakterisiert wird. In der Spreewaldstudie der Versuchsanstalt für Wasserbau und Schiffbau der TU Berlin (1996) wurde ausgewiesen, dass zur Vermeidung einer Erosion die Fahrgeschwindigkeit im Bereich des Spreewaldes auf < 5 km/h reduziert werden sollte. Damit kann zugleich die auf das Gewässerbett wirksame Leistung des Schiffsantriebs reduziert werden. Innerhalb des Leipziger Gewässerverbundes wird die Fahrtgeschwindigkeit der LeipzigBoote 5 km/h auf den kleinen Fließgewässern voraussichtlich unterschreiten und bei 3 bis 4 km/h liegen, da der Leistungsbedarf im Flachwasser stark ansteigt. In sensiblen, geräuschempfindlichen Fließgewässerabschnitten können die Boote mit Batteriebetrieb fahren. Das ist ein Ergebnis



der Versuche mit einem Modell des Leipzigbootes in der Schiffbau Versuchsanstalt Potsdam GmbH zur Optimierung des Schiffskörpers vom 27.12.2005. Die Strahlerzeugung durch die Heckschrauben ist abhängig

- von der Propellerform und dem Durchmesser, - der Propellerleistung, - der Höhe der Propellerachse über der Sohle und dem Tiefgang in Beziehung zur

Wassertiefe. Auf dieser Basis kann nach den Empfehlungen des Arbeitsausschuses „Ufereinfassungen“ (EAU 2004) die in Sohlnähe auftretende maximale Geschwindigkeit bestimmt werden. Diese ergibt in Beziehung zur Art des Gewässersedimentes die Wahrscheinlichkeit und Bedeutung von Sedimentaufwirbelungen in den Gewässern. Einfluss auf Tiere und Pflanzen Neben dem Wellenschlag kommt es durch Wasserfahrzeuge auch zu mechanischen Schädigungen von Wasser- bzw. Unterwasserpflanzen sowie von Pflanzen der Schwimmblatt- und Uferzone sowie der dort befindlichen Zoozönosen. In der Praxis bedeutet das ein Ausspülen des Feinmaterials aus den Blocksteinen, Uferbestockungen, Schilfrhizomen etc. Diese Uferauswaschungen können kurzfristig eine bis zu 12-fache Schwebstoffkonzentrationen im unmittelbaren, makrophytenfreien Uferbereich hervorrufen. In dichten Makrophytenbeständen werden hingegen nur max. 4fache Schwebstoffgehalte erreicht. Die Auswirkungen des Wellenschlages in derartigen Beständen (z. B. Abspülen des epiphytischen Belags, Ausschwemmen von Organismen) sind gering: Die Befunde aus dem Stauraum Altenwörth belegen, dass trotz Schifffahrt ein z. T. dichter Bestand an Laichkräutern (vor allem Potamogeton pectinatus) ausgebildet werden kann, obwohl im Main-Donau-Kanal als einzige Pflanzen, die dem Wellenschlag standhalten können, Schilfrohr und Schlanksegge ermittelt wurden. Wesentliche Kriterien für das Vorhandensein oder Fehlen submerser Makrophyten in Schiffahrtsstraßen sind u. a. die Gewässerbreite und der Abflussquerschnitt, also jene Kriterien, die auch für die Stauwellengeschwindigkeit ausschlaggebend sind. In schmalen Gewässern konnte von ganz klar ein negativer Effekt der Schifffahrt auf die Benthosbiozönosen dargestellt werden. Der größte Teil der Makrozoen, z. B. Libellen, viele Köcher- und Eintagsfliegenlarven sowie viele Bryozoen, werden durch den Wellenschlag der Schiffe entweder in ihrer Existenz beeinträchtigt oder aber die Schifffahrt verhindert gänzlich ihr Aufkommen. Die Besiedlungsdichte der Makrozoen (Fischnährtiere) kann in Abschnitten mit intensivem Schiffsverkehr auf rund die Hälfte absinken. Es ist aber zu unterscheiden, ob es sich um ein stehendes bis langsam fließendes Gewässer (Stau, See) oder um ein rasch fließendes Gewässer (Fließstrecken, Kanäle etc.) handelt. In stagnierenden Wasserkörpern stellt sich eine limnophile Zoobenthosassoziation ein, die beim Durchgang einer Welle wesentlich größere Stabilitätsprobleme hat, als dies bei den strömungsangepassten Fließgewässerarten der Fall ist. So kann beispielsweise in den Stauräumen der Donau die vom Wellenschlag beeinflusste oberste Zönose des Blockwurfes (bis 0,5 m Tiefe) deutlich von jener aus tieferen Zonen unterschieden werden, während eine derartige Klassifizierung im stark durchströmten Blockwurf des Wiener Donaukanals nicht durchführbar ist. Es handelt sich somit nicht nur um quantitative, sondern auch um qualitative Änderungen der Makrozoobenthosgesellschaften.



In seichten Wasserstraßen dürfte der Ausfall an Fischnährtieren weit höher sein, da die Propellerturbulenzen eine Sedimentation organischer Partikel, die die Nahrungsgrundlage für viele Benthosorganismen darstellen, verhindern. Dies kann ebenfalls als Folge des Schifffahrtsbetriebes interpretiert werden (Staubsaugereffekt). Erschwerend für die allgemeine Umlegung dieser Ergebnisse auf andere Gewässer ist die Tatsache, dass sämtliche Untersuchungen in Kanälen oder Wasserstraßen mit normalisierten Trapezprofilen durchgeführt wurden. Es ist bekannt, dass die Wellenwirkung auf flachen Naturufern und Schotterbänken anders ist als auf steilen oder befestigten Uferbereichen, da die Energie über lange Strecken abgebaut und die mechanische Flächenbelastung dadurch geringer wird. Allerdings sind hier weit größere Flächenanteile betroffen, wobei zusätzlich das Problem des Wellenüberschlages (Gischtbildung) auftritt. Die Auswirkungen derartiger Wellen auf die Benthosfauna sind bis dato nicht untersucht. Es wird aber vermutet, dass die Fischnährtiere und besonders die Fischlarven davon betroffen sind. In strömungs- und wellenschlags- geschützten Buchten wurden durchschnittlich zweimal höhere Bestandsdichten an Larven und Jungfischen registriert als in den freien, dem Wellenschlag der Schiffe ausgesetzten, angeströmten Schotterbänken der Donau. Allerdings müssen spezifische Verhaltensmuster und Habitatpräferenzen der Fischbrut berücksichtigt werden, die die räumliche Verteilung der Jungfische noch zusätzlich beeinflussen. Immer wieder diskutiert wird die Frage der Auswirkungen des Wellenschlages auf den Fischlaich. Durch Versuche mit auf Pflanzen abgelegtem Fischlaich, die dem Wellenschlag ausgesetzt wurden, waren nach 2 bis 5 Tagen 100 % Eiverlust zu verzeichnen (Untersuchungen 1963). Die Annahme, dass der Wellengang die Laichabschwemmungen verursachte, ist sehr wahrscheinlich. Im Gegensatz dazu enthielten ebenfalls den Wellen ausgesetzte Makrophytenbestände im Stauraum Altenwörth bis über 8.000 Fischeier/m², vor allem im bodennahen Bereich bis 30 cm. Dass sich zumindest ein Teil der Eier auch tatsächlich entwickelt hatte, ist aus den später beobachteten Jungfischschwärmen zu schließen. Über die Auswirkungen des Wellenschlages auf die Eier der Kieslaicher können ebenfalls nur Vermutungen angestellt werden, da die Laichplätze zumeist nicht bekannt sind. Andere Untersuchungen diskutieren mögliche negative Folgen der Aufwirbelungs- und Sedimentationsprozesse, die zu Verpilzungen und Bakterienaufwüchsen führen können. Mit einer generellen Schädigung kann ab einer Schwebstoffmenge von 80 mg/l gerechnet werden. Eine durch die Schiffsturbulenzen hervorgerufene Erhöhung der Schwebstoffgehalte des Wassers könnte, infolge der verringerten Lichtdurchlässigkeit, zu einer Verminderung der Primärproduktion und in weiterer Folge zu einer Reduzierung der fischereilichen Produktivität eines Gewässers führen. Es liegt jedoch keine Arbeit vor, die diesen spezifischen Aspekt quantitativ belegen könnte. Die Ergebnisse von 1990 durchgeführten Arbeiten betreffen eine besonders starke Eintrübung des Wassers durch ein Baggerschiff deuten aber darauf hin, dass in Gewässern mit natürlicherweise hohem Schwebstoffgehalt nur geringe Auswirkungen auf die Benthosfauna zu erwarten sind. Neben dem Wellenschlag und der Sogwirkung der Schraube verursachen Schiffe und Motorboote aber auch andere Störungen des Gewässers: Ein entscheidender Faktor dürfte die Scheuchwirkung sein, die in einer Untersuchung 1993 mit Echolotungen, trotz behutsamster Fahrweise, registriert werden musste. Herkömmliche Vertikalortungen vom Boot aus sind daher zur Bestandsabschätzung von Fischpopulationen nicht geeignet. Man kann annehmen, dass bei häufiger Störung durch Motorboote ein gewisser Anteil des Fischbestandes – sofern möglich – abwandern wird. In diesem Zusammenhang ist vermutlich die Lärmbelastung, aber auch die Schattenbildung des Bootes von entscheidender Bedeutung. Quelle: Thomas Spindler, FISCHFAUNA IN ÖSTERREICH, Ökologie – Gefährdung – Bioindikation, Fischerei – Gesetzgebung, MONOGRAPHIEN, Band 87, M-087, Wien, 1997



Eine Beeinträchtigung von Wasserpflanzen, die etwa durch Wellenschlag infolge hoher Geschwindigkeit eintreten könnte, ist grundsätzlich nicht anders zu beurteilen als durch natürlich erzeugte Wellen. Auf den Gewässern, auf denen Motorboote zugelassen sind, kann durch entsprechende Befahrensregelungen, insbesondere die Geschwindigkeit und den vom Ufer einzuhaltenden Mindestabstand betreffend, eine Beeinträchtigung der Flora ausgeschlossen werden. Dies betrifft z.T. die ufernahen Bereiche und Hafenbereiche, wobei auf den Tagebauseen die Windangriffslängen i.A. so groß sind, dass die Wirkung der Motorboote untergeordnet ist. Die negativen Auswirkungen des Wellenschlags von Schiffs- bzw. Bootsverkehr auf bestimmte Formen von Ufervegetation, insbesondere Röhrichte, sind vielfach nachgewiesen. Da Röhrichte nicht nur zu den nach §30 BNatSchG gesetzlich geschützten Biotopen zählen, sondern auch für eine Vielzahl an Tierarten spezieller und obligatorisch benötigter Lebensraum sind, sind entsprechende Bereiche durch Befahrungsregelungen zu schützen. In der Bayerischen Schifffahrtsordnung für Seen ist z. B. ein Mindestabstand von 300 m zu Schilfbeständen und anderer naturnaher Ufervegetation vorgesehen. Untersuchungen in süddeutschen Gewässern zeigten, dass ein Grossteil der Flussjungfern (Libellen) nahe über dem Wasserspiegel schlüpft. Durch plötzlichen Wellenschlag, wie er z.B. von Motorbooten verursacht wird, werden die schlüpfenden Tiere überflutet. Entweder fallen sie ins Wasser und werden von der Strömung fortgespült oder sie können sich zwar in der Uferböschung halten, überleben aber mit verkrüppelten Flügeln, was früher oder später ebenfalls den Tod bedeutet. Dieses Problem beschränkt sich nicht allein auf Flussjungfern: Am Bodensee wurde nachgewiesen, dass Bootswellen Sibirische Winterlibellen (Sympecma paedisca) während der Eiablage töteten. Quelle: Umwelt AARGAU, Sondernummer 23, November 2006, Teil 2, Fließgewässer

4.3.5 Überbauung / Versiegelung Grundsätzlich werden für die Nutzung der Seen durch Wasserfahrzeuge befestigte Zugänge (Slipanlagen oder Rampen) oder geeignete Kranvorrichtungen, mit denen die Fahrzeuge zu Wasser gelassen oder aus dem Wasser herausgenommen werden können, benötigt. Die hierfür erforderlichen Flächen befinden sich im Uferbereich der Gewässer, der häufig von geschützten Lebensraumtypen wie z. B. feuchten Hochstaudenfluren eingenommen wird und für viele Tier- und Pflanzenarten eine wichtige Habitatfunktion erfüllt. Zusätzlich ist eine verkehrliche Erschließung notwendig (Zufahrtstraßen, Park- und Stellplätze, Wendemöglichkeiten etc.). Mit der Anlage eines befestigten Zuganges zum Gewässer und der verkehrlichen Erschließung kommt es durch Überbauung bzw. Befestigung zu einer Beeinträchtigung der betroffenen Standorte. Gegebenenfalls sind Veränderungen des Uferprofils notwendig, um einen geeigneten Zugang zum Wasser zu ermöglichen. Zusätzlich können baubedingt Beeinträchtigungen der Böden durch Verdichtung etc. hervorgerufen werden, die sich nicht oder zumindest nicht zeitnah regenerieren. Auf die Bedeutung dieser im Uferbereich der Gewässer befindlichen Standorte für viele geschützte Lebensraumtypen und Arten wurde bereits hingewiesen. Durch angepasste und zwischen den Kommunen abgestimmte Planungen sind die zu versiegelnden Flächen zu minimieren. Die Entwicklungsziele können für die Seen differenziert und Fehlentwicklungen durch nicht angemessene Nutzung vermieden werden.



4.3.6 Veränderung von Vegetation / Biotopstrukturen In bestimmten Bereichen kann eine nutzungsbedingte Beseitigung oder Veränderung der bestehenden Vegetation und damit von Lebensräumen und Habitaten auftreten. Dies wird bzgl. der geschützten Lebensraumtypen in der Regel ein dauerhafter Verlust auf den betroffenen Flächen sein. 4.3.7 Optische Störreize Optischen Störreize sind alle visuell wahrnehmbare Reize (z. B. Bewegung, Reflektionen, Licht), die bei verschiedenen Tierarten Störwirkungen hervorrufen. Viele Tiere reagieren auf den Menschen mit Scheu, so dass allein dessen Anwesenheit zu Fluchtreaktionen führen kann. Bei Wasserfahrzeugen sind v.a. hohe Geschwindigkeiten und die schnellen Bewegungen konflikterhöhend, da sie für Tiere überraschend und wenig kalkulierbar sind. Es kommt zu einer Vielzahl von Beeinträchtigungen bei den Tieren. Störungen können zu Stress, verändertem Aktivitätsmuster, Energieverlusten, Verminderung der Kondition oder Fitness von Individuen oder einfach zu Flucht- und Meidereaktionen in den verschiedenen Habitaten führen. Die akustischen und optischen Störungen führen zur Beeinträchtigung und ggf. Verdrängung von Tieren aus ihren Teilhabitaten (z.B. Brutplätzen, Fortpflanzungsstätten, Nahrungshabitaten, Ruhestätten, Rast-, Mauser- oder Überwinterungsgebieten). Eine Vermeidungs- bzw. Minderungsmaßnahme kann in der Festlegung angemessener Geschwindigkeiten und/ oder von Mindestabständen zu empfindlichen Habitaten bestehen. 4.3.8 Veränderungen der Sedimentation Da Motorboote und Surfbretter auch in flachen Bereichen fahren können, sind Sedimentresuspendierungen durch Aufwirbelungen des Gewässergrundes und entsprechende Schwebstofffahnen nicht auszuschließen. Für einige spezielle Organismen stellen solche Verwirbelungen eine Beeinträchtigung ihres Lebensraums bzw. eine Gefährdung ihrer Entwicklungsstadien dar. U. a. können hier boden- bzw. grundlebende Arten mit speziellen, teils auf bestimmte Lebensphasen beschränkten Substratansprüchen, z.B. eines porenreichen und gut mit Sauerstoff versorgten Sediments, und immobilen Stadien besonders betroffen sein. Depositionen mit strukturellen Auswirkungen wurden insbesondere im aquatischen Bereich dokumentiert bzw. beurteilt. Die Verstopfung der Lückenräume im Sediment (Interstitial) durch Feinsediment trifft v.a. die wesentlichsten Lebensräume der dort lebenden Tiergruppen (Benthosfauna), kann in ihren Wirkungen aber auch die Uferfauna (z. B. Spinnen, Kurzflügel- und Laufkäfer von Kiesbänken mit spezifischen Arten) einschließen. Bei Fischarten kann es durch episodische oder periodische Ereignisse einerseits zur Vertreibung von Individuen in durch Sedimentfahnen getrübtem Wasser kommen, zum anderen zu einer Überdeckung von Fischlaich, was zu dessen Absterben oder zu Schädigungen führen kann.



4.3.9 Förderung der Ausbreitung von gebietsfremden Arten Es ist bekannt, dass auch der Schiffsverkehr zur Ausbreitung gebietsfremder Arten in den Gewässern beiträgt. Dies könnte durch Transport und Umsetzen der Fahrzeuge in verschiedene Gewässer im Rahmen der Freizeitnutzung gefördert werden. Werden die Fahrzeuge vor Ort ausgeliehen bzw. gelagert und bleiben daher konstant am selben Gewässer, sind entsprechende Beeinträchtigungen dagegen auszuschließen. Das ist aber grundsätzlich nicht praktikabel, da die Seen und die Fließgewässer zum Teil miteinander verbunden werden und Bestandteil eines überregionalen Gewässerverbunds sind. Insofern ist die Ausbreitung gebietsfremder Arten kein Schwerpunkt dieser Untersuchung, aber langfristig nicht auszuschließen. Darüber hinaus ist jedoch die aktive und passive Verbreitung von Neozooen und Neophyten durch andere Vektoren, wie z.B. Vögel entscheidend.



5 Prognose der zukünftigen Nutzungsintensität der Seen Um zu einer belastbaren Aussage über den Schadstoffeintrag in die Leipziger Gewässer zu kommen, muss die zukünftige Nutzungsintensität, d.h. die Anzahl der Boote mit Motoren sowie deren Betriebsdauer und Leistungsabgabe geschätzt werden. Hierfür sind nachfolgend Vergleichsdaten aus anderen Ballungsräumen herangezogen worden, die mit

Bevölkerungsanzahl

Planungsdaten und

historische Entwicklung („Wassersporttradition“) gewichtet wurden. Um eine Struktur der Daten zu erhalten, wurden Bootsklassen definiert und Hypothesen über Betriebszeiten und abgeforderte Leistungen aufgestellt. 5.1 Vergleichswerte und Prognose Die Prognose erfolgt unter Einbeziehung folgender Vergleichsdaten Wassersportrevier Berlin

Einwohnerzahl 3.405.259

Wasserfläche 5.190 ha

Boote 23.300 (ohne kleine Jollen und muskelgetriebene Boote) Wassersportregion Bodensee (Deutschland, Schweiz, Österreich)

Einwohnerzahl ca. 1.200.000


Boote 48.040 (ohne kleine Jollen und muskelgetriebene Boote) Wassersportrevier Leipziger Neuseenland (ohne Goitzschesee, ohne Muldestausee)

Einwohnerzahl ca. 650.000 (Leipzig plus Umland)


Die zukünftige Anzahl der Boote ist zu prognostizieren. Daraus ergeben sich folgende Verhältniszahlen als Kenngrößen Tabelle 24 Prognose der Bootsbelegung im Leipziger Neuseenland Wassersportrevier Einwohner pro

Motorboot Bootsbelegung pro ha Seefläche

Verhältnis Motorboote/Segel-boote

Berlin 150 4,4 62%/38%

Bodensee 42 0,9 43%/57%

Prognose Leipziger Neuseenland wahrscheinlicher Wert

150 1,0 50%/50%

Prognose Leipziger Neuseenland Seenland (Bereich)

von 4.330 Boote… von 3.880 Boote

bis 15.476 Boote bis 19.590 Boote 50%/50%



Die Werte in Tab. 24 ergeben sich durch die Ermittlung der entsprechenden Verhältniszahlen aus den oben genannten Bedingungen in den Wassersportrevieren Berlin und Bodensee und zeigen eine weite Streuung. Es werden deshalb folgende Thesen aufgestellt:

Eine Prognose der Bootsdichte nach der Wasserfläche Berlins ist unrealistisch (kleinteiligeres Revier etc.).

Eine Prognose der Bootsdichte nach der Einwohnerzahl des Bodensees (theoretisch 15 500 Stück) ist unrealistisch (neues Revier – unterbrochene Wassersporttradition, sich erst entwickelnde Infrastruktur, kein „Altbestand“).

Mit diesen Thesen werden die hohen Werte der Hochrechnung ausgeschlossen. Es erscheint realistisch, dass sich die Bootsdichte im Bereich des Sächsischen Seenlandes auf etwa 4.000 Boote einpendelt. Je nach Struktur des Wasserstraßennetzes wird das Verhältnis Segel- zu Motorbooten auf 50 % zu 50 % geschätzt. Je besser die Verbindungen zwischen den Seen sind, um so mehr Motorboote wird es geben. Dabei ist zu beachten, dass die Fließgewässer des Flusssystems der Weißen Elster und Pleiße nur von Motorbooten analog des Typs Leipzig-Boot befahren werden können. Damit betrifft diesen Verbund mit einer Förderung des Motorbootanteils an der Gesamtbelegung im Wesentlichen die Kopplung des Cospudener und Zwenkauer Sees, des Markkleeberger und Störmthaler Sees und des Seelhausener Sees mit dem Großen Goitzschesee. Die Grenzen der Schätzung für die zu erwartende Bootsbelegung entsprechend den Erfahrungswerten liegen im Minimum bei der Hälfte oder im Maximum beim Doppelten von 4.000 Booten für das Wassersportrevier im Süden und Norden Leipzigs. Damit ist von einer mittel- bis langfristigen Zielgröße des Bootsbestandes von ca. 1 Boot/ha auszugehen. Die gegenwärtig realisierten und geplanten Hafen- und Marina-Anlagen als wesentliche Grundlage für den Motorbootsverkehr sind in Kap. 6 dargestellt und schwanken je nach See zwischen 0,2 und 0,9 Booten/ha. Unter Berücksichtigung des zeitlichen Aspekts einer Entwicklung des Motorbootsverkehrs über mehrere Jahre bestätigen diese den oben dargestellten Prognoseansatz. 5.2 Bootsarten Die als Prognose angenommenen 4.000 Boote verteilen sich auf 2.000 Motorboote und 2.000 Segelboote. Nicht berücksichtigt werden kleine Jollen und Ruderboote. Von den 2.000 Segelbooten werden nach Vergleich mit anderen Revieren etwa 50% mit einem Verbrennungsmotor als Hilfsantrieb ausgestattet sein. Um zu einer Einschätzung der Emissionen zu gelangen, werden die Boote in folgende Klassen und entsprechender Betriebszeit der Motoren eingeteilt:

M1 Motorboot < 5m Außenborder bis 11 kW Betriebsstunden 50 / Jahr

M2 Daycruiser 5-8m Innenborder bis 200 kW Betriebsstunden 50 / Jahr

M3 Kajütboote > 8m Innenbord ca. 60 kW Betriebsstunden 50 / Jahr

S1 Segelboote < 6m kein Motor oder E-Antrieb

S2 Segelboote > 6m Hilfsmotor Diesel bis 11 kW Betriebsstunden 25 / Jahr

C1 Charterboot Innenborder 25 kW Betriebsstunden 600 / Jahr

Hierbei ist zu beachten, dass es sich um eine Grobeinschätzung handelt, die zukünftig durch Monitoring/Kontrollen der tatsächlichen Entwicklung der Motorbootnutzung im betrachteten Revier zu überprüfen und anzupassen ist.



5.3 Nutzung der Boote Neuere Studien gehen von folgenden Betriebsstunden von privat genutzten Sportbooten pro Jahr aus:

Erfahrungswerte Bodensee (35 h/a)

(Europäische Union) EU 50 h/a

(Environmental Protection Agency, Alaska) EPA 77 h/a Zur Ermittlung der Betriebsstunden von Charterbooten sind Interviews mit Vertretern von zwei großen deutschen Charterunternehmen geführt worden. Übereinstimmend ergaben sich danach jährlich zwischen 400 und 800 Betriebsstunden für Charterboote, das Gros liegt bei durchschnittlich 600 h/a. Abhängig von der zukünftigen Entwicklung wird der Anteil der Charterboote bei etwa 5 bis 20 % liegen. Für die weitere Betrachtung werden 5 bis 10 % angesetzt. Mit diesen Werten sind Schätzungen für die Emissionen der Motorboote möglich. Ein großer Unsicherheitsfaktor ist dabei die tatsächlich genutzte Motorleistung, die in der Regel deutlich unter der installierten Leistung liegt. Die Ermittlung der durchschnittlichen jährlichen Arbeit der Motoren erfolgt wiederum über die oben definierten Bootsklassen:

M1 Motorboot klein ausgenutzte Motorleistung 65 % Arbeit 358 kWh

M2 Daycruiser ausgenutzte Motorleistung 30 % Arbeit 3.000 kWh

M3 Kajütboote ausgenutzte Motorleistung 75 % Arbeit 2.250 kWh

S1 Segelboote < 6m kein Motor oder E-Antrieb Arbeit 0 kWh

S2 Segelboote ausgenutzte Motorleistung 75 % Arbeit 206 kWh

C1 Charterboote ausgenutzte Motorleistung 50 % Arbeit 7.500 kWh

Diese Arbeitsleistung pro Boot wird nun mit der geschätzten Anzahl der Boote der jeweiligen Klasse multipliziert, um über die zulässigen Abgasgrenzwerte und weitere Daten zu den Immissionen zu gelangen: Die Kategorisierung der Boote erfolgt in Anlehnung an die Flottenstruktur des Berliner Wassersportreviers:

M1 27,5% = 1.100 Boote

M2 15,0% = 600 Boote

M3 7,5% = 300 Boote

S1 25,0% = 1.000 Boote

S2 25,0 % = 1.000 Boote

C1 geschätzt 200 bis 400 Boote (5 … 10 %)

Bisher nicht betrachtet wurde die gewerbliche Schifffahrt. Wegen der meist wesentlich höheren Betriebsstunden der Motoren auf Fahrgastschiffen dürfen diese auch bei kleiner Anzahl nicht außer Acht gelassen werden. Fahrgastschiffe unterliegen den Abgasvorschriften nach BinSchAbgasVO bzw. der RheinSchUO, Kap. 8a.02. Es wird von folgender Anzahl bei Fahrgastschiffen auf den untersuchten Seen ausgegangen: Cospudener See 2 Zwenkauer See 1 Markkleeberger See 3 Störmthaler See 1 Seelhausener See 1 Hainer See 2



Die durchschnittlichen Motorbetriebsstunden eines Fahrgastschiffes betragen 1.500 h bis 2.500 h pro Jahr. Aus den Seen mit ihrer begrenzten Ausdehnung wird vermutlich lediglich eine installierte Leistung von 70 kW für einen sicheren und wirtschaftlichen Betrieb der Fahrgastschiffe nötig sein. Der Ausnutzungsgrad wird auf 40 % geschätzt, damit ergibt sich eine Arbeit von 42.000 kWh pro Schiff und Jahr. Die Abgasgrenzwerte für Fahrgastschiffe sind in speziellen Verordnungen festgelegt wie in der Rheinschifffahrtsverordnung und in der EU-Richtklinie 2004/26/EG (siehe z.B. Tabelle 18). Tabelle 25 Abgasgrenzwerte für Schiffsmotoren nach der RheinSchUO, Kap. 8a.02

Die Werte liegen leicht unter den Grenzwerten der Richtlinie 2003/44 EG für Sportboote. Motoren für die gewerbliche Schifffahrt müssen, wie auch die Motoren der Sportboote, zertifiziert sein, wobei die Verfahren unterschiedlich sind.



6 Untersuchung der Emissionen durch Motorboote 6.1 Geplante Bootsbelegung und -nutzung Um die geschätzte Bootsanzahl aus dem vorherigen Punkt mit den derzeit vorhandenen und geplanten Liegeplätzen für das Untersuchungsgebiet vergleichen zu können, wurde eine Befragung der Einrichtungen durchgeführt, die für die Entwicklung bzw. das Betreiben der Seen zuständig sind. Befragt wurden

- Frau Dr. Raatzsch, Geschäftsführerin Zweckverband Kommunales Forum Südraum Leipzig zum Cospudener, Markkleeberger und Hainer See,

- Herr Müller, der Seenkoordinator für die Tagebaulandschaft im Landkreis Delitzsch zum Schladitzer-, Werbeliner- und Seelhausener See,

- Herr Walter, EGW Wachau, zum Markkleberger See- ergänzend, - Herr Richter, Gemeinde Großpösna, zum Störmthaler See, - Herr Richter, Vorsitzender vom Anglerverband Mittlere Mulde e.V. und die Gemeinde

Meuselwitz zum Haselbacher See einschließlich ergänzender Internetrecherche, - Vertreter des Sächsischen Seebades Zwenkau zu Planungen am Zwenkauer See.

Die Ergebnisse zur Intensität und Art der vorhandenen und geplanten Nutzung enthält die nachfolgende Tabelle. Daraus geht hervor, dass die vorgesehene Nutzung der Seen bzgl. der Intensität der Nutzung erheblich voneinander abweicht. Eine intensive Nutzung ist für die großen Seen Zwenkau, Störmthal und den Hainer See vorgesehen. Das gilt auch für den Seelhausener See, dessen Entwicklung aber stark von der Gewässerverbindung zum Großen Goitzschesee abhängt. Schwerpunkt der Bootsnutzung des Haselbacher und des Markkleeberger Sees sind die Segelboote. Der Schladitzer See soll uneingeschränkt genutzt werden, ist aber aufgrund der vergleichsweise geringeren Größe (l=2,7km x b=0,65km) vermutlich kein Schwerpunkt der Motorbootnutzung. Für den Haselbacher und den Werbeliner See soll die Motorbootzulassung eine Ausnahme sein, für den Cospudener See ist sie es seit Beginn der Nutzung anteilig möglich. Durch die geplanten Maßnahmen für Hafenanlagen, Marinas und Anleger/Liegeplätze wird für die verbundenen Seen (Cospudener und Zwenkauer See, Markkleeberger und Störmthaler See, Hainer See und Röthaer Stausee, Seelhausener und Großer Goitzschesee eine stärkere Nutzungsentwicklung zu erwarten sein. Bezüglich der Differenzierung sind hier die Faktoren

- Anbindung an das Gewässersystem der Pleiße - Länge und Abwechslungscharakteristik von Bootstouren - Landmarken, Landschaftsgestaltung und Attraktionszentren - Uferlänge im Verhältnis zur Seenfläche, Inseln - Naturschutz und Immissionsschutz

von wichtiger Bedeutung. Es ist auch zukünftig damit zu rechnen und wassertouristisch erwünscht, dass Touristen mit eigenen Booten, welche die Zulassungskriterien erfüllen, aus anderen Wassersportrevieren das Leipziger Neuseenland besuchen. Die vorhandenen und geplanten Liegeplätze sind ein Richtwert und geben nicht Auskunft über die jeweilige Anzahl der motorisierten und unmotorisierten Boote. In naher Zukunft wird nur am Markkleeberger See die Anzahl der Liegeplätze deutlich 0,5 Boote /ha überschreiten.



Tabelle 26 geplante Liegeplätze an untersuchten Seen im Leipziger Neuseenland (Südbereich)

SeeFläche,

RPVLiegeplätze Boote Einschränkungen

ha

Cospudener See 436

gegenwärtig 130

Wasserliegeplätze und 100

Landliegeplätze

2 Fahrgastschiffe und 5 Motoboote

für DRK, Tauchschule, Surfschule,

alle weiteren Boote, Segelboote sind

gegenwärtig unmotorisiert, Einsatz

Leipzigboot geplant

bisher ist der Einsatz von Motorbooten

mit wenigen Ausnahmen untersagt, Ziel

ist die Erhaltung der sehr guten

Wasserqualität

Zwenkauer See 970

ca. 120 Wasserliegeplätze

am Nordufer im Bereich B-

Plan "Neue Harth"

vorgesehen und ca. 200

Liegeplätze im geplanten

Hafen der Stadt Zwenkau, B

- Plan "Seebad Zwenkau"

Segelstützpunkt im Norden,

Motorbootnutzung ist nicht

ausgeschlossen

Es wird Regelungen zur Befahrung

ggeben

Markkleeberger

See252

Hafengebiet Auenhain, 100

Landliegeplätze und 70

Wasserliegeplätze für

Segelboote mit Hilfsmotor,

Seepromenade: 50

Wasserliegeplätze, (gesamt

130 Wasserliegeplätze und

100 Landliegeplätze

3 Fahrgastschiffe vorgesehen,

davon 1 Leipzigboot und 1

Solarboot, mehrere Schlauchboote

mit Hilfsmotoren, je 1 Motorboot für

Betreiber, Bootsverleih und Taucher

, Fischerei , DRK?, 1 schwimmende,

fahrfähige Grillinsel, bezingetriebene

(Super) Modellboote 1x wöchentlich

3 Stunden

Störmthaler See 733

50 Bootsliegeplätze am

Störmthaler Ufer (Planung

läuft), 200 Liegeplätze am

Yachthafen Grunau, max.

insgesamt 300

Wasserliegeplätze

Motorbootnutzung nicht

ausgeschlossen, Segelboote,

Kanus, Paddelboote, Wasserski -

Verein, dessen Boote sollen mit

Erdgas betrieben werden.

Es wird Regelungen zur Befahrung

geben- Schutz der Insel im Westen.

Kahnsdorfer See 121 keine keine Nutzung

Hainer See 560

118 Wasserliegeplätze

geplant und 85 Bootshäuser,

insgesamt 203

Wasserliegeplätze,

2 Fahrgastschiffe ; es wird davon

ausgegangen, dass ca. 25 bis 30

Motorboote die Wasserliegeplätze

nutzen

intensive Nutzung geplant

Speicher Borna 265 keine Hochwasserspeicher

Haselbacher See 335Bootssteg im Südwesten bei

Wintersdorf in Thüringen,

keine intensive Nutzung

vorgesehen, überwiegende

gegenwärtige Nutzung durch Baden,

Angeln Segeln, Surfen, vorgesehen,

dass Angler Boote mit Elektromotor

nutzen, übliche Motorboote nur für

Rettung, Berufsfischer als

Ausnahme

Seglerstützpunkt mit Anlegestellen am

Südwestufer in Thüringen,

umweltverträgliche Nutzung, Verein Aqua

Fun hat ca. 40 Mitglieder, vorwiegende

Nutzung bzgl. Wassersport durch Segler

Mit Booten ist im Zuge der folgenden Variantenberechnungen die Anzahl der für die Motorisierung in frage kommenden Boote gemeint. Muskelbetriebene Boote (z.B. Ruderboote, Kanus) sind nicht Gegenstand der Untersuchung. Es wird davon ausgegangen, dass 50 % der Segelboote motorisiert sind (siehe Kap. 5.4) Die Tab. 28 fasst die Ergebnisse der Befragung und den Vergleich mit einer Mittel- und Langfristprognose entsprechend Kap. 5.2 vergleichend zusammen und stellt damit die Grundlage für die Emissions- und Immissionsprognose dar.



Tabelle 27 geplante Liegeplätze an untersuchten Seen im Leipziger Neuseenland (Nordbereich)

SeeFläche,

RPVLiegeplätze Boote Einschränkungen

ha

Schladitzer See 220

geschätzt 50 bis 100

Liegeplätze überwiegend

am Standort Hayna im

Südwesten

keine Einschränkungen bzgl. der

Bootsnutzung

Intensive Erholung geplant,

schwimmende Seebühne am Ostufer,

Sportangebote

Werbeliner See 441 30-40 ohne Landliegeplätze

keine privaten, nutzbaren

Motorboote, nur Kanus,

Paddelboote Segelboote ohne Motor

und Tretboote im Sommer erlaubt,

Fährdienst Süd-Nord- Achse im

Sommer mit einem elektirisch

betriebenen Leipzigboot geplant,

Hafenanlage im nordöstlichen Teil,

der nicht im SPA- Gebiet liegt

Extensive Erholung, keine nutzbaren

privaten Boote vorgesehen, westlicher

Seeteil (Flachwasserbereich) wird durch

Bojenkette abgesperrt, Boote mit Motor

nur für die Rettung vorgesehen,

Anglerverein soll elektrisch betriebene

Boote nutzen

Seelhausener See 622geschätzt ca. 200 bis 250

zzgl. Landliegeplätze

Landesgrenze verläuft durch den

See, Entwicklung stark abhängig

von der Möglichkeit der Schaffung

eines attraktiven

Gewässerverbundes mit dem

Goitzschesee, Camping und Hafen

geplant,

Intensive Erholung geplant, keine

Einschränkungen bzgl. der Bootsnutzung

erkennbar

Großer

Goitzschesee

(Info)

vorhanden sind 190

Wasserliegeplätze und 80

Landliegeplätze

liegt in Sachsen - Anhalt,

wassertouristisches Zentrum,

weiterer Ausbau der Liegeplätze

geplant Tabelle 28 Zusammenfassung der geplanten Bootsnutzung pro ha Seefläche

Berücksichtigung extensive Nutzung Werbeliner See

6.2 Grundsätze für die Emissionsszenarien Durch die Eisenbelastung der Seen wird gegenüber der morphologischen Einschätzung der potenziellen Trophie und den prognostizierten Nährstoffeinträgen eine Oligotrophierung erreicht, mit der Folge, dass zumindest mittelfristig in den betrachteten Seen nur geringe Algenbiomasseentwicklungen auftreten. Die Folge ist

See Seenfläche

Liegeplätze,

gegenwärtige

Planungen Boote/ha

Langfrist-

prognose

Mittelfrist-

prognose

ha Boote/ha Boote/ha

Cospudener See 436 230 0,53 1 1

Zwenkauer See 970 320 0,33 1 0,5

Markkleeberger

See 252 230 0,91 1 1

Störmthaler See 733 300 0,41 1 0,5

Hainer See 560 203 0,36 1 0,5

Speicher Borna 265 keine Abhängig von Bewirtschaftung

Schladitzer See 220 100 0,45 0,5 0,5

Werbeliner See 441 80 0,18 0,3 0,2

Seelhausener See 622 250 0,40 1 0,5

Haselbacher See 335 0,20 0,2 0,2



- eine erhöhte Empfindlichkeit des Ökosystems, - eine höhere Anreicherung von Schadstoffen in der Nahrungskette (weniger

Biomasse, an welche die Schadstoffe adsorbiert bzw. von der diese aufgenommen werden können) und

- eine erhöhte Sichttiefe (≥ 5 m führt zur Volldurchlichtung des Epilimnions und von Teilen des Metalimnions/ Hypolimnions), daraus resultiert eine verstärkte phototoxische Wirkung der PAK (EPA, OIKARI).

Das Verhalten der Schadstoffe im Sediment ist nicht ausreichend untersucht. Der Abbau erfolgt sehr differenziert, langsam, für einige Verbindungen teilweise, für andere kaum, abhängig von den Randbedingungen, wie z.B. aerobe oder anaerobe Verhältnisse. Deshalb wurde bei den Berechnungen ein konservativer Ansatz verfolgt und davon ausgegangen, dass kein Abbau der Schadstoffe im Sediment stattfindet. Unter dem Aspekt, dass das Verhalten und die Akkumulation der Schadstoffe im Sediment der Tagebaussen bisher nicht untersucht wurde, wird die Immission auf das Volumen des Epilimnions bezogen. Damit wird auch der Tatsache Rechnung getragen, dass die hauptsächlichen Wassersportaktivitäten im Sommer bei einer stabilen Schichtung erfolgen und damit zuerst im Epilimnion verteilt werden. Es wird dabei davon ausgegangen, dass auch in den Seen mit Vorbehalts- bzw. Vorrangflächen für den Natur- und Landschaftsschutz infolge der Zirkulationsbedingungen und des Stofftransportes im Epilimnion die Immissionswirkung der Schadstoffe auf das gesamte Epilimnionvolumen verteilt ist. Darüber hinaus sind zeitweilige höhere Konzentrationen an Orten intensiverer Belastung nicht auszuschließen. Gleichzeitig wird mit dieser Vorgehensweise der potenziell höheren Empfindlichkeit der zur Oligotrophie neigenden tiefen Seen entsprochen. Für die Beurteilung der Immissionssituation wird das gesamte mittlere Epilimnionvolumen angesetzt, da unabhängig von der Ausgrenzung der Befahrbarkeit von Teilflächen der Seen aus Gründen des Naturschutzes im Epilimnion ein relativ schneller Stoffaustausch stattfindet, so dass für die Beurteilung der Langfristwirkung diese Herangehensweise als geeignet erscheint. Da die chronische Langzeitwirkung der Schadstoffe betrachtet wird, werden als ökologische Zielgrößen die in den Kap. 3.3 abgeleiteten Orientierungswerte - MKW 10 µg/l - BETX 10 µg/l - PAK 0,003 µg/l für die Langzeitbelastung als Beurteilungsgrundlage angewendet. Der Immissionsanteil der durch den Motorbootverkehr emittierten Schadstoffe wird mit 25 % berücksichtigt. Damit wird eher der untere Bereich des Schadstoffeintrages betrachtet, da ein teil der Literaturangaben speziell für 2-Taktmotoren einen Anteil von 50 % ansetzen. Für die Szenarien wird hierzu als Grundsatz betrachtet, dass die emissionsintensiven 2-Takt-Motoren für die Nutzung in Motorbooten auf den Seen nicht genehmigt werden. Die aktuelle TÜV-Studie (Quelle: Schadstoff- und Lärmemissionen von Motorbooten – Grundlage für die Fortschreibung der EU-Richtlinie 94/25/EG zur Begrenzung der Emission von Motorbooten, RWTÜV

im Auftrag des UBA, 2005) gibt eher einen Hinweis, auf den für die Bilanzen verwendeten Anteil des Eintrages der Abgasinhaltsstoffe in den Wasserkörper von 25 %. Unter Berücksichtigung der Randbedingung bezüglich der Antifouling-Anstriche, dass PAK- und Organozinn-haltige Bootsanstriche untersagt werden und gleiches für die Anstriche der befestigten Ufer gilt, wir für die Bilanzierung der PAK-Konzentration nur die Motorbootemission berücksichtigt.



Die Einordnung der Empfindlichkeit der Seen gegenüber der Schadstoffbelastung erfolgte bereits in Punkt 3.4. Danach sind aktuell alle Seen als empfindlich bzw. sehr empfindlich gegenüber einem Schadstoffeintrag zu betrachten. Mittelfristig können nur die zur Mesotrophie neigenden Tagebauseen Werbeliner und Schladitzer See als weniger empfindlich betrachtet werden. Diese haben jedoch keine gewässertouristische Anbindung und sind nicht Bestandteil eines Seenverbundes, so dass für diese Seen langfristig eher ein höherer Anteil von Segelbooten zu erwarten ist. Weiterhin ist entsprechend der Planungen und unter Berücksichtigung der Vorbehaltsgebiete für Naturschutz und Landschaft von einer geringeren Motorbootsnutzung des Werbeliner Sees auszugehen. 6.3 Szenarien zur Prognose der Wirkung der Motorbootemission auf die Seen Insgesamt ist die Differenzierung auf Grund der künstlichen Entstehung der Seen, der hohen Aufenthaltszeiten und des Versauerungspotentials nicht hoch, d.h. die Seen sind alle für die erste Stufe der Untersuchung als empfindlich einzustufen. Damit und unter Berücksichtigung der Tatsache, dass insgesamt wenige Forschungsergebnisse für das Verhalten von Schadstoffen in sauren Seen vorliegen, kann die Berechnung für alle Seen zunächst gleichermaßen erfolgen. Berechnet werden 2 Grundvarianten für die Motorbootnutzung, d.h. 1,0 Boote /ha Seefläche und 0,5 Motorboote /ha Seefläche. Dabei zeigt sich, dass der Anteil der Charterboote an der Gesamtemission als relativ hoch zu betrachten ist, so dass bezüglich dieser Grundvarianten ergänzend bilanziert wird, wie sich ein Charterbootanteil von 5% bzw. 10 % an der Gesamtbootsbelegung bei unterschiedlichen Motorisierungen (4-Takt-Motor, Dieselmotor und alternativer Antrieb) auf die Gesamtemission auswirkt. Im Ergebnis dieser Varianten wird eine Vorzugslösung abgeleitet, die für die einzelnen Seen konkret berechnet wird, um die Einschätzung differenzierter gestalten zu können. 6.4 Quantifizierung der Schadstoffe Die Berechnungen des potenziellen Schadstoffeintrags erfolgte unter den Randbedingungen - Bootsbelegung (0,5 … 1,0 Boote/ha), - Aufgliederung der Boote nach Kategorien, - typische Motor- und Arbeitsleistung der Boote nach Kategorien - der daraus abgeleiteten MKW-Emission der Motorboote unter Berücksichtigung der Richtlinie 2003/44 EG und - des in den Wasserkörper eingetragenen Schadstoffanteils von ca. 25 % der Gesamtemission sowie - der daraus abgeleiteten Berechnung des Schadstoffeintrages für BETX und PAK bei einem Ansatz der BETX (RW-TÜV: 5,5% Benzol, 10,5% Toluol, 8,5 % Xylol) und PAK 0,1 ... 0,03 % (1/1000 ... 1/3000 der MKW - Emission). Die Berechnung wurde für alle Seen entsprechend den beschrieben Varianten mit einer Belegung von 1,0 Motorboote/ha, 0,5 Motorboote/ha und 0,3 Motorboote/ha durchgeführt. Ergebnis sind durchschnittliche jährliche Konzentrationen. Zu beachten ist, dass die Nutzung während der Jahreszeiten und der Wochentage stark schwankt. Hohe Belastungen treten aber nur für kurze Zeit auf. Diese sind in nachfolgenden Untersuchungen auf Basis der Monitoringuntersuchungen auch bezüglich der akuten Toxizität zu betrachten. Die Seenflächen wurden entsprechend ihrer geplanten Nutzung angesetzt. Naturschutzfachliche Restriktionen im Zusammenhang mit den ausgewiesenen Vorbehalts- und Vorrangflächen sind durch die Festlegung von Befahrungsregelungen gesondert zu berücksichtigen.



Berechnungen 1. Einschätzung der Jahresbetriebsstunden und der Arbeitsleistung der Motoren für die einzelnen Bootskategorien Die folgende Tabelle zeigt die Abschätzung der Kohlenwasserstoffemission bei Annahme der Umsetzung der Richtlinie 2003/44 EG, und der Ansätze aus Kap. 5.4 (kleine Segelboote sind nicht motorisiert, s. Flottenzusammensetzung). Es wurde mit 4200 Booten insgesamt gerechnet. Tabelle 29 Leistung und Betriebszeit der eingesetzten motorisierten Boote

Kategorie Motor ausgenutzte Motorleistung Leistung

Betriebs-stunden/a kWh/a

M1 Motorboot < 5m

Außenborder bis 11 kW

65 % 11 kW 50 357.5

M2 Daycruiser 5-8m

Innenborder bis 200 kW

30 % 200 kW 50 3.000

M3 Kajütboote > 8m

Diesel-Innenbord ca. 60 kW

75 % 60kW 50 2.250

S1 Segelboote < 6m

kein Motor oder E-Antrieb

kein Motor oder E-Antrieb (ohne kl. Jollen)

S2 Segelboote > 6m


ausgenutzte Motorleistung 75 %

11 kW 25 206,25

C1 Charterboot

Diesel-Innenborder 25 kW


25 kW 600 7.500

F Fahrgastschiff


70 kW 1.500 42.000

2. Berechnung der Kohlenwasserstoffemission nach EU-Richtlinie 2003/44 EG für die Bootstypen Tabelle 30 Errechnung der Emission nach RL 2003/44 EG für einzelne Bootskategorien

Kategorie Motor kWh/a Spezifische Emission (g HC*/kWh)

jährliche Emission/ Boot (g HC*/a)

M1 Motorboot < 5m 4-Takt 357,5 14,28 5.104

M2 Daycruiser 5-8m 4-Takt 3.000 7,58 22.743

M3 Kajütboote > 8m 4-Takt 2.250 8,32 18.718

M3 Kajütboote > 8m Diesel 2.250 1,76 3.956

S1 Segelboote < 6m ohne Motor

S2 Segelboote > 6m 4-Takt 206,25 14,28 2.945

C1 Charterboot 4-Takt 7.500 10,47 78.541

C1 Charterboot Diesel 7.500 1,90 14.250

F Fahrgastschiff Diesel 42.000 1,30 54.600

*HC Kohlenwasserwasserstoffe



Die Tabelle 30 zeigt bereits, dass die Emission eines Charterbootes mit 4-Takt-Ottomotor höher ist, als die eines Fahrgastschiffes. Segel- und kleine Motorboote haben nur eine geringe spezifische jährliche Emission pro Boot. 3. Berechnung der Motorbootemissionen als Gesamtemission pro ha und Jahr Exemplarisch wird diese Berechnung in der Tabelle 31 für eine Bootsbelegung von 1 Boot/ha und einem Charterbootsanteil von 5 % , nur 4-Takt-Ottomotor dargestellt. Tabelle 31 Berechnung der spezifischen jährlichen Emission an Kohlenwasserstoffen (HC) pro ha und Jahr

Kategorie jährliche Emission/ Boot

Anteile an Bootsbe- legung

Bootsbe-legung (bei Gesamt-belegung 1 Boot/ha

Jährliche Emission für Boots-belegung

g/a HC* (Boote/ha) (g HC* /ha.a)

M1 Motorboot < 5m 4-Takt 5.104 25,0% 0,25 1.276

M2 Daycruiser 5-8m 4-Takt 22.743 15,0% 0,15 3.412

M3 Kajütboote > 8m 4-Takt 18.675 5,0% 0,05 934

M3 Kajütboote > 8m Diesel 4.050 0,0% 0 0

S1 Segelboote < 6m ohne 0 25,0% 0,25 0

S2 Segelboote > 6m 4-Takt 2.945 25,0% 0,25 736

C1 Charterboot 4-Takt 78.541 5,0% 0,05 3.927

C1 Charterboot Diesel 14.250 0,0% 0 0

F Fahrgastschiff Diesel 54.600 pro Boot ca. 140 … 300

*HC Kohlenwasserwasserstoffe In dieser Variante haben die Charterboote einen Anteil von 38 % an der Gesamtemission, die bei einer Bootsbelegung von 1 Boot/ha 10,2 kg/ha.a bzw. von 0,5 Booten/ha 5,1 kg/ha.a beträgt. Bereits aus diesen Zahlen ist erkennbar, dass die durch die Motorbootnutzung zu erwartenden Emissionen nicht zu vernachlässigen sind. Zum Vergleich gibt IGKB (Quelle: Der

Bodensee Zustand, Fakten, Perspektiven, IGKB 2004) für den Bodensee eine Gesamtemissionsbelastung durch die Motorbootsnutzung von ca. 400 t/a bzw. ca. 7,5 kg/ha.a mit ihren verschärften Anforderungen an die Emissionsreduzierung bei einer Bootsbelegung von 0,9 Boote/ha an. Dieser Vergleich zeigt, dass bezüglich der Größenordnung der Bemessung der Emissionsbelastung für den Bodensee und die Tagebauseen im Süden und Norden Leipzigs eine ähnliche Belastung vorliegt. Bis 2004 waren für ca. 25 … 30 % der Boote die Normen nach BSO Stufe II erfüllt worden. Unter dem Aspekt der hohen Aufenthaltszeit des Wassers in den Tagebauseen (i.A. > 20Jahre im Vergleich zum Bodensee 4 Jahre) und ihrer dargestellten besonderen Empfindlichkeit erscheint die Gesamtemission an Kohlenwasserstoffen bei einer Bootsbelegung von 1 Boot/ha bei der angesetzten Zusammensetzung der Boote mit 5 % Charterbooten als relativ hoch. Diese Berechnung wird für folgende Szenarien durchgeführt

- für eine Gesamtbootsbelegung von 1 Boot/ha und 0,5 Booten/ha, - darunter jeweils für einen Anteil der Charterboote von 5 und 10 % untergliedert in die

Untervarianten, jeweils nur Einsatz von 4-Takt-Ottomotoren und jeweils hälftig Diesel- und 4-Takt-Ottomotor.



4. Berechnung der Immisionssituation bezüglich Kohlenwasserstoffen Analog zu der Tabelle 31 wird unter Berücksichtigung unterschiedlicher Eintragsfaktoren der Schadstoffe in den Wasserkörper die Immissionssituation abgeleitet. Tabelle 32 Berechnung der spezifischen jährlichen Immission an Kohlenwasserstoffen in die Tagebauseen bei einer Bootsbelegung von 0,5 und 1 Boot/ha

Kategorie 25% Eintrag in Wasser

Bootsbelegung 1 Boot/ha

Bootsbelegung 0,5 Boote/ha

Immission Wasserkörper Immission (g/ha.a)

Immission (g/ha.a)

M1 Motorboot < 5m 4-Takt 319 160

M2 Daycruiser 5-8m 4-Takt 853 426

M3 Kajütboote > 8m 4-Takt 233 117

M3 Kajütboote > 8m Diesel 0 0

S1 Segelboote < 6m 0 0

S2 Segelboote > 6m 4-Takt 184 92

C1 Charterboot 4-Takt 982 491

C1 Charterboot Diesel 0 0

5 % Eintrag

F Fahrgastschiff Diesel 7 … 15 7 … 15

Summe g HC/a mit Fahrgastschiff 2.578 1.293

Anteil Charterboot 38,1% 38,0%

Tabelle 33 Aufstellung der Summe der Gesamtimmission bei einer Bootsbelegung von 0,5 bzw. 1,0 Boote/ha und einem unterschiedlichem Charterbootanteil bzw. einer differenzierten Motorisierung der Charterboote

Anteil an Gesamtimmission

Kategorie Typ 5% Anteil Charterboot mit 4-Taktmotoren)

5% Anteil Charterboot mit 4-Taktmotoren und Diesel hälftig)

10% Anteil Charterboot mit 4-Taktmotoren)

10% Anteil Charterboot mit 4-Taktmotoren und Diesel hälftig)

M1 Motorboot < 5m 12,4% 14,7% 9,0% 11,6%

M2 Daycruiser 5-8m 33,1% 39,2% 24,0% 30,9%

M3 Kajütboote > 8m 9,1% 10,7% 6,6% 8,5%

S2 Segelboote > 6m 7,1% 8,5% 5,2% 6,7%

C1 (4-Takt) Charterboot 38,1% 22,6% 55,3% 35,6%

C1 (Diesel) Charterboot 0,0% 4,1% 0,0% 6,5%

Summe C1 Charterboot 38,1% 26,6% 55,3% 42,1%

F Fahrgastschiff 0,3% 0,3% 0,2% 0,2%

Gesamtemission bei einer Bootsbelegung von

0,5 Boote/ha (g HC/ha.a) 1.289 1.088 1.776 1.378

1,0 Boot/ha (g HC/ha.a) 2.578 2.176 3.553 2.756

Die Bilanzierung zeigt, dass



- die Fahrgastschiffe nur einen praktisch zu vernachlässigbaren Anteil an der Gesamtemission haben unter der Voraussetzung, dass die speziellen Abgasvorschriften eingehalten werden und die Abgase nicht direkt in den Wasserkörper eingeleitet werden.

- in Abhängigkeit von der Ausbildung der Charterflotte bezüglich Gesamtanteil an der Bootsbelegung und Motorisierung einen Anteil von 27 % bis 55 % an der Gesamtbelastung haben kann. Dementsprechend sind die gewerblich genutzten Charterboote eine Hauptquelle der Immissionsbelastung, wenn ihre Motoren nach 2003/44 EG ausgelegt sind.

- die hochmotorisierten Daycruiser einen weiteren bedeutenden Beitrag an der Emission leisten mit einem Anteil von 24 … 33 % an der Immissionsbelastung.

- die zu erwartende Immisionsbelastung bei einer Bootsbelegung von 0,5 Booten/ha zwischen 1,1 und 1,8 kg/h.a HC und für 1,0 Boote/ha zwischen 2,2 und 3,6 kg/ha.a HC schwankt.

5. Berechnung der zu erwartenden mittleren jährlichen Belastung des Epilimnions der Tagebauseen Ohne Berücksichtigung von Eliminations- und Abbauvorgängen wird der jährliche Schadstoffeintrag auf die obere bis zu 10 m mächtige durchmische Schicht des Epilimnions bezogen und die sich daraus ergebende mittlere Konzentration der eingetragenen Schadstoffe ermittelt. Tabelle 34 Vergleich der Immissionswirkung und der zu erwartenden mittleren Schadstoffkonzentrationen in einem Tagebausee mit 10 m Epilimnionmächtigkeit bei einem Anteil von 5% Charterbooten und einer Bootsbelegung von 0,5 bzw. 1,0 Booten/ha (rote Markierung – Orientierungswert überschritten) Parameter Einheit Boots-

belegung 1 Boot/ha

Boots-belegung 0,5 Boote/ha

Umweltqualitäts-ziel (Chronisch

wirkende Belastung)

HC Immission

5% Charterboote mit 4-Takt-Otto-Motoren alle Boote nach 2003/44 EG

g/ha.a 2.571 1.286

Charterboote (mit "0-Emission")

g/ha.a 1.589 795

HC mittlere jährl. Konz. Im Epilimnion (10m)

5% Charterboote mit 4-Takt-Otto-Motoren alle Boote nach 2003/44 EG

mg/l 0,026 0,013 0,010


mg/l 0,016 0,008

BETX 5% Charterboote mit 4-Takt-Otto-Motoren alle Boote nach 2003/44 EG

mg/l 0,009 0,004


mg/l 0,005 0,003 0,010

PAK 5% Charterboote mit 4-Takt-Otto-Motoren alle Boote nach 2003/44 EG

µg/l 0,009 0,004 0,003


µg/l 0,005 0,003



In der Realität ist davon auszugehen, dass die eingetragenen Schadstoffe innerhalb kurzer Zeit an Schwebstoffe gebunden werden. Das können sowohl mineralische Schwebstoffe als auch Organismen und Detritus sein. Für den Bodensee wird z.B. von einer Verteilung der Schadstoffbelastung zwischen gelöster und partikulärer Phase bezüglich MKW und PAK von 1:20.000 bis 1:100.000 berichtet, wobei zu beachten ist, dass durch den Schwebstoffeintrag des Rheins in den Bodensee dieser trotz Oligotrophierung über einen anderen Schwebstoffhauhalt verfügt, als die Tagebauseen, in denen nur geringe Schwebstoffgehalte gemessen werden und auch zukünftig zu erwarten sind. Tab. 34 zeigt anhand des Belastungsszenarios mit 5 % Anteil der gewerblich genutzten Charterboote, dass durch die Begrenzung der Emission der Charterboote bereits bei nur 5% gewerblichen Anteil an der Motorbootsnutzung die zu erwartende mittlere Schadstoffkonzentration in den Tagebauseen deutlich gesenkt werden kann. Tabelle 35 Bilanzierung der mittleren jährlichen Konzentration im Epilimnion bei einer Bootsbelegung zwischen 0,5 und 1,0 Booten/ha und einer unterschiedlichen Motorisierung der Charterboote einschließlich der Anwendung eines alternativen Antriebes mit „0“-Emission (rote Markierung – Orientierungswert überschritten) Kohlenwasserstoffe in mg/l

Szenario Bootsbelegung 1 Boot/ha


Umweltquali-tätsziel

5% Charterboote, nur 4-Takt 0,026 0,013 0,010

5% Charterboote, 4-Takt und Diesel 0,022 0,011

5% Charterboote, nur Diesel 0,018 0,009

10% Charterboote, nur 4-Takt 0,036 0,018



„0“-Emission Charterboote 0,016 0,008

BETX im mg/l











PAK in µg/l













Die Ergebnisse der Tabelle 35 verdeutlichen bei einer angenommenen Epilimniontiefe von 10 m , dass

- bei einer Bootsbelegung von 1 Boot/ha und der prognostizierten Zusammensetzung der Bootsflotte das Problem besteht, sowohl bezüglich der MKW als auch der PAK die ökologischen Orientierungswerte für die Schadstoffbelastung nicht einzuhalten. Die mittlere Belastung der BETX ist nur selten überschritten.

- sich bei einer Bootsbelegung von 0,5 Booten/ha diese Situation verbessert aber bezüglich der MKW und PAK bei einer nach 2003/44 EG zulässigen Emission der Charterbootsmotoren mit einer Motorisierung mit 4-Takt-Ottomotoren zwischen 50 % und 100 % aller Charterboote ebenfalls die Zielwerte noch nicht eingehalten werden.

- bei einer Bootsbelegung von 0,5 Booten/ha und dem Einsatz von alternativen emissionsarmen bzw. emissionsfreien Antrieben im gewerblichen Bereich (Charterboote) die ökologischen Umweltqualitätsziele eingehalten werden können.

Auf Grund der gegenwärtigen Datenlage ist es sinnvoll, mit dieser grundlegenden Einschätzung die Strategie der Entwicklung der Motorbootsnutzung der Seen vergleichbar festzulegen. Infolge der bestehenden Unsicherheiten für die Annahmen

- zur Aufgliederung der Bootskategorien, - zum Anteil der in den Wasserkörper eingetragenen Schadstoffe an den

Gesamtemissionen, - zur Zusammensetzung der Motorabgase bezüglich HC, BETX und PAK, - zum Verhalten der Schadstoffe im Gewässer (Sorption, Bioakkumulation, Elimination,

Sedimentation) -

und des aktuell zur Oligotrophie neigenden Produktivitätsniveaus der Tagebauseen wird eine weitere Untergliederung der Prognose der Schadstoffauswirkung nur bezüglich der aktuellen Planungen und der unterschiedlichen Morphometrie der einzelnen Seen durchgeführt. In Tabelle 36 sind die aus den gegenwärtigen Planungen abgeleiteten zu erwartenden Konzentrationen der Schadstoffe MKW, BETX und PAK in den Tagebauseen differenziert

- nach der geplanten Intensität der Bootsnutzung (nach dem aktuellen Planungsstand) - dem Gesamtvolumen der Seen bzw. ihrer mittleren Tiefe und - der zu erwartenden Epilimnionmächtigkeit

dargestellt. Die durchgeführten Bilanzen beziehen sich damit nicht mehr auf eine mittlere Epilimniontiefe (als obere durchmische Zone des Seenwasserkörpers) von 10 m sondern auf die in Tabelle 14 (Kap. 3.4.1) dargestellten konkreten morphologischen Daten der Seen. Bezüglich der Bewertung der Immissionswirkung sind in Tabelle 36 sowohl die zu erwartenden mittleren Konzentrationen bezüglich des gesamten Seenwasserkörpers als auch die im Epilimnion zu erwartenden mittleren Konzentrationen dargestellt. Durch die Ableitung der Orientierungswerte für die ökotoxikologische Bewertung der Schadstoffeinträge ist der Bezug zum Gesamtseenvolumen, das durch die schadstoffrelevanten Prozesse

- schnelle Bindung der Schadstoffe an Partikel, - teilweise Ausgasung von BETX, - nachfolgende Sedimentation der Partikel mit adsorbierten Schadstoffen, - Sedimentbildung, - teilweiser langsamer Abbau oder Konservierung im Sediment



gekennzeichnet ist, werden die damit ermittelten Konzentrationswerte einen günstigen Fall darstellen, da eine über mehrere Jahre mögliche Schadstoffanreicherung (d.h. der Schadstoffeintrag ist kleiner als der Abbau) nicht erfasst wird. Der Ansatz des Epilimnionvolumens für die Schadstoffaufnahme, das nur zwischen ¼- bis zu 50% des Seenvolumens ausmacht, erscheint demgegenüber als ebenfalls realistisch, wobei eine zwei bis vierjährige mittlere Abbauzeit der Schadstoffe zu einem Konzentrationsgleichgewicht führen würde. Die mit dem Bezug zum Epilimnionvolumen ermittelten Konzentrationen charakterisieren demgegenüber stärker die in dem Zeitraum vom späten Frühjahr bis Herbst zu erwartende Auswirkung der Motorbootsemissionen auf den Seewasserkörper. Die mit dieser Berechnung ermittelten Konzentrationen sind ein Hinweis auf die gegebenenfalls in der Hauptnutzungsperiode zu erwartende Konzentrationsanhebung und die Notwendigkeit einer tiefergründigen Analyse der Situation, um Schadstoffprobleme zukünftig zu vermeiden. Tabelle 36 Bilanzierung der mittleren Schadstoffkonzentration für die Seen bezogen auf das Gesamtseevolumen bzw. das Epilimnionvolumen bei der geplanten Bootsbelegung und einer „0“-Emission der Charterboote (rote Markierung – Orientierungswert überschritten) Prognosezeitraum 2015 See Liegeplätze,

gegenwärtige Planungen

Boote/ha Immission (g HC/ha.a)

Immissionskonzentration bezogen auf das Gesamtvolumen der Tagebauseen

g HC/ ha.a kg HC/a HC (mg/l)

BETX (mg/l)

PAK (µg/l)

Cospudener See 230 0,53 838 365,6 0,003 0,001 0,001

Zwenkauer See 320 0,33 524 508,6 0,003 0,001 0,001

Markkleeberger See

230 0,91 1451 365,6 0,006 0,002 0,002

Störmthaler See 300 0,41 651 476,8 0,003 0,001 0,001

Hainer See 203 0,36 576 322,6 0,003 0,001 0,001

Speicher Borna Keine 0,00 0 0 0,000 0,000 0,000

Schladitzer See 100 0,45 722 158,9 0,007 0,002 0,002

Werbeliner See* 80 0,18 288 127,2 0,003 0,001 0,001

Seelhausener See

250 0,40 639 397,5 0,005 0,002 0,002

Haselbacher See

Niedrig 0,20 318 106,5 0,004 0,001 0,001

*keine allgemeine Motorbootnutzung geplant See Liegeplätze,

gegenwärtige Planungen


Immissionskonzentration bezogen auf das Epilimnionvolumen der Tagebauseen


BETX (mg/l)

PAK (µg/l)

Cospudener See 230 0,53 838 365,6 0,012 0,004 0,004

Zwenkauer See 320 0,33 524 508,6 0,010 0,003 0,003

Markkleeberger See

230 0,91 1451 365,6 0,018 0,006 0,006

Störmthaler See 300 0,41 651 476,8 0,010 0,003 0,003

Hainer See 203 0,36 576 322,6 0,009 0,003 0,003

Speicher Borna Keine 0,00 0 0

Schladitzer See 100 0,45 722 158,9 0,017 0,006 0,006



See Liegeplätze, gegenwärtige Planungen


Immissionskonzentration bezogen auf das Epilimnionvolumen der Tagebauseen


BETX (mg/l)

PAK (µg/l)

Werbeliner See* 80 0,18 288 127,2 0,007 0,002 0,002

Seelhausener See

250 0,40 639 397,5 0,016 0,005 0,005

Haselbacher See

Niedrig 0,20 318 106,5 0,008 0,003 0,003

*keine allgemeine Motorbootnutzung geplant Tabelle 36 verdeutlicht im Vergleich bei einer Einbeziehung des Gesamtseevolumens in die Betrachtung, dass mit den gegenwärtigen Planungen bei einer Entscheidung für den alternativen Antrieb mit „0“-Emission für die Charterboote als günstigster Fall der Prognose für alle Parameter die Umweltqualitätsziele bezüglich der MKW (HC), BETX und PAK einzuhalten sind. Dabei sind für den Markkleeberger und Schladitzer See ohne Ansatz von Eliminationsmechanismen Ausschöpfungen der Zielparameter > 50 % für MKW und für PAK erreicht. Der Seelhausener See scheint durch seine relativ geringe Tiefe ebenfalls zu den zukünftig näher zu betrachtenden Gewässerökosystemen zu gehören. Auf Grund der bekannten Probleme mit Schadstoffen ist seine Vorbelastung für MKW, BETX und PAK zu überprüfen. Auch der Cospudener See gehört unter Berücksichtigung seiner Empfindlichkeit und der Epilimnionmächtigkeit zu den näher zu betrachtenden Gewässern. Bezüglich des Gesamtseevolumens wird zwar nur eine mittlere Schadstoffkonzentration von < 40% des Orientierungswertes erwartet, aber bezogen auf des Epilimnion werden die ökologischen Zielwerte um bis zu 25 % überschritten. Tabelle 37 Ermittlung der zulässigen Kohlenwasserstoffimmission der einzelnen Seen bezogen auf das Gesamtseevolumen und den Epilimnionanteil und Vergleich mit der aus der Planung abgeleiteten zu erwartenden Immission für den Zeitraum bis 2015 Legenden-farbe

Ausnutzung der zulässigen Epilimnionbelastung

xxxx 80 % < x < 100 %

xxxx 100 % < x < 110 %

xxxx 110 % < x < 125 %

xxxx 125 % < x < 175 %

xxxx x > 175 %

See Fläche Zulässige Immission g HC/ha.a bei Einhaltung der Orientierungswerte

Immission aus der geplanten Bootsbelegung

Gesamt Epilimnion

ha HC g/ha.a HC g/ha.a HC kg/a

Cospudener See 436 981 283 366

Zwenkauer See 970 1545 480 509

Markkleeberger See 252 544 184 366

Störmthaler See 733 1385 442 477

Hainer See 560 907 312 323

Speicher Borna 265 (550)

Schladitzer See 220 218 83 159

Webeliner See* 441 397 159 127

Seelhausener See 622 705 224 397

Haselbacher See 335 226 127 106

*keine allgemeine Motorbootnutzung geplant



In der Tabelle 37 sind die zu erwartenden jährlichen flächenbezogenen Immissionen mit den Schwellenwerten für eine Einhaltung der ökotoxikologischen Richtwerte verglichen worden. Bei dem gegenwärtigen Kenntnisdefizit bezüglich des Eintrags und des Stofftransport-, Anreicherungs- und Abbauverhaltens der Schadstoffe wird geschlussfolgert, dass die mit Bezug auf die Ausbildung des Epilimnions ausgewiesenen, tolerierbaren Immisionsintensitäten eine sichere Einhaltung der ökotoxiklogischen Zielgrößen erwarten lassen, während die höheren, auf den Gesamtsee bezogenen möglichen Immissionen noch weiterer Untersuchungen im Rahmen eines Monitorings bedürfen. Daraus ergeben sich für die Genehmigungspraxis die in Tabelle 38 für die einzelnen Seen differenziert dargestellten zulässigen Kohlenwasserstoffemissionen der Boote (Eintragsfaktor: 25 % Immissionswirkung) Unter den Voraussetzungen

- keine Zulassung von 2-Takt-Motorantrieben mit höheren Emissionen als 4-Takter, - gewerbliche Boote mit alternativem Antrieb ohne Kohlenwasserstoffemission (<< 1

g/kWH HC), - Fahrgastschiffe nur mit Dieselmotorantrieb entsprechend den geltenden

Verordnungen und Abgaskamin, - Faktor Emission/Immission = 0,25 - nur Zulassung von Bootsantrieben im privatem Bereich mit Motoren nach

2003/44/EG und den angenommenen mittleren jährlichen Betriebsstunden differenziert nach Bootstyp (siehe Tabelle 29) besteht damit die Möglichkeit für die wasserrechtlichen Genehmigungsbehörden, entsprechende Zulassungen zu erteilen. Im Ergebnis des Monitorings kann danach entschieden werden, ob das Kontigent der zulässigen Emissionen erhöht werden kann. Tabelle 38 Ermittlung der zulässigen Kohlenwasserstoffemission für die Genehmigungspraxis der einzelnen Seen, bezogen auf den Epilimnionanteil

See Fläche Zulässige Emission g HC/ha.a bei Einhaltung der Orientierungswerte

Bezugsbasis Epilimnionausbildung

ha kg/a

Cospudener See 436 493

Zwenkauer See 970 1.863

Markkleeberger See 252 185

Störmthaler See 733 1.296

Hainer See 560 700


Schladitzer See 220 73

Webeliner See* 441 280

Seelhausener See 622 557

Haselbacher See 335 170

*keine allgemeine Motorbootnutzung geplant Als Schwerpunkte für die weitere detaillierte Eingrenzung der verträglichen Immission mit Bootsmotorabgasen ergeben sich daraus der Markkleeberger und der Schladitzer See, die gleichzeitig als Beispielsgewässer für andere Tagebauseen dienen können. Aus diesem Grund werden für den Markkleeberger und den Schladitzer See ein Monitoringprogramm und



die parallele Durchführung weitergehender Untersuchungen zum Schadstoffmetabolismus und zur Prognose der Belastungsentwicklung vorgeschlagen. Damit werden zugleich zwei Seentypen (tiefer, zur Oligotrophie neigender See und flacherer, zur Mesotrophie neigender See) untersucht und als Modellgewässer für die anderen Seen betrachtet. Diese erfordert eine Untersuchung und modellgestützte Prognose der Kopplung des Stoffhauhaltes der Seen mit dem Schadstoffmetabolismus in den Seen durch Darstellung der wesentlichen Kompartimente der Nahrungskette unter Berücksichtigung der hydromorphologischen Verhältnisse der Seen, wie sie mit dem Modell AQUATOX (EPA) darstellbar ist, d.h.

- eine Abbildung des Wasserhaushaltes und der Zirkulationsbedingungen in den jeweiligen Seen,

- der zeitlich differenzierten Stoffeinträge, - der Stofftransportmechanismen (Adsorption, Ausgasung, Sedimentation), - der Primärproduktion und Sekundärproduktion im Jahresgang, - der Sedimentbildung sowie - der Kinetik des Schadstoffmetabolismus im Pelagial und Sediment

auf Grundlage eines Seenmodells. Diese weiterführenden Untersuchungen sind besonders wichtig, um eine nachhaltige Entwicklung des Wassertourismus an den Seen zu ermöglichen. Der Schadstoffmetabolismus in jungen, zur Oligotrophie neigenden Tagebauseen ist noch wenig untersucht, so dass die Notwendigkeit besteht, durch die methodische Kopplung eines speziellen Monitorings des Schadstoffeintrags, -transportes und –umsatzes in Kombination mit dem Schadstoffhaushalt die bestehenden Unsicherheiten der Bewertung zu minimieren. Die nach dem gegenwärtigen Stand der Wissenschaft bestehenden Unsicherheiten bedingen nach dem Vorsorgeprinzip eine entsprechend niedrige Festlegung von Richtwerten und tolerierbaren Emissions- bzw. Immissionsraten für MKW, BETX und PAK. Die Literatur zeigt für andere Gewässersysteme hierzu eine größere Varianz der festzulegenden Konzentrationen und Stoffeinträge, so dass im Ergebnis einer gewässerökologischen Analyse die Möglichkeit besteht, dass ausgewählte Parameter angehoben werden können. 6.5 Auswirkung der prognostizierten Motorbootnutzung auf die Seen –

Lärmbelastung Die von der Motorbootnutzung ausgehende Lärmbelastung ist ein weiterer Parameter für die Bestimmung der zulässigen Bootsbelegung auf den Seen. Ausgehend von der prognostizierten Zusammensetzung der Bootsflotte nach Kap. 5.1 bis 5.3 ergeben sich unter Berücksichtigung der 2003/44/EU folgende charakteristischen Belastungsgrößen bei einer angenommenen Bootsbelegung von 1 Boot/ha



Tabelle 39 Abschätzung der jährlichen Betriebsstunden der Motorboote pro Hektar und Jahr

Kategorie Antrieb Betriebs-stunden

Prozentua-ler Anteil an Bootsflotte

zulässige Emission

Jährliche Betriebs-stunden pro ha

h/a und Boot

% dB(A) h/a . ha

M1 Motorboot < 5m 4-Takt 50 25,0% 72 12,5

M2 Daycruiser 5-8m 4-Takt 50 15,0% 75 7,5

M3 Kajütboote > 8m 4-

Takt/Diesel

50 5,0% 75 2,5

S1 Segelboote < 6m 25,0%

S2 Segelboote > 6m 4-Takt 25 25,0% 72 6,25

C1 Charterboot "0"-

Emission

600 5,0% 72 30

F Fahrgastschiff Diesel 1500 1 bis 2 Boote/See

75 7

Summe 100,0% 72

Tabelle 40 Abschätzung der mittleren und maximalen Anzahl der motorisieren Bootsbewegungen/h und der Betriebsstunden pro Tag auf Basis der Prognose 2015

See Fläche Betriebs-stunden

Prognose Bootsbele-gung 2015

Betriebs-stunden 2015

Betriebsstunden 2015

Bootsbele-gung 1Boot/ha

mittlerer Tag

maximaler Tag

ha h/a Boote/ha h/a h/Tag h/Tag

Cospudener See 436 31.392 0,53 16.638 45,6 125,5

Zwenkauer See 970 69.840 0,33 23.047 63,1 173,8

Markkleeberger See 252 18.144 0,91 16.511 45,2 124,5

Störmthaler See 733 52.776 0,41 21.638 59,3 163,2

Hainer See 560 40.320 0,36 14.515 39,8 109,5

Speicher Borna 265

(550)

Schladitzer See 220 15.840 0,45 7.128 19,5 53,8

Webeliner See* 441 31.752 0,18 5.715 15,7 43,1

Seelhausener See 622 44.784 0,4 17.914 49,1 135,1

Haselbacher See 335 24.120 0,2 4.824 13,2 36,4

*keine allgemeine Motorbootnutzung geplant



See Fläche

Motorisierte Bootsbewegungen/h im Jahr 2015

Mittlere Stunden-belastung

Maximale Stunden-belastung

ha Bewegungen/h Bewegungen/h

Cospudener See 436 12,5 31,4

Zwenkauer See 970 17,4 43,5

Markkleeberger See 252 12,5 31,1

Störmthaler See 733 16,3 40,8

Hainer See 560 10,9 27,4


Schladitzer See 220 5,4 13,4

Webeliner See* 441 4,3 10,8

Seelhausener See 622 13,5 33,8

Haselbacher See 335 3,6 9,1

*keine allgemeine Motorbootnutzung geplant Damit ist erkennbar, dass die Anzahl der Bootsbewegungen pro Stunde zwischen mittleren und maximalen Nutzungsbedingungen zwischen 5/h und 45/h schwanken wird. Die Ableitung der daraus sich ergebenden Lärmausbreitung hängt von der Verteilung der Bootsbewegungen auf der Seeoberfläche ab und wird sich im Bereich der Häfen und Schleusen sowie Verbindungsgewässer konzentrieren. Die Schalldämpfung beträgt in Abhängigkeit von der Charateristik als Punktquelle bzw. Linienquelle (an Standorten versichteten Bootsverkehrs) - auf 50 m: 3 … 6 dB(A) - auf 100 m: 6 … 12 dB(A) - auf 200 m: 9 … 17 dB(A) - auf 300 m: 11 … 22 dB(A) - auf 500 m: 13 … 26 dB(A) Bei einer Einzelbootsbewegung auf dem See mit maximaler Motorleistung und einer Lärmemission der Punktquelle Motorboot von 72 … 75 dB(A) kann damit bei einer Entfernung von 300 m die Lärmwahrnehmung auf ca. 50 dB(A) reduziert werden. Die zweite Möglichkeit zur Reduzierung der Lärmemission stellt die Begrenzung der Bootsgeschwindigkeit dar, da entsprechend Abbildung 10 die Lärmemission direkt von der Motordrehzahl (Frequenz) abhängig ist. Auch aus diesen Gründen wird für die meisten wassertouristisch genutzten Seen die Geschwindigkeit der Motorboote in einer Entfernung von < 300 m vom Ufer, in Kanälen und Hafeneinfahrten auf < 10 km/h beschränkt. Damit werden zugleich auch Probleme des vom Boot ausgehenden Wellenschlages reduziert und ein Mittelungspegel in der Fahrrinne bei der dargestellten Bootsbelegung von wahrscheinlich von 50 … 55 dB(A) erreicht. Damit wird bei einem 200 m Abstand von dieser Linienquelle eine Lärmimmission von 40 … 45 dB(A) wahrscheinlich nicht überschritten. Durch die Nutzung eines alternativen Antriebes für die gewerblichen Boote, die etwa 50 % der Bootsbewegungen darstellen besteht weiterhin die Möglichkeit, die Gesamtlärmbelastung wirksam zu senken. Aus den gegenwärtig verfügbaren Daten ist einschätzbar, dass bei der für das Jahr 2015 geplanten Bootbelegung der einzelnen Seen die höchste Anzahl von Bootsbewegungen für



den Zwenkauer und Störmthaler See (> 40 Bootsbewegungen/h) und etwas reduziert mit ca. 30 Bootsbewegungen/h für den Cospudener, Markkleeberger, Seelhausener und Hainer See zu erwarten sind. Die getroffenen Annahmen basieren auf einer groben Schätzung und sind im folgenden durch ein entsprechendes Monitoring (Anzahl und Verteilung der Bootsbewegungen) und eine detaillierte Prognose zu untersetzen. Auf Grund der unterschiedlichen Form der einzelnen Seen, des differenzierten Geländereliefs einschließlich der Ausbildung von Waldsäumen, der Lage der jeweiligen Attraktionszentren für den Motorbootssport (Häfen, Marinas, Lagunen) besteht die Möglichkeit, differenziert

- nach den einzelnen Ufernutzungen - der ufernahen Bebauung - der naturschutzfachlichen Anforderung zur Lärmminderung - den Wünschen für eine differenzierte Ausbildung des Wassersports

die Lärmemission und –immissionssituation zu prognostizieren und entsprechende Befahrungsregelungen zu treffen. Die Nutzung von Teilbereichen von ausgewählten Seen z.B. für Wasserski setzt hier eine entsprechend große Distanz zur Bebauung, Erholungsnutzung und zu naturschutzfachlich wertvollen Flächen voraus. Die durch nachfolgende Prognoseberechnungen differenziert zu untersetzende erste Einschätzung der zu erwartenden Lärmemission lässt erwarten, das die geplante Nutzungsintensität mit einer Bootsbelegung von im Durchschnitt 0,5 Booten/ha bei der Einführung einer Geschwindigkeitsbeschränkung in neuralgischen Bereichen auf < 10 km/h mit den weiteren Freizeit-, Erholungs- und Sportnutzungen kompatibel ist. Für die Durchführung von Prognoserechnungen sind entsprechende Monitoringuntersuchungen im Vorgriff erforderlich. 6.6 Auswirkung der prognostizierten Motorbootnutzung auf die Seen – Antifouling Im Kap. 4.3.1 wurde bereits darauf hingewiesen, dass Schadstoffe aus den Antifoulinganstrichen sich ungünstig auf die ökologische Situation der durch Bootstourismus betroffenen Gewässer auswirken können. 1. Entsprechend der gesetzlichen Situation ist der Einsatz von TBT-haltigen und anderen, zinnorganische Stoffe enthaltenden Antifouling-Anstrichen zu untersagen. 2. Auf Grund der bereits durch die Motorbootemission bedingten PAK-Belastung wird ebenfalls empfohlen, den Einsatz PAK-haltiger Anstriche zu untersagen. Der Vergleich zwischen dem Stoffeintrag durch PAK-haltige Bootsanstriche und der Emission durch den Motorbootsbetrieb zeigt, dass die zusätzliche Belastung aus den Anstrichen 10 … 45 % ausmachen kann. Aus diesem Grund sollte eine zusätzliche PAK-Belastung der Seen durch Anstriche vermieden werden.



Tabelle 41 Abschätzung der PAK-Belastung aus Antifouling-Anstrichen (nach Ergebnissen der Untersuchung niederländischer Sportboote, IKSR 2002)

See Prognose Bootsbelegung 2015

PAK-Emission aus Antifouling-Anstrich

Boote/ha kg/a

Cospudener See 0,53 0,058

Zwenkauer See 0,33 0,080

Markkleeberger See 0,91 0,057

Störmthaler See 0,41 0,075

Hainer See 0,36 0,050

Speicher Borna

Schladitzer See 0,45 0,025

Webeliner See* 0,18 0,020

Seelhausener See 0,4 0,062

Haselbacher See 0,2 0,017

*keine allgemeine Motorbootnutzung geplant 3. Analog zum Bodensee ist der Einsatz biozidhaltiger Anstriche zu vermeiden. Demgegenüber lässt eine mit der Antifoulingstudie der IKSR (2002) vergleichbare Bilanzierung erkennen, dass der Einsatz kupferhaltiger Antifoulinganstriche in den Seen nicht erwarten lässt, dass der Vorsorgewert von ca. 4 µg/l Kupfer (Schudoma et al. 1994) erreicht wird. Tabelle 42 Abschätzung der Kupfer-Belastung aus Antifouling-Anstrichen (nach Ergebnissen der Untersuchung niederländischer Sportboote, IKSR 2002)

See Prognose Bootsbelegung 2015

Kupfereintrag in die Seen aus Antifouling-Anstrich

Boote/ha µg/l

Cospudener See 0,53 0,08

Zwenkauer See 0,33 0,07

Markkleeberger See 0,91 0,14

Störmthaler See 0,41 0,07

Hainer See 0,36 0,08

Speicher Borna

Schladitzer See 0,45 0,16

Webeliner See* 0,18 0,07

Seelhausener See 0,4 0,12

Haselbacher See 0,2 0,10

*keine allgemeine Motorbootnutzung geplant Zusammenfassend wird empfohlen keine Zinnorganische Verbindungen, PAK und Biozide enthaltene Antifoulinganstriche für die Bootspflege im Bereich des Leipziger Neuseenlandes zuzulassen.



6.7 Auswirkung der prognostizierten Motorbootnutzung auf die Seen Aus dem Ergebnis der Abschätzung der Motorbootemissionen (nach RL2003/44 EG ) und Immissionen unter besonderer Berücksichtigung der ökotoxikologischen Auswirkungen zeigt sich, dass die Begrenzung der Motorbootemissionen für die nachhaltige Entwicklung der Tagebauseen von Bedeutung ist. Dabei beruht die Prognose auf einer Reihe von Annahmen, die jeweils mit Unsicherheiten bzw. einem Prognoseraum verbunden sind sowohl bezüglich

- der Bootsbelegung, - der Intensität der Bootsnutzung, - des Eintrages der Emissionen aus der Gas- in die Wasserphase und - des Verhältnisses der Emission der Kohlenwasserstoffe (HC) zu den BETX und PAK.

Unterstellt man keine Elimination/Abbau der Schadstoffe, dann erreicht die jährliche Immission bei einer Bootsbelegung von 1 Boot/ha, einer jährlichen Nutzung der meisten Motorboote von ca. 50 h/a und eines Eintrages von 25 % der Emission in die Wasserphase einen Wert für Kohlenwasserstoffe (HC) von 0,026mg/l. Dieser Wert ist mehr als doppelt so hoch, wie die Zielvorgabe. Damit kann nicht davon ausgegangen werden, dass die Motorbootemissionen so gering sind, dass sie eine untergeordnete ökologische Bedeutung für die Seen besitzen, insbesondere wenn man die jährliche Verteilung der Motorbootnutzung mit Spitzenbelastungen in den Sommermonaten beachtet. Bei der Annahme eines Ansatzes einer Bootsbelegung von 0,5 Boote/ha (entspricht gegenwärtigen Planungen für die Hafenanlagen, Marinas) und einer jährlichen Nutzung < 50 h/Jahr (wie sie auch z.T. in Studien/Erhebungen dargestellt wird) besteht die Chance, die Zielvorgaben weitgehend einzuhalten. Der Vergleich zwischen anteiliger Berücksichtigung der Dieselmotor- und 4-Takt-Ottomotor-Antriebe zeigt, dass durch bevorzugte Zulassung von Dieselmotorantrieben die Emission gesenkt werden kann. Ein Anteil von nur 5 …10 % Charterboote verursacht 27 bis 55 % der Gesamtemissionen für die Seen, so dass eine entscheidende Stellschraube für die Senkung der Belastung in der gezielten Beeinflussung der gewerblich genutzten Boote bzgl. der technischen Ausstattung/Motorisierung besteht. Die Fahrgastschiffe werden sich auf Grund der gesetzlichen Regelungen für die Emissionsbegrenzung, der Nutzung von Dieselmotoren und der Abgasabgabe über einen Kamin nur geringfügig auf die Belastung der Seen auswirken, wenn deren Anzahl weiterhin auf 1 … 2 Schiffe pro großem See begrenzt wird. Bei einer Bootsbelegung von 0,5 Booten/ha sind die Umweltqualitätsziele erreichbar, wenn die Charterboote bezüglich der MKW(HC)-, BETX- und PAK- Emission mit einer „0-Emission“ belegt werden, d.h. nur mit alternativem Antrieb analog dem LeipzigBoot genehmigt werden. Die mittleren jährlichen BETX- Immissionen erreichen für das Epilimnion der Seen keine gravierende Größenordnung. Aufgrund ihres Ausgasungs- und Abbauverhaltens sind auch in den Sommermonaten (Hochsaison), in denen eine höhere Nutzungsintensität zugrunde gelegt wird, die BETX- Werte bei der o.g. Beschränkung der Charterboote nur mit einer zeitlich begrenzten Auswirkung bei einer Bootsbelegung < 0,5 Boote/ha zu erwarten. Analog zu den Kohlenwasserstoffen ist auch für die PAK bei einer Bootsbelegung > 0,5 Boote/ha eine Überschreitung des Umweltqualitätszieles von 60 % zu bilanzieren, selbst wenn die Charterboote eine „0“-Emission aufweisen würden.



Schlussfolgerung: 0,5 Boote/ha nutzbarer Seefläche stellen nach dem gegenwärtigen Kenntnisstand die Obergrenze für eine ökologisch unbedenkliche Motorbootnutzung bei konservativer Betrachtung dar, wenn die gewerblichen Boote für den Charterbetrieb nur mit einer „0“-Emission (alternativer Antrieb) genehmigt werden. Bei einer Belegung mit 0,3 Booten /ha Seefläche werden die Umweltqualitätsziele ca. um 30% unterschritten. Daraus ergibt sich die Notwendigkeit, für den Markkleeberger See, für den gegenwärtig eine Bootsbelegung von 0,9 Booten/ha geplant ist, die Prognose auf Grundlage eines speziellen Monitoringprogramms und einer detaillierteren Betrachtung der Stoffeinträge und Umsetzungen mit Hilfe des Modells ökologischen Modells „AQUATOX“ der EPA zu präzisieren. Dabei spielen die Eliminationsmechanismen der Schadstoffe unter den Bedingungen der jungen oligotrophen Tagebauseen eine besondere Rolle, da sie eine Stoffsenke darstellen, durch welche die wirksame Schadstoffbelastung gesenkt werden kann. Dies können

- Ausgasungsprozesse, - photochemische Oxidationsprozesse, - Adsorption und Sedimentation und - biochemischer Abbau sein.

Dem ist die Klärung der Akkumulationsprozesse in der Nahrungskette gegenüberzustellen. 6.8 Handlungsoptionen Folgende ordnungsrechtliche Möglichkeiten und Notwendigkeiten der Regelung zugunsten einer Minderung der Immissionsbelastung der Seen werden betrachtet: 1. Zulassung der Motorboote Unter Berücksichtigung eines wirksamen Schutzes der Tagebauseen gegen eine zu hohe Schadstoffbelastung werden für die Genehmigungspraxis folgende Prämissen vorgeschlagen:

- Alle Genehmigungen werden bis zum Abschluss des Monitorings und der Verifizierung der vorgeschlagenen Emissionsgrenzen durch Motorbootverkehr befristet erteilt.

- Antriebe der Motorboote durch 2-Takt-Motoren werden nicht zugelassen mit Ausnahme neuentwickelter 2_Takt-Motoren, welche die Anforderungen der 4-Takter nachweislich erfüllen.

- Für alle nicht gewerblich genutzten Boote ist eine Motorisierung nur entsprechend der Sportbootverordnung 2003/44/EU zugelassen.

- In der ersten Phase der Genehmigung der sollten für die jeweiligen Seen nur Motorboote mit einer Gesamtemission entsprechend Differenzierung nach Tabelle 38 zugelassen werden.

- Gewerblich genutzte Boote, hierzu gehören auch z.B. für den Wasserskisport vorgesehene Motorboote, sind nur mit einer Motorisierung mit alternativem Antrieb mit einer Emission << 1 g HC/kWh zuzulasssen. Ein Beispiel hierfür stellt das LeipzigBoot dar. Damit besteht die Möglichkeit, den gewerblichen Motorbootverleih über einen Anteil von 5 … 10 % der Bootsflotte der Seen hinaus zu entwickeln.

- Fahrgastschiffe sind mit einem Dieselantrieb nach BinSchAbgasVO bzw. RheinSchUO mit Abgasführung über einen Kamin auszurüsten und entsprechend zu kontrollieren. Unter diesen Bedingungen und bei einer mäßigen Motorisierung sind die durch die Fahrgastschiffe hervorgerufenen Immissionen untergeordnet. An allen



zugelassenen Schiffsmotoren sind in regelmäßigen Abständen (3 Jahre) Abgasuntersuchungen durchzuführen.

- Für den privaten Bereich der Motorbootsnutzung sollten bevorzugt Dieselmotoren zugelassen werden, da diese eine geringere Schadstoffbelastung verursachen als 4-Takt-Motoren.

Bei einer zeitweisen differenzierten Nutzung der Seen z.B. für Motorsportveranstaltungen, Wettbewerbe, Modellbootveranstaltungen, Vorführungen und andere sportliche Veranstaltungen ist zu sichern, dass die nach Tabelle 38 vorgeschlagenen vorläufigen Emissionsgrenzen für Schadstoffe als Jahresbilanz nicht überschritten werden. Im Fall einer derartigen vorgesehenen Nutzung, die z.T. mit stärkerer Motorisierung oder erhöhten Schadstoffeinträgen verbunden sein können, ist konzeptionell die durch diese Veranstaltungen zu erwartende Emission im Konzept zu bilanzieren und in die Gesamtbetrachtung der Zulassung einzubeziehen.

Die Zulassung der Motorboote erfolgt lokal für die Anlieger und Nutzer der Seen. Darüberhinaus ist in Abhängigkeit von der Ausrichtung der touristischen Entwicklung der Seen wirtschaftlich erwünscht, dass auch aus anderen Wassersportrevieren Wassersportler die Seen mit ihrem eigenen Boot besuchen. Hierzu ist Voraussetzung, dass diese Boote

- die Anforderungen der Richtlinie 2003/44/EG bezüglich Abgas- und Lärmemission erfüllen,

- eine maximale Motorisierung nicht überschreiten, - sich die Bootsführer im Vorhinein über die Befahrungsbedingungen der Seen

informiert haben. Im Rahmen des Monitorings ist der Anteil dieser „Gast“-Boote regelmäßig zu überprüfen und in die Emissionsbilanz einzubeziehen.

Für die Motor- und Segelboote sollten nur Antifoulinganstriche, die keine zinnorganischen Verbindungen, Biozide und PAK enthalten zugelassen werden.

2. Räumliche/zeitliche Beschränkung der Befahrung der Gewässer Die einzelnen Seen haben differenzierte Anteile der vorgesehenen Nutzung durch Erholung, Baden, Wassersport Naturschutz und Wohnbebauung. Entsprechend sind differenzierte

- Vorranggebiete Naturschutz - Vorbehaltsgebiet Natur und Landschaft - Erholungsgebiete

geplant (siehe Tabelle 3). Ausgehend von der Vermeidung übermäßiger Lärmemissionen und von Wellenschlag sollten folgende Regeln gelten

- ab einem Uferabstand von < 200 bis < 300 m: Beschränkung der Fahrtgeschwindigkeit der Motorboote auf < 10 km/h. Hierzu sollten entsprechende Routen für schnelleres Fahren ausgewiesen werden. Es besteht die Möglichkeit, diese durch Bojen einzugrenzen;

- Hafeneinfahrtrouten und –bereiche sind zu kennzeichnen; - Ausweisen von Zonen, an denen das Ufer nicht betreten und der Flachwasserbereich

nicht befahren werden darf (Tabuzone z.B. für Laich-, Rast- und Brutgebiete) - gegebenenfalls Ausweisen von zeitweisen Beschränkungen zur Befahrung einzelner

Flächen aus naturschutzfachlichen Gründen Die Ausweisung dieser differenzierten Zonen ist nur dort notwendig, wo



- naturschutzfachliche Belange eine strenge Reglementierung erfordern, - ein Uferschutz notwendig ist, - die zu erwartende Intensität der Nutzung Emissionsbegrenzungen erfordern, - Sondernutzungen, wie z.B. Wasserski vorgesehen sind.

Generell sollte vorgeschrieben werden, dass Motorboote nur an dafür extra ausgewiesenen Stellen, wie z.B. in Häfen oder Marinas geslipt werden. Diese Festlegung dient sowohl der Kontrolle der eingesetzten Boote bezüglich der Einhaltung der geforderten Normen als auch dem erforderlichen Uferschutz. Die Ver- und Entsorgung sowie Betankung der Boote ist an entsprechenden Anlagen in den Häfen/Marinas festzulegen. Auf dieser Grundlage ist für jeden einzelnen See ein entsprechendes wassertouristisches Konzept zu entwickeln und entsprechend der Monitoringergebnisse nachzuführen. 3. Information Die Umsetzung dieser Regelungen erfordert analog bzw. integriert in das Wassertouristische Nutzungskonzept eine entsprechende Information und Selbstkontrolle durch wesentliche wassersportliche Akteure auf den Seen und in den Verbindungsgewässern. Hierzu ist

- über die besondere Qualität der Tagebauseen, - ihre Empfindlichkeit bezüglich Schadstoffeintrag und anderen vom Motorbootssport

ausgehenden Emissionen, - der jeweiligen Befahrungsregelungen, - die Anforderungen an die zugelassenen Motorboote

zu informieren. Diese Informationen sollten über

- Internet, - entsprechende Hinweistafeln an den Häfen und Slipstellen, - eine allgemeine Information der Bevölkerung, - eine intensive Einbeziehung der wassersportlich aktiven Verbände (z.B.

Seglerverband, Motorsportverbände, Kanuverbände usw.) zur Selbstkontrolle - die direkte Einbeziehung der Betreiber der wassersportlichen Anlagen

regelmäßig verbreitet werden. 4. Monitoring und Kontrolle Die Überprüfung der vorgeschlagenen Maßnahmen zur Emissionsminderung bezüglich ihrer Wirksamkeit und Notwendigkeit erfordert die Durchführung eines entsprechenden Monitoringprogramms. In einem ersten Schritt wird vorgeschlagen, dieses Monitoringsprogramm für den Markkleeberger und Schladitzer See als Pilotvorhaben durchzuführen. Details des Rahmens für dieses Monitoringprogramm sind in Kap. 7.1. dargestellt. Das Ziel des Monitorings besteht in

- der Erfassung der Entwicklung der Motorbootsnutzung (Boots- und Motorisierungskategorien, jährliche Betriebsstunden, zeitliche Verteilung der Motorbootsnutzung, Nutzergruppen),

- der Erfassung des Schadstoffeintrages in die Gewässer und deren Auswirkungen, - der Anpassung der zulässigen Emisionsgrenzen und Befahrungsregelungen.



Das Monitoring ist durchzuführen in Abstimmung und Zusammenarbeit

- mit der LMBV bezüglich ihres limnologischen Monitoringprogrammes, - mit den Betreibern der wassertouristischen Anlagen, - den Anbietern gewerblicher Motorbootnutzung, - den im Gebiet aktiven Wassersportverbänden, - den Kommunen und Genehmigungsbehörden.

Unabhängig von dem Monitoring ist auch eine Kontrolle erforderlich. Eine Selbstkontrolle kann durch die Einbeziehung der Betreiber, Anbieter und Wassersportverbände erreicht werden und eine sehr effektive Form der Kontrolle und Selbstbeschränkung darstellen. Voraussetzung hierzu ist eine entsprechende Informationspolitik. Der Werbeliner See eignet sich dabei infolge der aus naturschutzfachlichen Gründen nicht vorgesehenen Motorbootnutzung als Referenzgewässer für das Monitoring. Darüberhinaus sollte in Zusammenhang mit der Umsetzung des Wassertouristischen Nutzungskonzeptes für die Verbindungsgewässer entsprechende Kontrollregelungen geschaffen werden. 5. Planerische Handlungsoptionen Von Bedeutung ist vor allem die regionale und überregionale Koordinierung der Planungen zur Nutzung der entstehenden Gewässer, wie sie bereits abhängig von der Größe, Lage und Charakteristik der Seen erfolgt. Durch die abgestimmte Entwicklung des Seengebietes einschließlich der Ausrichtung der zu realisierenden Seeninfrastruktur auf die geplante Nutzungsart und Intensität kann die Entwicklung gesteuert und Schäden an der vorhandenen und potenziellen Naturausstattung vermieden werden. Eine gute Verkehrsanbindung einschließlich einer leistungsfähigen Seeninfrastruktur und vor allem die Anbindung an weitere Gewässerflächen über verbindende Gewässerstrecken fördern die intensive Nutzung. Entsprechend der vorgesehenen wassersportlichen Entwicklung sind ausreichend Bereiche für das Slippen der Boote, den Ein- und Ausstieg und für die Umsetzung der Boote vorzusehen, Rastplätze festzulegen und Stellflächen vorzuhalten. Weitere Schwerpunkte sind zur Emissionsvermeidung Fäkalien-Entsorgung Einbau von Sammeltanks in den Booten und die Installation von Entsorgungsstationen in den Sportboothäfen. Müllentsorgung Die Mülltrennung im Hafen soll sich an den kommunalen Vorgaben orientieren. Hafenbau und –gestaltung Die Ausstattung der Häfen muss die Bedürfnisse des motorisierten Wassersports, d.h. Anlagen zur Betankung und Reinigung sowie Reparatur der Boote einschließlich Anlagen zum Einsetzen und Herausheben der Boote aus dem Wasser umfassen. Zusätzlich sind ausreichend Liegeplätze, sanitäre Einrichtungen, Gastronomie und Möglichkeiten zur Übernachtung sowie die Anbindung an den Nahverkehr notwendig, Lebensmittel und Dinge des täglichen Bedarfs müssen im Hafenbereich erworben werden können. Die Nähe zur Natur wird durch eine landschaftsgerechte Gestaltung und sachgerechte Pflege der gesamten Hafenanlage erreicht,



Umwelt - Information Über Vor-Ort aufgestellte Tafeln, Flyer und im Internet sowie in die Presse ist eine Information und Kenntnisvermittlung für die Wassersportler möglich. 7 Identifikation, Analyse und Bewertung von Folgen 7.1 Vorschläge für die Belange der Ökologie Die Abschätzung der Auswirkung und die Immissionsbelastung der Motorbootnutzung auf den Seen geht von einer Reihe von Annahmen und Voraussetzungen sowie der konservativen Bedingung aus, dass keine Eliminierung der Schadstoffe angesetzt wird. Aus diesem Grund besteht die Notwendigkeit, durch ein Monitoringprogramm diese Ansätze zu überprüfen und zu verifizieren, Mit dem Modell „AQUATOX“ können dann die Prognosen der ökotoxikologischen Auswirkung der Zulassungs- und Nutzungspraxis genauer ermittelt werden. Das Monitoringprogramm ist sowohl für den Bereich der Motorbootnutzung als auch der Immissionswirkung auszulegen. Schwerpunkte des Monitoringprogramms sind:

- eine Einschätzung der Motorbootnutzung, z.B. durch freiwillige Mitarbeiter, Hafenbetreiber, Beobachter. Dabei sind Tage intensiver Nutzung und das jährliche Nutzungsverhalten festzustellen. Insbesondere ist festzustellen, welche Intensität der jährlichen Nutzung der Motorboote getrennt nach den Bootskategorien in den Tagebauseen erreicht wird.

- eine Erfassung der Konzentration der Schadstoffe MKW, BETX und PAK (gelöst und gesamt) in Gewässerabschnitten unterschiedlicher Nutzung:

o Hafenbereich mit hoher Nutzungsintensität (Ein- und Ausfahrt), o Flachwasser- und Tiefenwasserbereiche des Sees, die von Motorbooten

genutzt werden, o Flachwasser- und Tiefenwasserbereiche des Sees, die von Motorbooten auf

Grund „Vorrang Naturschutz“ nicht genutzt werden. - eine Messung der Sedimentgehalte und Sedimentationsraten bezüglich der

Schadstoffe in den drei beprobten Freiwasserbereichen, - eine Schwebstoffuntersuchung bezüglich der Schadstoffanreicherung mit

Charakterisierung der Schwebstoffe bezüglich ihrer Zusammensetzung (mineralischer Anteil, organischer Anteil, Phytoplankton/Chlorophyll a) sowie

- eine Bestimmung der Anreicherung der Schadstoffe im Zooplankton, Makrozoobenthos, Fried- und Raubfischen

Dieses Monitoringprogramm sollte an einem ersten Tagebausee erprobt und präzisiert werden, um danach optimiert einer Routinekontrolle ausgewählter Seen zu dienen. Im Ergebnis der bisherigen Untersuchung wird vorgeschlagen, dieses Monitoringprogramm für den Markkleeberger und Schladitzer See als Pilotvorhaben durchzuführen. Dabei ist es notwendig, vor dem Beginn einer nennenswerten Motorbootnutzung den Ausgangszustand als Vergleichswert zu erfassen. Weiterhin ist auszuschließen, dass z.B. durch Schadstoffeinträge aus Sedimenten und Altlasten eine erhöhte Vorbelastung besteht. Im Ergebnis der Abschätzung ergeben sich aufgrund der gegenwärtigen Planungen für die Seen mit einer Bootsbelegung ≤ 0,5 Boote/ha: Cospuden, Zwenkau, Störmthal, Hain/Haubitz, Haselbach auch bei Ansatz einer hohen ökologischen Empfindlichkeit keine zu erwartenden Probleme bezüglich der Schadstoffbelastung aus der Motorbootnutzung mit den angesetzten Kenngrößen, wenn für die Charterboote eine „0-Emission“ angesetzt wird. Für den Markkleeberger See sind bereits gegenwärtig die Planungen für eine Bootsbelegung von



ca. 0,9 Booten/ha geschaffen und realisiert. Hierzu sind besondere Regelungen erforderlich, da die Ergebnisse des Monitoringprogrammes erst nach mehreren Jahren vorliegen. Der Schladitzer See, der durch eine geringere Tiefe gekennzeichnet ist und für den eine intensive Erholungsnutzung geplant wird, ist in dieses Monitoringprogramm in Bezug auf die Motorbootnutzung ebenfalls einzubinden. Beide Seen kennzeichnen die hauptsächlich auftretenden Typen des tiefen, morphometrisch zur Oligotrophie tendierenden und des flacheren langfristig mesotrophen Tagebausees. Auf Grund der sich bereits jetzt schrittweise entwickelnden Nutzung besteht die Notwendigkeit, parallel zum Monitoringprogramm mit dem Modell „AQUATOX“ das Verhalten der Schadstoffe unter den geplanten Nutzungsbedingungen zu untersuchen und gegenüber der im Rahmen dieses Berichtes durchgeführten Bilanzierung die Belastbarkeit der beiden Seen weiter zu differenzieren. Die Ergebnisse der Pilotuntersuchung am Markkleeberger und Schladitzer See sind jeweils zeitnah für den Cospudener See und für den Seelhausener See zu übernehmen. Der Werbeliner See (ohne Motorbootnutzung) ist dabei als Referenzgewässer in das Monitoringprogramm aufzunehmen. Eine Überschreitung der zulässigen Nutzungsintensität von 0,5 Booten/ha ist nur dann möglich, wenn nachgewiesen ist, dass die Schadstoffaufnahmekapazität der Seen ohne negative ökologische Folgen höher ist, als gegenwärtig zu Grunde gelegt wird. Mit dem Modell „AQUATOX“ sind hierzu entsprechende Einschätzungen zu erarbeiten, die anhand der der Monitoringdaten zu kalibrieren sind. Insoweit besteht das Ziel, bei einer

- Konzipierung des Monitoringprogrammes im Frühjahr 2009 - dem Beginn des Monitorings ab Frühsommer 2009

erste Aussagen zur Tendenz der Schadstoffbelastbarkeit der beiden Seentypen anhand der Pilotuntersuchung am Markkleeberger See und Schladitzer See bis Ende 2009 und belastbare Aussagen bis Ende 2010 zu erzielen. Unabhängig davon ist bei gewerblichen Booten eine „0-Emission“ zu sichern. Zweitakter sind nicht zu genehmigen, da sie einen zu hohen Schadstoffausstoß haben. Durch die bevorzugte Genehmigung von Dieselmotorantrieben für Privatboote kann die Emission ebenfalls minimiert werden. Die Sicherung der Lebensgrundlagen für die Gewässerbiozönose im Hinblick auf die Nutzung der Seen erfordert auch eine Begrenzung der Uferverbauung durch Hafenanlagen Liegeplätze und der Zuwegungen auf das notwendige Maß, damit die Beschädigung und Störung der Uferbereiche minimiert wird. Die Planung der Erholungsanlagen sollte die Vernetzung der Lebensräume im Längsverlauf der Ufer und zwischen Ufer und Hinterland gewährleisten. Die Lebensgemeinschaften von Ufer und Flachwasser sind ansonsten ständigen Störungen ausgesetzt und gefährdet. Wesentlich ist die Kopplung des Monitorings zur Wirkung der Schadstoffbelastung mit der Fortführung und Aktualisierung der seeweiten limnologischen Bewertung der Gewässerkörper einschließlich der Ufer- und Flachwasserzonen. So kann der spezifische Handlungsbedarf für weiterführende Regelungen ermittelt werden. Für Bereiche, die deutliche ökologische Defizite infolge Übernutzung zeigen, müssen konkrete Aufwertungsmaßnahmen vorgeschlagen werden. Weiterhin sind Befahrungsregelungen zu erarbeiten die die Bootsnutzung bzgl. der im vorherigen Kapitel genannten Randbedingungen regeln und bei Bedarf begrenzen. Dabei sind auch die naturschutzfachlichen Restriktionen zu beachten, die sich aus dem Bundesnaturschutzgesetz und dem Sächsischen Naturschutzgesetz sowie den Schutzgebietsverordnungen ergeben, die für die Planungsbereiche relevant sind bzw. sich aus in den Braunkohlenplänen festgelegten Vorbehalts- und Vorrangflächen für Natur und Landschaft einschließlich Gewässer ergeben. Hierzu gehören vor allem Mindestabstände zu



wertvollen Habitaten, Geschwindigkeitsbegrenzungen, räumliche und zeitliche Beschränkungen der Motorbootsnutzung. 7.2 Möglichkeiten zur Verringerung gasförmiger Schadstoffemissionen Die gasförmigen Schadstoffemissionen des motorisierten Bootsverkehrs korrelieren fast ausschließlich mit der Treibstoffart, dem -verbrauch und der Antriebsform des Schiffes. Der Treibstoffverbrauch wiederum ist abhängig von verschiedenen schiffbautechnischen Daten, wie z. B.

- vom technologischen Standard, - von der Leistung und Qualität des Motors, - von der Konstruktion des Unterwasserrumpfes und - vom Ausmaß von Bewuchs am Rumpf bzw. dem Wasserwiderstand, - der Effizienz des Propellers und der Schiffsforminteraktion, - der Wartung der Maschine, des Propellers und des Schiffbodens, - der vorgegebenen Reisegeschwindigkeit, da der Verbrauch mit der 3. Potenz der

Geschwindigkeit steigt,

Abbildung 10: Möglichkeiten der Schadstoffreduzierung im Schiffsabgas

Quelle: Schiffsverkehr_Reduzierung Schadstoffe,pdf Theoretisch ist es auch möglich, durch verschiedene operationelle Maßnahmen die Schiffsemissionen zu reduzieren. Ein Beispiel hierfür ist die Verringerung von Geschwindigkeit und die Begrenzung der Leistung der Boote. Wirkungsvoll werden Emissionen durch einen guten technischen Zustand der Antriebsanlage gemindert. Aus diesem Grund ist ein Mitwirken der Verbände und Akteure für eine nachhaltig positive Entwicklung der Umwelt- und Lebensqualität an und auf den Seen in Zusammenhang mit der gleichzeitigen Entwicklung des Wassertourismus erforderlich. Die Erfahrungen mit besonderen Anforderungen an gegenüber der EU-Richtlinie 2003/44 EG verschärften Emissionsnormen zeigen, dass diese für den privaten Sektor nur sehr schlecht umsetzbar sind. Die Ursache hierfür besteht in dem begrenztem Markt für Motorbootsantriebe und dem damit eingeschränktem Angebot, indem Sonderlösungen nur



schwer zu erreichen und entsprechend finanziell aufwendig sind. Demgegenüber demonstriert die Entwicklung des LeipzigBootes mit alternativem Antrieb, dass für den gewerblichen Bereich Alternativen zunehmend wirtschaftlich einsetzbar sind. Diesen Trend folgen auch bereits z.T. die Betreiber z.B. mit einem Angebot von emissionsfreien Elektromotorbooten für den Bootsverleih oder von Solarbooten. Damit zeigt sich, dass bei einer zielgerichteten Information aller Akteure die Anwendung neuer emissionsarmer bzw. emissionsfreier Technologien für den Bootsantrieb einen Trend darstellt, der auch Vorteile für die jeweiligen Anbieter im Wettbewerb bietet. Da nachhaltiger und ökologisch verträglicher Tourismus auf Gewässern mit einer hohen ökologischen und Erlebnisqualität auch im Wettbewerb zwischen den Regionen einen Wettbewerbsvorteil darstellt, sollten diese Aktivitäten weiter gefördert werden und ein entsprechendes Image für die Seen entwickelt werden. In Zusammenhang mit der Umsetzung des Wassertouristischen Nutzungskonzeptes ist für die Verbindungs- und Fließgewässer und der dort prognostizierten Nutzungsintensität nur die Nutzung entsprechender Boote analog des LeipzigBoots-Typs (alternativer Antrieb, geringe Wellenausbildung) möglich. Es ist deshalb davon auszugehen, dass von den Entwicklungsergebnissen dieses Bootstyps auch für die primär auf den Seen verkehrenden Motorboote entsprechende Anregungen und Anwendungen analoger Techniken ausgehen, welche den Vorteil haben sowohl den Schadstoffeintrag als auch die Lärmemission deutlich zu reduzieren. In diesem Zusammenhang wird für die nachhaltige Entwicklung des Bootstourismus auf den Seen eine doppelte Strategie empfohlen

a) eine auf die ökologische Tragfähigkeit der jeweiligen Seen streng ausgerichtete Genehmigungspolitik für die Motorbootsnutzung mit Einhaltung der EU-Norm 2003/44/EG im privatem Bereich und der Zulassung von gewerblich genutzten Motorbooten nur mit alternativem Antrieb

b) der Förderung der Entwicklung von Booten mit alternativem Antrieb und vergleichbarer wassersportlicher Qualität

unter Einbeziehung der Akteure für die Entwicklung des Wassertourismus im Leipziger Neuseenland. 7.3 Begrenzung der Lärmemission durch den Motorbootverkehr Ausführungen zur Rechtslage bzgl. der Begrenzung der Lärmemission von Sportbooten in der EU und zu Auswirkungen der Geräuschemissionen wurden bereits im Punkt 4.3 gemacht. Insgesamt gibt es nur wenige weitergehende Regelungen in den Schifffahrtsordnungen der Länder und innerhalb der Befahrungsregelungen für touristisch genutzte Gewässer. Letztere enthalten vorrangig Verbote zum Betreten und zum Anlegen im Bereich wertvoller Uferabschnitte sowie zeitliche und räumliche Beschränkungen der Sportschifffahrt. Begrenzungen zu den Lärmemissionen sind meist allgemein gehalten, wie in der Verordnung zum Bodensee, z,B, BSO – Artikel 1,10, Schutz vor Lärm, Rauch, Abgas und Geruchsbelästigungen: „Durch den Betrieb der Fahrzeuge darf nicht mehr Lärm, Rauch, Abgas oder Geruch erzeugt werden, als dies bei ordnungsgemäßem Zustand und sachgemäßem Betrieb des Fahrzeugs unvermeidbar ist, Dort werden aber aktuell Untersuchungen durchgeführt, um Grundlagen für Regelungen zu schaffen. Allgemein kommen zur Verringerung der Lärmbeeinträchtigungen sowohl Maßnahmen zur Begrenzung der Lärmemissionen als auch Nutzungsbeschränkungen in Frage, wie:

- Mindeststandard der Einhaltung der Lärmemission nach 2003/44 EG - Beschränkung der Anzahl der Motorboote auf möglichst < 0,5 Boote/ha



- Einführung von Geschwindigkeitsbeschränkungen zum Schutz von Wohn-, Erholungs- und Schutzgebieten

- Tageszeitliche Begrenzung des Bootsbetriebes für ausgewählte sensible Zonen Wasserskilaufen und der Betrieb von Wassermotorrädern (Jet-Bikes) sollen nur dort zugelassen werden, wo eine Beeinträchtigung von Schutzgebieten nach Naturschutzrecht, Wohn- und Erholungsgebieten vermieden werden kann und auch die angestrebte Erholungsqualität nicht negativ beeinflusst wird. Hier ist ebenfalls die Kontigentierung der Schadstoffemission zu beachten. In Zusammenhang mit der Entwicklung alternativer Antriebe bestehen auch gute Möglichkeiten, die wesentlich von den Antrieben ausgehenden Lärmemissionen zu mindern. Durch z.B. die Kopplung von Gasmotor und Elektroantrieb sind Potenziale vorhanden, die Drehzahl des Gasmotors und damit die Intensität der Lärmemission in einem mittleren Bereich auszulegen, während der Elektroantrieb in seiner Emission weitgehend unabhängig von der Drehzahl und mit sehr geringer Lärmemission wirkt. Aus diesem Grund ist davon auszugehen, dass die weitere Antriebsentwicklung auch unter dem Aspekt

- der Klimaverträglichkeit, CO2-Bilanz, - der Verknappung der Ölressourcen und damit verbundenen langfristigen

Preisentwicklung der Treibstoffe für Motorboote Parallelen zur Kraftfahrzeugentwicklung aufweisen wird und damit in 5 … 10 Jahren die Motorbootemissionen deutlich reduzierbar sind. Das Leipziger Neuseenland kann für eine derartige Entwicklung eine Vorreiterrolle einnehmen, die auch wirtschaftliche und touristische Vorteile aufweisen kann.



8 Zusammenfassung/ Handlungsempfehlungen Gegenstand der Untersuchung Aufgabenstellung der Untersuchung war die Prognose der Entwicklung der Motorbootnutzung der Tagebauseen und die Prüfung auf Notwendigkeit bzw. Ableitung von Maßnahmen zur Einhaltung der ökologischen Tragfähigkeit der Gewässer sowie der raumbezogenen und inhaltlichen Ordnung einschließlich der rechtlichen Umsetzung des Motorbootsverkehrs bezüglich der Emissionsbegrenzung. Hierbei war der Schwerpunkt der Untersuchung die Prognose der Auswirkung der Motorbootsnutzung auf die Schadstoffbelastung der Seen zur Sicherung einer nachhaltigen wassertouristischen Entwicklung der Seen. Ein wichtiger Zwischenschritt war die Ableitung von Szenarien für die von den Motorbooten ausgehenden Emissionen und die Konfliktbewertung unter Berücksichtigung der differenzierten ökologischen Tragfähigkeit der Gewässer. Deren Belastbarkeit gegenüber der geplanten Nutzung wird von der Trophie der Seen und ihren hydromorphologischen Eigenschaften beeinflusst. Emissionen der Motorboote werden an Partikel adsorbiert. Insbesondere nach dem Anlagern an Planktonalgen werden diese Stoffe im Sediment akkumuliert bzw. in der Nahrungskette angereichert. Bei Seen, die eine erhöhte Acidität aufweisen, ist der Abbau oder die Verfrachtung derartiger Stoffe als problematischer zu betrachten. Die Tagebauseen sind außerdem als junge Gewässer zu betrachten, deren Entwicklung noch nicht abgeschlossen und z.T. instabil ist. Gegenstand der Untersuchung waren die Tagebaurestseen:

- Cospudener- und Zwenkauer See, - Markkleeberger- und Störmthaler See, - Kahnsdorfer-und Hainer See, - Speicher Borna, - Haselbacher See, - Schladitzer- und Webeliner See, - Seelhausener See und Berücksichtigung der geplanten Verbindung zum Großen

Goitzschesee. Art und Weise der Nutzung/ Prognose der Nutzungsintensität Bzgl. des Motorsports kann folgende Nutzungsdifferenzierung der Seen vorgenommen werden:

- gewerbliche Motorbootnutzung / Passagierschifffahrt, Ausbildung, Erwerbsfischerei - private Motorbootnutzung, - Angelsport mit Bindung an die Motorbootnutzung, Fischerei, - Ausbildungsfahrten zum Bootsführer, - Daseins- und Ordnungsvorsorge (Rettungsdienst, Polizei, Fischereiaufsicht,

Naturschutzwacht u.a.) - Modellbootsport, - Wasserski, Wassermotorräder usw.

Eine Befragung der Kommunen, Eigentümer bzw. Betreiber von Häfen, Marinas und anderen wassertouristischen Einrichtungen der Seen zeigte, dass die vorgesehene Nutzung der Seen bzgl. der Intensität erheblich voneinander abweicht. Eine intensive Nutzung ist für die großen Seen Markkleeberg, Cospuden, Zwenkau, Störmthal und den Hainer See vorgesehen. Das gilt auch für den Seelhausener See, dessen Entwicklung stark von der Realisierung der Gewässerverbindung zum Goitschesee abhängt. Der Schladitzer See soll uneingeschränkt



genutzt werden. Für den Haselbacher und den Werbeliner See soll die Motorbootzulassung eine Ausnahme sein. Da mit Ausnahme vom Speicher Borna (mangelnde Infrastruktur) aber grundsätzlich Entwicklungsmöglichkeiten vorhanden sind und ein Nutzungsdruck nicht unwahrscheinlich ist, wurden auch die Seen mit einer geringen geplanten/ vorhandenen Motorbootnutzung in die Berechnungen einbezogen. Die vorhandenen und geplanten Liegeplätze sind ein Richtwert und geben nicht direkt Auskunft über die jeweilige Anzahl der motorisierten und unmotorisierten Boote, weshalb entsprechende Schätzungen notwendig waren. In naher Zukunft wird nur am Markkleeberger See die Anzahl der Liegeplätze deutlich 0,5 Boote /ha überschreiten und ist deshalb als Untersuchungsschwerpunkt zu betrachten. Parallel wurde eine Prognose der Entwicklung des Wassersports mit Motor- und Segelbooten für die Region des Leipziger Neuseenlandes im Vergleich zu anderen Wassersportregionen, hier speziell mit dem Bodensee und dem Berliner Wassersportrevier, durchgeführt. Es erscheint realistisch, dass sich die Bootsdichte im Bereich des Leipziger Neuseenlandes bezogen auf die Einwohner der Umgebung und die Wasserfläche auf etwa 4.000 Boote mittel- bis langfristig einpendeln wird. Die als Prognose angenommenen 4.000 Boote ohne Charterboote verteilen sich auf ca. 2.000 Motorboote und 2.000 Segelboote. Nicht berücksichtigt werden kleine Jollen und Ruderboote. Von den 2.000 Segelbooten werden nach Vergleich mit anderen Revieren etwa 50% mit einem Verbrennungsmotor als Hilfsantrieb ausgestattet sein. Die Übrigen sind nicht motorisiert. In der folgenden Tabelle ist das Ergebnis der Bestandsaufnahme der Planungen mit einer Realisierung im Wesentlichen bis 2015 sowie eine Mittel- und Langfristprognose dargestellt.

* Für den Werbeliner See ist keine Motorbootnutzung vorgesehen (Vorrangebiet Natur und Landschaft)

Ausgehend von dem Vergleich mit anderen Wassersportrevieren wurde für die Bootsflotte folgende mittlere Zusammensetzung prognostiziert. Diese wird sich mit der Umsetzung der Planungen zwischen den Seen zukünftig sich stärker differenzieren. Gleichzeitig wurden weitere Einschätzungen vorgenommen bezüglich der jährlichen Betriebsstunden der Motorboote pro Jahr und der üblicherweise zu erwartenden Auslastung der Motorleistung unter Berücksichtigung der Morphologie der Seen. Eine Befragung deutschen Charterunternehmen ergab, dass für Charterboote die Betriebszeit durchschnittlich 600 h/a beträgt. Abhängig von der zukünftigen Entwicklung wird der Anteil der Charterboote bei etwa 5 bis 10 % liegen. Die in der folgenden Tabelle abgeleiteten Betriebsstunden und jährlichen Motorleistungen waren für die Weiterführung der Untersuchungen die Grundlage Bewertung der vom Motorbootssport ausgehenden Emissionen in den Seen einschließlich der Berücksichtigung der gewerblichen Bootsanbieter und der Fahrgastschiffe.

See Seenfläche

Liegeplätze,

gegenwärtige

Planungen

Planungen bis 2015 Mittelfrist-

prognose (2020)

Langfrist-

prognose (nach

2025)

ha Boote/ha Boote/ha Boote/ha

Cospudener See 436 230 0.53 1 1

Zwenkauer See 970 320 0.33 0.5 1

Markkleeberger

See 249 230 0.92 1 1

Störmthaler See 733 300 0.41 0.5 1

Hainer See 560 203 0.36 0.5 1

Speicher Borna 265 keine Abhängig von Bewirtschaftung

Schladitzer See 223 100 0.45 0.5 0.5

Werbeliner See* 443 80 0.18 0.2 0.3

Seelhausener See 622 250 0.40 0.5 1

Haselbacher See 334 0.20 0.2 0.2



Kategorie Motor ausgenutzte Motorleistung Leistung

Betriebs-stunden/a kWh/a

M1 Motorboot < 5m


65 % 11 kW 50 358

M2 Daycruiser 5-8m

Innenborder bis 200 kW

30 % 200 kW 50 3.000

M3 Kajütboote > 8m

4-Takt-Otto- oder Diesel-Innenbord

ca. 60 kW 75 % 60kW 50 2.250

S1 Segelboote < 6m

kein Motor oder E-Antrieb

kein Motor oder E-Antrieb (ohne

kl. Jollen)

S2 Segelboote > 6m


ausgenutzte Motorleistung

75 % 11 kW 25 206

C1 Charterboot

4-Takt-Otto- oder Diesel-Innenborder

25 kW

ausgenutzte Motorleistung

50 % 25 kW 600 7.500

F Fahrgastschiff Diesel Innenbord

ausgenutzte Motorleistung 40

% 70 kW 1.500 42.000

Im Bericht wurden die möglichen Folgen der Motorbootsentwicklung bezüglich des Schadstoffeintrages, der Lärmemission und der weiteren potenziellen Auswirkungen auf das Gewässerökosystem und die geplanten Nutzungen diskutiert. Im Rahmen dieser Untersuchung steht jedoch das Problem der Beurteilung und gegebenenfalls notwendigen Begrenzung des Schadstoffeintrages aus der Motorbootemission im Vordergrund. Dabei besitzen die Schadstoffkomponenten

- Kohlenwasserstoffe (als Summe, MKW oder CH bezeichnet)) - Aromatische Kohlenwasserstoffe (BETX) und - Polyaromatische Kohlenwasserstoffe (PAK)

als Bestandteil bzw. Verbrennungsprodukt der Kraftstoffe eine besondere Bedeutung. Empfindlichkeit der Seen gegenüber dem Schadstoffeintrag aus Motorbootsemissionen Die Tagebauseen sind künstliche Gewässer, die erst in den letzten Jahren als Folge des Grundwasserwiederanstieges entstanden sind bzw. noch geflutet werden. Ihre Entwicklung ist wesentlich durch den Eintrag der braunkohlenbürtigen Belastungen mit Eisen, Acidität und Sulfat geprägt. Insgesamt werden über 4570 ha Wasserfläche im Leipziger Neuseenland entstehen. Durch die Eisenbelastung der Seen wird gegenüber der morphologischen Einschätzung der potenziellen Trophie und den prognostizierten Nährstoffeinträgen eine Oligotrophierung erreicht, mit der Folge, dass zumindest mittelfristig in den betrachteten Seen nur geringe Algenbiomasseentwicklungen auftreten. Daraus ergibt sich

- eine erhöhte Empfindlichkeit des Ökosystems, - die Erwartung einer höheren Anreicherung der Schadstoffe in der Nahrungskette

gegenüber eutrophen Seen (weniger Biomasse, an welche die Schadstoffe adsorbiert bzw. von der diese aufgenommen und umgesetzt werden können)

- eine erhöhte Sichttiefe ( ≥5 m führt zur Volldurchlichtung des Epilimnions), daraus resultiert eine fotochemisch verstärkte Wirkung von Schadstoffen).

Das Verhalten der Schadstoffe im Sediment ist nicht ausreichend untersucht. Der Abbau erfolgt sehr differenziert, langsam, für einige Verbindungen teilweise, für andere kaum und



abhängig von den Randbedingungen, wie z.B. aerobe oder anaerobe Verhältnisse. Deshalb wurde bei den Berechnungen ein konservativer Ansatz verfolgt und davon ausgegangen, dass für die Bilanzierung kein Abbau der Schadstoffe im Sediment stattfindet. Im Ergebnis der Untersuchung gegenwärtig alle Tagebauseen empfindlich oder sehr empfindlich gegenüber Schadstoffeintrag. Mittelfristig werden nur der Schladitzer und Werbeliner See etwas unempfindlicher sein auf Grund ihrer Neigung zur Mesotrophie und hydromorphologischen Bedingungen. Für den Werbeliner See ist mit weiteren Restriktionen wegen der wertvollen Naturausstattung im westlichen Bereich des Sees zu rechnen. Die zusammenfassende Bewertung ergibt folgende ökologische Empfindlichkeit der Seen gegenüber Motorbootemissionen:

sehr hoch (10 Pkte) Cospudener See, Hainer/Haubitzer See,

hoch (8 – 9 Pkte) Markkleeberger, Zwenkauer, Störmthaler, Seelhausener, Haselbacher See, Speicher Borna (in Abhängigkeit vom Hochwasserschutz)

mittel (6-7 Pkte) Schladitzer See

gering (<= 5 Pkte) Werbeliner See

Abgeleitete Umweltqualitätsziele für Oberflächenwasser und Sedimente Die ökologischen Auswirkungen der eingetragenen Stoffe sind sehr komplex, Es sind gegenwärtig keine verbindlichen Orientierungswerte für Lebensmittel einschließlich von Speisefischen in Deutschland bekannt, um aus der theoretischen Anreicherungmöglichkeit in der Nahrungskette auf tolerierbare Schadstoffeinträge zu schließen. Die Auswahl von internationalen gesetzlichen Festlegungen bzw. Verordnungen zeigte eine große Spannweite zu den Untersuchungsergebnissen, die Wasserorganismen betreffend. Fische gehören zu den Organismen, die gegenüber der untersuchten Schadstoffbelastung sehr empfindlich sind. Außerdem war berücksichtigen, dass die veröffentlichen Werte von Vorsorgewerten bis zu Ergebnissen bzgl. der akuten Toxizität reichen, Notwendig war aber die Festlegung von Qualitätszielen, die den Schutz aller Wasserorganismen und des Gewässerökosystems zu gewährleisten. Daran mussten sich die Berechnungen im Rahmen dieser Untersuchung orientieren. Deshalb waren die bereits durch zahlreiche Untersuchungen bestätigten Vorsorgewerte der EPA (Environmental Protection Agency, USA) von besonderem Interesse, auch wenn sie nicht explizit für die Tagebaurestseen mit ihren spezifischen Eigenschaften entwickelt wurden. Die Seen in Alaska zeichnen aber sich ebenfalls durch eine hohe Empfindlichkeit aus (z.B. hohe Aufenthaltszeit, große Tiefe, geringer Grundumsatz) aus. Für die See-Sedimente gibt es nur wenige Orientierungs- und Grenzwerte bzgl. der Schadstoffbelastung, vor allem für PAK. Die festzulegenden Umweltqualitätsziele mussten auch die Langzeitwirkung der Schadstoffe berücksichtigen, wie die Akkumulation im Sediment (MKW, PAK) und die Aufnahme durch Benthosorganismen (Anreicherungsfaktor 50 bis 150) einschließlich der zu erwartenden Anreicherung in der Nahrungskette bis zum Raubfisch. Unter Berücksichtigung der Ergebnisse der Literaturrecherche und der oben genannten Randbedingungen einschließlich der gezielten Vermeidung von möglichen chronischen toxischen Wirkungen wurden folgende Umweltqualitätsziele herausgearbeitet: MKW 10 µg/l BETX 10 µg/l PAK 0,003 µg/l (Sicherheitsfaktor für die spezifischen Verhältnisse in den Tagebauseen)



Diese tragen Vorsorgecharakter. Sie sind entsprechend der fortschreitenden wissenschaftlichen Entwicklung weiter zu präzisieren. Prognose der Motorbootemissionen für die Seen Aufbauend auf der Prognose der Boostbelegung, der Zusammensetzung der Bootsflotte mit differenzierten Antrieben und der entsprechend unterschiedlichen durchschnittlichen jährlichen Nutzung der Antriebsmotoren wurde eine Prognose der Motorbootemissionen auf Basis der Richtlinie 2003/44/EG durchgeführt.

Kategorie 25% Eintrag in Wasser

Bootsbelegung 1 Boot/ha


Immission Wasserkörper Immission (HC g/ha.a)

Immission (HC g/ha.a)

M1 Motorboot < 5m 4-Takt 319 160

M2 Daycruiser 5-8m 4-Takt 853 426

M3 Kajütboote > 8m 4-Takt 233 117

M3 Kajütboote > 8m Diesel 0 0

S1 Segelboote < 6m 0 0

S2 Segelboote > 6m 4-Takt 184 92

C1 Charterboot 4-Takt 982 491

C1 Charterboot Diesel 0 0

5 % Eintrag

F Fahrgastschiff Diesel 7 … 15 7 … 15

Summe g HC/ ha.a mit Fahrgastschiff 2.578 1.293

Anteil Charterboot 38,1% 38,0%

*HC Kohlenwasserwasserstoffe Die Anteile der einzelnen Bootskategorien an der Gesamtemission varieren dabei auch in Abhängigkeit von der Art der Motorisierung und des Anteiles der Charterboote an der Gesamtbelegung. Die Bilanzierung zeigt, dass

- die Fahrgastschiffe nur einen praktisch zu vernachlässigbaren Anteil an der Gesamtemission haben unter der Voraussetzung, dass die speziellen Abgasvorschriften eingehalten werden und die Abgase nicht direkt in den Wasserkörper eingeleitet werden.

- in Abhängigkeit von der Ausbildung der Charterflotte bezüglich Gesamtanteil an der Bootsbelegung und Motorisierung einen Anteil von 27 % bis 55 % an der Gesamtbelastung haben kann. Dementsprechend sind die gewerblich genutzten Charterboote eine Hauptquelle der Immissionsbelastung, wenn ihre Motoren nach 2003/44 EG ausgelegt sind.

- die hochmotorisierten Daycruiser einen weiteren bedeutenden Beitrag an der Emission leisten mit einem Anteil von 24 … 33 % an der Immissionsbelastung.

- die zu erwartende Immisionsbelastung bei einer Bootsbelegung von 0,5 Booten/ha zwischen 1,1 und 1,8 kg/h.a HC und für 1,0 Boote/ha zwischen 2,2 und 3,6 kg/ha.a HC schwankt.



Prognose der Schadstoffbelastung der Seen aus der Motorbootimmission Die nachfolgende Tabelle zeigt die Bilanzierung der mittleren jährlichen Konzentration im Epilimnion bei einer Bootsbelegung zwischen 0,5 und 1,0 Booten/ha und einer unterschiedlichen Motorisierung der Charterboote einschließlich der Anwendung eines alternativen Antriebes mit „0“-Emission (rote Markierung – Orientierungswert überschritten) für mittlere morphologische Bedingungen. Kohlenwasserstoffe in mg/l











BETX im mg/l











PAK in µg/l











Die Ergebnisse verdeutlichen, dass

- die Motorbootemission bei einer ungesteuerten Entwicklung zu einem ökologischen Problem in den Seen führen kann und deshalb für die Sicherung einer nachhaltigen Entwicklung eine auf die Tragfähigkeit der Seen abgestimmte Genehmigungspraxis der Motorbootzulassung erforderlich ist,

- bei einer Bootsbelegung von 1 Boot/ha und der prognostizierten Zusammensetzung der Bootsflotte das Problem besteht, sowohl bezüglich der MKW als auch der PAK



die ökologischen Orientierungswerte für die Schadstoffbelastung nicht einzuhalten. Die mittlere Belastung der BETX ist nur selten überschritten.

- sich bei einer Bootsbelegung von 0,5 Booten/ha diese Situation verbessert aber bezüglich der MKW und PAK bei einer nach 2003/44 EG zulässigen Emission der Charterbootsmotoren mit einer Motorisierung mit 4-Takt-Ottomotoren zwischen 50 % und 100 % aller Charterboote ebenfalls die Zielwerte noch nicht eingehalten werden.

- bei einer Bootsbelegung von 0,5 Booten/ha und dem Einsatz von alternativen emissionsarmen bzw. emissionsfreien Antrieben im gewerblichen Bereich (Charterboote) die ökologischen Umweltqualitätsziele eingehalten werden können.

Für die einzelnen Seen können unter Berücksichtigung des gegenwärtigen Kenntnisstandes folgende Emissionsgrenzen für die einzelnen Seen bezüglich des Summenparameters MKW abgeleitet werden, die auch eine Einhaltung der ökologischen Richtwerte für die BETX und PAK erlauben:

See Fläche Zulässige Emission g HC/ha.a bei Einhaltung der Orientierungswerte

Bezugsbasis Epilimnionausbildung

ha kg/a

Cospudener See 436 493

Zwenkauer See 970 1.863

Markkleeberger See 252 185

Störmthaler See 733 1.296

Hainer See 560 700


Schladitzer See 220 73

Webeliner See 441 280

Seelhausener See 622 557

Haselbacher See 335 170

Als Schwerpunkt für die weitere detaillierte Eingrenzung der verträglichen Immission mit Bootsmotorabgasen ergibt sich daraus der Markkleeberger und der Schladitzer See, der gleichzeitig als Beispielsgewässer für andere Tagebauseen dienen kann. Aus diesem Grund wird für den Markkleeberger und den Schladitzer See ein Monitoringprogramm und die parallele Durchführung weitergehender Untersuchungen zum Schadstoffmetabolismus und zur Prognose der Belastungsentwicklung vorgeschlagen. Damit werden zugleich zwei Seentypen (tiefer, zur Oligotrophie neigender See und flacherer zur Mesotrophie neigender See) untersucht und als Modellgewässer für die anderen Seen näher untersucht. Handlungsempfehlungen Folgende ordnungsrechtliche Möglichkeiten und Notwendigkeiten der Regelung zugunsten einer Minderung der Immissionsbelastung der Seen werden betrachtet: 1. Zulassung der Motorboote Die Motorbootnutzung der Seen ist genehmigungspflichtig. Unter Berücksichtigung eines wirksamen Schutzes der Tagebauseen gegen eine zu hohe Schadstoffbelastung werden für die Genehmigungspraxis folgende Prämissen vorgeschlagen:

- Alle Genehmigungen werden bis zum Abschluss des Monitorings und der Verifizierung der vorgeschlagenen Emissionsgrenzen durch Motorbootverkehr befristet erteilt.



- Antriebe der Motorboote durch 2-Takt-Motoren werden nicht zugelassen, sofern sie nicht nachweislich die Werte für 4-Takt-Otto-Motoren sicher erreichen.

- Für alle nicht gewerblich genutzten Boote ist eine Motorisierung nur entsprechend der Sportbootverordnung 2003/44/EU zugelassen.

- In der ersten Phase der Genehmigung der sollten für die jeweiligen Seen nur Motorboote mit einer Gesamtemission entsprechend Differenzierung nach Tabelle 38 zugelassen werden.

- Gewerblich genutzte Boote, hierzu gehören auch z.B. für den Wasserskisport vorgesehene Motorboote, sind nur mit einer Motorisierung mit alternativem Antrieb mit einer Emission << 1 g HC/kWh zuzulasssen. Ein Beispiel hierfür stellt das LeipzigBoot dar. Damit besteht die Möglichkeit, den gewerblichen Motorbootverleih über einen Anteil von 5 … 10 % der Bootsflotte der Seen hinaus zu entwickeln.

- Fahrgastschiffe sind mit einem Dieselantrieb nach BinSchAbgasVO bzw. RheinSchUO mit Abgasführung über einen Kamin auszurüsten und entsprechend zu kontrollieren. Unter diesen Bedingungen und bei einer mäßigen Motorisierung sind die durch die Fahrgastschiffe hervorgerufenen Immissionen untergeordnet. An allen zugelassenen Schiffsmotoren sind in regelmäßigen Abständen (3 Jahre) periodische Wartungen aller abgasrelevanten Systeme am Motor entsprechend Herstellervorschriften durchzuführen.

- Für den privaten Bereich der Motorbootsnutzung sollten bevorzugt Dieselmotoren zugelassen werden, da diese eine geringere Schadstoffbelastung verursachen als 4-Takt-Motoren.

Bei einer zeitweisen differenzierten Nutzung der Seen z.B. für Motorsportveranstaltungen, Wettbewerbe, Modellbootveranstaltungen, Vorführungen und andere sportliche Veranstaltungen ist zu sichern, dass die nach Tabelle 38 vorgeschlagenen vorläufigen Emissionsgrenzen für Schadstoffe als Jahresbilanz nicht überschritten werden. Im Fall einer derartigen vorgesehenen Nutzung, die z.T. mit stärkerer Motorisierung oder erhöhten Schadstoffeinträgen verbunden sein können, ist konzeptionell die durch diese Veranstaltungen zu erwartende Emission im Konzept zu bilanzieren und in die Gesamtbetrachtung der Zulassung einzubeziehen.

Die Zulassung der Motorboote erfolgt lokal für die Anlieger und Nutzer der Seen. Darüberhinaus ist in Abhängigkeit von der Ausrichtung der touristischen Entwicklung der Seen wirtschaftlich erwünscht, dass auch aus anderen Wassersportrevieren Wassersportler die Seen mit ihrem eigenen Boot besuchen. Hierzu ist Voraussetzung, dass diese Boote

- die Anforderungen der Richtlinie 2003/44/EG bezüglich Abgas- und Lärmemission erfüllen,

- eine maximale Motorisierung nicht überschreiten, - sich die Bootsführer im Vorhinein über die Befahrungsbedingungen der Seen

informiert haben. Im Rahmen des Monitorings ist der Anteil dieser „Gast“-Boote regelmäßig zu überprüfen und in die Emissionsbilanz einzubeziehen.

Für die Motor- und Segelboote sollten nur Antifoulinganstriche, die keine zinnorganischen Verbindungen, Biozide und PAK enthalten zugelassen werden.

2. Räumliche/zeitliche Beschränkung der Befahrung der Gewässer Die einzelnen Seen haben differenzierte Anteile der vorgesehenen Nutzung durch Erholung, Baden, Wassersport Naturschutz und Wohnbebauung. Entsprechend sind differenzierte

- Vorranggebiete Naturschutz - Vorbehaltsgebiet Natur und Landschaft - Erholungsgebiete



geplant (siehe Tabelle 3). Ausgehend von der Vermeidung übermäßiger Lärmemissionen und von Wellenschlag sollten folgende Regeln gelten

- ab einem Uferabstand von < 200 bis < 300 m: Beschränkung der Fahrtgeschwindigkeit der Motorboote auf < 10 km/h. Hierzu sollten entsprechende Routen für schnelleres Fahren ausgewiesen werden. Es besteht die Möglichkeit, diese durch Bojen einzugrenzen;

- Hafeneinfahrtrouten und –bereiche sind zu kennzeichnen; - Ausweisen von Zonen, an denen das Ufer nicht betreten und der Flachwasserbereich

nicht befahren werden darf (Tabuzone z.B. für Laich-, Rast- und Brutgebiete) - gegebenenfalls Ausweisen von zeitweisen Beschränkungen zur Befahrung einzelner

Flächen aus naturschutzfachlichen Gründen Die Ausweisung dieser differenzierten Zonen ist nur dort notwendig, wo

- naturschutzfachliche Belange eine strenge Reglementierung erfordern, - ein Uferschutz notwendig ist, - die zu erwartende Intensität der Nutzung Emissionsbegrenzungen erfordern, - Sondernutzungen, wie z.B. Wasserski vorgesehen sind.

Generell sollte vorgeschrieben werden, dass Motorboote nur an dafür extra ausgewiesenen Stellen, wie z.B. in Häfen oder Marinas geslipt werden. Diese Festlegung dient sowohl der Kontrolle der eingesetzten Boote bezüglich der Einhaltung der geforderten Normen als auch dem erforderlichen Uferschutz. Die Ver- und Entsorgung sowie Betankung der Boote ist an entsprechenden Anlagen in den Häfen/Marinas festzulegen. Auf dieser Grundlage ist für jeden einzelnen See ein entsprechendes wassertouristisches Konzept zu entwickeln und entsprechend der Monitoringergebnisse nachzuführen. 3. Information Die Umsetzung dieser Regelungen erfordert analog bzw. integriert in das Wassertouristische Nutzungskonzept eine entsprechende Information und Selbstkontrolle durch wesentliche wassersportliche Akteure auf den Seen und in den Verbindungsgewässern. Hierzu ist

- über die besondere Qualität der Tagebauseen, - ihre Empfindlichkeit bezüglich Schadstoffeintrag und anderen vom Motorbootssport

ausgehenden Emissionen, - der jeweiligen Befahrungsregelungen, - die Anforderungen an die zugelassenen Motorboote

zu informieren. Diese Informationen sollten über

- Internet, - entsprechende Hinweistafeln an den Häfen und Slipstellen, - eine allgemeine Information der Bevölkerung, - eine intensive Einbeziehung der wassersportlich aktiven Verbände (z.B.

Seglerverband, Motorsportverbände, Kanuverbände usw.) zur Selbstkontrolle - die direkte Einbeziehung der Betreiber der wassersportlichen Anlagen

regelmäßig verbreitet werden.



4. Monitoring und Kontrolle Die Überprüfung der vorgeschlagenen Maßnahmen zur Emissionsminderung bezüglich ihrer Wirksamkeit und Notwendigkeit erfordert die Durchführung eines entsprechenden Monitoringprogramms. In einem ersten Schritt wird vorgeschlagen, dieses Monitoringsprogramm für den Markkleeberger und Schladitzer See als Pilotvorhaben durchzuführen. Details des Rahmens für dieses Monitoringprogramm sind in Kap. 7.1. dargestellt. Das Ziel des Monitorings besteht in

- der Erfassung der Entwicklung der Motorbootsnutzung (Boots- und Motorisierungskategorien, jährliche Betriebsstunden, zeitliche Verteilung der Motorbootsnutzung, Nutzergruppen),

- der Erfassung des Schadstoffeintrages in die Gewässer und deren Auswirkungen, - der Anpassung der zulässigen Emisionsgrenzen und Befahrungsregelungen.

Das Monitoring ist durchzuführen in Abstimmung und Zusammenarbeit

- mit der LMBV bezüglich ihres limnologischen Monitoringprogrammes, - mit den Betreibern der wassertouristischen Anlagen, - den Anbietern gewerblicher Motorbootnutzung, - den im Gebiet aktiven Wassersportverbänden, - den Kommunen und Genehmigungsbehörden.

Unabhängig von dem Monitoring ist auch eine Kontrolle erforderlich. Eine Selbstkontrolle kann durch die Einbeziehung der Betreiber, Anbieter und Wassersportverbände erreicht werden und eine sehr effektive Form der Kontrolle und Selbstbeschränkung darstellen. Voraussetzung hierzu ist eine entsprechende Informationspolitik. Darüberhinaus sollte in Zusammenhang mit der Umsetzung des Wassertouristischen Nutzungskonzeptes für die Verbindungsgewässer entsprechende Kontrollregelungen geschaffen werden. Eine Überschreitung der zulässigen Nutzungsintensität von 0,5 Booten/ha ist nur dann möglich, wenn nachgewiesen ist, dass die Schadstoffaufnahmekapazität der Seen ohne negative ökologische Folgen höher ist, als gegenwärtig zu Grunde gelegt wird. Mit dem Modell „AQUATOX“ sind hierzu entsprechende Einschätzungen zu erarbeiten, die anhand der der Monitoringdaten zu kalibrieren sind. Insoweit besteht das Ziel, bei einer

- Konzipierung des Monitoringprogrammes im Frühjahr 2009 - dem Beginn des Monitorings ab Frühsommer 2009

erste Aussagen zur Tendenz der Schadstoffbelastbarkeit der beiden Seentypen anhand der Pilotuntersuchung am Markkleeberger See und Schladitzer See bis Ende 2009 und belastbare Aussagen bis Ende 2010 zu erzielen. 5. Planerische Handlungsoptionen Von Bedeutung ist vor allem die regionale und überregionale Koordinierung der Planungen zur Nutzung der entstehenden Gewässer, wie sie bereits abhängig von der Größe, Lage und Charakteristik der Seen erfolgt. Durch die abgestimmte Entwicklung des Seengebietes einschließlich der Ausrichtung der zu realisierenden Seeninfrastruktur auf die geplante



Nutzungsart und Intensität kann die Entwicklung gesteuert und Schäden an der vorhandenen und potenziellen Naturausstattung vermieden werden. Eine gute Verkehrsanbindung einschließlich einer leistungsfähigen Seeninfrastruktur und vor allem die Anbindung an weitere Gewässerflächen über verbindende Gewässerstrecken fördern die intensive Nutzung. Entsprechend der vorgesehenen wassersportlichen Entwicklung sind ausreichend Bereiche für das Slippen der Boote, den Ein- und Ausstieg und für die Umsetzung der Boote vorzusehen, Rastplätze festzulegen und Stellflächen vorzuhalten. Weitere Schwerpunkte sind zur Emissionsvermeidung Fäkalien-Entsorgung Einbau von Sammeltanks in den Booten und die Installation von Entsorgungsstationen in den Sportboothäfen. Müllentsorgung Die Mülltrennung im Hafen soll sich an den kommunalen Vorgaben orientieren. Hafenbau und –gestaltung Die Ausstattung der Häfen muss die Bedürfnisse des motorisierten Wassersports, d.h. Anlagen zur Betankung und Reinigung sowie Reparatur der Boote einschließlich Anlagen zum Einsetzen und Herausheben der Boote aus dem Wasser umfassen. Zusätzlich sind ausreichend Liegeplätze, sanitäre Einrichtungen, Gastronomie und Möglichkeiten zur Übernachtung sowie die Anbindung an den Nahverkehr notwendig, Lebensmittel und Dinge des täglichen Bedarfs müssen im Hafenbereich erworben werden können. Die Nähe zur Natur wird durch eine landschaftsgerechte Gestaltung und sachgerechte Pflege der gesamten Hafenanlage erreicht, Umwelt - Information Über Vor-Ort aufgestellte Tafeln, Flyer und im Internet sowie in die Presse ist eine Information und Kenntnisvermittlung für die Wassersportler möglich.



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Cospudener See

Fläche ha 436

Volumen Mill. m³ 109

Tiefe (Mittel/Max.) m 25/54

Länge Uferlinie km 11

Endwasserspiegelhöhe mNN 110

Flutung 1993-2000

Herkunft des Flutungswassers Profen, Tagebau ZwenkauWasserqualität sehr gut, oligotroph

Vorfluteinbindung Schleuse zum Floßgraben vorhanden

schiffbare Verbindungen

Planung: vom Zwenkauer See (Vorfluter Südost), Ablauf über Floßgraben zur Pleiße, Teil des Gewässerverbunds, Kurs 1

Mittelwert/ Zulaufmenge m³/s 0.053

Aufenthaltszeit, bezogen auf Zufluss

Oberflächenwasser a 65.21

Hydromorphologie stabil geschichtet

Epilimnion Tiefe 10m, Volumen 40 Mio m³

Hypolimnion Volumen 45 Miom³

Sediment Rücklösung von Phosphor wird nicht erwartet

Flachwasserbereiche ja, im Süden

Versauerungsproblematik nein

Gewässerökologische Ziele oligothrophen Zustand erhalten, Übernutzung vermeiden

vorhandene Untersuchungen

"Limnologisches Gutachten für den Cospudener See" unter Verwendung des Modells Salmo

fischereiliche Ziele

Besatz mit Großer und Kleiner Maräne erfolgt, letzter mit wenig Erfolg - wahrscheinlich Nährstoffmangel

Empfindlichkeit gegenüber

Motorbootnutzung sehr hoch

vorhandene/ geplante Nutzung Erholung/ Baden/ Wassersport/ Naturschutz/ Anbindung an Zwenkauer See

Bootsnutzung

Fahrgastschifffahrt, Mehrpersonenboote mit eigenem Antrieb, Boote ohne eigenen Antrieb, Segelboote

Hafen/ Anlegenstellen

Vorhanden: Hafen und Wassersportzentrum Zöbigker am Ostufer, Kindersegelschule am Westufer bis Flutungsabschluss Zwenkau befristet

Schutzgebiete FFH FFH-nördlich und westlich-"Leipziger Auwald", NSG NSG-nördlich- "Lehmlache Lauer"LSG LSG-nördlich und westlich-"Leipziger Auwald", SPA SPA-nördlich und westlich-"Leipziger Auwald",

wertvolle Biotope

im Süden des Sees, dort bestehen auch wertvolle Vogelbrutgebiete, Konflikte bzgl. der Anbindung an den Zwenkauer See

Sonstige Restriktionen/ Konflikte durch "Übernutzung" gefährdet

Lage südlicher Stadtrand Leipzig, Stadtrand Markkleeberg

Verkehrsanbindung

umfassende Verkehrsanbindungen über Straße und öffentl. Nahverkehr vorhanden

Charakteristik

500000 Besucher /a- Iststand, "Flaggschiff" des Leipziger Neuseenlandes, sehr attraktive Lage, sehr gute touristische Infrastruktur, starker Nutzungsdruck durch Stadtrandlage Leipzig und die gute Wasserqualität, zusammen mit Zwenkauer See 14 km² Aktionsraum für Wassersport

Anlage_Seencharakteristik_e.xls überarbeitet: Dezember 2008 Seite 1


Zwenkauer See

Fläche ha 970

Volumen Mill. m³ 171.5

Tiefe (Mittel/Max.) m 17.7/ 49.7


Endwasserspiegelhöhe mNN 113.5/ Staulamelle 115.6

Flutung bis ca.2015

Herkunft des Flutungswassers

Sümpfungswasser aus aktivem Bergbau, gegebenenfalls Wasser aus der Weißen Elster, Stützwasserzugabe bis mindestens 2018

Wasserqualität

hohes Versauerungspotential durch vorhandene Kippenkörper im See, als Speicher für Hochwasserschutz vorgesehen

Vorfluteinbindung

Planung: Hochwassereinlaufbauwerk bei Zitzschen, -auslaufbauwerk zur Weißen Elster, Einbindung von Regulierter Weißer Elster und Batschke in den See (Option), regulärer Ablauf über Floßgraben, kurzer Gewässerverbund zum Cospudener See


Gewässerverbund zum Cospudener See, Verbindung zum Cospudener See für motorisierte Boote passierbar - Bootsschleuse geplant (Sparschleuse)




Hydromorphologie

Epilimnion Epilimnion Volumen 74.2 Mio m³, Tiefe 8.4 m

Hypolimnion Hypolimnion Volumen 109.6 Mio m³

Sediment

Flachwasserbereiche ja, im Nordwesten und im Südosten, 17% bis 5 m Tiefe, 21 % bis 10m Tiefe

Versauerungsproblematik ja, Neutralisation notwendig

Gewässerökologische Ziele stabile mesothrophe Verhältnisse erwartet


„Limnologisches Gutachten für das Tagebaurestloch Zwenkau" - wird gegenwärtig weitergeführt

fischereiliche Ziele soll nach der Flutung bewirtschaftet werden



vorhandene/ geplante Nutzung

Erholung/ Baden/ Wassersport/ Naturschutz/ Anbindung an Cospudener See

Bootsnutzung



geplant: Kap Zwenkau mit Hafen im Süden zzgl. Kanuregattastrecke, 2 Seglerstützpunkte im Norden

Schutzgebiete FFH FFH-südlich angrenzend "Elsteraue sülich Zwenkau"NSGLSG LSG-südlich angrenzend "Elsteraue"SPA

wertvolle Biotope West- und Ostufer bleiben für Landschaftsschutz,

Sonstige Restriktionen/ Konflikte

Lage Leipzig 5 km entfernt, Markkleeberg 10 km, Zwenkau (9000 E) angrenzend,

Verkehrsanbindung sehr gute Verkehrsanbindungen über Autobahn und Bundesstraßen

Charakteristik

Größter See des Leipziger Neuseenlandes, intensive Nutzung im Norden geplant, Camping, Hotels etc. und im Süden entsteht ein neuer Stadtteil für Zwenkau



Markkleeberger See

Fläche ha 249



Länge Uferlinie km 7.8


Flutung 1999-2006

Herkunft des Flutungswassers Überleitung aus Tagebau Schleenhain/ Profen

Wasserqualität gut

Vorfluteinbindung

Verbindungskanal zum Störmthaler See mit Schleuse im Bau, Ablauf über Kleine Pleiße zur Pleiße, Teil des Gewässerverbunds, Kurs 5

schiffbare Verbindungen Schleuse zum Störmthaler See im Bau




Hydromorphologie

Epilimnion Tiefe 6.7 bis 8m, 15.2 Mio m³

Hypolimnion Volumen 45.1 Mio m³

Sediment

Flachwasserbereiche ca 20% der Seefläche <10m Tiefe, davon 50% <5m

Versauerungsproblematik ph-neutral und stabil gepuffert, nicht versauerungsgefährdet

Gewässerökologische Ziele oligo - mesotroph

vorhandene Untersuchungen „Limnologisches Gutachten für das Restloch Markkleeberg"

fischereiliche Ziele wird bewirtschaftet, wenig Maränen, geringes Nährstoffangebot


Motorbootnutzung mittel

vorhandene/ geplante Nutzung Erholung/ Baden/ Wassersport/ Naturschutz/ Anbindung an Störmthaler See

Bootsnutzung



Vorhanden: Anlegestelle an der Seepromenade im Norden und im geplanten Hafen im Südosten, Wildwasserstrecke vorhanden

Schutzgebiete FFHNSGLSG LSG-nördlich angrenzend -"Leipziger Auwald" SPA

wertvolle Biotope

Sukzessionsflächen, Südufer Sukzession, Getzelauer Insel hat wertvolle Naturausstattung

Sonstige Restriktionen/ Konflikte Entlassung aus der Bergaufsicht noch nicht erfolgt

Lage 5 km südlich Leipig, Stadtrand von Markkleeberg

Verkehrsanbindung sehr gute Verkehrsanbindungen

Charakteristik

wegen der Nähe zu Leipzig und zur Autobahn und weiterer Freitzeitprojekte im Umfeld starke Nutzung zu erwarten, zusammen im Störmthaler See 10 km² Aktionsraum für wassertouristische Nutzung



Störmthaler See

Fläche ha 733


Tiefe (Mittel/Max.) m 21/55.6

Länge Uferlinie km 19.8 + Göhrener Insel 6.0


Flutung 2000-2011

Herkunft des Flutungswassers Grundwasser zzgl. Überleitung aus Schleenhain/Profen

Wasserqualität gut

Vorfluteinbindung Göselbach, Cröbernbach, Schlumperbach

schiffbare Verbindungen Verbindungskanal Schleuse zum benachbarten Störmthaler See im Bau

Mittelwert/ Zulaufmenge m³/s 0.222Aufenthaltszeit, bezogen auf Zufluss


Hydromorphologie

Epilimnion Epilimnion Tiefe - 7m

Flachwasserbereiche Bucht östlich Magdeborner Halbinsel, Bereich Göhrener Insel

Versauerungsproblematik

erhebliches Versauerungspotential durch zufließendes Grundwasser/Erosion während der Flutung

Gewässerökologische Ziele Es werden oligo - mesotrophe Verhältnisse erwartet.

vorhandene Untersuchungen „Limnologisches Gutachten für das Restloch Störmtal"

fischereiliche Ziele Bewirtschaftung geplant


Motorbootnutzung hoch


Erholung/ Baden/ Wassersport/ Naturschutz/ Anbindung an Markkleeberger See

Bootsnutzung


Hafen/ Anlegenstellen Planung: Magdeborner Halbinsel mit Wassersportzentrum

Schutzgebiete FFHNSGLSGSPA

wertvolle Biotope

wertvolle Biotope am Seeufer, z.B. Orchideenstandorte im Nordosten (Steilufer)


Lage

7 km südlich von Leipzig, gute Verkehrsanbindungen, Bootsverkehr über Markkleeberger See zu erwarten

Verkehrsanbindung exzellente Verkehrsanbindungen über Straße und Schiene

Charakteristik s. Markkleeberger See



Kahnsdorfer See (zur Information)

Fläche ha 121




Endwasserspiegelhöhe mNN 126.5

Flutung 1999-2018

Herkunft des Flutungswassers Fremdwasserflutung ist abgeschlossen, weiterer Eigenaufgang

Wasserqualität

durch fast geschlossene Lage im Kippenmassiv starke Versauerung des Wasserkörpers

Vorfluteinbindung

Landschaftssee, keine Anbindung an Hainer See und über diesen zur Pleiße wegen Versauerungsproblematik möglich

schiffbare Verbindungen keine

Mittelwert/ Zulaufmenge m³/s n.b.


Oberflächenwasser a n.b.

fischereiliche Ziele keine


Motorbootnutzung keine


keine, Landschaftssee mit Entwicklungspotential für Natur und Landschaft, abgeschirmte Lage

Bootsnutzung nicht vorgesehen

Hafen/ Anlegenstellen nicht vorgesehen

Schutzgebiete FFH keineNSGLSGSPA

wertvolle Biotope im Uferbereich zu entwickeln


Lage Böhlen, Rötha und Espenhain umliegend

Verkehrsanbindung Verbindungsstraßen, geplante Autobahn, öffentlicher Nahverkehr

Charakteristik Landschaftssee, Entwicklung über längere Zeiträume möglich



Hainer See

Fläche ha 560





Flutung

1999-2010, danach Stützungswasserzugabe zur Stabilisierung

Herkunft des Flutungswassers Sümpfungswässer aus Tagebau Schleenhain/ Profen

Wasserqualität Ziel: gut

Vorfluteinbindung Planung: Ablauf über Verbindungsgraben zur Pleiße


Option: Anbindung an den Stausee Rötha, Anbindung für Leipzigboote und Paddelboote an Leipziger Gewässerknoten über Pleiße (Option), Kurs 6




Flachwasserbereiche ja, vor allem im Bereich der Haubitzer Bucht

Versauerungsproblematik neigt zur Versauerung, Nachsorge notwendig

Gewässerökologische Ziele

vorhandene Untersuchungen Untersuchungen laufen

fischereiliche Ziele Bewirtschaftung geplant




Erholung/ Baden/ Wassersport/ Naturschutz - Waldentwicklung, Camping und Sportanlagen, Ferienhäuser und "schwimmende" Häuser geplant

Bootsnutzung



Hafen im Südwesten (Kahnsdorf), Anlegestellen im Norden, Haubitzer Bucht vorrangig für Natur und Landschaft

Schutzgebiete FFHNSGLSGSPA

wertvolle Biotope

Sonstige Restriktionen/ Konflikte Entlassung aus der Bergaufsicht noch nicht erfolgt,

Lage Böhlen, Rötha und Espenhain Neukieritzsch und Kahnsdorf umliegend

Verkehrsanbindung

sehr gute Verkehrsanbindung, Verbindungsstraßen, B95, Autobahn A38, öffentlicher Nahverkehr

Charakteristik

zentrale Lage im Leipziger Neuseenland, mehrere Siedlungen umliegend, Steiluferbereiche im Norden und Osten, Damm zum Kahndorfer See im Westen



Stausee Rötha (zur Information)

Fläche ha 70

Volumen Mill. m³ 1.33, davon 0.107 Mio m³ Hochwasserschutzraum

Tiefe m durchschnittlich 2 m

Länge Uferlinie m 3100

Endwasserspiegelhöhe mNN 127.6

Flutung ursprüngl. Brauchwaserspeicher

Zufluss 0.15 - 0.2 m³/s

Wasserqualität eutroph

Vorfluteinbindung künstl. See im Nebenschluss der Pleiße, über Pleiße gespeist


gegenwärtig keine, Option ist Anbindung an Hainer See für Kanus und Leipzig - Boot

Schutzgebiete FFHNSGLSG LSG "Pleißestausee Rötha"SPA

wertvolle Biotope

Sonstige Restriktionen/ Konflikte ehemals Brauchwasserspeicher, gegenwärtig Landschaftssee

Lage angrenzend an Rötha, nordwestlich Hainer See

Verkehrsanbindung Anbindung ab B95 sowie an A72 (Planung) über Stadt Rötha

Charakteristik

Anlage 1939 - 42 als Brauchwasserspeicher , Lage im LSG mit Einbettung in Auwald, Naherholungsgebiet mit Rad- und Wanderwegen, Angelgewässer, Badegewässer, Surfen



Speicher Borna

Fläche ha 265 (550)

Volumen Mill. m³ 49.4 zzgl. 46.5 Mio m³ Hochwasserschutzraum


Länge Uferlinie km variiert

Endwasserspiegelhöhe mNN 137 (150)

Flutung seit ca. 1965 abgeschlossen

Herkunft des Flutungswassers Pleiße bei Hochwasser

Wasserqualität

Übergang von oligothrop zu mesotroph, Badewasserqualität, in Abhängigkeit vom Hochwasserzufluss, Eutrophierungstendenz beobachtet

Vorfluteinbindung Zulauf von der Pleiße, Ablauf zur Pleiße vorhanden

schiffbare Verbindungen keine, größte Stauanlage in Sachsen



Oberflächenwasser a 28.7, ohne Berücksichtigung Hochwasserzufluss

Gewässerökologische Ziele abhängig von der Nutzung


fischereiliche Ziele Besatz mit Großer und Kleiner Maräne erfolgreich




westlich Borna, Nutzung durch Erholung Baden, Surfen tatsächlich vorhanden

Bootsnutzung keine


keine ausgebaute touristische Infrastruktur vorhanden, "wild" Baden, Surfen, Angeln (Intensivfischzucht)

Schutzgebiete FFHNSGLSGSPA SPA- Gebiet "Speicherbecken Borna und Teichgebiet Haselbach"

wertvolle Biotope am Südufer im Einstaubereich und am Ostufer wertvolle Biotope


Hochwasserspeicher, starke Wasserspiegelschwankungen und Änderungen in der Beschaffenheit möglich; Vorrang Hochwasserschutz

Lage westlich von Borna

Verkehrsanbindung

eingeschränktes Parken 200 m vom Ufer entfernt, Zufahrt über Straßen, nächster Bahnhof 2 km

Charakteristik Bestandteil eines Stauanlagensystems zum Hochwasserschutz seit 1979



Schladitzer See

Fläche ha 223





Flutung 1998-2012

Herkunft des Flutungswassers

durch Luppewasserüberleitung zum Werbeliner See mit hydraulischer Brücke und Grundwasseraufgang

Wasserqualität Badewasserqualität, Tendenz: mesotroph

Vorfluteinbindung Ablauf in den Lober geplant





Gewässerökologische Ziele mesotroph


fischereiliche Ziele fischereiwirtschaftliche Bewirtschaftung erfolgt bereits


Motorbootnutzung hoch

vorhandene/ geplante Nutzung gegenwärtig Surfen, Segeln, Baden, Angeln

Bootsnutzung gegenwärtig keine motorisierten Boote?


vorhanden: Hafen am Südufer, keine schiffbaren Verbindungen zu anderen Gewässern

Schutzgebiete FFHNSGLSG

SPASPA nördlich angrenzend "Agrarraum und Bergbaufolgelandschaft bei Delitzsch"

wertvolle Biotope im Nordosten (Auenlandschaft des Lober )


Entlassung aus der Bergaufsicht noch nicht erfolgt, liegt in der Einflugschneise des Flughafens, Flughöhe: 250m, Vorranggebiet Erholungsnutzung

Lage südöstlich von Schkeuditz, nordwestlich von Leipzig

Verkehrsanbindung

über Kreisstraße ist Schladitzer Bucht erreichbar, 5 km bis Autobahnabfahrt Nord

Charakteristik

6 km nordöstlich Flughafen Schkeuditz, seit 2003 fertiggestellt, beliebtes Badegewässer, sehr gute Wasserqualität, umfangreiches Radwege- und Wandernetz um den See geplant



Werbeliner See

Fläche ha 443





Flutung 1998-2010

Herkunft des Flutungswassers Wasserzufuhr aus der Luppe (eingestellt)

Wasserqualität

Badewasserqualität, gegenwärtig neutral und oligotroph, Tendenz: mesotroph

Vorfluteinbindung Ablauf in den Lober über Brodauer Ableiter (in Betrieb ab 2010)





Flachwasserbereiche ja

Versauerungsproblematik

Gewässerökologische Ziele mesotroph


fischereiliche Ziele in 2 Jahren soll mit der Bewirtschaftung begonnen werden


Motorbootnutzung mittel

vorhandene/ geplante Nutzung Ostufer: Baden, Angeln, Segeln, Paddeln,

Bootsnutzung keine Motorbootnutzung

Hafen/ Anlegenstellen am Nordufer ist Sondergebiet Erholung mit Jachthafen geplant

Schutzgebiete FFH/SPAzentraler bestandteil des SPA Gebiet DE 4439-452 "Agrarraum und Bergbaufolgelandschaften bei Delitzsch

NSGLSG

wertvolle Biotope

im Nordwesten ausgedehnte Flachwasserbereiche mit Inselstrukturen, §26 Biotop


Entlassung aus der Bergaufsicht für Kernbereiche noch nicht erfolgt, ebenfalls von Flughafenbetrieb beeinflusst, Vorranggebiet Natur und Landschaft

Lage nordwestlich vom Schladitzer See

Verkehrsanbindung 3 km bis Delitzsch, 4 km bis Zschortau, gute Anbindungen

Charakteristik

5 km von Delitzsch, Brodenaundorf 1.5 km entfernt, vielgestaltige Uferformen, Westufer bedeutsam für Wasservögel wegen zahlreicher Inseln, in Nachbarschaft zu den Indusrie- und Logistikstandorten



Seelhausener See

Fläche ha 622


Tiefe (Mittel/Max.) m 12.6/25



Flutung 2000-2002

Herkunft des Flutungswassers Einleitung von Muldewasser bis zum HW 2002

Wasserqualität

Badewasserqualität angestrebt, temporäre Beeinträchtigungen durch nicht regulierbare Zuflüsse aus dem Lober-Leine-Kanal bis 2005, gegenwärtig Badewasserqualität erreicht

Vorfluteinbindung

Planung: über Verbindungskanal zum Großen Goitzschesee und weiter zur Mulde

schiffbare Verbindungen Verbindungskanal zum Großen Goitzschesee




Hydromorphologie



vorhandene/ geplante Nutzung Erholung Baden, Wassersport in Verbindung mit Goitzsche- See

Bootsnutzung



Schutzgebiete FFHNSGLSG

SPAam Westufer angrenzend SPA-gebiet DE 4439-451 "Goitzsche und Paupitzscher See"

wertvolle Biotope Weststeil des Sees unterliegt dem Biotopschutz nach §26 SächsNatSchG


Lage südöstlich vom Großen Goitzschesee

Verkehrsanbindung s. Großer Goitzschesee

Charakteristik Bitterfeld/ Wolfen mit 41000 E



Großer Goitzschesee (zur Information)

Fläche ha 1331


Tiefe (Mittel/Max.) m 21.5/49



Flutung 1999-2002

Herkunft des Flutungswassers Einleitung von Muldewasser bis zum HW 2002

Wasserqualität Badewasserqualität

Vorfluteinbindung

Hauptzulauf vom Seelhausener See mittels Überlaufbauwerk, Nebenzulauf vom Paupitzscher See bzw. Neuhausener See (vorgesehen), Auslaufbauwerk im Südwesten der Bittelfelder Wasserfront zur Leine

schiffbare Verbindungen s. Seelhausener See

Mittelwert/ Zulaufmenge m³/s n.b.

Bootsnutzung



in Planung: Kurs 8a Seelhausener See- Großer Goitzschesee, Kategorie A1: Fahrgastschiff, Kurs 8b- Lober-Leine Kanal - Mittlere Mulde; Kategorie B1:Kanu, Hafen in Bitterfeld- Westen, Nordufer ist Erholungsgebiet

Schutzgebiete FFHNSGLSGSPA SPA- "Goitzsche und Paupitzscher See" im südlichen Randschlauch

wertvolle Biotope keine Angaben

Sonstige Restriktionen/ Konflikte See liegt in Sachsen - Anhalt

Lage Randlage Bitterfeld

Verkehrsanbindung B100 am nördlichen Ufer, A9 ca. 8 - 10km westlich

Charakteristik

mit dem Seelhausener See ca. 20km² Wasserfläche, größter wassertouristischer Komplex in Mitteldeutschland, Sport-, Freizeit-, und Erholungszentrum



Haselbacher See

Fläche ha 335


Tiefe (Mittel/Max.) m 7.5/31Länge Uferlinie km 8.2


Flutung 1993-2002

Herkunft des Flutungswassers Schleenhain

Wasserqualität Badewasserqualität, hohes Versauerungspotential

Vorfluteinbindung

Stützung des Seenwasserspiegels Jahrzehnte erforderlich (zunächst bis 2018, evtl. bis 2042)

schiffbare Verbindungen keineMittelwert/ Zulaufmenge m³/s 0.023


Oberflächenwasser a 34.5Hydromorphologie


Motorbootnutzung

wegen geringer mittlerer Tiefe bei intensiver Nutzung Anfälligkeit für Eutrophierung sehr hoch


Erholung, mehrere (4) Strandbereiche vorhanden, Surf-, Tauch-, und Segelstützpunkt

Bootsnutzung Segelboote, Boote ohne eigenen Antrieb

Hafen/ Anlegenstellen Seglerstützpunkt im Südwesten bei Kammerforst auf der Thüringer Seite

Schutzgebiete FFHnordöstlich „Lobstädter Lachen“ (FFH/SPA), östlich „Nordteil Haselbacher Teiche“, südöstlich „Haselbacher Teiche und Pleißeaue“, südlich

NSG östlich "Haselbacher Teiche"LSG „Kohrener Land“

SPA

Im östlichen Seebereich „Bergbaufolgelandschaft Haselbach“,östlich „Speicherbecken Borna und Teichgebiet Haselbach“,„Nordöstliches Altenburger Land“

wertvolle Biotope keine Angaben

Sonstige Restriktionen/ Konflikte keine Angaben

Lage

See soll an die Kohlebahn angebunden werden, die zwischen Meuselwitz und Regis-Breitungen verkehrt.

Verkehrsanbindung Die B 93 führt 6km östlich vorbei.

Charakteristik

kleinerer See für ruhiger Erholung; Option für Hochwasserschutz mit Staulamelle für 3 Mill. m³, Wasserspiegelanstieg 1m, ausgedehnte Waldgebiete anliegend, Reit- und Radwege


Bewertung der Stellungnahmen Konzeption zur nachhaltigen Nutzung der Tagebauseen in der Region Leipzig Stand März 2009

Stand März 2009

Behörde/Organisation Tenor Hinweise Behandlung in der StudieLandesdirektion Leipzig vom 26.01.2009

vorgeschlagene "Umweltqualitätsziele" werden nachvollziehbar abgeleitet

Verwendung des Begriffs Orientierungswerte für diese "Umweltqualitätsziele" wird für die Endfassung beachtet

Orientierungswerte und Empfehlungen werden uneingeschränkt unterstützt

Aktualisierung des Standes der limnologischen Gutachten und Berücksichtigung des MHM sowie des derzeitigen Standes der Planfeststellungsbeschlüsse werden in der Endfassung aktualisiert

Notwendigkeit des Monitorings unterstrichen Detailhinweise wird für die Endfassung beachtetbis zum Vorliegen der Monitoringergebnisse sollten wasserrechtliche Entscheidungen für Motorboote mit konventionellem Antrieb befristet werden Hinweise Monitoringkonzeption

Hierzu Empfehlung Aufgabenstellung für das Monitoring in Abstimmung mit dem Grünen Ring /UWB bearbeiten

LTV vom 23.01.2009

Speicherbecken Borna als Hochwasserschutzanlage

Unterordnung aller anderen Nutzungen, offenliche Befahrung aus Sicherheitsgründen nicht gestattet

unter dem Aspekt Sondernutzungsform berücksichtigen

Zwenkauer See und Haselbacher SeeHinweis auf Hochwasserschutzlamelle wird für die Endfassung beachtet

Bewertung der Stellungnahmen zur Konzeption zur nachhaltigen Nutzung der Tagebauseen in der Regioin Leipzig

ECOSYSTEM SAXONIA GmbH Seite 1


Behörde/Organisation Tenor Hinweise Behandlung in der StudieBundesverband Wassersportwirtschaft vom Januar 2009

Hinweis auf die Hervorhebung der Grundbedingung dieser Studie, dass von der notwendigen Sorgfalt im Umgang mit den Resourcen und Emissionen ausgegangen wird, im anderen Fall können die Emissionen z.B. durch Betankungsverluste, fehlerhaften Anstrich, leichfertigen Umgang mit Müll und Fäkalien deutlich überwiegen

typisches Verhalten der Motorbootnutzer wird mit dem Monitoring erfasst

es ist zu erwarten, dass im Zeitraum 2012 bis 2014 durch die EU deutlich reduzierte Emissionsgrenzwerte eingeführt werden

Moderne Zweitakter erfüllen ebenfalls Anforderungen der Viertakter, nach BSO II zugelassen

wird für die Endfassung beachtet, wichtiger Hinweis

besondere Bedeutung des Monitorings Detailhinweise werden in der Endfassung aktualisiert



Behörde/Organisation Tenor Hinweise Behandlung in der StudieStadt Leipzig AfU vom 05.02.09

Entwicklung stabiler Seenökosysteme sowohl naturschutzfachlich, wasserwirtschaftlich als auch für alle Nutzungen entscheidende Grundbedingung

Hinweise auf Detaillierung der gegenwärtigen Regelung für den Cospudener See wird für die Endfassung beachtet

Weitere akustische, optische, mechanische Auswirkungen der Motorbootnutzung bedürfen einer weiteren detaillierten Betrachtung, berücksichtigung des LSG

in diesem Zusammenhang besonderer Hinweis auf die kurze Verbindung Zwenkauer See - Cospudener See s.u.

nachhaltiges Konzept muss auch die von den weiteren Nutzungen ausgehenden Emissionen erfassen

Hinweis auf primäre Emissionschutzmaßnahmen wie z.B. Einsatz von Elektromortorantrieb gegenüber sekundären Maßnahmen die das Verhalten regeln zu favoritisieren

Vorschlag: für alle Seen Ausarbeitung vom "komplexen Nutzungskonzepten", in denen alle Aspekte der Nutzungen überlagert werden und auf den See bezogene detaillierte Aussagen abgeleitet werden

Wunsch, die Handlungsempfehlung zu konkretisieren Detailhinweise

hierzu weitere Abstimmungen mit der UWB erforderlich, die Studie kann nur den Rahmen vorgeben

Endwasserspiegelhöhe 110.5 m NHN, gegenwärtig 110,0 m NHN

Untersuchung hat Speicherlamelle bis 110.5 m NHN bestätigt

Kommunales Forum Südraum Leipzig vom 26.01.09 trägt Inhalt der Studie mit

Detailhinweise zur Frage Anzahl der Fahrgastschiffe

Näherer Hinweis bezüglich der Befristung der Genehmigungen erwünscht

Empfehlung unter Berücksichtigung des erforderlichen Monitorings: 5 Jahre



Behörde/Organisation Tenor Hinweise Behandlung in der StudieSächsiches Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie, Abteiliung 9, Ref. 93, AST Köllitsch (Fischereibehörde) vom 19.01.2009 Detailhinweise zu Formulierungen

bezüglich Fischwirtschaft wird für die Endfassung beachtetLandkreis Norsachsen Untere Naturschutzbehörde vom 22.01.2009

aktuelle Situation Werbeliner See (SPA-Gebiet) beachten

Hinweise zu naturschutzrechlichen Belangen der anderen Seen

durch SPA Motorbootpotenziale des Werbeliner See stark eingeschränkt, Hinweis in Endfassung

Landkreis Norsachsen UWB

Hinweis auf Abstimmung der Zahlenangaben

wird für die Endfassung in Zusammenhang mit Planfeststellung in Abstimmung mit der LMBV beachtet, Schladitzer See und Werbeliner See stärker differenzieren

WFG-Wirtschaftsförderungsgesellschaft mbH des Landkreises Nordsachsen Detailhinweise und Hinweise zum

aktuellen Status wird für die Endfassung beachtet


Grüner Ring Leipzig · Konzeption zur nachhaltigen Nutzung der Tagebauseen in der Region Leipzig,...

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