Klimarelevante Einflüsse urbaner Bodeninanspruchnahme

URBAN SMS Soil Management Strategy
Klimarelevante Einflüsse urbaner
Bodeninanspruchnahme
(Deutsche Kurzfassung)
F. Gerst, O. Bubenzer & B. Mächtle
Juli, 2011
Die Klimarelevanz von Bodeninanspruchnahmen
–
Literaturstudie und Systemmodell
Kurzfassung
Ein Beitrag zu WP6 „acceptance and awareness“
im EU-Projekt URBAN-SMS
Datum: 27. Juli 2011
Auftragnehmer: Geographisches Institut der Ruprecht-Karls-Universität Heidelberg
Projektbearbeitung: Dipl.-Geogr. Frederik Gerst
Prof. Dr. Olaf Bubenzer
Dr. Bertil Mächtle
Auftraggeber:
Landeshauptstadt Stuttgart, Amt für Umweltschutz
Ansprechpartner:
Prof. Dr. Gerd Wolff
Frau Petra Blümlein
Herr Michael Schweiker
Inhaltsverzeichnis
1 Einleitung
1
2 Globalklimatischer Themenkomplex
2
2.1
2.2
2.3
2.4
Kohlenstoffdioxid (CO2)...................................................................................................2
Methan (CH4)....................................................................................................................5
Lachgas (N2O)...................................................................................................................6
Treibhausgasemissionen durch die Siedlungsentwicklung in Stuttgart............................7
3 Stadtklimatischer Themenkomplex
8
3.1 Die Bedeutung von Böden für das thermische Stadtklima...............................................9
3.2 Die Bedeutung von Böden für die Schwebstaubkonzentrationen des Stadtklimas.........11
4 Modellrechnung: Was passiert, wenn 1 Hektar Fläche versiegelt wird?
15
5 Ausblick
15
Literatur
18
1 Einleitung
Die weltweit beobachteten und für die Zukunft vorhergesagten klimatischen Veränderungen
und deren Folgen sind in den vergangenen Jahren einer breiten Öffentlichkeit als eine der
großen Herausforderungen der Menschheit im 21. Jahrhundert bewusst geworden. Kaum eine
wissenschaftliche Disziplin, kaum ein Planer oder Entscheidungsträger kann sich derzeit der
Debatte um Klimawandel und Global Change entziehen. Die globalen atmosphärischen Konzentrationen von Kohlenstoffdioxid, Methan und Lachgas sind als Folge menschlicher Aktivitäten seit vorindustriellen Zeiten stark gestiegen und übertreffen heute die aus verschiedenen
Geoarchiven (z. B. Eisbohrkernen) gewonnenen nacheiszeitlichen Werte bei weitem. Veränderungen in der atmosphärischen Konzentration dieser Treibhausgase sowie von Aerosolen und
der Beschaffenheit der Landoberfläche verändern langsam die Energiebilanz des globalen Klimasystems und treiben den klimatischen Wandel an (IPCC 2007).
Auf der anderen Seite verursachen urbane Strukturen eine Reihe von lokalen, unmittelbaren
Veränderungen der Stadtatmosphäre, die als Stadtklima bezeichnet werden. Von hohen Temperaturen in den Sommermonaten und hohen Schwebstaubkonzentrationen in der Umgebungsluft
gehen gesundheitliche Belastungen aus, die es zu minimieren gilt.
Sowohl auf der Skala des Globalklimas als auch auf der Skala des Stadtklimas nimmt das
Standortsystem Boden-Vegetation als Umsatzraum für Treibhausgase, Energie und Stäube eine
wichtige Rolle ein. Für die Beschreibung und Bewertung der klimarelevanten Folgeerscheinungen von Bodeninanspruchnahmen wurde im Rahmen des Projekts URBAN-SMS auf Basis
einer intensiven Literaturstudie ein Systemmodell entwickelt, das alle relevanten Stoff- und
Energieflüsse abbildet (s. Abb. 1). Für das Stadtgebiet Stuttgarts wurden zudem die Treibhausgasflüsse berechnet, die durch die Inanspruchnahme von Böden und der Siedlungsentwicklung
angetrieben werden. Weiterhin erfolgt als Hilfsmittel zur Bewusstseinsbildung für jeden Themenkomplex eine exemplarische Quantifizierung des Szenarios: „Was passiert wenn 1 Hektar
fruchtbaren Ackerbodens durch bauliche Inanspruchnahme versiegelt wird?“.
Der Bodenschutz bringt oft Einschränkungen im Handlungsspielraum verschiedener
Akteure und Entscheidungsträger mit sich. Deshalb ist es notwendig, ein allgemeines Bewusstsein für die schädlichen ökologischen Auswirkungen von Eingriffen in die Ressource Boden zu
schaffen und die Akzeptanz von Bodenschutzmaßnahmen zu erhöhen. Dies kann durch grundlegende Aufklärungsarbeit erreicht werden. Die Ergebnisse dieser Studie sollen hierfür den
wissenschaftlichen Kenntnisstand der klimarelevanten Prozesse liefern und eine Veranschaulichung ermöglichen.
1
Klimatische Auswirkungen von Bodeninanspruchnahmen
Globalklima
Treibhausgasbilanz (CO2, CH4, N2O)
Lokalklima/Stadtklima
Wärmebilanz
Staubbilanz
lokale Temperatur
lokale Luftqualität
globale Treibhausgaskonzentration,
globaler Treibhauseffekt
globale Temperaturen
Schwerpunkt dieser Studie
Abb. 1: Inhalt der durchgeführten Literaturstudie. Für den globalklimatischen Themenkomplex wird die Dynamik
der Treibhausgase Kohlenstoffdioxid (CO2), Methan (CH4) und Lachgas (N2O) untersucht. Für den stadtklimatischen Themenkomplex erfolgt eine Betrachtung der Wärmebilanz von Oberflächen und deren Auswirkung auf
das thermische Stadtklima, sowie die Staubbilanz und deren Auswirkung auf die städtische Luftqualität.
2 Globalklimatischer Themenkomplex
Der Strahlungshaushalt des Klimasystems wird maßgeblich durch die atmosphärischen Treibhausgaskonzentrationen bestimmt. Diese Gase unterscheiden sich hinsichtlich ihrer erderwärmenden Wirkung in ihren Strahlungseigenschaften und der mittleren atmosphärischen
Lebensdauer. Basierend auf diesen Eigenschaften ist Methan auf einem Zeithorizont von 100
Jahren ein 25 mal und Lachgas ein 298 mal wirksameres Treibhausgas als Kohlenstoffdioxid
(IPCC 2007).
2.1 Kohlenstoffdioxid (CO2)
Kohlenstoffdioxid und Methan spielen eine wichtige Rolle im natürlichen Kohlenstoffkreislauf, bei dem kontinuierlich große Kohlenstoffflüsse zwischen den Ozeanen, der terrestrischen
Biosphäre und der Atmosphäre stattfinden. Zwar machen die anthropogen bedingten Flüsse nur
einen geringen Anteil im Vergleich zu den natürlichen Flüssen aus, sie haben jedoch zu messbaren Veränderungen der C-Verteilung seit vorindustriellen Zeiten geführt (Lal 2008, IPCC
2007).
CO2 wird durch die Photosyntheseaktivität der Pflanzen der Atmosphäre entzogen und in
Biomasse umgewandelt. Gelangt die abgestorbene Biomasse in und auf den Boden, trägt sie
zur Bildung von Humus bei (Kuzyakov & Domanski 2000). Durch Pflanzen- und Bodenatmung (Atmungs- und Zersetzungsprozesse) wird dieser organische Kohlenstoff wieder in Form
2
von CO2, oder im wassergesättigten Boden in Form von CH4, der Atmosphäre zurückgeführt.
Die Kohlenstoffbilanz eines Bodens wird somit durch zwei dominante Prozesse bestimmt,
die Festlegung von CO2 durch die Biomassezufuhr und die Freisetzung durch Zersetzungsprozesse. Beide Flussgrößen befinden sich dabei in einem standort- und nutzungsspezifischen
Gleichgewicht. Der Boden reagiert auf eine Änderung der Einflussgrößen mit einer Veränderung der Humusgehalte bis zum Erreichen eines neuen Gleichgewichts zwischen Inputs und
Outputs. Führt eine Veränderung zur Zunahme der Humusgehalte, stellt dieser Boden während
dieser Zeit eine CO2-Senke dar. Im Umkehrschluss bedeutet eine Reduktion der Humusgehalte,
dass dieser Boden als CO2-Quelle wirkt (s. Abb. 2). Die Dauer bis zum Erreichen eines neuen
Gleichgewichts ist situationsabhängig, beträgt in der Regel jedoch zwischen 20 und 100 Jahren
(Freibauer et al. 2004, Smith 2004, West & Six 2007).
Durch Landnutzungsänderungen wird dieses Gleichgewicht empfindlich gestört. Die
Umnutzung von Wald und Grünland in Ackerland führt in der Regel zu Humusverlusten und
damit zu CO2-Emissionen, bis sich ein neues Fließgleichgewicht eingestellt hat (s. Abb. 2 und
Abb. 3). Im Gegenzug ist die Umwandlung von Ackerland in Wald und Grünland mit einer
Akkumulation von organischer Bodensubstanz verbunden. Die Umwandlung von Grünland in
Wald und umgekehrt zeigt in den Böden hingegen keine eindeutigen und signifikanten Trends
(Post & Kwon 2000, Guo & Gifford 2002, Murty et al. 2002, Poeplau et al. 2011).
Auch innerhalb der Landnutzungskategorien Wald, Grünland und Ackerland ergeben sich
Möglichkeiten zur Einflussnahme auf die CO2-Bilanzen. Als C-Sequestrierung bezeichnet
man die Überführung von atmosphärischem CO2 in den Bodenspeicher, so dass dieses nicht
unmittelbar reemittiert wird. Diese ist somit verbunden mit einer Vergrößerung des Biomassespeichers und der Erhöhung der gleichgewichtigen Bodenkohlenstoffgehalte (Lal 2004a, Lal
2008). Dies wird in land- und forstwirtschaftlich genutzten Böden erreicht durch eine Extensivierung der Bewirtschaftung, einer erhöhten Rückfuhr der Pflanzenresiduen, einer Reduktion
der mechanischen Störung der Bodenstruktur (etwa durch Pflügen) und einer Optimierung der
Düngungen sowie anderer Produktivitätssteigerungen (Freibauer et al. 2004, Lal 2004b, Lal
2005, Smith et al. 2008).
So gut dokumentiert die Kohlenstoffdynamik in den Landnutzungskategorien Wald, Grünland und Ackerland ist, so wenig ist bekannt über den Verbleib des C-Speichers nach urbaner
Inanspruchnahme der Böden. Der humose Oberboden (auch Mutterboden genannt) wird in der
Bundesrepublik gesetzlich geschützt und es ist fachliche Praxis, dass dieser vor einer baulichen
Maßnahme ausgehoben, gelagert, transportiert und an anderer Stelle wieder aufgebracht wird.
Über das Schicksal dieses Kohlenstoffpools wurde in der Fachliteratur bisher nicht berichtet (vgl. Pouyat et al. 2010). Das transportierte humose Bodenmaterial erfährt eine deutliche
3
CO2-Freisetzung
CO2-Fixierung:
- Zersetzung der
Biomasse und der
organischen
Bodensubstanz
- Biomasseproduktion
durch Phytosynthese
- Transport in Pedosphäre
- Speicherung als org.
Bodenkohlenstoff
Output > Input
Output = Input
SOC
Output < Input
SOC
SOC
Wald
Grünland
Ackerland
Versiegelung
±
-
-
Wald
Boden als CO2-Quelle
t
CO2-Gleichgewicht
t
Boden als CO2-Senke
t
Grünland
Ackerland
±
+
+
Abb. 2 (links): Die Menge des organischen Bodenkohlenstoffs (SOC), die in Böden enthalten ist, repräsentiert ein
Fließgleichgewicht zwischen Kohlenstoffaufnahme und Kohlenstofffreisetzung. Verschiedene Umweltfaktoren,
aber auch anthropogene Aktivitäten, können zu einer Störung dieses Gleichgewichts führen. Eine Unausgeglichenheit der entgegengesetzten Stoffströme resultiert in einer zeitlichen Veränderung der Humusgehalte und somit
einem Nettofluss von CO2 zwischen atmosphärischem und Bodenspeicher.
Abb. 3 (rechts): Matrix zur Veränderung des org. Bodenkohlenstoffs in Folge einer Änderung der Landnutzungskategorie. Grüne Pfeile (+) bedeuten eine Zunahme der Kohlenstoffvorräte und rote Pfeile (–) einen Abbau und
eine Freisetzung von Kohlenstoff. Die Umwandlung von Grünland in Wald und umgekehrt führt zu keiner eindeutigen und signifikanten Änderung (±). Die Rekultivierung versiegelter Böden ist in der fachlichen Praxis aufgrund
der hohen Kosten auf geringe Flächen beschränkt (Gerst 2010, erweitert).
Störung der Struktur (Pouyat et al. 2007) und nach Aufbringung an einem anderen Standort
wird es wieder Teil einer lokalen Gleichgewichtsdynamik. Deshalb ist davon auszugehen, dass
zumindest ein Teil dieser organischen Substanz zersetzt und in Form von CO2-Emissionen der
Atmosphäre rückgeführt wird. Diese Annahme wird auch von den Richtlinien zur Berichterstattung der Nationalen Treibhausgasinventare des Zwischenstaatlichen Ausschusses für Klimaänderungen (IPCC 2006) unterstützt. Diese gehen davon aus, dass bei Versiegelungen durch
Abtrag, Störung und Umverteilung 20 % des organischen Bodenkohlenstoffs im Oberboden
(obere 30 cm) oxidiert und in Form von CO2 in die Atmosphäre freigesetzt wird. Somit kann
angenommen werden, dass die Versiegelung von Böden zu einem einmaligen CO2-Emissionsimpuls führt (s. Abb. 4). Für diese Mechanismen besteht jedoch grundlegender Forschungsbedarf und eine Quantifizierung wird von großen Unsicherheiten begleitet.
Geht man davon aus, dass eine Entsiegelung und Bodenrekultivierung technisch und ökonomisch nicht durchführbar ist und eine Regeneration sehr lange Zeit in Anspruch nimmt, ist
dieser Prozess irreversibel. Versiegelte Böden gehen somit zum einen als Kohlenstoffspeicher
4
Zeit
Bodenkohlenstoff
on-site
Wald
Acker
Zeit
Biomasse
der
Vegetation
on-site
Wald
Acker
Zeit
CO2 - Bilanz
Quelle
on-site + off-site
Zeit
Senke
Abb. 4: Schematischer Verlauf der Kohlenstoffdynamik nach urbaner Inanspruchnahme von Böden. On-site führen diese Eingriffe zu einem Verlust der Biomassebestände und zu einer Verarmung der Böden an organischem
Kohlenstoff. Es ist fachliche Praxis, vor baulichen Maßnahmen den Oberboden abzugraben und andernorts wieder
aufzubringen. Hinzu kommt, dass die pflanzliche Biomasse durch lateralen Transport entfernt wird und nach einer
Verzögerungszeit letztendlich auch oxidiert wird. Deshalb ist es notwendig, das Schicksal des organischen Kohlenstoffs auch off-site zu berücksichtigen. Bei einer Inanspruchnahme und Versiegelung ist mit einem kurzfristigen
CO2-Emissionsimpuls zu rechnen (Gerst 2010).
verloren, zum anderen als Standort für die Vegetation, die eine funktionale Schlüsselrolle im
Kohlenstoffkreislauf einnimmt. Eine zukünftige Kohlenstoffeinlagerung durch Sequestrierungspraktiken ist nicht mehr möglich. Befinden sich die in Anspruch genommenen Ökosysteme in einem Status als CO2-Senke (z.B. Wald- und Moorböden), wird durch Versiegelung
auf diesen positiven Nutzen verzichtet.
2.2 Methan (CH4)
Methan wird in anoxischen Umgebungen während des anaeroben Abbaus organischer Substanz gebildet. Solche Bedingungen kommen unter anderem dann zustande, wenn im Boden
durch Wassersättigung der Sauerstoffaustausch behindert ist, z. B. in Grund- und Stauwasserböden. Terrestrische Böden (Landböden) gelten gemeinhin als Methansenken, da sie nicht
unter dem Einfluss des Grundwasserkörpers stehen oder die Methanproduktion in so großen
Tiefen erfolgt, dass das Methan bereits im Boden wieder oxidiert wird. Dort diffundiert CH4 in
die Bodenmatrix und wird unter Beteiligung verschiedener mikrobieller Populationen oxidiert
(Le Mer & Roger 2001).
5
Landnutzungsänderungen wie z. B. die Urbarmachung natürlicher Ökosysteme reduzieren
die Senkenstärke des Bodens für atmosphärisches Methan stark. So sind die jährlichen Oxidationsraten von Agrarökosystemen im Vergleich zu Waldökosystemen stark herabgesetzt. Die
allgemeine Senkenstärke von Böden nimmt in der Reihenfolge Wald > Grünland > Ackerland
ab (Smith et al. 2000, Boeckx &
van
Cleemput 2001, Dutaur & Verchot 2007). Auch die
Oxidationsleistung der Böden unter innerstädtischer Grün- und Waldflächen bleibt durch den
Einfluss des Menschens nicht unberührt. Durch die wenigen bislang durchgeführten Untersuchungen konnte hier bereits eine drastische Reduktion der Methankonsumption bis hin zu
einem Totalverlust der Senkenstärke nachgewiesen werden (Goldman et al. 1995, Kaye et al.
2004, Groffman & Pouyat 2009). Durch Versiegelung geht die Methansenke vollständig verloren. Die quantitative Wirkung in der Gesamttreibhausgasbilanz ist im Vergleich zu den Treibhausgasflüssen von CO2 und N2O jedoch recht gering.
2.3 Lachgas (N2O)
Das dritte wichtige langlebige Treibhausgas Lachgas (N2O) wird kontinuierlich aus Böden
freigesetzt. Dort entsteht N2O v.a. als Neben- bzw. Zwischenprodukt der biologische Prozesse
Nitrifikation und Denitrifikation im Stickstoffkreislauf. Direkte Emissionen entstehen direkt
aus den Böden z. B. als Folge der anthropogenen Aufbringung stickstoffhaltiger Verbindungen
auf Felder und Wiesen. Indirekte Emissionen entstehen durch die Steigerung atmosphärischer
N-Einträge in Ökosysteme (diese werden durch die Agrarnutzung sowie durch die Verbrennung fossiler Energieträger und Biomasse begünstigt) und als Folge der Auswaschung und des
Transport stickstoffhaltiger Verbindungen (v.a. NO3-) im Grundwasserkörper und in Gewässern
(Firestone & Davidson 1989, Wrage et al. 2001, Bremner 1997, Weymann et al. 2008, Well &
Butterbach-Bahl 2010, IPCC 2006).
Die Produktionsraten von N2O im Boden werden von einer Reihe verschiedener Einflussfaktoren auf verschiedenen zeitlichen und räumlichen Skalen gesteuert (Freibauer & Kaltschmitt
2003, Machefert et al. 2002, Dobbie & Smith 2003, Jungkunst et al. 2006). Für die
Berechnung und Vorhersage der anthropogenen Emissionen wird zumeist nur die Stickstoffverfügbarkeit verwendet. In den meisten Böden steigert eine erhöhte Stickstoffverfügbarkeit die
Nitrifikations- und Denitrifikationsraten, welche wiederum die N2O-Produktion erhöhen. Ein
Anstieg der N-Verfügbarkeit kann zum einen durch die Zufuhr stickstoffhaltiger Verbindungen
(z. B. in Form von Düngemitteln) zum anderen durch humusabbauende Landnutzungspraktiken erfolgen (Smith & Conen 2004, IPCC 2006). Landwirtschaftliche Böden gelten dabei
als Hotspot für N2O-Emissionen und werden für einen Großteil der beobachteten Anstiege der
6
atmosphärischen Konzentrationen verantwortlich gemacht (Davidson 2009, Smith et al. 2010).
Kommt es in Folge von Landnutzungsänderungen (z. B. Bodenversiegelungen) zum Abbau der
Humusgehalte, wird kurzfristig neben CO2 auch N2O freigesetzt. Dies kann auf direktem Weg
von den Böden (bzw. von dem umgelagerten Oberboden) geschehen und indirekt von angrenzenden Gewässern. Die Versiegelung von Böden führt zudem langfristig zu einer Unterbindung
der kontinuierlichen N2O-Freisetzung. Die Verlagerung der landwirtschaftlichen Produktion
löst jedoch gesteigerte Emissionen dafür andernorts aus.
2.4 Treibhausgasemissionen durch die Siedlungsentwicklung in Stuttgart
Die Berechnung der Treibhausgasemissionen (CO2 und N2O), die durch die Siedlungsentwicklung der Gemarkung Stuttgart ausgelöst wurden, erfolgt auf Basis der IPCC-Richtlinien zur
Nationalen Treibhausgasberichterstattung (IPCC 2006). Hierfür mussten einige vereinfachende
Annahmen getroffen werden. Genauere Erläuterungen sind in der Langversion des Projektberichtes aufgeführt. Durch Humusverluste des Bodens und Biomasseverluste der Vegetation
wurden durch bauliche Inanspruchnahmen von Flächen im Zeitraum 1980–2009 etwa 64 468 t
CO2-Äquivalente freigesetzt (in Form von CO2 und N2O). Gemittelt über den Betrachtungszeitraum, ergibt dies eine jährliche Rate von 2 223 t CO2-Äqu. a-1.
Die vom Statistischen Amt Stuttgarts veröffentlichten technischen CO2-Emissionen (Energiewirtschaft, Industrie, Kleinverbraucher, Verkehr) der Stadt Stuttgart im Jahr 2005 betrugen
3,4 Mio. t CO2 a-1. Somit entspricht die Treibhausgas-Emissionsrate durch die Siedlungs- und
Verkehrsflächenentwicklung etwa 0,06 % der CO2-Emissionsrate aus der technischen Nutzung.
Selbst die Annahme, dass der Kohlenstoff in den oberen 30 cm der versiegelten Fläche vollständig abgebaut wird (Verfünffachung der bodenbürtigen CO2-Emissionen), erhöht den Wert auf
nur etwa 0,3 %. Wenn die Berechnungen dieser CO2-Emissionen aus dem terrestrischen Speicher des Stuttgarter Stadtgebiets wegen der Annahmen, Vereinfachungen und Unsicherheiten
bestenfalls die Größenordnung der tatsächlichen Flüsse wiedergeben, so wird dennoch deutlich,
dass die negativen Auswirkungen der Bodeninanspruchnahmen deutlich den CO2-Emissionen
aus dem Energie- und Transportsektor untergeordnet sind.
Betrachtet man die Auswirkungen von Landnutzungsänderungen auf einer längeren zeitlichen Skala, so addieren sich die Emissionen zu einer Größenordnung auf, die durchaus eine
Relevanz für das Klimasystem besitzt. Durch chronologische Landnutzungsabfolgen während
der gesamten bisherigen Siedlungsgeschichte wie Rodung, Urbarmachung und Besiedelung
natürlicher Ökosysteme, wurde stets zuvor gespeicherter Kohlenstoff und Stickstoff in die
Atmosphäre freigesetzt (s. Abb. 5). Die damit verbundenen Treibhausgasemissionen für die
7
Zeit
Schritt 1
Schritt 2
Abb. 5: Chronologische Landnutzungsgeschichte von einem Primärwald über Agrarökosysteme hin zur urbanen
Nutzung. Mit den damit verbundenen Landnutzungsänderungen wurden stets große Mengen an zuvor gespeichertem Kohlenstoff in die Atmosphäre freigesetzt.
Gemarkung Stuttgarts belaufen sich auf etwa 10 Mio. t CO2-Äquivalente (für genauere Erläuterung s. Langversion des Berichtes). Hier kommen besonders Veränderungen der Biomassevorräte der abgeholzten Wälder zum Tragen.
Bei einer Bewertung dürfen aber indirekte Folgen von Bodeninanspruchnahmen nicht übersehen werden. Der Verlust von Agrarflächen führt dazu, dass zur Kompensation auf den verbleibenden Flächen die Nutzung intensiviert oder neue Flächen urbar gemacht werden müssen.
Dies gilt insbesonders für steigende Lebensmittel- und Bioenergienachfragen einer wachsenden
Weltbevölkerung. Somit können Flächeninanspruchnahmen in Deutschland auch indirekte Emissionen auslösen, z. B. durch die Urbarmachung von Primärwäldern auf anderen Kontinenten.
Hinzu kommen weitere Emissionen durch den Transport der Agrargüter nach Deutschland.
3 Stadtklimatischer Themenkomplex
Das vorherige Kapitel zeigte, dass großräumige Landnutzungsänderungen zu einer Veränderung
der atmosphärischen Treibhausgaskonzentrationen und einem anthropogenen Treibhauseffekt
führen. Neben diesen global langsam verlaufenden Klimaprozessen ist der Mensch auch ständig
lokalen und unmittelbaren Umwelteinflüssen ausgesetzt. Urbane Strukturen verursachen dabei
im Vergleich zum Umland lufthygienische und klimatische Veränderungen, die als Stadtklima
bezeichnet werden. Die Ursachen des Stadtklimas lassen sich nach Kuttler & Barlag (2002)
auf drei Faktorengruppen zurückführen:
• die Umwandlung natürlichen Bodens in aus künstlichen Materialien bestehende,
versiegelte Flächen mit starker dreidimensionaler Strukturierung,
• die Reduzierung der mit Vegetation bedeckten Flächen und
• die Freisetzung von gasförmigen, flüssigen und festen Luftbeimengungen sowie von
Abwärme aus technischen Prozessen.
8
Die Stadt-Atmosphäre ist Teil der Umwelt, an die sich der menschliche Körper anpassen muss,
um seine Gesundheit zu erhalten. Von hohen Temperaturen in den Sommermonaten und hohen
Schwebstaubbelastungen gehen gesundheitliche Belastungen aus, die es durch städtebauliche
und planerische Maßnahmen zu minimieren gilt.
3.1 Die Bedeutung von Böden für das thermische Stadtklima
Eine der am besten dokumentierten und untersuchten stadtklimatischen Erscheinungen ist die
städtische Überwärmung. Diese zeichnet sich durch im Vergleich zum Umland höhere Oberflächen- und Lufttemperaturen aus, weshalb sie auch „Urbane Wärmeinsel“ genannt wird (Matzarakis
2001). Die Ursachen für Temperaturerhöhung städtischer Areale sind vielfältig, die
bauliche Inanspruchnahme von Stadtböden und deren Versiegelung tragen jedoch einen großen
Anteil (Kuttler 2004).
Unterschiede in Reflexionsverhalten, Wärmeleitfähigkeit, Wärmekapazität sowie Wasserretentionsvermögen führen zu unterschiedlichen Temperaturverläufen in Oberflächenmaterialien.
Durch Veränderungen dieser thermo-physikalischen Eigenschaften sowie der Verdunstungschararakteristika der Oberflächen wird die Wärmebilanz so verändert, dass versiegelte Flächen
im Vergleich zu bewachsenen Böden eine Temperaturerhöhung begünstigen. Bewachsene
Böden heizen sich im Vergleich zu anthropogenen Oberflächen tagsüber aufgrund der höheren
Verdunstungskühlung (Evapotranspiration) langsamer auf, und kühlen in der Nacht aufgrund
geringerer Wärmespeicherung (durch geringe Wärmeleitfähigkeit und Wärmekapazitätsdichten) rascher ab. Durch die Verdunstung steht ein großer Teil der einfallenden Strahlungsenergie
nicht für die Erwärmung der angrenzenden Luftmassen und des Untergrunds zur Verfügung,
was der städtischen Überwärmung entgegen wirkt. Die nutzbare Feldkapazität der Böden (Wasserspeichervermögen gegen die Schwerkraft) ermöglicht die Feuchteversorgung der Pflanzen
und der Bodenoberfläche und hält im Vergleich zu Versiegelungsmaterialien die tatsächlichen
Verdunstungsraten nach Niederschlagsereignissen länger aufrecht (Kuttler 2004, Asaeda et al.
1996, Hupfer & Kuttler 2005, Wessolek 2001).
Durch Untersuchung der Oberflächen- und Lufttemperaturen konnte klar festgestellt werden,
dass diese mit dem Versiegelungs- und Vegetationsbedeckungsgrad korreliert sind (Baumgartner
et al. 1985, Kuttler et al. 1996, Kiese 1992, Christen & Vogt 2004, Weng et al. 2004,
Yuan & Bauer 2007). Dies wird auch in luftgestützten Thermalaufnahmen sichtbar.
Die Städte Mitteleuropas besitzen in der Regel einen Grün- und Freiflächenanteil, der auf
den thermischen Wirkungskomplex des Stadtklimas eine meliorative Wirkung hat. In Analogie zur urbanen Wärmeinsel spricht man bei einer mikroklimatischen Temperaturreduktion
9
Luft-Temperatur
Parkkälteinsel
Urbane Wärmeinsel
Reichweite
Urbane Wärmeinsel
Reichweite
Distanz
Parkwind
Innerstädtische
Grünfläche
Abb. 6: Schematische Darstellung der thermisch induzierten Ausgleichszirkulation innerstädtischer Grünflächen
bei windarmen Wetterlagen (eigene Darstellung nach Eliasson & Upmanis 2000).
Hangabwind,
Bergwind
Flurwind
Urbane Wärmeinsel
Kaltluftproduktion, kühlende Wirkung
Kaltlufttransport
Abb. 7: Schematische Darstellung der Transportwege von Kalt- und Frischluft aus dem Umland in den Siedlungsbereich. Zu unterscheiden sind Flurwinde in wenig differenzierten Topographien und Kaltluftabflüsse (katabatische Windsysteme: Hangabwind, Bergwind) in stark reliefierten Topographien. Neben den außerstädtischen
Kaltluftproduktionsgebieten haben auch innerstädtische Grünflächen und Dachbegrünungen durch ihre Kühlwirkung eine Bedeutung für das thermische Stadtklima.
über innerstädtischen Grünflächen und Parkanlagen von einer Parkkälteinsel. In vielen Untersuchungen konnte bereits beobachtet werden, dass sich die Parkkälteinsel über den Parkrand
hinweg in die angrenzende Bebauung erstreckt (Bongardt 2006). Durch eine kleinräumige,
thermisch induzierte Ausgleichszirkulation der bodennahen Luftmassen wird kühlere Luft
radial von den Grünflächen abtransportiert, welche somit auch abseits der Grünflächen ihre
positive Wirkung entfalten kann (s. Abb. 6). Diese Luftströmung wird als Parkwind bezeichnet
(Oke 1989, Kuttler 2010).
Das Stadtklima ist generell von einem limitierten Luftmassenaustausch geprägt, der durch
erhöhte Rauigkeitsparameter und Inversionen der Stadtatmosphäre hervorgerufen wird. Durch
bodenahe Luftmassenbewegungen kann jedoch, unabhängig von der großräumigen Windsituation, lokale Kalt- und Frischluft aus dem Umland in den Siedlungsbereich gelangen und dort
für eine Abkühlung und einer Verbesserung der Luftqualität sorgen. Dieser Transport erfolgt in
10
Tabelle 1: Stadtklimatische Funktionen und Ausgleichsleistungen von Grün- und Freiflächen sowie deren
Beeinträchtigung durch Bodeninanspruchnahmen.
Funktion/
Ausgleichsleistung
Bodeninanspruchnahme
Siedlungsnahe Wälder,
Grün- und Freiflächen
Luftleitbahn
Siedlungsraum
Kaltluftproduktion
Frischluftproduktion
Belüftung/Luftaustausch
(Kaltluftproduktion)
(Frischluftproduktion)
Grünflächen/Freiflächen:
Minderung der Überwärmung
Staubfilterung, -bindung
Beeinträchtigung der
Funktionen
Beeinträchtigung der
Funktionen
Verstärkung der Überwärmung,
Verlust des Filterungs- und
Bindungspotentials
flachem Gelände in Form von Flurwinden (Schädler & Lohmeyer 1996, Kuttler et al. 1996,
Kuttler et al 1998, Junk et al. 2003, Weber & Kuttler 2004, Matzarakis et al. 2008) oder
in reliefiertem Gelände in Form von Kaltluftabflüssen (z. B. Barlag & Kuttler 1990, Kiese
et al. 1992, Kuttler et al. 1998, Haeger-Eugensson & Holmer 1999, Hidalgo et al. 2008).
(s. Abb. 7). Das Kaltlufteinzugsgebiet umfasst diejenigen Kaltluftproduktionsgebiete, die für
einen bestimmten Standort von Bedeutung sind. Die Kaltluftproduktivität wird dort durch die
Standorteigenschaften der Flächen bestimmt. Über Luftleitbahnen gelangt die produzierte Kaltluft in den Siedlungsbereich. Um die Ventilationsprozesse gewährleisten zu können, müssen
diese Luftleitbahnen besondere strukturelle Anforderungen erfüllen. So kann eine dichte oder
hohe Bebauung sowie natürliche Dämme in den Bahnen dazu führen, dass diese Hindernisse
nicht mehr über- oder umströmt werden. Im schlechtesten Fall führt diese Strömungshemmung
zu einem Kaltluftstau (VDI 2003, Horbert 2000, Weber & Kuttler 2003).
Somit kommt neben den innerstädtischen auch den siedlungsnahen Grün- und Freiflächen
eine stadtklimatische Bedeutung zu. Die bauliche Flächeninanspruchnahme in Kaltluftproduktionsgebieten mindert die Kaltluftproduktivität, die bauliche Überformung von Luftleitbahnen
die Durchlüftung der Stadt (s. Tabelle 1).
3.2 Die Bedeutung von Böden für die Schwebstaubkonzentrationen des Stadtklimas
Die Problematik hoher Feinstaubbelastungen der Umgebungsluft ist vor allem im urbanen
Raum ein wichtiges Thema, da verschiedene Emissionsquellen hier auf engem Raum konzentriert sind. Das Luftreinhaltungsrecht fordert, die vorgeschriebene Luftqualität herzustellen,
unabhängig davon, welche Quellen zu den Emissionen beitragen. Zum Erreichen dieser Ziele
kann zum einen die Quellenstärke der Emittenten reduziert zum anderen die Stärke der Senken
erhöht werden. Für Letzteres wurde in jüngerer Zeit vielfach die Rolle der innerstädtischen
Vegetation als Filter und der Stadtböden als Sorbent für Stäube diskutiert.
11
Tabelle 2: Positive und negative Effekte von Vegetationsbeständen im Stadtgebiet auf die Staubkonzentration der
Stadtatmosphäre (nach Langner 2008, verändert).
Reduktion der Partikelkonzentration
Steigerung der Partikelkonzentration
direkt: Filterung durch die Deposition
indirekt: Modifikation der Luftströmung
und reduzierte Resuspension
direkt: Emission von Partikeln
indirekt: Modifikation der Luftströmung
Neben den Emissions- und Bildungsvorgängen ist für den atmosphärischen Staubhaushalt
auch der Austrag durch Depositionsprozesse von Bedeutung. Bei der trockenen Deposition
werden Partikel ohne Teilnahme von Wasser durch verschiedene Prozesse an Oberflächen
(Boden, Vegetation, städtische Oberflächen) herantransportiert und dort abgeschieden. Bei der
feuchten und nassen Deposition findet die Ablagerung unter Beteiligung des Niederschlages
statt, auf diese Prozesse haben Pflanzen geringen Einfluss (Hainsch 2004, Möller 2003, Litschke
& Kuttler 2008, IASP 2007).
Das Potential des Staubfiltervermögens urbaner Vegetationsbestände lässt sich auf die
Oberflächenvergrößerung der Depositionsfläche im Verhältnis zur Grundfläche zurückführen.
Baumbestände mit großen Oberflächen sind dabei effizientere Staubkollektoren als relativ
niedrig wachsende Vegetation (McDonald et al. 2007, Fowler et al. 2004, Beckett et al. 2000).
Die Bewertung der Filterleistung städtischer Vegetation und deren Auswirkung auf die atmosphärischen Partikelkonzentrationen fällt in der Literatur sehr unterschiedlich aus (Langner
2006, Nowak et al. 2006, McDonald et al. 2007, Freer-Smith et al. 2005, IASP 2007, Litschke
& Kuttler 2008). Während in der Fachwelt Einigkeit darüber herrscht, dass Pflanzen Partikel
aus der Luft filtern können, wird die quantitative Wirkung auf städtischen Staubkonzentrationen der Luft sehr verschieden eingeschätzt. Dabei wird häufig auf die Vorteile großer zusammenhängender Grünareale hingewiesen. Festzuhalten ist allerdings, dass die Filterleistung der
Vegetation in der Vergangenheit vermutlich überschätzt wurde.
Die Effekte der Vegetation sind nicht auf die Deposition luftgetragener Partikel auf die
Vegetationsoberflächen beschränkt (Tabelle 2). Durch Veränderungen des Luftströmungsfeldes
können lokal positive und negative Wirkungen auftreten durch:
• Veränderungen der Windgeschwindigkeiten,
• Ablenkung belasteter Luftströmungen und Erzeugung von Turbulenzen (Abb.8),
• Reduktion der Belüftung von Straßenschluchten oder größeren Arealen (Abb. 9).
Durch Ablenkung und Anhebung von Luftströmungen durch Grünelemente, können in
Bodennähe Areale erzeugt werden, die weniger staubbelastet werden (s. Abb. 8). Swaagstra &
12
can be quantified using numerical micro-scale models like MISKAM. Dependent on
the configuration of the canyon and the tree rows an increase in kerbside concentrations of 20 % (RIES & EICHHORN 2001) or up to 100 % (own calculations) can be
found for an airflow perpendicular to the canyon.
Fig. 1: Modification of
airflow
leads to areas
with increased
Fig. 2:zu Stand
of Ambrosia
Abb. 8: Veränderungen des Windströmungsfeldes
können
belastete
Luftpakete
ablenken und lokal
einer Redukparticle
(red) and(rot)
decreased
particle
conartemisiifolia
tion der Staubkonzentration führen (blau)
undconcentration
zu einer Erhöhung
(Langner
2008
nach Fellenberg
1999). in Berlincentration (blue). After FELLENBERG (1999:41), modified
Steglitz (5 Sep 2006)
Vegetation may also increase particle concentrations by direct emissions of pollen and
small plant debris or by release of biogenic volatile organic compounds which are
converted in the atmosphere into nano-particles with diameter of less than 5 nm
(O’DOWD et al. 2002). Beside ‘classical’ allergenic pollen types like Betula or Artemisia,
in the future pollen from the neophyte Ambrosia artemisiifolia (Common Ragweed,
fig. 2) may cause severe problems in urban regions in Middle Europe. Ambrosia artemisiifolia produces highly allergenic pollen and several environmental conditions
Abb. 9: Wirkung von straßenbegleitenden
Bäumen
in einer Straßenschlucht.
Durch
die Vegetationselemente
kann
typically found
in mid-latitude
cities, particularly
raised
temperature and CO
2-levels,
die Ventilation und somit der Luftmassenaustausch beeinträchtigt werden. Dies hat zur Folge, dass die Imissiare favourable for its pollen production (ZISKA et al. 2003).
onskonzentration der Schwebstäube in der Nähe der Emittenten ansteigen. Dabei muss jedoch zwischen luv- und
leeseitiger Fassade unterschieden werden (eigene Darstellung nach Thönnessen 2006).
Kluiver (2006) berufen sich auf Untersuchungen, in denen durch linienförmige Grünelemente
die Partikelkonzentration in der Luft lokal um bis zu 20 % reduziert wurde.
Da die Partikelkonzentration der Luft in unmittelbarer Nähe der Emittenten am größten
ist, ist dort auch die Filterleistung der Vegetation am höchsten. Vegetationsstrukturen mindern
oft jedoch den Luftmassenaustausch der bodennahen Luftschicht und somit auch eine Verdünnung der Immissionskonzentrationen. Lokal, im Umfeld der Staubquellen, kann dies zu einer
Verschlechterung der Luftqualität führen (s. Abb. 9). Besonders in engen Siedlungsstrukturen
besitzt die ungehinderte Abfuhr belasteter Luft eine hohe Bedeutung. Die Konzentrationserhöhung durch Vegetationselemente wirkt dem Effekt der Staubfilterung entgegen (Litschke &
Kuttler 2008, Ries & Eichhorn 2001, Gromke & Ruck 2007, Bruse 2003). Um die Wirkung
zu optimieren, gilt es, durch Bepflanzung möglichst große Pflanzenoberflächen zur Verfügung
zu stellen, ohne dabei den Luftmassenaustausch zu behindern.
Die mit Partikeln benetzten Oberflächen von Pflanzen stellen letztendlich nur einen Zwischenspeicher für Stäube dar. Ein Teil der durch Trockendeposition festgelegten Partikel wird
direkt von den Pflanzen resuspendiert (Ould-Dada & Baghini 2001), ein anderer Teil durch den
Niederschlag abgewaschen und in die darunter liegenden Böden eingetragen, auf den versiegelten Flächen abgelagert oder in die Kanalisation gewaschen. Fester an den Oberflächen haftende Partikel gelangen durch den Laub- und Streufall an die Bodenoberfläche. Dieser Anteil
wird dann eventuell eingesammelt und zusammen mit den an Grünschnitt haftenden Partikeln
13
131
Deposition
Deposition
Wiederaufwirbelung
Resuspension
Abspülung, Laubfall
Grünschnitt, Laub ?
Straßenreinigung ?
Abfuhr in Kanalisation
Eintrag in Boden
Abb. 10: Staubdynamik im städtischen Raum. Durch trockene und nasse Deposition werden Stäube an Oberflächen abgelagert. Die Depositionsraten von bewachsenen Oberflächen sind dabei höher als die von versiegelten
Flächen. Bei ausreichendem Niederschlag wird ein Teil der an Oberflächen haftenden Partikeln in die Kanalisation
gewaschen oder in angrenzende Böden eingetragen. Von Straßen und Fußwegen findet eine besonders intensive
Wiederaufwirbelung statt, während Böden eine Akkumulation begünstigen.
abtransportiert (s. Abb. 10). Von all diesen Pfaden ist prinzipiell eine Wiederaufwirbelung
(Resuspension) möglich.
Die auf den Boden gelangenden Partikel werden wieder resuspendiert, an der Bodenoberfläche akkumuliert oder in den Boden durch Turbation oder den Sickerwasserstrom eingemischt (Höke 2003a, Lennartz 2004, Blume 2004). In urban-industriellen Ballungsräumen
können Staubeinträge ein wichtiger Bestandteil der Bodenbildung darstellen und einen großen
Anteil des Feinbodens ausmachen (Höke 2003a). Wieviel der städtischen PM10-Belastungen
tatsächlich in den Boden eingetragen und dort dauerhaft festgesetzt werden, ist jedoch noch
unbekannt.
Vielerorts wurde bereits beobachtet, dass die PM10-Immissionsbelastung zu großen Teilen
auf den durch Verkehr wiederaufgewirbelten Straßenstaub zurückzuführen ist (Lenschow et al.
2001, Sternbeck et al. 2002, Lough et al. 2005, Thorpe & Harrisson 2008, Martuzevicius et
al. 2011). Auch Fußverkehr kann zur Resuspension von Gehsteigen beitragen (Nicholson 1988,
Sehmel 1980). Deshalb ist zumindest für Verkehrswege davon auszugehen, dass diese im Vergleich zu bewachsenen, nicht befahrenen Oberflächen eine Wiederaufwirbelung begünstigen.
Unbestritten ist, dass technogene Materialien wie Asphalt, Beton oder Ziegel zu einer längerfristigen Partikelakkumulation nicht in der Lage sind. Wenn auch kaum quantitativen Daten
zu der Deposition auf und der Resuspension von Böden vorliegen, der relative Vergleich stellt
bewachsene Böden sicherlich besser als versiegelte Oberflächen.
In vielen Regionen der Erde stellen Böden eine Staubquelle dar (Herrmann et al. 2010).
Besonders intensiv ist dieser Prozess, wenn der Mineralboden nicht durch Vegetation und
Feuchtigkeit vor dem angreifenden Wind geschützt ist. Da Stadtböden hierzulande aber in der
14
Regel mit Vegetation bedeckt sind, ist davon auszugehen, dass Partikelfreisetzungen in nennenswertem Umfang nur dann stattfinden, wenn die Böden brach liegen (z. B. Industrieflächen, Ackerböden) sowie bei mechanischer Beanspruchung (z. B. durch Befahrung, im Zuge
von Baumaßnahmen oder der Bodenbearbeitung in der Landwirtschaft; vgl. Funk & Hoffmann
2010, Funk et al. 2008, Höke 2003b, Carvacho et al. 2004).
4 Modellrechnung: Was passiert, wenn 1 Hektar Fläche versiegelt wird?
Zur Veranschaulichung der erarbeiteten Prozesszusammenhänge erfolgte in dieser Studie eine
Quantifizierung des Szenarios „Was passiert wenn ein Hektar fruchtbaren Ackerbodens totalversiegelt wird?“ Dabei werden die für die Filderebene standorttypischen Parabraunerden betrachtet. Die Ergebnisse sind in Tabelle 3 dargestellt. Erläuterungen zu den Berechnungsgrundlagen
des Szenarios sind in der Langfassung des Projektberichtes zu finden.
Die Versieglung von 1 ha Fläche führt durch Biomasse- und Humusverluste zu einmaligen
CO2-Emissionen von 64,9 t CO2 und N2O-Emissionen in Höhe von 7,5 t CO2-Äquivalenten.
Da es keine gesicherten Erkenntnisse zur Wirkung von Bodenversiegelungen gibt, wird diese
Berechnung von großen Unsicherheiten begleitet. Weiterhin führt die Versiegelung zum Verlust
der Methansenke, die quantitative Wirkung ist im Vergleich zu den beiden anderen Treibhausgasen jedoch gering. Auf lokalklimatischer Ebene ist die Totalversiegelung verbunden mit einer
Reduktion der Verdunstungskühlung von 8 918 GJ pro Jahr. Dieser Energieüberschuss steht
zur Erwärmung der Oberflächen und der angrenzenden Luftmassen zur Verfügung und ver­
stärkt somit die städtische Überwärmung. Eine Berechnung des Filter- und Bindungspotentials
für atmosphärische Stäube konnte aufgrund der schlechten wissenschaftlichen Datenlage nicht
durchgeführt werden.
Ein großer Anteil der durch das Standortsystem Boden-Vegetation hervorgerufenen Klimaeffekte ist auf die Pflanzen zurückzuführen. Eine Isolation und anteilige Zuweisung der Effekte
zu den Böden und der Vegetation ist nicht zielführend, da diese eine funktionale Einheit darstellen. Da Böden durch eine große Bandbreite verschiedener Eigenschaften den Pflanzen als
Lebensstandort dienen, ist die Standortfunktion der Böden auch von großer Bedeutung für klimatische Prozesse auf allen Skalen.
5 Ausblick
Generell ist festzustellen, dass die klimatischen Folgen von Bodeninanspruchnahmen und
Eingriffen in terrestrische Ökosysteme sowohl in der Öffentlichkeit als auch bei kommunalen
15
Tabelle 3: Was passiert, wenn ein Hektar Ackerboden auf fruchtbarer Parabraunerde der Filderebene totalversiegelt wird ?
Faktor
Folgen einer Totalversiegelung von 1 Hektar
Globalklima
CO2
Emission: 64,9 t CO 2 (einmalig)
N2O
Emission: 7,5 t CO2‐Äquivalente (einmalig)
CH4
geringe Verschlechterung der Methanbilanz (dauerhaft)
Stadtklima
Kühlwirkung
Festlegung von Stäuben
Verringerung: 8 918 GJ pro Jahr ≈ 283 kW (dauerhaft)
keine Berechnung
Entscheidungsträgern bislang wenig Beachtung finden. Dies ist für den globalklimatischen Wirkungskomplex kaum verwunderlich, da Treibhausgase ihre Wirkung in der hohen Atmosphäre
entfalten und zu langsamen Prozessen führen, indirekte Emissionen abseits der Eingriffsflächen erfolgen und die Wirkungszusammenhänge erst vergleichsweise spät, mit Aufkommen
der Global Change Debatte, in den wissenschaftlichen Fokus rückten. Die stadtklimatischen
Folgen sind einfacher wahrzunehmen, da sie lokalisiert im Umfeld der Eingriffe und unmittelbar auftreten. Die Integration dieser Fragestellungen in die Bauleitplanung und Landschaftsplanung wird mit Klimaanalyse- und Planungshinweiskarten teilweise bereits realisiert. Es
ist wünschenswert, dass im Planungsprozess die Rolle des Bodenschutzes auch bezüglich der
Klimafolgen beurteilt wird, denn Bodenschutz bedeutet auch Klimaschutz. Vor dem Hintergrund der prognostizierten Anstiege der atmosphärischen Treibhausgaskonzentrationen und
Temperaturextreme wird diese Thematik in der zukünftigen Entwicklung sicherlich noch an
Bedeutung gewinnen. Neben das Bewusstsein für die Notwendigkeit des Schutzes der bislang
beachteten Bodenfunktionen muss deshalb auch ein Bewusstsein für die Klimafunktion des
Bodens treten. Die durchgeführte Literaturstudie und das Systemmodell geben hierfür den derzeitigen wissenschaftlichen Kenntnisstand wieder und eine ermöglichen eine Veranschauung.
Damit leistet die vorliegende Studie einen Beitrag zu WP 6 „Acceptance & Awareness“ im
EU-Projekt Urban-SMS. Viele der Boden- und Klimaschutz-Maßnahmen zur Verbesserung der
Treibhausgasbilanzen weisen hohe Synergieeffekte mit dem Naturschutz auf (vgl. Freibauer et
al. 2009, Saathoff &
von
Haaren 2011). Ansatzpunkte an bestehende rechtliche Instrumente
des Naturschutzes (v. a. BNatSchG, BauGB und ROG) zur Umsetzung dieser Maßnahmen sind
bereits in vielfältiger Weise gegeben (Saathoff & von Haaren 2011). Die kommunale Ebene
ist in der Praxis die Ebene der Umsetzung. Dabei gilt mehr denn je der umweltpolitische Leitsatz „Global denken, lokal handeln (Think globally, act locally)!“.
16
17
CO2- und N2OFreisetzung durch
Nutzungsänderung
T
Treibhausgasaustausch
indirekte Effekte durch
die Ersatzerschließung
von verloren gegangener
Produktionsfläche
Verlust des Filterungs- und Bindungspotentials für Stäube
PM10
Filterung und Bindung von Stäuben (PM10)
Treibhausgasaustausch
X
Erwärmende Wirkung versiegelter Oberflächen auf die
Umgebungsluft
T
X
Kühlende Wirkung/ Kaltluftproduktion bewachsener
Oberflächen durch Verdunstung und thermische
Eigenschaften (T)
PM10
Vermeidung von Quellen, Verzicht auf Senken
CO2: sowohl Quelle als auch Senke
CH4: Senke (nur terrestrische Böden)
N2O: Quelle
Verlust des Bodens als Speichermedium für Kohlenstoff
keine weitere Einlagerung (C-Sequestrierung) möglich
Kein Treibhausgasaustausch
Treibhausgasaustausch
Abb. 11: Systemmodell. Klimafunktionen des Bodens auf der Ebene des Globalklimas und des Stadtklimas und die Folgen von Bodenversiegelungen.
°C
Hoch
Stadtklima
Niedrig
Grad des wissenschaftlichen
Verständnisses und Datenlage
Globalklima
Literatur
Asaeda, T., Ca, V.T., Wake, A. (1996): Heat storage of pavement and its effect on the lower atmosphere.–
Atmospheric Environment 30, 413–427.
Barlag, A-B., Kuttler, W. (1990): The significance of country breezes for urban planning.– Energy and Buildings
15, 291–297.
Baumgartner, A., Mayer, H., Noack, E-M. (1985): Stadtklima Bayern – Untersuchungen des Einflusses
von Bebauung und Bewuchs auf das Klima und die lufthygienischen Verhältnisse in bayerischen
Großstädten. Abschlussbericht zum Teilprojekt Thermalkartierungen. Bayerisches Staatsministerium für
Landesentwicklung und Umweltfragen, 302 S.
Beckett, K.P., Freer-Smith, P.H., Taylor, G. (2000): Particulate pollution capture by urban trees: effect of species
and windspeed.– Global Change Biology 6, 995–1003.
Blume, H.-P. (2004): Kontamination von Böden: Stäube. In: H.-P. Blume (Hg.): Handbuch des Bodenschutzes.
3. Auflage, 294–297.
Boeckx, P., Van Cleemput, O. (2001): Estimates of N2O and CH4 fluxes from agricultural lands in various regions
in Europe.– Nutrient Cycling in Agroecosystems 60, 35–47.
Bongardt, B. (2006): Stadtklimatologische Bedeutung kleiner Parkanlagen – dargestellt am Beispiel des
Dortmunder Westparks.– Essener Ökologische Schriften 24, 228 S.
Bremner, J.M. (1997): Sources of nitrous oxide in soils.– Nutrient cycling in Agroecosystems 49, 7–16.
Bruse, M. (2003): Stadtgrün und Stadtklima. Wie sich Grünflächen auf das Mikroklima in Städtenauswirken.
Landesanstalt für Ökologie, Bodenordnung und Forsten NRW, LÖBF-Mitteilungen 1/2003, 66–70.
Carvacho, O.F., Ashbaugh, L.L., Brown, M.S., Flocchini, R.G. (2004): Measurement of PM2.5 emission potential
from soil using the UC Davis resuspension test chamber.– Geomorphology 59, 75–80.
Christen, A., Vogt, R. (2004): Energy and radiation balance of a central european city.– International Journal of
Climatology 24, 1395–1421.
Davidson, E.A. (2009): The contribution of manure and fertilizer nitrogen to atmospheric nitrous oxide since
1980.– Nature Geoscience 2, 659–662.
Dobbie, K.E., Smith, K.A. (2003): Nitrous oxide emission factors for agricultural soils in Great Britain: the impact
of soil water-filled pore space and other controlling variables.– Global Change Biology 9, 204–218.
Dutaur, L., Verchot, L.V. (2007): A global inventory of the soil CH4 sink.– Global Biogeochemical cycles 21,
doi:10.1029/2006GB002734.
Eliasson, I., Upmanis, H. (2000): Nocturnal airflow from urban parks – implications for city ventilation.–
Theoretical and Applied Climatology 66, 95–107.
Firestone, M.K., Davidson, E.A. (1989): Microbial basis of NO and N2O production and consumption in soil.
In: M.O. Andreae, D.S. Shimel (Hg.): Exchange of trace gases between terrestrial ecosystems and the
atmosphere, 7–22.
Fowler, D., Skiba, U., Nemitz, E., Choubedar, F., Branford, D., Donovan, R., Rowland, P. (2004): Measuring
Aerosol and Heavy Metal Deposition on Urban Woodland and Grass Using Inventories of 210Pb and Metal
Concentrations in Soil.– Water, Air & Soil Pollution 4, 483–499.
Freer-Smith, P.H., Beckett, K.P., Taylor, G. (2005): Deposition velocities to Sorbus aria, Acer campestre, Populus
deltoides × trichocarpa Beaupré, Pinus nigra and × Cupressocyparis leylandii for coarse, fine and ultra-fine
particles in the urban environment.– Environmental Pollution 133, 157–167.
Freibauer, A., Kaltschmitt, M. (2003): Controls and models for estimating direct nitrous oxide emissions from
temperate and sub-boreal agricultural mineral soils in Europe.– Biogeochemistry 63, 93–115.
18
Freibauer, A., Rounsevell, M. D. A., Smith, P., Verhagen, J. (2004): Carbon Sequestration in the agricultural soils
of Europe.– Geoderma 122, 1–23.
Freibauer, A., Drösler, M., Gensior, A., Schulze, E.-D. (2009): Das Potenzial von Wäldern und Mooren für den
Klimaschutz in Deutschland und auf globaler Ebene.– Natur und Landschaft 84, 20–25.
Funk, R., Reuter, H.I., Hoffmann, C., Engel, W., Öttl, D. (2008): Effect of moisture on fine dust emission from
tillage operations on agricultural soils.– Earth Surface Processes and Landforms 33, 1851–1863.
Funk, R., Hoffmann, C. (2010): Boden in der Luft: Brandenburger Äcker – Eine Quelle für Feinstaub in Berlin?
In: M. Makki, M. Frielinghaus, (Hg.): Boden des Jahres 2010 – Stadtböden, 106–110.
Gerst, K.F. (2010): Böden und ihre Funktion als Quelle und Senke für die Treibhausgase Kohlenstoffdioxid
und Methan – Bewertung und Bilanzierung am Beispiel von Bodeninanspruchnahmen der Stadt Stuttgart.
Universität Heidelberg, Geographisches Institut, unveröffentlichte Diplomarbeit, 128 S.
Goldman, M.B., Groffman, P.M., Pouyat, R.V., McDonnell, M.J., Pickett, S.T.A. (1995): CH4 uptake and n
availability in forest soils along an urban to rural gradient.– Soil Biology & Biochemistry 27, 281–286.
Groffman, P.M., Pouyat, R.V. (2009): Methane Uptake in Urban Forests and Lawns.– Environmental Science &
Technology 43, 5229–5235.
Gromke, C., Ruck, B. (2007): Influence of trees on the dispersion of pollutants in an urban street canyon experimental investigation of the flow and concentration field.– Atmospheric Environment 41, 3387–3302.
Guo, L. B., Gifford, R. M. (2002): Soil Carbon stocks and land use change: a meta analysis.– Global Change
Biology 8, 345–360.
Haeger-Eugensson, M., Holmer, B. (1999): Advection caused by the urban heat island circulation as a regulating
factor on the nocturnal urban heat island.– International Journal of Climatology 19, 975–988.
Hainsch, A. (2004): Ursachenanalyse der PM10-Immission in urbanen Gebieten am Beispiel der Stadt. Dissertation
an der Technischen Universität Berlin, 172 S.
Herrmann, L., Jahn, R., Maurer, T. (2010): Mineral dust around the Sahara – from source to sink. A review with
emphasis on contributions of the German soil science community in the last twenty years.– Journal of Plant
Nutrition and Soil Science 173, 811–821.
Hidalgo, J., Pigeon, G., Masson, V. (2008): Urban-breeze circulation during the Capitoul experiment: observational
data analysis approach.– Meteorology and Atmospheric Physics 102, 223–241.
Höke, S. (2003a): Identifizierung, Herkunft, Mengen und Zusammensetzung von Exstäuben in Böden und
Substraten des Ruhrgebiets. Essener ökologische Schriften 20, 141 S.
Höke, S. (2003b): Schadstoffbelastungen durch bodenbürtige Stäube. In: Bundesverband Boden (Hg.):
Praxiserfahrungen zur Anwendung des Bodenschutzrechts II, BVB-Materialien 11, 152–166.
Horbert, M. (2000): Klimatologische Aspekte der Landschaftsplanung.– Technische Universität Berlin,
Landschaftsentwicklung und Umweltforschung Nr 113 – Schriftenreihe im Fachbereich Umwelt und
Gesellschaft, 330 S.
Hupfer, P., Kuttler W. (2005): Witterung und Klima – Eine Einführung in die Meteorologie und Klimatologie.
11. Auflage, 554 S.
IPCC (2006): 2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories.– National Greenhouse Gas
Inventories Programme [Eggleston H.S., Buendia L., Miwa K., Ngara T. and Tanabe K. (Hg.)].
IPCC (2007): Climate Change 2007: The Physical Science Basis. Contribution of Working Group I to the Fourth
Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change.– [Solomon, S., Qin, D., Manning,
M., Chen, Z., Marquis, M., Averyt, K., Tignor M.M.B., Miller, H.L (Hg.)], 996 S.
IASP (Institut für Agrar- und Stadtökologische Projekte an der Humboldt-Universität zu Berlin)(2007):
Studie zum wissenschaftlichen Erkenntnisstand über das Feinstaubfilterungspotential (qualitativ und
quantitativ) von Pflanzen. Abschlussbericht zum Forschungspotential Nr. 06HS021, 173 S.
19
Jungkunst, H.F. Freibauer, A., Neufeldt, H., Bareth, G. (2006): Nitrous oxide emissions from agricultural land
use in Germany – a synthesis of available field data.– Journal of Plant Nutrition and Soil Science 169,
341–351.
Junk, J., Helbig, A., Lüers, J. (2003): Urban climate and air quality in Trier Germany.– International Journal of
Biometeorology 47, 230–238.
Kaye, J.P., Burke, I.C., Mosier, A.R., Guerschman, J.P. (2004): Methane and nitrous oxide fluxes from urban soils
to the athmosphere.– Ecological Applications 14, 975–981.
Kiese, O., Voigt, J., Kelker, J., Schöpper, H., Beckröge, W. (1992): Stadtklima Münster – Entwicklung und
Begründung eines klimarelevanten Planungskonzeptes für das Stadtgebiet Münster. Stadt Münster,
Werkstattberichte zum Umweltschutz 1/1992, 247 S.
Kuttler, W. , Barlag, A-B., Rossmann, F. (1996): Study of the thermal structure of a town in a narrow valley.–
Atmospheric Environment 30, 365-378.
Kuttler, W., Dütemeyer, D., Barlag, A-B. (1998): Influence of regional and local winds on urban ventilation in
Cologne, Germany.– Meteorologische Zeitschrift 7, 77–87.
Kuttler, W., Barlag, A-B. (2002): Mehr als städtische Wärmeinseln – Angewandte Stadtklimaforschung.–
Essener Unikate 19, 84–97.
Kuttler, W. (2004): Stadtklima - Teil 1: Grundzüge und Ursachen.– UWSF - Z. Umweltchem. Ökotox. 16, 187–199.
Kuttler, W. (2010): Urbanes Klima - Teil 2.– Gefahrstoffe – Reinhaltung der Luft 70, 378–382.
Kuzyakov, Y., Domanski, G. (2000): Carbon input by plants into the soil. Review.– Journal of Plant Nutrition and
Soil Science 163, 421–431.
Lal, R. (2004a): Soil carbon sequestration impacts on Global Climate Change and Food Security.– Sciene 304,
1623–1627.
Lal, R. (2004b): Soil carbon sequestration to mitigate climate change.– Geoderma 123, 1–22.
Lal, R. (2005): Forest soils and carbon sequestration.– Forest Ecology and Management 220, 242–258.
Lal, R. (2008): Carbon Sequestration.– Philosophical Transactions of The Royal Society 363, 815–830.
Langner, M. (2006): Exponierter innerstädtischer Spitzahorn (Acer platanoides). Eine effiziente Senke für PM10?
Karlsruher Schriften zur Geographie und Geoökologie 21, 135 S.
Langner, M. (2008): Reduction of airborne particulates by urban green. In: B. Schweppe-Kraft, BFN (Hg.):
Ecosystem Services of natural and semi-natural ecosystems and ecologically sound land use. BfN-Skripten
237, 129–137.
Le Mer, J., Roger, P. (2001): Production, oxidation, emission and consumption of methane by soils: a review.–
European Journal of Soil Biology 37, 25–50.
Lennartz, B. (2004): Boden- und Landschaftswasserhaushalt. In: H.-P. Blume (Hg.): Handbuch des Bodenschutzes.
3. Auflage, 29–58.
Lenschow, P., Abraham, H.-J., Kutzner, K., Lutz, M., Preuss, J.-D., Reichenbächer, W. (2001): Some ideas about
the sources of PM10.– Atmospheric Environment 35, 23–33.
Litschke, T., Kuttler, W. (2008): On the reduction of urban particle concentration by vegetation – a review.–
Meteorologische Zeitschrift 17, 229–240.
Lough, G.C., Schauer, J.J., Park, J.-S., Shafer, M., Deminter, J.T., Weinstein, J.P. (2005): Emissions of Metals
Associated with Motor Vehicle Roadways.– Environmental Science & Technology 39, 826–836.
Machefert, S.E., Dise, N.B., Goulding, K.W.T., Whitehead, P.G. (2002): Nitrous oxide emission from range of
land uses across Europe.– Hydrology and Earth System Sciences 6, 325–337.
20
Martuzevicius, D., Kliucininkas, L., Prasauskas, T., Krugly, E., Kauneliene, V., Strandberg, B. (2011):
Resuspension of particulate matter and PAHs from street dust.– Atmospheric Environment 45, 310–317.
Matzarakis, A. (2001): Die thermische Komponente des Stadtklimas.– Berichte des Meteorologischen Institutes
der Universität Freiburg Nr. 6, 267 S.
Matzarakis, A., Röckle, R., Richter, C-J., Höfl, H-C., Steinicke, W., Streifeneder, M., Mayer, H. (2008):
Planungsrelevante Bewertung des Stadtklimas am Beispiel von Freiburg im Breisgau.– Gefahrstoffe –
Reinhaltung der Luft 68, 334–340.
McDonald, A.G., Bealey, W.J., Fowler, D., Dragosits, U., Skiba, U., Smith, R.I., Donovan, R.G., Brett,
H.E., Hewitt, C.N., Nemitz, E. (2007): Quantifying the effect of urban tree planting on concentrations and
depositions of PM10 in two UK conurbations.– Atmospheric Environment 41, 6455–6467.
Möller, D. (2003): Luft: Chemie, Physik, Biologie, Luftreinhaltung, Recht. 750 S.
Murty, D., Kirschbaum, M.U.F., McMurtie, R.E., McGilvray, H. (2002): Does conversion of forest to agricultural
land change soil carbon and nitrogen? A review of the literature.– Global Change Biology 8, 105–123.
Nicholson, K.W. (1988): A review of particle resuspension.– Atmospheric Environment 22, 2639–2651.
Nowak, D.J., Crane, D.E., Stevens, J.C. (2006): Air pollution removal by urban trees and shrubs in the United
States.– Urban Forestry & Urban Greening 4, 115–123.
Oke, T.R. (1989): The micrometeorology of the urban forest.- Philosophical Transactions of the Royal society 324,
335–349.
Ould-Dada, Z., Baghini, N.M. (2001): Resuspension of small particles from tree surfaces.– Atmospheric
Environment 35, 3799–3809.
Poeplau, C., Don, A., Vesterdal, L., Leifeld, J., van Mesemael, B., Schumacher, J., Gensior, A. (2011): Temporal
dynamics of soil organic carbon after land-use change in the temperate zone - carbon response functions as a
model approach.– Global Change Biology, doi: 10.1111/j.1365-2486.2011.02408.x, 1–13.
Post, W.M., Kwon, K.C. (2000): Soil carbon sequestration and land-use change: processes and potential.– Global
Change Biology 6, 317–327.
Pouyat, R.V., Pataki, D.E., Belt, K.T., Groffman, P.M., Hom, J., Band, L.E. (2007): Effects of urban land-use
change on biogeochemical cycles. In: J.G. Canadell, D.E. Pataki, L.F. Pitelka (Hg.): Terrestrial Ecosystems
in a changing world, 45–58.
Pouyat, R.V., Szlavecz, K., Yesilonis, I.D., Groffman, P.M., Schwarz, K. (2010): Chemical, physical, and
biological characteristics of urban soils. In: J. Aitkenhead-Peterson, A. Volder (hg.): Urban Ecosystem
Ecology, 119–152.
Ries, K., Eichhorn, J. (2001): Simulation of effects of vegetation on the dispersion ofpollutants in street canyons.–
Meteorologische Zeitschrift 10, 229–233.
Saathoff, W., von Haaren, C. (2011): Klimarelevanz der Landnutzungen und Konsequenzen für den Naturschutz Biosphärenreservat Niedersächsische Elbtalaue als regionaler Testfall.– Naturschutz und Landschaftsplanung
43, 138–146.
Schädler, G., Lohmeyer, A. (1996): Kaltluft- und Windfeld-Berechnungen für den Raum Stuttgart im
Zusammenhang mit der Planung für das Projekt „Stuttgart 21“. Landeshauptstadt Stuttgart, Amt für
Umweltschutz. Untersuchungen zur Umwelt „Stuttgart 21“, Heft 1, 87 S.
Sehmel, G.A. (1980): Particle resuspension: a review.– Environment International 4, 107–127.
Smith, K.A., Dobbie, K.E., Ball, B.C., Bakken, L.R., Sitaula, B.K., Hansen, S., Brumme, R., Borken, W.,
Christensen, S., Prieme, A., Fowler, D., MacDonald, J.A., Skiba, U., Klemedtsson, L., Kasimir-Klemedtsson,
A., Degorska, A., Orlanski, P. (2000): Oxidation of atmospheric methane in Northern European soils,
comparision with other ecosystems, and uncertainties in the global terrestrial sink.– Global Change Biology
6, 791–803.
21
Smith, K.A., Conen, F. (2004): Impacts of land management on fluxes of trace greenhouse gases.– Soil Use and
Management 20, 255–263.
Smith, P. (2004): Soils as carbon sinks: the global context.– Soil Use and Management 20, 212–218.
Smith, P., Martino, D., Cai, Z., Gwary, D., Janzen, H., Kumar, P., McCarl, B., Ogle, S., O´Mara, F., Rice,
C., Scholes, B., Sirotenko, O., Howden, M., McAllister, T., Pan, G., Romanenkov, V., Schneider, U.,
Towprayoon, S., Wattenbach, M., Smith, J. (2008): Greenhouse gas mitigation in agriculture.– Philosophical
Transactions of The Royal Society 363, 789–813.
Smith, K.A., Crutzen, P.J., Mosier, A.R., Winiwarter, W. (2010): The global nitrous oxide budget: a reassessment.
In: K.A. Smith (Hg.): Nitrous oxide and climate change, 63–84.
Sternbeck, J., Sjödin, A., Andréasson, K. (2002): Metal emissions from road traffic and the influence of
resuspension - results from two tunnel studies.– Atmospheric Environment 36, 4735–4744.
Swaagstra, A.H., de Kluiver, P.P. (2006): Integrales technisches Grün. Bepflanzung als High-Tech-Lösung
gegen Umweltverschmutzung.– TASPO-Magazin für Produktion, Dienstleistung und Handel im Gartenbau
(2006/3), 24–26.
Thönnessen, M. (2006): Staubfilterung und immissionshistorische Aspekte am Beispiel fassadenbegrünenden
Wilden Weines (Parthenocissus tricuspidata).– Zeitschrift für Umweltchemie und Ökotoxikologie 18, 5–12.
Thorpe, A., Harrison, R.M. (2008): Sources and properties of non-exhaust particulate matter from road traffic: a
review.– Science of the total Environment 400, 270–282.
Verein Deutscher Ingenieure (VDI) (2003): Umweltmeteorologie – Lokale Kaltluft. VDI-Richtlinie 3787
Blatt 5, 85 S.
Weber, S., Kuttler, W. (2003): Analyse der nächtlichen Kaltluftdynamik und -qualität einer stadtklimarelevanten
Luftleitbahn.– Gefahrstoffe – Reinhaltung der Luft 63, 381–386.
Weber, S., Kuttler, W. (2004): Cold-air ventilation and the nocturnal boundary layer structure above an urban
ballast facet.– Meteorologische Zeitschrift 13, 413–420.
Well, R., Butterbach-Bahl, K. (2010): Indirect emissions of nitrous oxide from nitrogen deposition and leaching
of agricultural nitrogen. In: K.A. Smith (Hg.): Nitrous oxide and climate change, 162–189.
Weng, Q., Lu, D., Schubring, J. (2004): Estimation of land surface temperatures-vegetation abundance relationship
for urban heat island studies.– Remote Sensing of Environment 89, 467–483.
Wessolek, G. (2001): Bodenüberformung und -versiegelung. In: Blume, Felix-Henningsen, Fischer, Frede, Horn,
Stahr: Handbuch der Bodenkunde, Kap. 6.1, 29 S.
West, T.O., Six, J. (2007): Considering the influence of sequestration duration and carbon saturation on estimates
of soil carbon capacity.– Climatic Change 80, 25–41.
Weymann, D., Well, R., Flessa, H., von der Heide, C., Deurer, M., Meyer, K., Konrad, C., Walther, W. (2008):
Groundwater N2O emission factors of nitrate-contaminated aquifers as derived from denitrification progress
and N2O accumulation.– Biogeosciences 5, 1215–1226.
Wrage, N., Velthof, G.L., van Beusichem, M.L., Oenema, O. (2001): Role of nitrifier denitrification in the
production of nitrous oxide.– Soil Biology & Biochemistry 33, 1723–1732.
Yuan, F., Bauer, M.E. (2007): Comparison of impervious surface area and normalized difference vegetation index
as indicators of surface heat island effects in Landsat imagery.– Remote Sensing of Environment 106, 375–386.
22
URBAN SMS Soil Management Strategy
This paper belongs to the following section of URBAN SMS work plan:
WP6 Acceptance and awareness / 6.2 protection scenario modelling /
6.2.5 impacts of soil consumption on climate
www.urban-sms.eu
Contact details of project partner commissioning / responsible for this
paper:
Prof. Dr. Gerd Wolff, Technischer Grundwasser- und Bodenschutz, Altlasten,
Gaisburgstraße 4, D-70182 Stuttgart, [email protected]
This project is implemented through the CENTRAL EUROPE Programme
co-financed by the ERDF.
The paper in hand reflects the author‘s views and the Managing Authority
of the INTERREG IV B CENTRAL Programme is not liable for any use
that may be made of the information contained therein.