Klimarelevante Einflüsse urbaner Bodeninanspruchnahme
Werbung
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.
