Schmutzfrachtsimulation in der Siedlungsentwässerung - DWA

Schmutzfrachtsimulation in der Siedlungsentwässerung
Juli 2012
Dieser Arbeitsbericht wurde von der DWA-Arbeitsgruppe ES-2.6 „Abfluss- und Schmutzfrachtsimulation“ erarbeitet.
Mitglieder der DWA-Arbeitsgruppe ES-2.6 „Abfluss- und Schmutzfrachtsimulation“ sind:
FUCHS, Lothar Dr.-Ing., Hannover, Sprecher
HOLLENBERG, Andrea Dipl.-Ing., Bielefeld
MEHLER, Ralf Dr.-Ing., Darmstadt
MOCHE, Peter Dipl.-Ing., Hackenheim
ROHDE, Raju Dipl.-Ing., München
SARTOR, Joachim F. Prof. Dr.-Ing., Trier
SCHAARDT, Volker Dipl.-Ing., München
SCHOLZ, Klaus Dr.-Ing., Hannover
TRÄNCKNER, Jens Dr.-Ing., Dresden
Projektbetreuer in der DWA-Bundesgeschäftsstelle:
BERGER, Christian Dipl.-Ing., Hennef
Abteilung Wasser- und Abfallwirtschaft
E-Mail: berger@dwa.de

Inhalt
Arbeitsbericht ES 2.6
Bildverzeichnis ..................................................................................................................................................... 3
Tabellenverzeichnis .............................................................................................................................................. 3
Abkürzungs- und Symbolverzeichnis .................................................................................................................. 4
1 Ziel von Schmutzfrachtberechnungen .............................................................................................. 5
2 Grundlagen von Schmutzfrachtmodellen ......................................................................................... 7
2.1 Wesentliche Vorgänge .......................................................................................................................... 7
2.2 Maßgebliche Einzelprozesse ................................................................................................................. 8
2.2.1 Verschmutzung des Trockenwetterabflusses ........................................................................................ 8
2.2.2 Schmutzfrachtprozesse auf Flächen im Einzugsgebiet .......................................................................... 8
2.2.3 Schmutzfrachtprozesse im Kanal .......................................................................................................... 9
2.2.3.1 Physikalische Prozesse ......................................................................................................................... 9
2.2.3.2 Chemische und biochemische Prozesse ................................................................................................ 11
2.3 Schmutzfrachtprozesse in Speicher- und Aufteilungsbauwerken .......................................................... 12
3 Modelltechnische Umsetzung ............................................................................................................ 12
3.1 Grundsätzliche Modellphilosophie ....................................................................................................... 12
3.2 Niederschlag-Abflussberechnung ......................................................................................................... 13
3.3 Schmutzfracht im Trockenwetterabfluss .............................................................................................. 14
3.4 Schmutzfracht im Regenwasserabfluss ................................................................................................. 14
3.5 Transport und Umsatzprozesse im Kanal ............................................................................................. 15
3.5.1 Mathematische Transportansätze ......................................................................................................... 15
3.5.2 Konservativer Schmutzstofftransport ................................................................................................... 16
3.5.3 Konzeptionelle Akkumulations/Erosions-Ansätze ................................................................................. 16
3.5.4 Detaillierte Sedimenttransport-Modelle ............................................................................................... 16
3.5.5 Umsatzprozesse im Kanal ..................................................................................................................... 17
3.5.6 Umsatzprozesse im Gewässer ............................................................................................................... 18
3.5.7 Abfluss- und Schmutzaufteilung an Entlastungsbauwerken ................................................................. 18
4 Hinweise für Einsatzbereiche von Modellen ..................................................................................... 19
5 Literatur .............................................................................................................................................. 21
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Bildverzeichnis
Arbeitsbericht ES 2.6
Bild 1: NH3-N Grenzwert verschiedener Bewertungsansätze bei 20 °C Wassertemperatur
und O2-Sättigung von 40 % (SCHINDLER et al. 2010) ............................................................................. 6
Bild 2: Wesentliche Vorgänge beim Schmutz-Transport-Prozess ..................................................................... 7
Bild 3: Charakteristische Struktur von Ablagerungen im Kanalnetz ................................................................. 10
Bild 4: Schematische Darstellung des Schmutzfrachtverlaufs am Ende eines Entwässerungsgebiets
(Starkregenereignis nach längerer Trockenwetterperiode) .................................................................. 10
Bild 5: Kinematischer Welleneffekt am Beispiel des Parameters Ammonium im Auslauf
eines Mischsystems (Durchfluss, Konzentration und Fracht sind jeweils auf den
Tagesmittelwert normiert) ................................................................................................................... 11
Tabellenverzeichnis
Tabelle 1: Zusammenstellung von jährlichen Schmutzfrachten im Niederschlagswasser,
Daten entnommen aus Ellis und Mitchell (2006) kg/(ha·a) ................................................................. 10
Tabelle 2: Gliederung der Teilprozesse bei der Schmutzfrachtsimulation
(ohne Kläranlage und Gewässer) ......................................................................................................... 12
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Abkürzungs- und Symbolverzeichnis
Symbol Einheit Beschreibung
A m² Fläche
AFS mg/L abfiltrierbare Stoffe
ASS mg/L absetzbare Stoffe
BSB 5 mg/L Biochemischer Sauerstoffbedarf in 5 Tagen
c mg/L Massekonzentration
CSB mg/L Chemischer Sauerstoffbedarf
D m²/s Diffusions-Dispersionskoeffizient
N-Gesamt mg/L Summe aller Stickstoffverbindungen
NH 4 -N mg/L Ammonium-Stickstoff
NH 3 -N mg/L undissoziierter Ammoniak-Stickstoff
P-Gesamt mg/L Summe aller Phosphorverbindungen
P ab kg/(ha·a) mittlerer jährlicher Schmutzstoffabtrag von einer Fläche
(bezogen auf einen Verschmutzungsparameter)
P max kg/ha maximale Beladung einer Fläche mit einem Verschmutzungsparameter,
Parameter von Schmutzfracht-Akkumulations- Funktionen
Q ab m³/s Abfluss aus einem betrachteten Element
Q zu m³/s Zufluss zu einem betrachteten Element
r kg/(m³·s) Reaktionsrate eines Prozesses
t s Zeit
TKN mg/L Total Kjehldahl Nitrogen (Gesamt-Kjehldahl-Stickstoff)
Summe aus NH 4 -N, NH 3 -N und organisch gebundenem Stickstoff
TS mg/L Trockensubstanzgehalt
x m Ortskoordinate in Fließrichtung
Arbeitsbericht ES 2.6
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1 Ziel von Schmutzfrachtberechnungen
Arbeitsbericht ES 2.6
Misch- und Trennsysteme führen bei Regenereignissen insbesondere Regenwasser von befestigten Flächen in der
Kanalisation ab. In Regenwasserkanälen wird das abfließende Niederschlagswasser i. d. R. direkt in das Oberflächengewässer
eingeleitet. In Mischsystemen sind aus technischen, wasserwirtschaftlichen und wirtschaftlichen
Gründen Speicher- und Entlastungsbauwerke angeordnet. Die Emissionen aus Regenwassereinleitungen und
Mischwasserentlastungen führen zu hydraulischen und stofflichen Gewässerbelastungen, welche gewässerverträglich
zu begrenzen sind. Die fachgerechte Ermittlung der hydraulischen und stofflichen Emissionen erfordert die
Anwendung von Schmutzfrachtmodellen.
In den letzten Jahrzehnten hat sich in vielen Bundesländern die Schmutzfrachtberechnung zum Nachweis der jährlich
entlasteten CSB-Fracht etabliert. Allein der chemische Sauerstoffbedarf (CSB) als auch dessen summarische Betrachtung
über ein Jahr sind jedoch für die Bewertung einer konkreten Gewässerbelastung unzureichend.
Durch die Europäische Wasserrahmenrichtlinie wird zwingend der „gute ökologische Zustand“ bzw. für stark veränderte
Wasserkörper das „gute ökologische Potenzial“ gefordert. Der ökologische Zustand wird hierbei über den biologischen
Zustand (Gewässerflora, wirbellose Fauna, Fischfauna) und unterstützend über den physikalisch-chemischen
und morphologischen Zustand bewertet. Einleitungen aus urbanen Entwässerungssystemen beeinflussen alle drei
genannten Zustandskriterien.
Damit rücken nun verstärkt die dynamischen, akuten Auswirkungen von Misch- und Regenwassereinleitungen auf die
ökologische Fließgewässerqualität und somit eine immissionsbezogene Betrachtung in den Blickpunkt. Insbesondere
wenn biologische Untersuchungen auf bestehende stoffliche und/oder hydraulische Belastungen aus der Siedlungsentwässerung
hinweisen, oder diese bei geplanten Einleitungen zu erwarten sind, ist eine rechnerische Nachweisführung
für konkrete Einleitsituationen sinnvoll. Dies erfordert die dynamische Berechnung ökologisch relevanter, chemisch-physikalischer
Schlüsselparameter.
Zwar lässt sich der ökologische Zustand eines Fließgewässers nicht aus wenigen chemisch-physikalischen Parametern
herleiten. National und international hat sich jedoch der Nachweis minimaler Sauerstoff- bzw. maximaler Ammoniak-Konzentration
sowie einer gewässerspezifischen hydraulischen Belastung als notwendige Grundvoraussetzungen
zur Erreichung eines guten ökologischen Gewässerzustands durchgesetzt. Von großer ökologischer Relevanz,
insbesondere für die Prozesse und Umweltbedingungen im Benthos und Interstitial, sind außerdem organische
aber auch mineralische abfiltrierbare Stoffe (AFS). Verschiedene Regelwerke geben deshalb auch AFS-
Grenzwerte vor (BLUMENSAAT et al. 2011).
Die zulässige stoffliche Belastung ist dabei abhängig von der Einwirkdauer und wird deshalb häufig in Form von Intensitäts-Dauer-Funktionen
(IDF) definiert. In Bild 1 sind exemplarisch empfohlene Richtwerte für den Parameter Ammoniak
des BWK-M3 (BWK 2001), des britischen Urban Pollution Management Manual (UPM) (FWR 1998) sowie LAM-
MERSEN (1997) gegenübergestellt. Neben der Höhe der zulässigen Konzentration unterscheiden sich die Anforderungen
auch durch die zugeordneten Wiederkehrintervalle (UPM: 1 Jahr, BWK-M3: 2 Jahre, LAMMERSEN (1997): 7 Jahre),
welche sich aus dem Wiederbesiedlungspotenzial für die betrachtete Biozönose bzw. Organismengruppe ergibt.
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NH 3-N [mg/l]
0.25
0.2
0.15
0.1
0.05
0
Lammersen (1997), Wiederkehrintervall 7Jahre
FWR (1994), Wiederkehrintervall 1 Jahr
BWK (2001), Wiederkehrintervall 2 Jahre
Arbeitsbericht ES 2.6
0 6 12 18 24 30 36
Einwirkdauer [h]
Bild 1: NH 3 -N Grenzwert verschiedener Bewertungsansätze bei 20 °C Wassertemperatur und O 2 -Sättigung
von 40 % (SCHINDLER et al. 2010)
Die Abweichungen sind auf die große Bandbreite der veröffentlichten experimentellen Ergebnisse, Unterschiede zwischen
Labor- und Felduntersuchungen sowie ein begrenztes Wissen zu Ursache-Wirkungsbeziehungen zurückzuführen.
Diesen Unsicherheiten kann bedingt durch die Wahl von Sicherheitsbereichen begegnet werden.
Für eine konkrete Einleitsituation ist damit die dynamische Berechnung der stofflichen und hydraulischen Belastung
des Gewässers erforderlich. Dies lässt sich teilweise durch vereinfachte Nachweisverfahren umgehen, wie z. B. im
BWK-M3 vorgeschlagen. Deren Anwendung führt jedoch durch die erforderlichen Vereinfachungen (wie Zusammenlegung
mehrerer Einleitungen, Anwendung von Regenspektren, Wahl kritischer Abflüsse im Gewässer) zu sehr scharfen
Immissionsanforderungen, welche den tatsächlichen örtlichen Erfordernissen nicht unbedingt entsprechen.
Die Methodik von Schmutzfrachtberechnungen hat sich vor diesem Hintergrund gewandelt. Zusätzlich zum nach wie
vor etablierten Nachweis von Jahresentlastungsfrachten sind für einen fachgerechten Immissionsnachweis zeitlich und
örtlich hochaufgelöste Datenreihen für Durchfluss und Stoffkonzentration an den Schnittstellen zum Gewässer und zur
Kläranlage bereitzustellen.
Weiterhin sind Schmutzfrachtsimulationen eine wesentliche Voraussetzung für eine integrale Entwässerungsplanung
und den Entwurf integrierter Steuerungskonzepte für Kanalnetz und Kläranlage.
Je nach Zielstellung ergeben sich unterschiedliche Anforderungen sowohl hinsichtlich zeitlicher und räumlicher Auflösung
als auch der betrachteten Parameter und Prozesse. Diese sind bei der Auswahl, Kalibrierung und Anwendung der
Schmutzfrachtmodelle zu berücksichtigen.
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2 Grundlagen von Schmutzfrachtmodellen
2.1 Wesentliche Vorgänge
Arbeitsbericht ES 2.6
Die Prozesse von Schmutzfracht-Akkumulation, -Abtrag und -Transport (und -Umsatz) sind räumlich und zeitlich sehr
heterogen und durch komplexe Wechselwirkungen gekennzeichnet. Grundsätzlich kann unterschieden werden in den
Trockenwetter- und den Regenwetterfall (Bild 5).
Trockenphase
Prozesse
Eintrag
Transport
Austrag
Akkumulation
Verfrachtung
Akkumulation
Resuspension
Mischung
Transport
Umsatz
Mischung
Umsatz
Aufteilung
Mischung
Transport
Umsatz
System
Atmosphäre
Oberfläche
Kanal
Entlastungs-
bauwerk
Kläranlage
Gewässer
Bild 2: Wesentliche Vorgänge beim Schmutz-Transport-Prozess
Prozesse
Transport
Austrag
Abtrag
Transport
Speicherung
Erosion
Mischung
Transport
Umsatz
Mischung
Aufteilung
Speicherung
Abschlag
Mischung
Umsatz
Aufteilung
Mischung
Transport
Umsatz
Bei Trockenwetter wird ausschließlich Schmutzwasser und Fremdwasser im Kanal abgeführt. Entlastungen finden
nicht statt. Das gesamte Abwasser gelangt zur Kläranlage und wird nach Behandlung über den KA-Ablauf in das Gewässer
eingeleitet. Gleichzeitig findet auf befestigten und unbefestigten Flächen und ggf. auch im Kanal eine Akkumulation
von Schmutzstoffen statt.
Im Regenwetterfall werden die akkumulierten Schmutzstoffe durch die abfließenden Niederschlagsmengen teilweise
oder vollständig mobilisiert und gelangen in unterschiedlichen Anteilen in die Kanalisation. In Mischwasserkanälen
(unerwünscht auch in Schmutzwasserkanälen) findet eine Mischung mit Schmutz- und Fremdwasser statt. Bei Über-
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Niederschlagsphase

Arbeitsbericht ES 2.6
schreitung der Drosselabflüsse wird überschüssiges Mischwasser über Regenüberläufe (RÜ) oder Regenüberlaufbecken
(RÜB) in ein Gewässer abgeschlagen. Ggf. wird ein Regenrückhaltebecken (RRB) oder Retentionsbodenfilter (RBF)
zwischen RÜ bzw. RÜB und Gewässer angeordnet. In Sonderbauwerken kann eine Vergeichmäßigung der hydraulischen
Belastung sowie eine Reinigung von Misch- und Regenwasser vor Einleitung in natürliche Gewässer erreicht
werden. RBF bieten sowohl einen Suspensarückhalt als auch biologische Abbauvorgänge; RÜB und RRB können je
nach Auslegung in begrenztem Umfang Suspensa zurückhalten.
Regenwasserzuflüsse führen zu einer hydraulisch und stofflich höheren Belastung der Kläranlagen. Da das zwischengespeicherte
Volumen nach dem Ereignis der Kläranlage zugeleitet wird, kann diese Belastung lange über das verursachende
Ereignis hinaus anhalten.
Regenwasserkanalisationen leiten direkt oder über vorgeschaltete Retentions- und Behandlungsanlagen in die Gewässer
ein.
Die hydraulische und stoffliche Belastung aus Entwässerungssystem und Kläranlage verursacht im Gewässer komplexe
Transport- und Umsatzprozesse, welche in enger Interaktion zur Gewässerbiozönose stehen.
Inhalt dieses Berichts ist ausschließlich die Schmutzfrachtsimulation im urbanen Entwässerungssystem. Schnittstellen
sind bei dieser Sichtweise Kläranlage und Gewässer.
Für eine kosteneffiziente, ganzheitliche Systemoptimierung setzt sich zunehmend die gekoppelte Modellierung von
Kanalnetz und Kläranlage bzw. Kanalnetz, Kläranlage und Gewässer in Form integrierter Modelle durch.
2.2 Maßgebliche Einzelprozesse
2.2.1 Verschmutzung des Trockenwetterabflusses
Die Verschmutzung des Trockenwetterabflusses setzt sich aus der Verschmutzung des häuslichen, gewerblichen und
industriellen Schmutzwassers zusammen. Das Fremdwasser kann i. d. R. als unverschmutzt angesehen werden.
Durchfluss, Konzentration und Fracht unterliegen einer ausgeprägten periodisch wiederkehrenden Dynamik im Tages-,
Wochen- und auch Jahresverlauf. Die Tagesdynamik ist bei überwiegend häuslich geprägtem Schmutzwasser durch
eine ausgeprägte Morgenspitze und Abendspitze für Durchfluss und TKN-Konzentration (Summe aus organischen
Stickstoffverbindungen und NH 4 -N) gekennzeichnet. Der Parameter CSB ist demgegenüber häufig weniger dynamisch
und zeitlich verschoben.
Schwankungen im Wochenzyklus sind insbesondere zwischen Werktagen und Wochenendtagen je nach gewerblichem
Anteil ausgeprägt. Maßgebliche industrielle Einleiter sollten grundsätzlich differenziert erfasst werden.
Saisonale Schwankungen sind in Tourismusgebieten und bei ausgeprägtem Kampagnebetrieb (z. B. Weinbau) zu beachten.
2.2.2 Schmutzfrachtprozesse auf Flächen im Einzugsgebiet
Die Schmutzakkumulation während der niederschlagsfreien Zeit bestimmt das für ein Abflussereignis verfügbare
Schmutzpotenzial. Auf befestigten Flächen wird sie im Wesentlichen durch Vorgänge auf der Entwässerungsfläche
(Verkehr, Winterdienst, Baumaßnahmen, Erosion, Vegetation) hervorgerufen und ist je nach Flächentyp sehr unterschiedlich.
Die atmosphärische Deposition ist meist von untergeordneter Bedeutung. Der Anstieg des Schmutzvorrates
ist jedoch durch den simultanen Abtrag durch Windturbulenzen begrenzt. Darüber hinaus führen Straßenreinigungsmaßnahmen
zu einem diskontinuierlichen Schmutzabtrag und somit zu einer Verminderung des aktuell verfügbaren
Schmutzpotenzials.
Während des Niederschlagsgeschehens kommt es infolge von Lösungs- und Transportmechanismen zur Verschmutzung
der abfließenden Regenwassermengen. Die Menge der abgespülten Schmutzfrachten hängt im Wesentlichen vom
aktuellen zur Verfügung stehenden Schmutzpotenzial, der Intensität des abflusswirksamen Niederschlages, der Ober-
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flächenbeschaffenheit (Rauhigkeit, Adsorptionsfähigkeit) und dem Abspülverhalten sowie von den Eigenschaften der
Stoffe selbst ab.
Nach dem Niederschlagsereignis beginnt auf Grundlage des noch zur Verfügung stehenden Schmutzpotenzials auf der
Oberfläche erneut die Akkumulation von Schmutzfrachten.
Die extreme räumliche und zeitliche Heterogenität der mit dem Regenabfluss verbundenen Schmutzfracht bildet deshalb
eine der größten Unsicherheiten in der Schmutzfrachtberechnung. Dies betrifft sowohl die kumulativen Frachten
auf Jahresebene (vgl. Tabelle 1) als auch die ereignisspezifische Dynamik.
Tabelle 1: Zusammenstellung von jährlichen Schmutzfrachten im Niederschlagswasser, Daten entnommen aus
Ellis und Mitchell (2006) kg/(ha·a)
Wohngebiete
kg/(ha·a)
Autobahnen,
Hauptverkehrsstraßen
kg/(ha·a)
TS 347 – 2340 815 – 6289
BSB 5 35 – 172 90 – 172
CSB 22 – 703 181 – 3865
NH 4 -N 1,2 – 25,1 0,8 – 6,1
N-Gesamt 0,9 – 24,2
P-Gesamt 0,5 – 4,9
Blei 0,01 – 1,91
Zink 0,21 – 2,67
Kohlenwasserstoffe (gesamt) 0,01 – 43,3
2.2.3 Schmutzfrachtprozesse im Kanal
2.2.3.1 Physikalische Prozesse
Im Trockenwetterfall wird ausschließlich Schmutzwasser und Fremdwasser transportiert. Je nach hydraulischen Gegebenheiten
und physikalisch-chemischen Eigenschaften der transportierten Feststoffe ist während dieser Phase mit einer
Akkumulation von Schmutzstoffen in bestimmten Teilbereichen des Netzes zu rechnen. Im Ergebnis finden sich unterschiedliche
Ablagerungsmengen in den verschiedenen Netzbereichen, wobei sich entsprechend der hydraulisch bedingten
Fraktionierung die organischen und feinkörnigen mineralischen Sedimente oberhalb der grobkörnigen mineralischen
Sedimente einschichten (Bild 3). Zusätzlich bildet sich über den gesamten benetzten Umfang des Kanals, insbesondere
jedoch in der Luft-Abwasser-Wechselzone, ein Biofilm (Sielhaut) aus.
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Bild 3: Charakteristische Struktur von Ablagerungen im Kanalnetz
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Im Mischwasserfall überlagern sich die Teilströme Trockenwetterabfluss und Regenwetterabfluss. Gleichzeitig kann
bei ausreichend hohen Wand- bzw. Bettschubspannungen Sielhaut abgelöst und vor allem organische Ablagerungen
der Oberschicht erodiert werden.
Schmutzfracht
4
0
0 Ereignisdauer
Schmutzfracht aus
erodierten Kanalablagerungen
Oberflächenabtrag
Schmutzwasser
Sielhaut
Organische und
feinkörnige
mineralische Sedimente
Grobkörnige mineralische
Sedimente, z. T. verfestigt
Bild 4: Schematische Darstellung des Schmutzfrachtverlaufs am Ende eines Entwässerungsgebiets
(Starkregenereignis nach längerer Trockenwetterperiode)
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Je nach lokalen und ereignisspezifischen Randbedingungen unterliegt die resultierende Schmutzfracht einer ausgeprägten
Dynamik im Verlauf des Ereignisses. In flachen Einzugsgebieten kann das Schmutzfrachtgeschehen durch
Ablagerungen dominiert werden. Insbesondere bei Ereignisbeginn ist mit einer partiellen Mobilisierung dieser Ablagerungen
und damit einem Anstieg der transportierten Schmutzfracht zu rechnen (Bild 4).
Gegen Ende ausreichend langer Ereignisse stammen die Frachten fast ausschließlich aus dem Schmutzwasser.
Auch die gelöst vorliegenden Schmutzstoffe (insbesondere Harnstoff und Ammonium) werden verstärkt zu Ereignisbeginn
ausgestoßen. Ursache hierfür ist der kinematische Welleneffekt (KREBS et al. 1999). Der Regenabfluss erzeugt
eine Abflusswelle, deren Ausbreitungsgeschwindigkeit über der Fließgeschwindigkeit des Wassers liegt. Durch
diesen Effekt steigt der Abfluss zu Beginn des Ereignisses an, ohne dass die Konzentration unter die Trockenwetterkonzentration
sinkt. Die Fracht steigt in dieser Phase proportional zum Abfluss. Danach sinkt die Konzentration aufgrund
der bereits ausgestoßenen Abwassermenge unter die theoretisch zu erwartende Mischkonzentration von
Schmutz- und Regenwasser und damit auch die Fracht unter das Niveau bei Trockenwetter. Exemplarisch ist dies im
Auslauf eines Mischsystems in Bild 5 zu erkennen. Dieser Effekt kann insbesondere in langen Transportsammlern und
bei intensiven Regenereignissen relevant sein.
Bild 5: Kinematischer Welleneffekt am Beispiel des Parameters Ammonium im Auslauf eines Mischsystems
(Durchfluss, Konzentration und Fracht sind jeweils auf den Tagesmittelwert normiert)
2.2.3.2 Chemische und biochemische Prozesse
Der Kanal ist ein biochemischer Reaktor. Er bietet ideale Wachstumsbedingungen für Mikroorganismen: hohes Nahrungsangebot,
große Volumina und Aufwuchsflächen, günstige Temperaturverhältnisse, gute Durchmischung und
Gasaustausch. Relevante Umsatzprozesse im Kanal sind insbesondere Hydrolyse und Abbau organischer Kohlenstoffverbindungen
und die Ammonifikation von Harnstoff. AHNERT et al. (2005) konnten auch Stickstoffverluste nachweisen,
was zumindest in Teilbereichen auf Nitrifikation und Denitrifikation hindeutet. Bei Trockenwetter-Bedingungen
und langen Fließzeiten kann damit eine detaillierte Betrachtung der Umsatzprozesse erforderlich sein (HVITVED-
JACOBSEN et al. 2002).
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2.3 Schmutzfrachtprozesse in Speicher- und Aufteilungsbauwerken
Arbeitsbericht ES 2.6
An Regenüberläufen wird bei Überschreiten des Drosselabflusses Mischwasser direkt in das Gewässer abgeschlagen. In
Regenüberlaufbecken findet eine begrenzte Zwischenspeicherung und im Falle von Durchlaufbecken auch gezielte
Sedimentation der im Mischwasserabfluss transportierten Feststoffe statt. Das zwischengespeicherte Mischwasser wird
nach Ereignisende der Kläranlage zugeleitet.
In Abhängigkeit von Anordnung, Bauform und Betrieb der Entlastungsanlagen kann die Schmutzfrachtaufteilung von
der Aufteilung des Durchflusses abweichen. Insbesondere bei hochgezogenen Schwellen und moderaten Fließgeschwindigkeiten
im Zulauf und Bauwerksbereich kann gegebenenfalls eine Schmutzstoffanreicherung im Drosselabfluss
erreicht werden. Allerdings ist bei den üblichen Drosselabflüssen von Regenüberläufen aufgrund der hohen
Fließgeschwindigkeiten die erreichbare Abscheidewirkung gering.
3 Modelltechnische Umsetzung
3.1 Grundsätzliche Modellphilosophie
Alle Schmutzfrachtmodelle beruhen auf der parallelen oder sequenziellen Modellierung
� des Abflussgeschehens sowie
� von Akkumulation, Erosion, Umsatz und Transport der betrachteten Schmutzstoffe
in den jeweiligen Teilsystemen. Durch Einbeziehung der stofflichen Komponenten steigt die Komplexität gegenüber
reinen Abflussmodellen erheblich.
Einen Überblick zu den relevanten Prozessen bei der üblichen modelltechnischen Umsetzung enthält Tabelle 2.
Tabelle 2: Gliederung der Teilprozesse bei der Schmutzfrachtsimulation (ohne Kläranlage und Gewässer)
Teilsystem Prozesse Umsetzung im Modell
Atmosphäre und
Oberfläche
Kanalnetz
Niederschlag
Versickerung, Verdunstung
Abflussbildung
Schmutzstoffakkumulation
Schmutzstoffabtrag
Abflusskonzentration
Trockenwetterabfluss
Regenwasserabfluss
Zuordnung von Regenschreiber- oder Regenradardaten
zu Teileinzugsgebieten
Regeneration von Einzel- und Dauerverlusten bei
Trockenwetter
Berechnung des abflusswirksamen Niederschlags
nach Abzug von Anfangs- und Dauerverlusten
Berechnung des Schmutzstoffaufbaus getrennt nach
Flächenarten
Berechnung des Schmutzstoffabtrags als Funktion
des Abflusses getrennt nach Flächenarten
Berechnung des Abflusses getrennt nach Flächenarten
bis zum Übergabepunkt an das Kanalnetz
Zuordnung von Schmutz- und Fremdwasserganglinien zu
Haltungen oder Schächten im Kanalnetz und hydrologisch/
hydrodynamische Abflussberechnung
Aufnahme der übergebenen Regenwasserzuflüsse an den
jeweiligen Haltungen oder Schächten und hydrologisch/
hydrodynamische Abflussberechnung
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Teilsystem Prozesse Umsetzung im Modell
Mischwasserabfluss
Umsatz- und Transportprozesse
der Schmutzstoffe
Abfluss- und Schmutzaufteilung
in Speicher und Entlastungsbauwerken
sowie Behandlungsanlagen
3.2 Niederschlag-Abflussberechnung
Arbeitsbericht ES 2.6
Mischungsrechnung aller Teilströme und hydrologisch/
hydrodynamische Abflussberechnung
Überlagerung des hydraulischen Transports der Schmutzstoffe
durch Berechnung von Umsatz- und Transportprozessen
der betrachteten Stoffe und Fraktionen
Aufteilung des Abflusses entsprechend der hydraulischen
Randbedingungen,
Berücksichtigung von Sedimentations-, Mobilisierungsprozessen
in Speichern,
Umsatz- und Transport in Behandlungsanlagen
Niederschlag-Abfluss-Modelle (N-A-Modelle) sind die Grundlage der Schmutzfrachtsimulation. Das Modellkonzept und
die Güte des N-A-Modells haben damit einen maßgeblichen Einfluss auf die Aussagekraft des Schmutzfrachtmodells.
Das N-A-Modell setzt sich aus zwei Teilbereichen zusammen: Oberflächenabfluss und Abflusstransport im Kanalnetz.
Die Abbildung des Oberflächenabflusses kann in die Berechnung der abflusswirksamen Niederschlagsanteile (Abflussbildung)
und die Berechnung der resultierenden Abflussganglinien (Abflusskonzentration) der Teileinzugsgebiete
gegliedert werden. Teilweise werden auch mehrere Teileinzugsgebiete und die sie verbindenden Kanalnetzabschnitte
bei der Berechnung der Abflusskonzentration zusammengefasst. Die Berechnung der Abflusskonzentration erfolgt in
der Regel über hydrologische Ansätze. Häufig verbreitete Ansätze sind die Berechnung auf Basis einer Kaskade linearer
Einzelspeicher sowie nichtlineare Einzelspeicher auf Basis der Manning-Strickler-Beziehung. Daneben existieren auch
hydrodynamische Ansätze zur Beschreibung des Abflusses auf der Oberfläche.
Beim Abflusstransport im Entwässerungsnetz ist zwischen hydrologischen und hydrodynamischen Modellen zu unterscheiden.
Hydrologische Modelle basieren auf der Kontinuitätsgleichung und einer empirischen Fließformel. Die Verformung der
Abflusswelle beim Transport wird dementsprechend nur konzeptionell beschrieben, die Kanalnetze werden in der
Regel stark vereinfacht abgebildet. Komplexe Abflussverhältnisse wie Rückstau und Fließumkehr können nur eingeschränkt
berechnet werden. Aufgrund ihres enormen Rechenzeitvorteils wurden sie bisher für Schmutzfrachtnachweise
mittels Langzeitkontinuumssimulation vorrangig eingesetzt.
Hydrodynamische Modelle bilden das Kanalnetz detailliert ab und beschreiben den Abfluss im Kanal durch Kopplung
der Kontinuitäts- und Bewegungsgleichung (Gleichungssystem nach Saint-Venant). Mit ihnen können Abfluss und
Wasserstand in jedem beliebigen Punkt des Kanalnetzes nachvollzogen und komplexe hydraulische Abflussverhältnisse
weitgehend exakt berechnet werden. Nachteilig sind der hohe Aufwand bei der Modellerstellung (soweit das Modell
aus der Kanalnetzberechnung nicht bereits vorhanden ist) und der höhere Rechenzeitbedarf.
In der Praxis finden sich häufig hybride Formen hydrodynamischer und hydrologischer Transportmodelle (Abfluss in
Teilgebieten hydrologisch). An den Schnittstellen werden dann die hydrologisch berechneten Abflussganglinien als
Zuflussganglinien in das hydrodynamische Modell übernommen.
Auf eine vertiefende Darstellung der Niederschlags-Abflussberechnung wird hier verzichtet. Weitergehende Aussagen
können u. a. dem Merkblatt ATV-DVWK-M 165 (ATV-DVWK 2004) entnommen werden.
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3.3 Schmutzfracht im Trockenwetterabfluss
Arbeitsbericht ES 2.6
Zur Durchführung von Mischwassernachweisen sind die wesentlichen im Einzugsgebiet vorhandenen periodischen
Komponenten des Trockenwetterabflusses zu berücksichtigen. Hierzu werden Tagesganglinien vorgegeben, die aus
Messdaten oder Literatur abgeleitet werden.
Die Trockenwetterabflussverschmutzung kann aus Messdaten abgeleitet werden, welche im Allgemeinen jedoch nur
im Zulauf der Kläranlage vorliegen. Durch die Transportprozesse ist die Dynamik hier zeitlich verschoben und geglättet.
Während des Transports kann bereits ein maßgeblicher Vorabbau der CSB- und TKN-Frachten stattfinden. Bei sehr
ausgedehnten Einzugsgebieten können deshalb die in das Kanalnetz eingeleiteten Frachten höher sein.
Liegen keine gebietsspezifischen Informationen vor, müssen alternativ einwohnerspezifische Frachten verwendet werden.
Diese sind jedoch noch mit einer charakteristischen Dynamik zu belegen.
Bei Vorliegen belastbarer Informationen für Zulauf und Frachten ist eine Modellkalibrierung für den Trockenwetterfall
zu empfehlen.
3.4 Schmutzfracht im Regenwasserabfluss
Grundsätzlich ist zwischen zwei unterschiedlichen Ansätzen zu unterscheiden:
� Berechnung mit konstanter Regenwasserkonzentration
� Berechnung mit variabler Regenwasserkonzentration.
Konstante Regenwasserkonzentration
Bei der Berechnung mit konstanter Regenwasserkonzentration wird ein als bekannt vorausgesetzter jährlicher
Schmutzstoffabtrag durch die in diesem Gebiet jährlich abfließende Niederschlagsmenge dividiert.
Dieser Ansatz wurde unter anderem im Arbeitsblatt ATV-A 128 (ATV 1992) und einigen länderspezifischen Regelungen
gewählt. Als jährlicher CSB-Schmutzstoffabtrag wurde im ATV-A 128 600 kg/(ha·a) definiert, was bei Verwendung
eines Jahresniederschlags von 800 mm und einem mittleren Abflussbeiwert von 0,7 in einer Regenwasserkonzentration
von 107 mg/l CSB resultiert.
Mit der Festlegung konstanter Regenwasserkonzentrationen werden erhebliche Vereinfachungen getroffen.
� Durch die Annahme einer mittleren, zeitlich konstanten Schmutzstoffkonzentration im Niederschlagsabfluss wird
vorausgesetzt, dass jeder Niederschlag gleicher Niederschlagsmenge die gleiche Schmutzmenge vorfindet. Einflussgrößen
zur Berücksichtigung der Anfangsbedingungen einzelner Ereignisse wie z. B. die Trockendauer bleiben unberücksichtigt.
Die Vorgeschichte der Abflussereignisse ist ohne Belang.
� Durch die Annahme einer konstanten Regenwasserkonzentration wird vernachlässigt, dass mit zunehmender Niederschlagsmenge
das Schmutzpotenzial auf der Oberfläche und somit auch die Regenwasserkonzentration der abfließenden
Niederschlagsmengen abnehmen.
Mit der Festlegung konstanter Regenwasserkonzentrationen können zwar Anforderungen zum Schmutzabtrag P ab von
der Oberfläche über einen langen Zeitraum berücksichtigt werden. Realitätsnahe Aussagen über das Schmutzfrachtgeschehen
einzelner Ereignisse können mit diesem Ansatz jedoch nicht getroffen werden. Hinzu kommt, dass mit konstanten
Regenwasserkonzentrationen die unterschiedliche Wirkungsweise von Fangbecken (Auffangen des Spülstoßes)
und Durchlaufbecken (Reinigungswirkung) nicht angemessen berücksichtigt werden kann.
Die Mindestvoraussetzung für die Anwendung dieses Ansatzes ist eine realitätsnahe Vorgabe der jährlich abgetragenen
Schmutzfracht. Eine pauschale Vorgabe unabhängig von der Gebietscharakteristik widerspricht den Zielen und Möglichkeiten
einer situations- und ereignisspezifischen Schmutzfrachtsimulation.
Variable Regenwasserkonzentration
Die Berechnung der abgetragenen Schmutzfrachten von der Oberfläche befestigter Flächen erfolgt auf Grundlage
getrennter Funktionen für die Akkumulation von Schmutzfrachten bei Trockenwetter und für Schmutzabtrag während
des Niederschlaggeschehens.
DWA Juli 2012 14

Arbeitsbericht ES 2.6
Beide Prozesse werden meist konzeptionell durch exponentielle oder logarithmische Ansätze beschrieben (ALLEY et al.
1980, GEIGER 1984, GROTTKER 1987, IOSSIFIDIS 1985).
Die Schmutzakkumulation wird unter Berücksichtigung der Ereignisvorgeschichte nachgebildet. Mit zunehmender
Trockendauer nehmen die akkumulierten Schmutzfrachten und somit die daraus resultierenden Regenwasserkonzentrationen
zu. Das Schmutzpotenzial kann jedoch bedingt durch Verfrachtungsprozesse nicht unendlich anwachsen,
sondern nähert sich einem maximalen Schmutzpotenzial P max an.
Der Schmutzabtrag von der Oberfläche wird in Abhängigkeit von der Intensität des Niederschlages und dem aktuell
verfügbaren Schmutzpotenzial beschrieben. Das zur Verfügung stehende Schmutzpotenzial auf der Oberfläche nimmt
mit zunehmender Niederschlagsdauer ab. Somit nehmen (bei konstanter Niederschlagsintensität) der Schmutzabtrag
und die Regenwasserkonzentration über die Dauer des Ereignisses ab.
Durch Berücksichtigung der Akkumulations- und Abtragsprozesse können Ausgangszustand und Dynamik des
Schmutzfrachteintrags grundsätzlich besser beschrieben werden. Die Ansätze enthalten jedoch Akkumulations- und
Abtragsparameter, die anzupassen bzw. festzulegen sind. In der Praxis werden hierfür meist Literaturwerte herangezogen
(ALLEY et al. 1980, GROTTKER 1987, HUBER & DICKINSON 1992, IOSSIFIDIS 1985, ZARRIELLO et al. 2002). Wünschenswert
wäre eine ortsspezifische Kalibrierung der Parameter auf Basis von Messungen.
Bei der Verwendung von Literaturwerten ist es erforderlich, die Modellparameter so festzulegen, dass eine sachgerechte
Modellanwendung möglich ist. Dazu gehört, dass
� die Modellparameter, insbesondere das maximale Schmutzpotenzial Pmax, analog zur Schmutzfrachtberechnung
mit konstanten Regenwasserkonzentrationen so zu bestimmen sind, dass der gebietsspezifisch mittlere jährliche
Schmutzabtrag Pab erreicht wird
� die Akkumulations- und Abtragsparameter an die Gebietscharakteristik (Nutzung, Morphologie, Befestigungsart
etc.) anzupassen sind.
Gerade die Dynamik von Akkumulation und Abtrag wurde bisher kaum systematisch untersucht. Allgemein anwendbare,
gebietsspezifische Orientierungswerte liegen dementsprechend nicht vor.
Die kleinskalige räumliche und zeitliche Variabilität der Aufbau- und Abtragsprozesse lässt sich auch mit diesem Verfahren
nur bedingt beschreiben.
Transport abgetragener Schmutzfrachten auf der Fläche
Abgetragene Schmutzfrachten werden in den meisten Modellansätzen mit dem abfließenden Wasservolumen volldurchmischt.
3.5 Transport und Umsatzprozesse im Kanal
3.5.1 Mathematische Transportansätze
Der Transport von Inhaltsstoffen im Wasser wird beeinflusst durch Advektion, Dispersion und Diffusion sowie etwaige
Umsatzprozesse. In der eindimensionalen Transportgleichung (1) beschreibt der erste Term die Advektion, der zweite
Term Diffusion und Dispersion und der dritte Term die Umsatzprozesse.
�c 1 � 1 � � �c
�
� � �Q�c�� � �A�D� ��r
�t A �x A �x� �x
�
Eine numerische Lösung der Advektions-Dispersions-Gleichung ist jedoch nur in wenigen, eher wissenschaftlich orientierten
Schmutzfrachtmodellen enthalten (REICHERT 1998).
In hydrodynamischen Schmutzfrachtmodellen werden die Transportelemente im Regelfall als volldurchmischter Reaktor
betrachtet und der Transportprozess über eine Rührkesselkaskade abgebildet. Die Niederschlags- und Trockenwetterabflussmengen
und -frachten werden zeitsynchron addiert. Die Konzentrationen stellen sich entsprechend der Mischungsanteile
der Zuflüsse (Q 1 bis Q n ) ein.
DWA Juli 2012 15
(1)

.
n
dV dc
�c�V � ���Qizu , �ci��Qab�c�r�V dt dt �
i 1
Q1,zu, c1
Q2,zu, c2
r·V
r Reaktionsrate ggf. enthaltener Umsatzprozesse [kg/(m³·s)]
Arbeitsbericht ES 2.6
Beim Konzept der Rührkesselkaskade wird die physikalische Dispersion durch eine numerische ersetzt: Volumen
und Anzahl der Rührkessel, d. h. die Länge der Kanalnetzabschnitte steuern die Form der Konzentrationsganglinie.
Dies kann insbesondere bei räumlich sehr grob aufgelösten Modellen zu unrealistisch abgeflachten Konzentrationsverläufen
führen.
Alternativ kann der Wasser- und Schmutzfrachttransport mittels einer finiten Volumen-Methode abgebildet werden.
Der für die Modellierung von Wasserverteilungssystemen häufig genutzte Lagrange Ansatz, in welchem Wasserpakete
transportiert werden (ROSSMANN 2000), wurde inzwischen auch auf den Transport in Kanal und Fließgewässer übertragen
(IFAK 2010). Im Gegensatz zur Rührkesselkaskade findet hier nur advektiver Transport statt. Dispersion wird
durch die zusätzliche Definition von Mischströmen zwischen zwei Wasserpaketen beschrieben. Der Ansatz erscheint
vor allem für den Transport in Druckleitungen und die Modellierung langer Fließgewässerabschnitte interessant.
Hydrologische Modelle kombinieren Rührkessel mit rein advektiven Transportelementen.
3.5.2 Konservativer Schmutzstofftransport
Die meisten Schmutzfrachtmodelle verzichten auf die Abbildung von physikalischen und biochemischen Austausch-
und Umsatzprozessen im Kanal. Damit entfällt der Reaktionsterm (r·V). In vielen Fällen ist dies hinreichend genau.
Durch die Vernachlässigung von Akkumulation und Abtrag lässt sich die Dynamik von Mischwasserereignissen (vgl.
Bild 4) allerdings nur eingeschränkt abbilden, in der Regel werden die transportierten Frachten während des Niederschlagsabflusses
unterschätzt. Bei der Modellkalibrierung werden sedimentbürtige Frachten dann, mangels konzeptioneller
Berücksichtigung, den Einträgen aus der Oberfläche zugeordnet.
3.5.3 Konzeptionelle Akkumulations/Erosions-Ansätze
Bei konzeptionellen Ansätzen werden Akkumulation und Abtrag mit empirischen Übertragungs-Funktionen beschrieben.
Meist werden Exponentialfunktionen unterschiedlicher Ordnung verwendet. Im Regelfall werden die Schmutzparameter
(wie CSB, TKN, Schwermetalle) unabhängig voneinander und ohne Kenntnis des Feststofftransportes betrachtet.
Durch den empirischen Charakter ist eine fallspezifische Kalibrierung anhand von Messdaten erforderlich. Derartige
Ansätze sind vor allem für hydrologische Schmutzfrachtmodelle geeignet, werden gegenwärtig jedoch kaum (noch)
verwendet.
3.5.4 Detaillierte Sedimenttransport-Modelle
Qab, c
Tatsächlich werden nicht einzelne Schadstoffe transportiert, sondern Partikel, welche eine bestimmte chemische Zu-
+ sammensetzung aufweisen. Dies gilt grundsätzlich auch für echt gelöste Stoffe (z. B. NH4 ), nur dass in diesem Fall die
Partikelgröße sehr gering ist (

Arbeitsbericht ES 2.6
Ursprünglich stammen diese aus der Gewässersimulation und wurden vor allem in den letzten zwei Jahrzehnten für
den Sedimenttransport in Abwasserkanälen adaptiert. Die Verbindung zum Schmutzfrachttransport wird erreicht,
indem die betrachteten Partikel mit bestimmten Masseanteilen von Schmutzstoffen „beladen“ (d. h. multipliziert)
werden.
Grundsätzlich wird unterschieden in Gesamttransport-Modelle und in Modelle, welche einzelne Transportpfade getrennt
beschreiben. Dabei wird im Allgemeinen zwischen drei Transportpfaden unterschieden:
� Spülfracht bezeichnet Teilchen, die aufgrund der vorliegenden Abflussverhältnisse in Schwebe sind, da die kritische
Abflussgeschwindigkeit überschritten ist, unterhalb derer diese Partikel sedimentieren würden. Der schwebende
Transport bleibt auch bei sehr geringen hydraulischen Belastungen erhalten und vollzieht sich mit der mittleren
Abflussgeschwindigkeit.
� Suspensa sind von der Sohle aufgehobene Sedimentteilchen, die durch turbulenzbedingte Sekundärbewegung in
höhere Schichten transportiert werden. In Suspension sind sie vollständig von Wasser umgeben, können sich aber
bei abnehmender Turbulenz wieder absetzen.
� Geschiebe bewegt sich im Bereich der Sohle gleitend oder rollend. Es ist zu schwer, um ständig in Schwebe zu
bleiben. Seine Bewegungsgeschwindigkeit liegt deutlich unter der Strömungsgeschwindigkeit.
Auch die getrennte Betrachtung von Schwimmstoffen (Schwimmfracht) ist denkbar, bisher jedoch kaum publiziert
(DAVIES et al. 1998).
In Abhängigkeit von den hydraulischen Bedingungen können die Partikel in einen anderen Transportpfad wechseln.
Dies ist insbesondere für Suspensa und Geschiebe relevant.
Da die Schmutzstoffbeladung abhängig ist von Partikelherkunft und -größe, lassen sich grundsätzlich durch gezielte
Fraktionierung die Eintragspfade und Transportprozesse differenziert beschreiben (TRÄNCKNER et al. 2008, VALLET et al.
2010).
Die Anwendung von Sedimenttransport-Modellen und insbesondere die Kopplung von Partikel- und Schmutzfrachttransport
erfordern aber eine sehr genaue Kenntnis der physikalischen Partikeleigenschaften und die Fraktionierung der
betrachteten Verschmutzungsparameter in den gelösten Anteil und die betrachteten Partikelklassen. Daneben sind
auch die sehr komplexen Transport-, Sedimentations- und Mobilisierungsprozesse noch Gegenstand der Forschung.
Zum gegenwärtigen Zeitpunkt beschränkt sich deshalb die Anwendung auf eher wissenschaftlich orientierte Fragestellungen.
Einige Schmutzfrachtmodelle bieten die Möglichkeit, (meist) vordefinierte Sedimenttransport-Modelle zuzuschalten.
Häufig findet allerdings keine Rückkopplung auf das hydraulische Modell statt. Ein sehr komplexes Schmutzfrachtmodell
mit einer Vielzahl wählbarer Sedimenttransport-Modelle und kontinuierlicher Kopplung von Stofftransport und
Hydraulik wurde von GEBHARD (2008) vorgestellt.
3.5.5 Umsatzprozesse im Kanal
In der Vergangenheit wurden verschiedene Ansätze zur Beschreibung von Umsatzprozessen im Kanal vorgeschlagen
(ALMEIDA et al. 1999, HUISMANN 2001, HVITVED-JACOBSEN 2002). Diese basieren, analog zu den Belebtschlamm-
Modellen auf kinetischen Ansätzen für die Hydrolyse von CSB und Stickstoffverbindungen sowie Wachstum und Zerfall
der davon lebenden Biomasse. Bisher haben sich diese Modelle kaum in der Praxis etabliert. Dies ist unter anderem
auf folgende Faktoren zurückzuführen:
� Schmutzfrachtmodelle werden bisher vor allem zur Berechnung von Entlastungsfrachten bei Mischwasserereignissen
eingesetzt. Hier spielen Umsatzprozesse im Kanal aufgrund der geringen hydraulischen Aufenthaltszeiten und
der dominierenden Abtrags- und Mobilisierungsprozesse eine untergeordnete Rolle.
� Umsatzmodelle führen weitere Prozesse und Parameter ein, was die Modellunsicherheit weiter erhöht. Die ohnehin
vorhandenen Unsicherheiten bei der Definition der Trockenwetter-Frachten und Schmutzprozesse auf der Fläche
sind weitaus höher als die Effekte des Umsatzes.
� Auch bei Trockenwetter scheint in vielen Fällen der Umsatz von untergeordneter Bedeutung zu sein (FLAMINK et al.
2005).
DWA Juli 2012 17

Arbeitsbericht ES 2.6
Für gezielte Fragestellungen oder besondere Randbedingungen (z. B. Schwefelwasserstoffbildung in Druckentwässerungssystemen,
Transport organisch hoch belasteter Abwässer, hohe Abwassertemperaturen etc.) kann die Anwendung
von Umsatzmodellen im Kanal wesentliche Informationen liefern und wird in diesem Kontext auch vermehrt
angewendet (NIELSEN et al. 2008, SHARMA et al. 2008).
3.5.6 Umsatzprozesse im Gewässer
Für die Berechnung ökologisch relevanter stofflicher Parameter über den Gewässerverlauf ist die Anwendung von
Umsatzmodellen zwingend erforderlich. Internationaler Standard ist das River Water Quality Model No. 1 in verschiedenen
Vereinfachungen (REICHERT 2001, SHANAHAN et al. 2001, VANROLLEGHEM et al. 2001). Im deutschsprachigen
Raum werden u. a. das DWA-Gewässergütemodell und QSIM von der Bundesanstalt für Gewässerkunde angewendet.
Gewässergütemodelle werden hier nicht diskutiert. Es sei jedoch darauf hingewiesen, dass die Modellfraktionen des
Gewässergütemodells aus den Parametern des Schmutzfrachtmodells berechnet werden müssen. Dies setzt bereits eine
hinreichend genaue Differenzierung der Parameter im Schmutzfrachtmodell voraus.
3.5.7 Abfluss- und Schmutzaufteilung an Entlastungsbauwerken
Für den Emissions- und Immissionsnachweis von Mischwassersystemen ist letztlich die entlastete Schmutzfracht bzw.
Schmutzfrachtganglinie relevant. Zur wirklichkeitsnahen Berechnung der Entlastungen ist eine dynamische Berechnung
der Abfluss- und Schmutzaufteilung erforderlich. Entsprechend ihrer Wirkungsweise ist der Einfluss von Entlastungsbauwerken
auf die Wasser- und Stoffströme zu berücksichtigen.
Abflussaufteilung
Die Berechnungsmöglichkeiten für die Abflussaufteilung lassen sich unabhängig vom Bauwerkstyp unterscheiden nach
der Detailtreue bei der Abbildung der realen Bedingungen.
� Schnittprinzip (Schwellenwertprinzip): Drosselabfluss, Speicherung und Entlastung werden stark vereinfacht entsprechend
der definierten Schwellenwerte aufgeteilt. Die Abgabe zwischengespeicherten Volumens erfolgt durch
Auffüllung des Abflusses bis zum Drosselabfluss. Hydraulische Wechselwirkungen (z. B. durch Aufstau im Bauwerk)
und die gezielte Bewirtschaftung des Speichervolumens können nicht abgebildet werden.
� Berechnung mit benutzerdefinierten Kennlinien: Eine funktionale Abhängigkeit zwischen dem Drosselabfluss, den
Entlastungsabflüssen und dem Speichervolumen wird in Form einer Wertetabelle (z. B. Wasserstand-Abfluss-
Beziehung) vorgegeben. Diese Wertetabelle kann aus einer gesondert durchgeführten hydraulischen Berechnung,
einer Auswertung von Messungen oder z. B. den Vorgaben des Drossellieferanten abgeleitet werden.
� Berechnung aus aktuellen Prozessgrößen: Die Abflussaufteilung kann aus aktuellen hydraulischen Gegebenheiten
bzw. durch Anwendung von Stell- und Regelgrößen (z. B. bei gezielter Abflusssteuerung durch Nutzung von Wasserstandsinformationen
an beliebigen Ortspunkten im Entwässerungssystem) berechnet werden. Eine hydraulisch
begründete Abflussaufteilung erfordert in der Regel die Anwendung eines hydrodynamischen Modells. Hierzu muss
das gesamte Bauwerk in hydraulisch relevante Teilsysteme aufgeteilt werden.
Stoffaufteilung ohne Speicherung
Bei der Aufteilung der Wasser- und Stofffrachten an Bauwerken ohne Speichervolumen (Regenüberläufe, Trennbauwerke
und Verzweigungen) wird im Zulauf und somit auch im eigentlichen Bauwerk eine vollständige Durchmischung
der Abflussanteile angenommen. Die Konzentrationen im weitergeleiteten Mischwasseranteil (Drossel) und im Entlastungsstrom
sind damit gleich. Bei den im Entlastungsfall meist hochturbulenten Fließverhältnissen trifft diese Annahme
mit hoher Wahrscheinlichkeit zu.
Durch verfahrenstechnische Maßnahmen (Einbau von Tauchwänden, Rechen, Sieben, o. Ä.) wird ein Schwimm- und
Schwebstoffrückhalt angestrebt. Der dadurch erzielte Rückhalt an AFS oder ASS und insbesondere der daran gebundenen
partikulären Anteile z. B. an CSB ist bisher messtechnisch nicht allgemeingültig nachgewiesen. Herstellerangaben
sind in diesem Zusammenhang eher mit Zurückhaltung zu bewerten. Bei der Modellierung sind entsprechende
Ansätze ohne messtechnischen Nachweis nicht zu empfehlen.
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Arbeitsbericht ES 2.6
Stoffaufteilung mit Speicherung
Bei der Speicherung des Mischwasserabflusses in Becken kommt es aufgrund der geringen Fließgeschwindigkeiten zu
Ablagerungen auf der Beckensohle. Physikalisch begründete Ansätze (z. B. über die Sedimentationsgeschwindigkeit)
gestalten sich wegen fehlender Kenngrößen (z. B. Kornverteilung im Mischwasserzufluss) schwierig, weswegen in
gängigen Modellen konzeptionelle Ansätze zur Berücksichtigung der Absetzwirkung getroffen werden.
Aufgrund des Absetzvorgangs im Speicherbecken ergeben sich (auch innerhalb eines Berechnungszeitschritts) unterschiedliche
Konzentrationen im Zulauf, an den unterschiedlichen Abläufen (Drossel und Überläufe) und in der Sedimentationskammer.
Aufgrund der unterschiedlichen Strömungsverhältnisse muss unterschieden werden in Durchlaufbecken
und Fangbecken. Nachfolgend sind die Annahmen zur Konzentrationsermittlung zusammengefasst.
� Die vor dem jeweiligen Becken (Fang-/Durchlaufbecken) angeordneten Beckenüberläufe entlasten mit der Mischkonzentration
des Zulaufes; diese wird von der in Rechnung gestellten Absetzwirkung des Beckens nicht beeinflusst.
� Von der im Zeitintervall zulaufenden partikulär vorliegenden Schmutzfracht wird ein gewisser Anteil in einen fiktiven
Schlammspeicher geschickt (Absetzwirkung). Der restliche Anteil wird mit der im Becken vorhandenen Konzentration
vollständig durchmischt. Es ergibt sich eine neue momentane Mischkonzentration. Entlastungen zum
Gewässer über den Klärüberlauf von Durchlaufbecken weisen diese Mischkonzentration auf.
� Der partikuläre Anteil wird entweder durch direkte Fraktionierung der modellierten Stoffgruppen (CSB, TKN,
Phosphor) definiert. Oder es wird als Leitparameter AFS bzw. ASS angenommen und dass die Inhaltsstoffe zu einem
vorzugebenden Anteil an diesen gebunden sind, während der Rest modelltechnisch als gelöst und damit als
nicht absetzbar betrachtet wird.
� Die Größe des fiktiven Schlammspeichers ist bei Becken im Nebenschluss unbegrenzt. Bei Becken im Hauptschluss
ist dieser Schlammspeicher durch Remobilisierungsvorgänge mit einem oberen Grenzwert zu versehen und die Absetzwirkung
auf diesen Maximalwert zu begrenzen.
� Beim Leerlaufen des Beckens ist eine geeignete modelltechnische Umsetzung der Schlammräumung zu entwickeln.
Werden die Becken automatisiert gereinigt (z. B. durch Aktivierung von Räumern, Jets o. ä.), kann der Schlammspeicher
im vorzugebenden Volumen des Reinigungswassers vollständig aufgelöst und durchmischt werden. Dies
führt zu einer schlagartigen Erhöhung der Konzentration des im Becken befindlichen Mischwassers, die bis zur völligen
Entleerung der Konzentration des Ablaufs entspricht.
Weitergehende Behandlungsstufen wie z. B. Retentionsbodenfilter erfordern gesonderte Berechnungsansätze zur Beschreibung
der Stoffaufteilung und Reinigung (DITTMER 2006).
4 Hinweise für Einsatzbereiche von Modellen
Die in Tabelle 2 zusammengefassten Aufgaben von Schmutzfrachtmodellen werden in unterschiedlicher Komplexität
und Detailtiefe abgebildet. Die getroffenen inhaltlichen und räumlichen Vereinfachungen und Zusammenfassungen
bestimmen sinnvolle Einsatzbereiche der jeweiligen Modelle.
Verschiedene Autoren haben detailierte Charakterisierung und Vergleiche von Berechnungsmethoden und Modellen
vorgenommen (ATV 1992, EULER et al. 1985, JACOBI 1988).
Dieser Bericht beschränkt sich bei der Unterscheidung auf grundsätzliche Anwendungsanforderungen. Hydrologischempirische
Modelle werden nicht mehr betrachtet. Hinzu kommt stattdessen die Kopplung hydrodynamischer Abflussmodelle
mit Umsatz- und Sedimenttransport-Modellen. Grundsätzlich ist die Bewertung immer vor dem Hintergrund
der Datenlage, des Einsatzzwecks und des Bearbeiters zu sehen. Es wurde daher bewusst auf eine strenge tabellarische
Bewertung verzichtet. Die nachfolgenden zusammenfassenden Ausführungen sind damit als unterstützende
Argumente für eine sachgerechte Modellauswahl und nicht als Ausschlusskriterien zu sehen.
Hydrologische Modelle
Hydrologische Modelle haben ihre Berechtigung, insbesondere bei einfachen, weitgehend rückstaufreien Netzen und
geringen Ansprüchen an die räumliche Auflösung. Aufgrund ihres Rechenzeitvorteils werden sie häufig für Nachweisverfahren
mittels Langzeitsimulation eingesetzt. Das ereignisabhängig aktivierte Speichervolumen kann näherungs-
DWA Juli 2012 19

Arbeitsbericht ES 2.6
weise bestimmt werden, Spitzen und ihr zeitliches Auftreten lassen sich schlechter abbilden. Bei komplexen hydraulischen
Randbedingungen ist ihre Anwendung kritisch zu prüfen.
Der Aufbau hydrologischer Modelle ist insbesondere bei geringer Datenlage mit vergleichsweise wenig Aufwand verbunden
Ablagerungsbildung und Erosion im Kanalnetz werden im Allgemeinen nicht berücksichtigt.
Hydrologisch-hydrodynamische Modelle mit konservativem Stofftransport
Hydrodynamische Kanalnetzmodelle bilden das Kanalnetz weitgehend realitätsgetreu ab. Die hydraulischen Randbedingungen
werden sachgerecht wiedergegeben.
Der Rechenzeitaufwand ist gegenüber hydrologischen Ansätzen höher. Langzeitkontinuumssimulationen können aber
mit hinreichender Genauigkeit durch quasi-kontinuierliche Langzeitseriensimulationen ersetzt werden, wenn alle
maßgebenden Prozesse (hydrologische Prozesse in den Einzugsgebietsflächen, Akkumulation, Trockenwetterdynamik)
einer Kontinuumssimulation entsprechend abgebildet werden.
Liegen Informationen vom Kanalnetz bereits hochaufgelöst vor (Kanalnetzkataster bzw. hydrodynamisches Kanalnetzmodell)
bietet sich der Aufbau eines hydrodynamischen Schmutzfrachtmodells an.
Ablagerungsbildung und Erosion im Kanalnetz werden nicht berücksichtigt.
Bei differenzierter Berücksichtigung von Akkumulation und Abtrag auf der Oberfläche und variabler Trockenwetterbelastung
sind konservative hydrologisch-hydrodynamische Schmutzfrachtmodelle zum gegenwärtigen Zeitpunkt bereits
eine sehr anspruchsvolle Lösung, welche auch komplexe Randbedingungen berücksichtigen kann.
Hydrologisch-hydrodynamische Modelle mit biochemischen Umsatzprozessen
Die Kopplung von Stofftransport und Umsatz im Kanalnetz wird auf wenige Sonderanwendungen beschränkt bleiben
(siehe Abschnitt 3.5.5 Umsatzprozesse im Kanal).
In Fließgewässern ist ihre Anwendung jedoch zwingend erforderlich. Aus dem fortschreitendem Kenntnisstand bei der
Modellierung der Gewässerökologie können sich künftig auch Anforderungen an neue Stoffe/Stoffgruppen urbaner
Schmutzfrachtmodelle ergeben.
Hydrologisch-hydrodynamische Modelle mit detaillierten Sedimenttransport-Modellen
Zusätzlich zu den vorgenannten Vorteilen der hydrologisch-hydrodynamischen Modelle ist mit dieser Modellgruppe
eine detaillierte Beschreibung der Sedimentbildung und Erosion im Kanalnetz möglich. First Flush-Effekte (Spülstoß),
die Wirkung von Rückstau, Kanalnetzreinigung sowie die Auswirkung von Ablagerungen auf den Abfluss etc. lassen
sich damit abbilden. Allerdings sind die Sedimenttransport-Ansätze und ihre Parameter noch Stand der Forschung und
für die ingenieurtechnische Anwendung gegenwärtig nicht handhabbar. Für den Aufbau räumlich differenzierter Ablagerungen
im Netz sind ausreichend lange Kontinuumssimulationen erforderlich. Gleichzeitig sind diese Modelle sehr
rechenzeitintensiv.
Künftige Anwendungen werden vor allem für stark ablagerungsanfällige Netze sowie Eintrag und Wirkung von Sedimenten
in Fließgewässern gesehen.
Langfristig wird ein großes Potenzial durch die Umstellung der Berechnung auf den Transport von Partikeln anstelle
von Schmutzstoff-Parametern gesehen. Durch differenzierte Partikel-Beladung ergeben sich völlig neue Freiheiten in
Hinblick auf die betrachteten Stoffe und Transportpfade.
Unabhängig von der Wahl des Berechnungsansatzes wird die Güte der erzielten Ergebnisse von der sachgerechten
Modellaufstellung und Anwendung maßgeblich beeinflusst.
DWA Juli 2012 20

Literatur
Arbeitsbericht ES 2.6
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DWA Juli 2012 22