ENERGIESPEICHER - Die Regierung von Niederbayern

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ENERGIESPEICHER - Die Regierung von Niederbayern

ENERGIESPEICHER

RIEDL

Raumordnungsverfahren

Gutachten

Oberflächengewässer, Gewässerökologie

und Fischerei

Vorzeichen

Erstellt TB Zauner GmbH Gerald Zauner 2010/10/16

Geprüft TB Zauner GmbH Gerald Zauner 2010/10/16

Freigegeben DKJ / ES-R Dominik Mayr 2010/10/27

SKS

S1 S2 S3

Projekt-Nr.

Gliederungszeichen

Unternehmen / Abteilung Vorname Nachname Datum

Fremdfirmen-Nr.: Aufstellungsort: Bl. von Bl.

+

Unterlagennummer

Ersteller

Gliederungszeichen

Dokumenttyp

Zählteil

Nummer

Gliederungszeichen

Blattnummer

Gliederungszeichen

Änderungsindex

Planstatus

Planart

Vorzeichen

GA

Funktion/

Bauwerk

KKS DCC(UAS)

Aggregat/

Raum

G F0 F1 F2 F3 FN A1 A2 AN A3

* A A A ~ A N N N / A A A A N / A N N N N N / N N / A A A = N N A A A N N A A N N N A & A A A N N N

* J E S - A 0 0 1 - E Z B - 1 - B 2 0 0 1 7 - 0 0 - A F

Vorzeichen


Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

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Einreichunterlagen ROV Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei

Inhaltsverzeichnis

1 Aufgabenstellung .................................................................................. 7

2 Methodik ............................................................................................. 9

2.1 Datengrundlagen ....................................................................... 9

2.2 Untersuchungsraum ................................................................... 9

2.3 Untersuchungsmethoden ............................................................ 10

3 Ist-Bestand ......................................................................................... 11

3.1 Wasserstands- und Abflussschwankungen (Bestand) ...................... 11

3.1.1 Grundlegendes zur gewässerökologischen Wirkung von

Wasserspiegelschwankungen in der natürlichen Referenzsituation .... 11

3.1.2 Fischökologische Schlüsselhabitate und deren Einschränkung in der

Ist-Situation ............................................................................. 14

3.2 Lage und Qualität der Kieslaichplätze ........................................... 21

3.3 Kartierung Makrozoobenthos (Verfasser: TB Grasser) ..................... 23

3.3.1 Methodik und Untersuchungsraum ............................................... 23

3.3.2 Donau ..................................................................................... 25

3.3.3 Aubach .................................................................................... 29

3.3.4 Dandlbach ................................................................................ 35

3.4 Gewässergüte Dandlbach und Donau; Prognose ............................ 43

4 Projektsauswirkungen und generelle Wirkung auf aquatische Organismen .... 44

4.1 Bauphase ................................................................................. 44

4.2 Betriebsphase ........................................................................... 44

4.2.1 Wasserstands- und Abflussschwankungen ..................................... 44

4.2.2 Funktionsfähigkeit der Reproduktionsareale (Kieslaichplätze) in der

Stauwurzel; Einfluss Reproduktionsareale im zentralen Staubereich;

Wirkungen auf Sterlet und Donaukaulbarsch ................................. 49

4.2.3 Fischereiliche/gewässerökologische Auswirkungen durch die Verlegung

des Dandlbaches ....................................................................... 50

4.2.4 Quantifizierung des durch den Pumpbetrieb verursachten Ausfalls von

Benthosorganismen ................................................................... 52

4.2.5 Beschreibung der Auswirkungen auf den Dandlbach; Maßnahmen;

Gewässerentwicklungskonzept „Unterhaltung Gewässer 3. Ordnung“ 53

4.2.6 Prognose in Hinblick auf die Entwicklungsmöglichkeiten für Culicidae

(Stechmücken) im Oberbecken ................................................... 55

5 Maßnahmen ........................................................................................ 56

5.1 Strukturelle Maßnahmen im Stauraum Aschach als Ausgleich für die

projektsbedingten Spiegelschwankungen ...................................... 56

5.2 Errichtung einer Organismenwanderhilfe am KW Jochenstein ........... 58

5.3 Fischereiliches Ausgleichskonzept ................................................ 69

6 Weiteres Untersuchungsprogramm ......................................................... 70

Erhebungsprogramm für die Erstellung der UVS ....................................... 70

7 Zusammenfassung ............................................................................... 73

8 Literaturverzeichnis .............................................................................. 74

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Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

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Einreichunterlagen ROV Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei

1. Aufgabenstellung

Im 1952 vereinbarten Regierungsabkommen der Regierungen der Bundesrepublik

Deutschland, des Freistaates Bayern und der Republik Österreich über die Donaukraftwerk

Jochenstein AG (DKJ) wurde der Bau und die möglichst wirtschaftliche Nutzung

der Kraftwerksanlage Jochenstein an der Grenzstrecke der Donau vereinbart.

Zu den im Regierungsübereinkommen genannten Kraftwerksanlagen zählt auch ein

Pumpspeicherwerk, dessen Errichtung bis heute nicht erfolgte.

Durch die derzeit herrschenden Rahmenbedingungen in der Europäischen Energiewirtschaft

mit dem Willen, erneuerbare Energieträger nachhaltig in die Energieaufbringung

mit einzubeziehen und der sich daraus ergebenden Notwendigkeit, die erzeugte

Energie aus volatilen Energieträger (Wind, Photovoltaik) zu speichern, bedingen

eine steigende Nachfrage nach Energiespeichern. Dabei stellen Speicherkraftwerke

aus Wasserkraft die mit Abstand effizienteste und nachhaltigste Möglichkeit

dar.

Vor diesem Hintergrund plant die Donaukraftwerk Jochenstein AG im Unterwasserbereich

des Kraftwerkes Jochenstein die Errichtung eines modernen Pumpspeicherkraftwerkes.

Abbildung 1: Projektübersicht

Der vorhandene Stauraum Aschach der Donau wird dabei als Unterbecken und ein

neu errichteter Speichersee, welcher in der "Riedler Mulde" südwestlich der Ortschaft

Gottsdorf und nördlich der Ortschaft Riedl vorgesehen ist, als Oberbecken verwendet.

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Alle Anlagenteile des Energiespeichers Riedl befinden sich auf deutschem Staatsgebiet.

Abbildung 2: Projektumgebung

Oberbecken

Ein-/Auslaufbereich

KW Jochenstein Donau

Im Rahmen des ROV wird mit vorliegender Arbeit eine Abschätzung der Auswirkungen

des Vorhabens Bezug auf das Schutzgut „Fischerei/Fischökologie/Gewässerökologie“

durchgeführt.

Mit der vorgesehenen Errichtung des Entnahme- bzw. Rückgabebauwerkes im Unterwasser

des KW Jochenstein plant die Donaukraftwerk Jochenstein AG Maßnahmen

im Oberflächenwasserkörper „Donau von Passau bis Jochenstein; IN004". Dabei

sind allfällige projektbedingte Auswirkungen in der Donau ausschließlich im Unterwasser

der Staustufe Jochenstein gegeben. Neben den Einflüssen in der Donau sind

im orographisch linksufrigen Zubringer Dandlbach (bzw. in dessen Zubringer Aubach)

durch das Projekt Auswirkungen zu erwarten.

Vorliegendes Gutachten geht auf die im Rahmen des Scoping-Termines (18.03.2010)

seitens der behördlichen Sachverständigen formulierten Fragestellungen ein. Aufgrund

zum Teil überlappender Aspekte werden sowohl die Fragen seitens der Fachberatung

für Fischerei, als auch die Themen der Wasserwirtschaft im vorliegenden Dokument

abgehandelt.

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2. Methodik

2.1. Datengrundlagen

Für die Beurteilung der projektbedingten Auswirkungen wird auf Projektunterlagen,

Stand Oktober 2010, zurückgegriffen. Daneben werden ältere Datensätze aus dem

Gebiet, bezüglich der gewässerökologischen Situation, herangezogen, sofern deren

Aussagekraft nach wie vor Gültigkeit haben. Darüberhinaus werden Analogieschlüsse

mittels Daten aus anderen Flussabschnitten der Donau gezogen.

2.2. Untersuchungsraum

Abbildung 3:Untersuchungsraum; Einzugsgebiet des Dandlbaches (Bild links oben) und des Donaustauraumes

Aschach (Bild: google earth)

Der Untersuchungsraum (Abbildung 3) definiert sich über die unmittelbar betroffenen

Gewässersysteme. Dies ist einerseits der Dandlbach mit seinem Zubringer Aubach in

der „Riedler Mulde“ und anderseits der gesamte Donaustauraum Aschach, der insbesondere

in seiner gesamte Länge durch das Vorhaben betroffen ist.

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2.3. Untersuchungsmethoden

Für die Beurteilung der projektbedingten Auswirkungen wird vorab auf vorliegende

Datensätze aus dem Gebiet, bezüglich der gewässerökologischen Situation, zugegriffen

bzw. in Bezug auf die Situation im Aubach/Dandlbach aktuelle benthosbiozönotische

und fischökologische Erhebungsdaten verwendet. Auswirkungsspezifische Aussagen

basieren auf fachliche Einschätzungen, welche auf autökologische Kenntnisse

aufbauen.

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3. Ist-Bestand

3.1. Wasserstands- und Abflussschwankungen (Bestand)

3.1.1 Grundlegendes zur gewässerökologischen Wirkung von Wasserspiegelschwankungen

in der natürlichen Referenzsituation

Wasserstandschwankungen sind ein natürlicher und wesentlicher Bestandteil für den

Lebensraum an größeren Fließgewässern. Für die Donau waren im ursprünglichen,

nicht beeinflussten Zustand saisonale Wasserstandschwankungen von über 5 m

(Spannweite zwischen Niederwasser und HQ1) typisch.

Diese natürlichen Schwankungen lassen sich im Hinblick auf ihre ökologische Funktion

an der Donau wie folgt charakterisieren:

• Positive Korrelation von Abfluss und Wasserstand

• Bei Nieder- und Mittelwasserphasen kaum kurzfristige Schwankungen

• Bei Schmelzwasserereignissen auch bei erhöhter Wasserführung nur langsame

Schwankungen

• Bei Regenereignissen zum Teil stark ansteigende Hochwasserwellen mit flacherem

Abklingen

Diese natürlichen Schwankungen haben unterschiedliche Wirkungen auf die Gewässerzönose.

Grundsätzlich bedingen Wasserstands- und Abflussschwankungen Veränderungen

in den Lebensbedingungen und bedeuten, dass diese an einer bestimmten

Stelle in den suboptimalen oder unter Umständen sogar in den letalen Bereich für ein

bestimmtes Individuum kommen können. Beispielweise kann ein sinkender Wasserspiegel

dazu führen, dass Fische oder Eier in trocken fallenden Bereichen verenden.

Hochwässer können durch Geschiebetrieb Gelege zerstören oder schwimmschwache

Stadien unfreiwillig verdriften. Vor allem extreme Wasserstands- und Abflussschwankungen

sind in ihrer unmittelbaren Einwirkung als lebensfeindlich zu sehen.

Fließgewässerorganismen haben sich in einer Weise an diese wechselnden Lebensraumverhältnisse

angepasst, die deren negative Auswirkungen einerseits auf Individuen

und andererseits auf die Populationen der verschiedenen Arten relativiert. Wesentlich

sind hierbei die hohe Mobilität (z. B. Fische) und andererseits die hohe Reproduktivität

(z. B. große Eizahlen) vieler Fließgewässerorganismen.

Neben den direkt wirksamen negativen Wirkungen auf die Zönosen sind jedoch vor

allem durch die indirekte Wirkung von Abfluss- und Wasserstandsschwankungen auf

den Lebensraum stark positive Effekte gegeben, die überhaupt erst die Besonderheit

des Lebensraums Fließgewässer ausmachen. So sind Hochwässer unerlässlich für das

Entstehen bzw. den Erhalt der meisten typischen Fließgewässerhabitate. Zu nennen

sind Kolk-Furt-Abfolgen, unbewachsene und bewachsene Schotterbänke, wechselfeuchte

Uferzonen in Altwässern, Totholz etc. Aber auch für einzelne Lebensabschnitte

werden Wasserstandsänderungen bewusst genutzt. So stehen beispielsweise

Krautlaichern bei den meist erhöhten Wasserständen im Frühjahr und Sommer durch

dann eingestaute bzw. eingetauchte Vegetation sehr große funktionelle Oberflächen

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zur Verfügung, die nicht zuletzt aufgrund der höheren Wassertemperaturen und hohen

Produktivität einen optimierten Reproduktionserfolg ermöglichen.

3.1.1.1 Fischökologische Schlüsselhabitate und deren Einschränkung in der

natürlichen Referenz

Um die gewässerökologischen Verhältnisse bezüglich der Wirkung von Abfluss- und

Wasserstandsschwankungen im Ist-Zustand und Projekts-Zustand besser einordnen

zu können, ist das Verständnis für die natürlichen Verhältnisse, an die sich die Arten

angepasst haben, wesentlich. Wie bereits oben erwähnt erfahren die einzelnen Teillebensräume

von Fischen durch Abfluss- und Wasserstandsschwankungen natürliche

Einschränkungen die im Folgenden anhand der wesentlichsten fischökologischen

Schlüsselhabitate näher konkretisierte werden.

Laichhabitat rheophile Kieslaicher

Angeströmte Kiesbänke werden von rheophilen Kieslaichern als Laichhabitat genutzt.

Je nach artspezifischen Ansprüchen (z. B. Sauerstoffbedarf) und Eigenschaften (z. B.

Haltekraft klebender Eier) werden Bereiche unterschiedlicher Wassertiefe, Fließgeschwindigkeit

und Substratzusammensetzung zum Ablaichen aufgesucht.

Bezüglich ihrer Ausdehnung sind potentielle Laichplätze durch ungünstige bzw. letale

abiotische Bedingungen räumlich begrenzt. In Bezug auf Wasserstands- und Abflussschwankungen

ist diese nach oben hin durch das Trockenfallen aber auch durch zu

geringe Fließgeschwindigkeiten, welche eine ausreichende Versorgung des Geleges

mit Sauerstoff nicht mehr ermöglichen, gegeben. Nach unten hin sind Flächen mit zu

großen Fließgeschwindigkeiten bzw. Flächen auf denen bei erhöhter Wasserführung

Geschiebetrieb herrscht, der das Gelege mobilisieren bzw. zerstören kann, limitierend.

Artspezifisch hat sich dadurch ein jeweils typisches Laichverhalten entwickelt,

das grundsätzlich zur Nutzung der vermeintlich günstigsten Laichhabitate führt.

Durch Schwankungen des Wasserstands und der hydraulischen Kräfte werden die als

Laichplatz genutzten Bereiche in Abhängigkeit der Schwankungen beeinträchtigt,

sodass sich suboptimale bzw. letale Bereiche mit der Lage der immobilen Fischgelege

räumlich überschneiden können.

Als Reaktion auf diese für Fische unvorhersehbaren Vorgänge, die im Extremfall bis

zum Totalausfall von Laichplätzen führen können, wird zum Teil mit unterschiedlichen

Strategien geantwortet. Als Beispiel sind Strategien wie das Laichen an mehreren

Terminen zu nennen, oder dass in abflussschwachen Frühjahren erst dann gelaicht

wird, wenn erstmals erhöhte Wasserführungen auftreten. Grundsätzlich weisen viele

Donaufische sehr hohe Eizahlen auf und legen ihre Eier auf größeren Flächen ab (z.

B. Nase, Barbe). Laichverstecker, wie der Huchen, bauen ihre Eier im Lückenraum

des Schotters ein, wodurch ein erhöhter Schutz für das Gelege entsteht.

Larven- und Jungfischhabitat Schotterbank

Für eine gute Entwicklung der Larven und Jungfische auf Kiesbänke sind sehr flache,

verzahnte Ufer wesentlich. Speziell strömungsberuhigte Buchten werden im Frühjahr

und Sommer von großen Jungfischschwärmen besiedelt. Der flache Ufergradient und

die Besiedelung seichter Bereiche bietet Schutz vor größeren Räubern aus dem Wasser.

Optimal in diesem Stadium sind konstante Wasserstände auf mittlerem oder

niedrigem Niveau. Dadurch sind die Fische nicht gezwungen, das Habitat zu wechseln

(Energieverluste bzw. Abdrift). Gut besonnte Buchten mit erhöhter Temperatur er-

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möglichen ein rasches Wachstum und gute Voraussetzungen für die darauf folgende

Überwinterung.

Gleichzeitig gehen flache Kiesbänke ohne längere, erhöhte Wasserstände (Zurückdrängen

der Vegetation) und Hochwässer (Neuentstehen von Strukturen, Zurückdrängen

der Vegetation, Erosion von Feinsedimentanlandungen) längerfristig verloren.

Durchgehend flache Gradienten der Uferstrukturen von Niederwasser- bis zum Hochwasserniveau

ermöglichen es den mobilen Jungfischen im Gegensatz zum Fischei in

den für sie nutzbaren Bereichen der strömungsberuhigten Uferzonen zu bleiben und

entsprechend den Wasserstandsschwankungen mit diesen mitzuwandern. Da jedoch

derartige Verhältnisse nicht überall gegeben sind und Hochwässer meist auch von

sonstigen für die Jungfischentwicklung ungünstigen Verhältnissen (starke Trübe,

niedrige Temperaturen) begleitet sind, können durch Hochwässer viele Individuen

verdriftet und die Bestände speziell bei den noch sehr schwimmschwachen Fischlarven

durch Verenden in suboptimalen Habitaten oder Prädation stark ausgedünnt

werden.

Auch hier spielen die bereits beim Laichplatz rheophiler Kieslaicher erwähnten Strategien

eine Rolle. Die hohe Zahl potentieller Nachkommen bietet bei vielen Donauarten

selbst bei in manchen Jahren ungünstigen Verhältnissen noch die Möglichkeit, dass

ausreichende Zahlen von Nachkommen überleben.

Ein positiver Nebeneffekt des Wellenschlags ist, dass Feinsedimente die sich bei

Hochwasser auf wertvollen Uferstrukturen verstärkt wieder erodiert werden. Die Anlandung

der Feinsedimente ist wiederum eine Auswirkung des Staus und der damit

verbundenen geringen Fließgeschwindigkeiten in den Uferzonen.

Larven- und Jungfischhabitat Totholz

Im Gegensatz zu Uferstrukturen mit durchgehendem Gradienten sind die früher häufigen

Totholzeinstände meist nur in einem bestimmten Bereich der Wasserstände

nutzbar. Tiefe Wasserstände können durch Trockenfallen und hohe Wasserstände

durch zu starke Überströmung die Besiedelbarkeit beschränken.

Laichhabitat Krautlaicher

Phytophile bzw. phyto-/lithophile Arten nutzen vielfach Uferstrukturen in stagnierenden

aber auch leicht strömenden Bereichen. Auf Unterwasser-, eingetauchter oder

eingestauter Vegetation, aber auch auf Hartsubstrat werden die Eier abgelegt. Eine

Strategie vieler Arten ist, dass bei erhöhten Wasserständen überstaute Flächen mit

Vegetation zum Ablaichen genutzt werden. Die große nutzbare Oberfläche und die

durch die erhöhte Wassertemperatur in diesen Bereichen unterstützte rasche Eientwicklung

können bei günstiger Wasserstandsentwicklung zu sehr hohem Reproduktionserfolg

führen. Gleichzeitig besteht das Risiko, dass bei rasch rückläufigen Wasserständen

die Gelege trocken fallen.

Larven-, Jungfisch-, und Adultfischhabitat im Stillgewässer

Stillgewässer weisen bei wechselnden Wasserständen unterschiedliche Benetzung

auf. Dies kann soweit gehen, dass sich Gewässerteile bei Niederwasser abtrennen

bzw. sogar trocken fallen können.

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Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

Jungfische als auch laichbereite Adulttiere halten sich im Sommerhalbjahr meist in

den seicht benetzten Bereichen auf. Im Winter findet generell ein Rückzug in tiefgründigere

Gewässerteile statt. Häufig werden angebundene Altwässer auch als Winterhabitat

von verschiedensten Donaufischen genutzt, wobei teilweise auch seichte

Nebengewässer aufgesucht werden.

Das Entstehen von Fischfallen in Stillgewässern durch Wasserstandsschwankungen

ist teilweise als natürliches Phänomen zu betrachten und betrifft in der Regel nur einen

kleinen Teil der Populationen.

3.1.2 Fischökologische Schlüsselhabitate und deren Einschränkung in der

Ist-Situation

Die Ist-Situation weist in Hinblick auf Wasserstands- und Abflussschwankungen eine

Reihe von Vorbelastungen auf:

• Schifffahrtsbedingter Wellenschlag

• Stauwirkung durch das KW Aschach, Unterwassereintiefung beim KW Jochenstein

• Schwellbetrieb im Einzugsgebiet

• Veränderter Wasserhaushalt in der Kulturlandschaft

3.1.2.1 Schifffahrtsbedingter Wellenschlag

Der schifffahrtsbedingte Wellenschlag stellt im Gebiet vor allem eine hydraulische

Belastung der Uferzonen dar. Die hydromechanischen Kräfte wirken sich an der Sohle

je nach Uferstruktur und Art und Energie des schifffahrtsbedingten Wellenschlags bis

in eine Tiefe von ca. 0,5 bis 1 m Tiefe aus.

Laichhabitat rheophile Kieslaicher

Abgelegter Laich kann durch diese Belastung zerstört werden. Der Bereich in dem

sich Eier erfolgreich entwickeln können wird dadurch eingeengt. Besonders wenn

nach dem Ablaichen niedrigere Wasserstände vorliegen, kann der Wellenschlag bis

weit in die Laichplätze auf den Kiesbänken hineinwirken (siehe Abbildung 4).

Larven- Jungfischhabitat Schotterbank

Diese Habitate sind am unmittelbarsten vom Wellenschlag betroffen. Die entstehenden

Beeinträchtigungen sind vielfältig und reichen von Wirkungen die das Habitat

verschlechtern wie Trübe, höhere Keimbelastung und kurzfristig höhere Fließgeschwindigkeiten

über dislozierende Wirkungen (Verdriftung) bis hin zu letalen Wirkungen

(Stranden, mechanische Zerkleinerung). Durch den erhöhten Wasseraustausch

wird die Bildung von erwärmtem Wasser in Seichtbereichen stark reduziert.

Durch die mechanische Belastung wird die Entwicklung von Algenaufwuchs, Biofilmen

samt Besiedelung durch wirbellose Fischnährtiere reduziert bzw. aus den seichten

Uferzonen in tiefere Bereiche gedrängt. Dies stellt einen negativen Einfluss auf das

Wachstum der Jungfische und in weiterer Folge deren Mortalität in kritischen Lebensphasen

dar.

Der Vergleich von vor Wellenschlag geschützten und Wellenschlag exponierten Uferzonen

bei ansonsten gleicher Uferstruktur (Gradient, Fließgeschwindigkeit) zeigt,

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Einreichunterlagen ROV Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei

dass geschützte Bereiche eine sehr viel höhere Besiedelung mit Larven bzw. Jungfischen

aufweisen.

Larven- Jungfischhabitat Blockwurf

Der Blockwurf stellt grundsätzlich ein ungünstiges Larven- und Jungfischhabitat dar.

Aber auch hier können sich lokal größere Jungfischdichten halten, wobei die nutzbaren

Bereiche vergleichsweise klein sind. Durch den Wellenschlag können Individuen

leicht aus dem Mikrohabitat gerissen werden und neben den oben erwähnten Wirkungen

speziell in den von Neogobius-Arten besiedelten Blockwurfbereichen erhöhter

Prädation unterliegen.

Abbildung 4: Schema für die Lage eines geeigneten Laichplatzes rheophiler Kieslaicher sowie dessen Beeinträchtigungen

durch wechselnde Wasserstände

Laichhabitat Krautlaicher

Für die Gelege phytophiler bzw. phyto-/lithophiler Arten ist von ähnlichen Wirkungen

wie bei den Larven- und Jungfischhabitaten auszugehen. Für oberflächennahe abgelegte

Eier ist vor allem entscheidend, ob die Wellenenergie Eier vom Substrat ablöst,

womit das Verenden des Eis sehr wahrscheinlich wird. Allein das kurzfristige Trockenfallen

von Eiern während eines Wellentals bewirkt wahrscheinlich nicht den Verlust

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Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

des Geleges, kann aber eine verringerte Schlupfrate nach sich ziehen. Aufgrund der

sich verringernden Wirkung des Wellenschlags in Nebengewässer sind hier die Beeinträchtigungen

geringer bis nicht mehr spürbar.

Larven- Jungfisch und Adultfischhabitat im Stillgewässer

Aufgrund der geringeren Belastung in Nebengewässern und der Mobilität der Stadien

sind die Wirkungen meist weniger stark als im Hauptstrom.

Speziell durch den oft höheren Anteil an organischen Anteilen in Stillgewässern

kommt durch die Erhöhung der Trübe der regelmäßig verstärkten Keimbelastung unter

Umständen besondere Relevanz zu. Faktoren wie Beunruhigungen, eine Verringerung

der als Fresshabitat nutzbaren Uferzonen bzw. eine veränderte Habitatwahl bei

ständiger Störung können energetische Nachteile für Jung- und Adultfische mit sich

bringen.

3.1.2.2 Stauwirkung durch das KW Aschach, Unterwassereintiefung beim

KW Jochenstein

Die kraftwerksbedingten Eingriffe durch das Kraftwerk Aschach, aber auch durch die

Unterwassereintiefung beim Kraftwerk Jochenstein stellen die umfassendsten Veränderungen

der Wasserstandsschwankungen im Gebiet dar. Bezüglich der Beeinflussung

der Wasserstandsschwankungen sind grundsätzlich zwei Bereiche zu unterscheiden.

KW Jochenstein

KW Aschach

Abbildung 5: Stauraum Aschach mit schematisierter Lage der Stauwurzel- (blau), Feinsediment- (grün) und

Stillgewässerstrukturen (rot)

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Einreichunterlagen ROV Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei

In der Stauwurzel liegen in eingeschränkter Form noch typische Wasserstandsschwankungen

entsprechend der ursprünglichen Ausprägung vor. Der Wasserspiegel

liegt aber generell höher, sodass Uferstrukturen überstaut wurden. Durch

Biotopprojekte (Tabelle 1) wurden überstaute Kiesbänke aufgehöht und an die vorliegenden

Wasserstände angepasst. Diese Strukturen sind jedoch teilweise durch Kolmationserscheinungen

aufgrund der reduzierten Fließgeschwindigkeiten geprägt. Die

Anlandung von Feinsedimenten in diesen Bereichen ist ebenfalls eine Auswirkung des

Staus. Durch den Wellenschlag werden diese jedoch meist wieder erodiert.

Tabelle 1: Tabellarische Auflistung der ökologisch bedeutenden Strukturen im Stauraum Aschach

"Biotope" im Stauraum Aschach

von Strkm. bis Strkm Seite Typ

2202,4 2202,1 re Uferrückbau

2201,9 2201,4 re Schotterbank

2201,7 2201,1 li Schotterbank

2200,4 2199,9 li Kurzbuhnen

2198,9 2199,6 li Schotterstruktur

2198,7 2198,6 re Hakenbuhne

2197,8 2198,2 li Schotterbank

2195,1 2195,4 li Schotterbank

2193,7 2193,5 re Schotterbank

2191,1 2191,2 li Altarmgestaltung

2189,9 2189,4 li Feinsedimentbiotop

2185 2184,7 li Feinsedimentbiotop

2179,3 2179 li Feinsedimentbiotop

2170,3 2169,9 li Feinsedimentbiotop

2170 2169 re Feinsedimentbiotop

2167,3 2166,6 re Feinsedimentbiotop

2166,3 2165,4 re Feinsedimentbiotop

2008

282,8

282,6

282,4

282,2

282

281,8

Dandlbach 2008

281,6

281,4

281,2

281

280,8

280,6

280,4

280,2

280

279,8

279,6

279,4

279,2

279

QSUMME 2008

01. 02. 03. 04. 05. 06. 07. 08. 09. 10. 11. 12.

Abbildung 6: Ganglinie der Stundenwerte des Pegel Dandlbach in der Stauwurzel und des Abflusses bei KW

Jochenstein im Jahr 2008

JES_A001_AHBH3_B20017_00 Seite 17 von 73

5000

4500

4000

3500

3000

2500

2000

1500

1000

500

0


Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

Die negativen Auswirkungen des Staus wurden durch diese Maßnahmen nachweislich

zu einem gewissen Teil ausgeglichen. Der Querschnitt der Strukturen ist in der Weise

optimiert, dass der flache Ufergradient nur wenig unter den Niederwasserspiegel

reicht und dann relativ steil zur eigentlich Flusssohle hin abfällt.

Je weiter man sich flussab bewegt umso stau-typischer werden die Verhältnisse. Im

zentralen Stau liegen permanent sehr hohe Wasserspiegel vor, die ehemalige Uferstrukturen

weit überstauen. Die Wasserstandsschwankungen sind auf niedrigem Niveau.

Sekundär sind im zentralen Stau durch Feinsedimentanlandungen weitläufigen

Uferstrukturen, die, durch den schifffahrtsbedingten Wellenschlag in ihrer weiteren

Entwicklung nach oben beschränkt, bis ca. 0,5 m unter den Wasserspiegel reichen,

entstanden. Diese wurden durch Biotopprojekte aufgewertet. Da die großflächigen

Strukturen auf einen engen Bereich des Wasserstandes optimiert sind, reagieren sie

auf Wasserspiegelschwankungen sehr sensibel und können bei Absenkungen trocken

fallen.

Flussab des Kipppegels zwischen Schlögen und Wehr sind die Wasserstandsschwankungen

gegenläufig zu den Abflüssen. Bei Hochwasser wird das Stauziel um mehrere

Meter abgesenkt, sodass alle Feinsedimentstrukturen flussab des Kipppegels trocken

fallen können.

281,1

281

280,9

280,8

280,7

280,6

280,5

280,4

280,3

280,2

280,1

280

279,9

279,8

01. 02. 03. 04. 05. 06. 07. 08. 09. 10. 11. 12.

Abbildung 7: Ganglinie der Stundenwerte der Pegel Schlögen und Aschach OW im Jahr 2008

Laichhabitat rheophile Kieslaicher

Die Laichmöglichkeiten rheophiler Arten wurden durch den Staueinfluss drastisch

reduziert. Durch die Strukturierungen in der Stauwurzel wurden entsprechende Habitate

teilweise wieder hergestellt.

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2008

WP_SCHLOEGEN 2008

OWP_ASCHACH 2008

QSUMME 2008

5000

4500

4000

3500

3000

2500

2000

1500

1000

500

0


Einreichunterlagen ROV Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei

Larven- Jungfischhabitat Schotterbank

Durch den Stau sind praktisch alle Kiesstrukturen im Abschnitt und die damit verbundenen

Jungfischhabitate verloren gegangen. Durch die Aufhöhung von Strukturen

in der Stauwurzel wurden die verloren gegangenen Strukturen zumindest teilweise

wiederhergestellt.

Larven- Jungfischhabitat Blockwurf

Der Blockwurf als dominierende Uferstruktur wurde durch den Stau deutlich höher

benetzt und wird gleichzeitig weniger angeströmt. Aus Sicht der Besiedelung mit Larven

und Jungfischen haben sich hier sektoral betrachtet durch den Stau die Verhältnisse

wahrscheinlich etwas verbessert, da stark angeströmte Blockwurfufer in Kombination

mit Wellenschlag nur sehr schlecht für schwimmschwache Stadien besiedelbar

sind. Die starke Besiedelung durch Neogobius-Arten führt für Larven und Jungfische

in Blockwurfbereichen jedoch zu stark erhöhter Prädation.

Laichhabitat Krautlaicher

Für phytophile bzw. phyto-/lithophile Arten sind im Stau grundsätzlich vergleichsweise

gute Rahmenbedingungen gegeben, da sich deren Laichhabitate durch den Stau

qualitativ zwar verschlechtert, quantitativ aber stark vermehrt haben. Als grundsätzlich

wertvolle Strukturen sind hier vor allem die Feinsedimentstrukturen im Stau mit

ihrer großen funktionellen Oberfläche zu sehen. Die Eignung hängt stark von der

Entwicklung von Makrophyten und eingetauchter Ufervegetation bzw. derer Verzahnung

an der Uferlinie ab.

Inwiefern diese Strukturen wertvolle Schlüsselhabitate wie Laichhabitate für Krautlaicher

erfolgreich zur Verfügung stellen können, hängt aufgrund der sehr engen vertikalen

Ausdehnung wesentlich von der Betriebsweise des Stauziels und der Nähe zum

KW Aschach ab. Strukturen nahe Kraftwerk sind von den Absenkungen bei Hochwasser

am stärksten betroffen (siehe Abbildung 7). So können bei häufigen Absenkungen

hier sogar Falleneffekte entstehen, welche die vermeintlich hochwertigen Reproduktionsareale

eher kontraproduktiv für die Entwicklung der betroffenen Arten wirken

lassen.

Larven- Jungfisch und Adultfischhabitat im Stillgewässer

Genau wie beim Laichhabitat der Krautlaicher hängen Larven- Jungfisch- und Adultfischhabitat

im Stillgewässer wesentlich von der Betriebsweise des Kraftwerks

Aschach den und der Nähe zum Wehr ab.

3.1.2.3 Schwellbetrieb im Einzugsgebiet

Durch den Schwellbetrieb im Einzugsgebiet (Inn und Salzach) besteht im Gebiet eine

Vorbelastung hinsichtlich Wasserstands- und Abflussschwankungen. Diese betrifft vor

allem Habitate in der Stauwurzel, da hier Abflussänderungen auch zu entsprechenden

Wasserstandsänderungen führen. Durch die langen und unterschiedlichen Laufzeiten

der Schwall- und Sunkwellen vergleichmäßigen sich die Abflussschwankungen bis ins

Projektsgebiet meist weitgehend und sind nur mehr in eingeschränktem Umfang

spürbar.

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Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

Laichhabitat rheophile Kieslaicher

Durch die zusätzlichen Schwankungen überschneiden sich Bereiche mit ungünstigen

bis letalen Bedingungen stärker mit den Laichhabitaten. Bei niederem Wasserstand

überlagern sich durch die zusätzlichen Absenkungen Bereiche mit geringeren Fließgeschwindigkeiten

bzw. Bereiche mit schädlichen Wirkungen des schifffahrtsbedingten

Wellenschlags stärker mit den Laichhabitaten. Gleiches gilt für Bereiche die bei erhöhter

Wasserführung durch die zusätzliche Spiegelanhebung durch zu hohe Fließgeschwindigkeiten

beeinträchtigt werden. Die Laichhabitate in denen die Eientwicklung

erfolgreich abgeschlossen werden kann, werden dadurch etwas eingeschränkt.

Larven- Jungfischhabitat Schotterbank

Die zusätzlichen Schwankungen machen es erforderlich, dass Jungfische verstärkt

ihren Aufenthaltsort wechseln müssen. Bei durchgehendem, sprungfreiem Ufergradienten

stellen diese Ortswechsel im Vergleich mit der Vorbelastung durch den schifffahrtsbedingten

Wellenschlag nur eine geringfügige Beeinträchtigung dar.

Larven- Jungfischhabitat Blockwurf

Der Ufergradient ist auf Blockwurfufern deutlich steiler entwickelt und meist diskontinuierlich

mit Sprüngen ausgebildet. Die zusätzlichen Wasserstandsschwankungen

können dazu führen, dass Individuen in Einzelfällen aus gut nutzbaren Bereichen

weichen müssen. Diese Ortswechsel sind von denen die durch Wellenschlag entstehen

zu unterscheiden. Nach dem Abklingen einer schifffahrtsbedingten Welle kann

das Individuum in das ursprüngliche Habitat grundsätzlich zurückkehren, was bei

einer systematischen Verlagerung des Wasserspiegels nicht der Fall ist.

Laichhabitat Krautlaicher

Im zentralen Stau werden entsprechende Habitate beeinträchtigt durch die tagtäglichen

Schwankungen aus dem Einzugsgebiet beeinträchtigt. Aufgrund der über den

Zeitraum der Eientwicklung vergleichsweise geringen zusätzlichen Amplitude spielt

dieser Aspekt eine eher geringe Rolle, kann aber speziell bei sinkenden Wasserständen

eine zusätzliche Beeinträchtigung mit sich bringen.

Larven- Jungfisch und Adultfischhabitat im Stillgewässer

Ähnliches wie für das Laichhabitat der Krautlaicher gilt auch für dieses Schlüsselhabitat.

Aufgrund der Mobilität der betroffenen Stadien sind hier die Auswirkungen geringer

einzuschätzen.

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3.2. Lage und Qualität der Kieslaichplätze

Ein zentraler Aspekt im Zusammenhang mit der potentiellen Beeinträchtigung der

fischökologischen Verhältnisse ist die Qualität von Kieslaichplätzen in der Stauwurzel.

Bedingt durch den Einstau der Staustufe Aschach wurden die ursprünglichen, seichten

Laichareale flächig überstaut. Im Zuge diverser Revitalisierungsmaßnahmen wurde

in der Stauwurzel des KW Aschach mittlerweile eine Vielzahl von seichten, kiesigen

Laichhabitaten geschaffen. In den nachfolgenden Abbildungen sind die Bereiche

dargestellt, welche in ihrer abiotischen Ausprägung den Anforderungen von tauglichen

Laichhabitaten für rheophile Kieslaicher entsprechen.

Abbildung 8 : Lage der Kieslaichplätze im oberen Stauwurzelbereich

Abbildung 9: Lage der Kieslaichplätze in der unteren Stauwurzel

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Im Zuge freilandökologischer Erhebungen (Zauner et al., 2001) wurde deren Funktionsfähigkeit

eindrucksvoll dokumentiert. So wurden an den potentiellen Laichplätzen

laichreife Nasen belegt bzw. das Aufkommen von Nasenlarven vor Ort dokumentiert.

Abbildung 10: Lage der Laichhabitate der Nase in der Struktur „Kramesau“

Oben stehende Abbildung zeigt die Verortung von Laichplätzen im Bereich der Struktur

„Kramesau“. Im Zuge von Elektrobefischungen wurden laichbereite Nasen auf

seicht überströmten Kiesbänken nachgewiesen.

Abbildung 11: Teilansicht eines Nasenlaichplatzes bei Niederwasser (Struktur „Kramesau“)

Laichareal

Nase

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3.3. Kartierung Makrozoobenthos (Verfasser: TB Grasser)

3.3.1 Methodik und Untersuchungsraum

Der Aubach und Dandlbach

wurden am 27.3.2010 im bachaufwärtigen

Bereich des

geplanten Speichers und im

Unterlauf vor Mündung in die

Donau beprobt.

Der Donauuferbereich wurde

flussab der Schleusenanlage

vor der Einmündung des

Dandlbaches besammelt.

(Vorerhebung im Hinblick auf

das Vorkommen besonders

geschützter oder gefährdeter

Arten; FFH, rote Liste). Mittels

Tauchereinsatz wurde Probenmaterial

in den Tiefenfraktionen

bis ca. 1 m unter der

Wasseranschlagslinie und in

ca. 3 m Tiefe entnommen

Abbildung 12: Lage der Untersuchungsstellen Makrozoobenthos – Voruntersuchung März 2010

Zur Anwendung kommt das standardisierte Multi-Habitat-Sampling (MHS) nach der

AQUEM/STAR Methode, das grundsätzlich sowohl eine Auswertung nach der

deutschen, als auch der österreichischen, Methode zur Bestimmung des ökologischen

Zustandes auf Basis der Qualitätskomponente Makrozoobenthos erlaubt (Meier et al.

2006 bzw. Ofenböck et al. 2010).

Eine MHS-Probe besteht aus 20 Einzelproben, die mit einem Handnetz (25x25 cm

Seitenlänge, Maschenweite 500 µm) entnommen werden. Die Einzelproben werden

anteilsmäßig auf die an der Untersuchungsstelle vorhandenen Teillebensräume

verteilt und zu einer Gesamtprobe zusammengefasst. Habitate mit einem

Flächenanteil unter 5 % werden nicht beprobt.

Die Organismen werden im Labor aus der konservierten Probe aussortiert, bestimmt

und gezählt. Es werden zumindest 5 von 30 Teilproben, bzw. auch mehrere bis die

Gesamtanzahl von 700 Individuen erreicht ist, vollständig ausgezählt. Die

taxonomische Analyse erfolgt durch die Arbeitsgruppe Benthosökologie des Instituts

für Hydrobiologie und Gewässermanagement der Universität für Bodenkultur Wien

auf das bestmögliche Niveau.

Anhand der Artenlisten mit Häufigkeiten werden unterschiedliche biozönotische

Kennwerte (Metrics) ermittelt und den typspezifischen Referenzwerten gegenübergestellt.

Die Bewertung des ökologischen Zustandes auf Basis des Makrozoobenthos

erfolgt nach dem worst-case Ansatz anhand der stressorbezogenen Module „organi-

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Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

sche Belastung“, „allgemeine Degradation“ und „Versauerung“, wobei das Modul

„Versauerung“ nur an morphologisch intakten Untersuchungsstellen ohne organische

Belastung zur Anwendung kommt.

Für den Gewässertyp des Aubaches bzw. Dandlbaches mit einem Einzugsgebiet von

weniger als 10 km² liegen jedoch zur Zeit der Berichterstellung im Herbst 2010 keine

wasserrahmenrichtlinienkonformen Beurteilungsmethoden auf Basis des Makrozoobenthos

hinsichtlich der allgemeinen Belastung vor. Die typspezifische Bewertung

bezieht sich daher vorläufig nur auf die organische Belastung.

Die Bewertung der Auswirkungen organischer Verschmutzung auf das Makrozoobenthos

erfolgt mit Hilfe des Saprobienindex nach Zelinka & Marvan (1961) auf Basis

des jeweiligen leitbildbezogenen saprobiellen Grundzustandes. Das Ergebnis des

Saprobienindex wird dabei unter Berücksichtigung typspezifischer Klassengrenzen in

eine saprobielle Zustandsklasse überführt (Tabelle 2).

Tabelle 2: Die Umlegung des Saprobienindex in saprobielle Zustandsklassen in Abhängigkeit vom saprobiellen

Grundzustand (SGZ) nach Stubauer & Moog 2002 in Ofenböck et al. 2010

Näherungsweise wird die multimetrische Bewertung der allgemeinen Belastung anhand

der tyspezifischen Bezugswerte für Einzugsgebiete zwischen 10 und 100 km²

durchgeführt.

Zur Beurteilung der allgemeinen Degradation wurden multimetrische Indices auf Basis

biozönotischer Kennwerte entwickelt, die eine statistisch signifikante Trennung

der ökologischen Zustandsklassen erlauben. Zu diesen biozönotischen Kennwerten

zählen u. a. die Gesamttaxazahl, die Anzahl der Eintags- Stein- und Köcherfliegen

(EPT), der Anteil der Diptera und Oligochaeta, die Diversität, die Verteilung der funktionellen

Ernährungstypen (auch ausgedrückt durch den Rhithron-Ernährungstypen-

Index: RETI), der Degradationsindex und die längenzonale Verteilung (auch ausgedrückt

durch den Längenzonationsindex LZI bzw. den Anteil der Stillwasserfauna des

Litorals und Profundals). In Abhängigkeit vom Gewässertyp werden zufolge unterschiedlicher

Relevanz und Aussagekraft unterschiedliche multimetrische Indices verwendet.

Das Ergebnis des multimetrischen Index wird für jeden Gewässertyp auf

dieselbe Art in die Qualitätsklasse überführt (Tabelle 3).

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Tabelle 3: Die Umlegung des Multimetrischen Index in ökologische Zustandsklassen nach Ofenböck et al.

2010

Ökologische Zustandsklasse Multimetrischer Index (MMI)

high (sehr gut): >0,8

good (gut): >0,6-0,8

moderate (mäßig): >0,4-0,6

poor (unbefriedigend): >0,2-0,4

bad (schlecht): ≤0,2

Im März 2010 erfolgte auch eine Beprobung des Uferblockwurfs der Donau flussab

Jochenstein auf Bayerischer Seite mit dem Ziel einer faunistischen Vorerhebung im

Hinblick auf das Vorkommen besonders geschützter oder gefährdeter Arten (FFH,

rote Liste). Mittels Tauchereinsatz wurde Probenmaterial in den Tiefenfraktionen bis

ca. 1 m unter der Wasseranschlagslinie und in ca. 3 m Tiefe entnommen. Dabei wurden

größere Steine zur Gänze mitgenommen, zwischen und auf den Blöcken abgelagertes

Feinsediment aufgewühlt und in den Netzsack gespült sowie Aufwuchs (Moose,

Algen) abgekratzt.

Die Probenbearbeitung erfolgte wiederum im Labor, wobei jedoch nur eine qualitative

Analyse (mit Häufigkeitsschätzung) vorgenommen wird. Es wird eine fünfstufige Häufigkeitsskala

(HKS 1 = Einzelfund bis HKS 5 = Massenauftreten) verwendet.

3.3.2 Donau

Tabelle 4: Makrozoobenthos Taxaliste mit Häufigkeitsstufen (HKS) bayerisches Donauufer flussab Jochenstein,

27.3.2010

Teillebensraum: Techno-Megalithal Techno-Megalithal

Wassertiefe: 1 m Tiefe 3 m Tiefe

GASTROPODA

Theodoxus fluviatilis 0 2

Ancylus fluviatilis 0 1

POLYCHAETA

Hypania invalida 0 2

OLIGOCHAETA

Oligochaeta Gen. sp. 0 2

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Teillebensraum: Techno-Megalithal Techno-Megalithal

Wassertiefe: 1 m Tiefe 3 m Tiefe

AMPHIPODA

Corophium curvispinum 2 2

Corophium sp. 2 0

Corophium sp. juv. 0 2,5

Dikerogammarus bispinosus 2 2

Dikerogammarus villosus 2,5 2

Echinogammarus ischnus 2 2

Gammaridae Gen. sp. juv. 3 3

Obesogammarus obesus 2 2

ISOPODA

Jaera istri 2 2

COLEOPTERA

Limnius sp. 1 1

Oulimnius tuberculatus 0 2

DIPTERA

Dicranota sp. 0 1

Monodiamesa sp. 1 2

Orthocladiinae Gen. sp. 0 2

Orthocladiini COP 1 1

Polypedilum (Tripodura) aegyptium 1 0

Stictochironomus sp. 1 0

Am 27.3.2010 wurden im Rahmen der faunistischen Vorerhebungen insgesamt 20

makrozoobenthische Taxa entlang des bayerischen Donauufers flussab Jochenstein

nachgewiesen (Tabelle 4). Auffallend ist eine deutlich geringere Taxazahl knapp unter

der Wasseranschlagslinie als im Bereich des Böschungsfußes. Während Crustacea

(Corophium spp., Gammaridae) und Diptera scheinbar gut mit den wechselnden Bedingungen

im Bereich der Wasseranschlagslinie zurechtkommen, werden Mollusken

(Theodoxus fluviatilis, Ancylus fluviatilis) und Würmer (Oligochaeta und Polychaeta:

Hypania invalida) nur im Bereich größerer Tiefe angetroffen. Diese können somit als

sensibel hinsichtlich wechselnder Wasserstände angesprochen werden.

Hervorzuheben ist in diesem Zusammenhang vor allem Theodoxus fluviatilis, der

gemäß der roten Listen Bayerns – und Deutschlands - als stark gefährdet anzuspre-

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chen ist. Näheres zum naturschutzfachlichen Aspekt siehe auch naturschutzfachliches

Gutachten „Mollusken“.

Einen Hinweis auf das mögliche Vorkommen weiterer sensitiver Taxa im bayerischen

Donauabschnitt flussab Jochenstein ergeben die bisher vorliegenden Auswertungen

der im Rahmen der Umweltverträglichkeitsuntersuchung aus der Stromsohle entnommenen

Proben (siehe Abbildung 13, Airliftsampling) vom Juli 2010. Im Bereich

der Stauwurzel des Stauraumes Aschach wird unter den Eintags- Stein- und Köcherfliegen

die rheophile Eintagsfliege Heptagenia coerulans nachgewiesen (Tabelle 5).

Auch diese Art wird als stark gefährdet in der Roten Liste Bayerns geführt.

Abbildung 13: Beprobung der Donau mittels Airliftsampling

Tabelle 5: Makrozoobenthos Taxaliste mit Häufigkeiten (HKS) gemäß Auswertungsstand September 2010,

Donausohle Stauraum Aschach, 29.7.2010

Art/Taxon Stauwurzel zentraler Stau

Lithoglyphus naticoides 0 2

Lithoglyphus naticoides juv. 0 3

Theodoxus fluviatilis 2 0

Dreissena polymorpha 0 1

Corbicula fluminea 0 2

Corbicula sp. juv. 0 2

Pisidium sp. 0 2

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Art/Taxon Stauwurzel zentraler Stau

Hypania invalida 3 4

Oligochaeta 3 3

Jaera istri 2 2

Corophium curvispinum 1 3

Corophium robustum 0 2

Corophium sp juv. 2 3

Dikerogammarus bispinosus 3 2

Dikerogammarus villosus 3 3

Dikerogammarus sp. juv. 2 2

Echinogammarus ischus 4 4

Obesogammarus obesus 3 3

Gammaridae Gen sp juv. 2 0

Niphargidae Gen sp. 0 1

Heptagenia coerulans 2 0

Heptagenia sp. juv. 2 0

Ephoron virgo 2 1

Leuctra sp. 2 0

Hydropsyche sp juv. 2 1

Dicranota sp. 2 0

Chironomidae 3 3

Simuliidae 2 0

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3.3.3 Aubach

Gewässercharakteristik

Ökoregion: 9 – zentrale Mittelgebirge

Flussgebietseinheit (D): Donau

Flussgebietseinheit (A): Donau flussab Jochenstein

Gewässertyp (D): 5 bzw. 5.1 - silikatischer Mittelgebirgsbach (grob- bzw. feinmatrialreich)

Bioregion (A): 12 - Granit- und Gneißhochland

Einzugsgebietsgröße: < 10 km²

Seehöhenklasse: 500 – 799 m

Saprobieller Grundzustand: SI (Zenlinka & Marvan) ≤ 1,5

Untersuchungsstellencharakteristik

Die Untersuchungsstelle liegt bachab von Gottsdorf auf 617 m Seehöhe im Bereich

der Stauwurzel des geplanten Speichers (BMN: Rechts 478946, Hoch 377072).

Am Tag der Probenentnahme 27.03.2010) betrug die Wassertemperatur 6,7°C, die

Sauerstoffsättigung 94 %, der pH-Wert 7,0. Die Leitfähigkeit wird mit 106 µs gemessen.

Das Wasser rann klar und geruchlos ab, auch in strömungsberuhigten Bereichen

ist eine gute Sauerstoffversorgung des Sediments gegeben. Meso-Mikrolithal (Steine

einer Größe bis 20 cm Durchmesser) bildet die Hauptfraktion der Deckschichte (70

%). Akal (Grobsand) und Psammal (Sand) werden auf je 15 % bzw. 10 % Flächenanteil

geschätzt und sind stellenweise von organischem Material (Falllaub, Detritus)

überdeckt. Größere Steine bilden ca. 5 % des Bachbettes.

Abbildung 14: Untersuchungsstelle Makrozoobenthos – Aubach

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Makrozoobenthos

Ende März 2010 wurden 44 makrozoobenthische Taxa aus 25 Familien im Aubach

bachab von Gottsdorf nachgewiesen (Tabelle 6). Davon sind neun gemäß Ofenböck

et al. 2010 als sensitiv im Sinne der EU-Wasserrahmenrichtlinie anzusprechen: Rhithrogena

semicolorata (Eintagsfliegen: Heptageniidae), Habroleptoides confusa (Eintagsfliegen:

Leptophlebiidae), Ephemerella mucronata (Eintagsfliegen: Ephemerellidae),

Isoperla sp. (Steinfliegen: Perlodidae), Chloroperla sp. (Steinfliegen: Chloroperlidae),

Protonemoura sp. (Steinfliegen: Nemouridae), Hydraena saga (Käfer: Hydraenidae),

Silo Pallipes (Köcherfliegen: Goeridae) und Odontocerum albicorne (Köcherfliegen:

Odontoceridae). Davon ist Hydraena saga als gefährdet in der roten Liste

Bayerns eingestuft.

Tabelle 6:: Makrozoobenthos Taxaliste mit Häufigkeiten (Ind. / m²), Aubach uh. Gottsdorf, 27.3.2010

Gattung Art [Ind/m²] [%]

TURBELLARIA 620,80 20,89

DUGESIIDAE 620,80 20,89

Dugesia sp. 620,80 20,89

OLIGOCHAETA 255,20 8,59

LUMBRICIDAE 3,20 0,11

Lumbricidae Gen. sp. 3,20 0,11

TUBIFICIDAE 19,20 0,65

Limnodrilus profundicola 12,80 0,43

Tubificidae Gen. sp. juv. 6,40 0,22

ENCHYTRAEIDAE 1,60 0,05

Fridericia sp. 1,60 0,05

LUMBRICULIDAE 231,20 7,78

Stylodrilus brachystylus 112,80 3,80

Stylodrilus heringianus 3,20 0,11

Stylodrilus sp. 115,20 3,88

AMPHIPODA 1561,60 52,54

GAMMARIDAE 1561,60 52,54

Gammarus fossarum 1561,60 52,54

EPHEMEROPTERA 316,80 10,66

BAETIDAE 180,00 6,06

Baetis lutheri 7,20 0,24

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Gattung Art [Ind/m²] [%]

Baetis vernus 172,80 5,81

HEPTAGENIIDAE 130,40 4,39

Rhithrogena semicolorata 59,20 1,99

Rhithrogena semicolorata-Gr. 71,20 2,40

LEPTOPHLEBIIDAE 0,80 0,03

Habroleptoides confusa 0,80 0,03

EPHEMERELLIDAE 5,60 0,19

Ephemerella mucronata 5,60 0,19

PLECOPTERA 11,20 0,38

PERLODIDAE 0,80 0,03

Isoperla sp. 0,80 0,03

CHLOROPERLIDAE 0,80 0,03

Chloroperla sp. 0,80 0,03

NEMOURIDAE 9,60 0,32

Nemoura sp. 7,20 0,24

Protonemura sp. 2,40 0,08

COLEOPTERA 19,20 0,65

HYDRAENIDAE 19,20 0,65

Hydraena saga 19,20 0,65

TRICHOPTERA 93,60 3,15

RHYACOPHILIDAE 5,60 0,19

Rhyacophila s. str. sp. 3,20 0,11

Rhyacophila tristis 2,40 0,08

PSYCHOMYIIDAE 2,40 0,08

Tinodes sp. 2,40 0,08

LIMNEPHILIDAE 81,60 2,75

Ecclisopteryx madida 77,60 2,61

Halesus sp. 1,60 0,05

Potamophylax sp. juv. 2,40 0,08

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Gattung Art [Ind/m²] [%]

GOERIDAE 0,80 0,03

Silo pallipes 0,80 0,03

SERICOSTOMATIDAE 2,40 0,08

Sericostoma flavicorne/personatum 2,40 0,08

ODONTOCERIDAE 0,80 0,03

Odontocerum albicorne 0,80 0,03

DIPTERA 93,60 3,15

PEDICIIDAE 58,40 1,97

Dicranota sp. 49,60 1,67

Pedicia sp. 8,80 0,30

CHIRONOMIDAE 20,00 0,67

Brillia bifida 0,80 0,03

Cricotopus (Cricotopus) cf. triannulatus 0,80 0,03

Eukiefferiella brevicalcar 0,80 0,03

Orthocladius (Eudactylocladius) sp. 3,20 0,11

Rheocricotopus (Rheocricotopus)

fuscipes 0,80 0,03

Tanytarsus sp. juv. 0,80 0,03

Tvetenia calvescens 12,80 0,43

SIMULIIDAE 10,40 0,35

Prosimulium sp. 0,80 0,03

Prosimulium tomosvaryi 1,60 0,05

Simulium sp. 6,40 0,22

Simulium (Nevermannia) angustitarse 1,60 0,05

LIMONIIDAE 4,00 0,13

Eloeophila sp. 4,00 0,13

TIPULIDAE 0,80 0,03

Tipula sp. 0,80 0,03

Summe 2972 100

Gesamttaxazahl 44

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Die Individuendichte wird auf Basis des semiquantitativen Multi-Habitat-Samplings

(MHS) auf ca. 3000 Individuen / m² abgeschätzt. Häufigste Einzelart (52 % der Individuen)

ist der Bachflohkrebs Gammarus fossarum, der als Zerkleinerer grobpartikulärer

organischer Substanz als typischer Besiedler des Oberlaufs gilt. Neben den

Gammaridae bestimmen die Strudelwürmer (Turbellaria) und höhere Würmer (Oligochaeta)

die Dominanzverhältnisse der Bodenfauna des Aubaches. Die Insecta bleiben

mengenmäßig von untergeordneter Bedeutung. Der Anteil der Eintags-, Stein- und

Köcherfliegenlarven an der Gesamtbesiedlung der Gewässersohle beträgt insgesamt

nur 14 %, wovon Rhithrogena semicolorata-Gr., Baetis vernus und Ecclisopterix madida

mit relativen Häufigkeiten zwischen 2 und 5 % vertreten sind.

Bei einem Rhithron-Ernährungstypen-Index (RETI) von 0,7 überwiegen die Zerkleinerer

mit 45 % der Individuen, gefolgt von Detritusfressern und Weidegängern an der

Verteilung der funktionellen Ernährungstypen (Abbildung 15). Die Dominanz der

Strudelwürmer kommt in einem vergleichsweise hohen Räuberanteil zum Ausdruck.

Die längenzonale Verteilung spiegelt die Vorherrschaft innerhalb der biozönotischen

Regionen weit verbreiteter Arten, insbesondere des Bachflohkrebses, wider und weist

einen nur schwach ausgeprägten rhithralen Schwerpunkt auf.

Entsprechend einem Saprobienindex von 1,63 (Zelinka & Marvan) bzw. 1,62 (Pantle

& Buck) zeigt die Verteilung der saprobiellen Valenzen oligo- betamesosaprobe Verhältnisse

an. Gemessen am gewässertypspezifischen saprobiellen Grundzustand (SI

≤ 1,5) entspricht dies einer geringfügig erhöhten organischen Belastung des Aubaches.

Das Modul „organische Belastung“ weist den Aubach im guten Zustand aus (Tabelle

7). Diese Einstufung des ökologischen Zustandes auf Basis des Makrozoobenthos

wird auch durch die näherungsweise auf Basis der Referenzwerte für Einzugsgebiete

> 10 km² vorgenommene Beurteilung der allgemeinen Degradation unterstützt.

Tabelle 7 Ökologischer Zustand des Aubaches auf Basis des Makrozoobenthos, 27.3.2010

*) näherungsweise berechnet, da dzt. keine typspezifischen Bezugswerte verfügbar

SI (Zelinka & Marvan) 1,63 gut (good)

Multimetrischer Index 1 0,64

Multimetrischer Index 2 0,63

Ökologische Zustandsklasse*) gut (good)

Metrics (operationelle Taxaliste) IST BEZUGSWERT

gut (good)

Gesamttaxazahl 41 88 0,47

EPT-Taxa 18 36,5 0,49

% EPT-Taxa 43,9 62,36 0,7

% Oligochaeta & Diptera Taxa 51,22 81,63 0,63

Diversitätsindex (Margalef) 4,87 9,35 0,52

Degradationsindex 71 157 0,45

RETI 0,7 0,76 0,91

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Litoral 4,15 5,96 0,7

Verteilung der saprobiellen Valenzen

Abbildung 15: Biozönotische Verteilungen des Makrozoobenthos, Aubach 27.3.2010: Verteilung der sap-

4,00

robiellen Valenzen (oben), Verteilung der funktionellen Ernährungstypen (mitte) und längenzonale

Verteilung innerhalb der biozönotischen Regionen s. Illies (unten)

3,50

3,00

2,50

2,00

1,50

1,00

0,50

0,00

4,00

3,50

3,00

2,50

2,00

1,50

1,00

0,50

0,00

2,50

2,00

1,50

1,00

0,50

0,00

1

Verteilung der funktionellen Ernährungstypen

1

Längenzonale Verteilung

1

xeno

oligo

beta

alpha

poly

ZKL

WEI

aFIL

pFIL

DET

RÄU

EUK

HYK

ER

MR

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EP

MP

HP

LIT

PRO

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Einreichunterlagen ROV Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei

3.3.4 Dandlbach

Gewässercharakteristik

Ökoregion: 9 – zentrale Mittelgebirge

Flussgebietseinheit (D): Donau

Flussgebietseinheit (A): Donau flussab Jochenstein

Gewässertyp (D): 5 – grobmaterialreicher silikatischer Mittelgebirgsbach

Bioregion (A): 12 - Granit- und Gneißhochland

Einzugsgebietsgröße: < 10 km²

Seehöhenklasse: 200 – 499 m

Untersuchungsstellencharakteristik

Die Untersuchungsstelle liegt bachauf der Mündung des Dandlbaches in die Donau

auf 287 m Seehöhe (BMN: Rechts 479256, Hoch 375182). Der Dandlbach ist in diesem

Abschnitt ausgeleitet, die Fassung (Abbildung 16) erfolgt noch im Aubach kurz

oberhalb des Zusammenrinns mit dem ebenfalls beigeleiteten Dorfbach. Zur Zeit der

Probenentnahme im Frühjahr ist allerdings deutlich Überwasser (Schneeschmelze im

Einzugsgebiet) gegeben, im Unterlauf wird zudem das Resteinzugsgebiet wirksam.

Die weitgehend naturbelassene Morphologie des Dandlbaches im Bereich der

Schluchtstrecke ist nach Eintritt in den Talboden der Donau anthropogen verändert.

Der Bach verläuft eingedämmt, die Böschungen sind mit Blocksteinen gesichert. Beschattung

ist jedoch durch den beidseitigen Ufergehölzsaum weitgehend gegeben.

Abbildung 16: Fassung Aubach (links) und Ausleitungsstrecke Aubach/Dandlbach (rechts) am 9.10.2010

(Fotos: TB Grasser)

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Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

Am Tag der Probenentnahme (27 03 2010) betrug die Wassertemperatur 7,6°C. Der

Sauerstoffgehalt wurde mit 11,2 mg/l, entsprechend einer Sauerstoffsättigung von

99,5 %, die Leitfähigkeit mit 132 µs gemessen. Das Wasser rann klar und geruchlos

ab, auch in strömungsberuhigten Bereichen war eine gute Sauerstoffversorgung des

Sediments gegeben.

Meso-Makrolithal (Steine einer Größe bis 40 cm Durchmesser) bilden die Hauptfraktion

der Deckschichte (75 %). Große Blöcke bilden 25 % des Bachbettes. 30 % der

Sohle weisen einen makroskopisch erkennbaren Aufwuchs, überwiegend Moose, auf.

Feinsedimente sind mit einem Oberflächenanteil von weniger als fünf Prozent vertreten

und werden demnach nicht beprobt.

Abbildung 17: Untersuchungsstelle Makrozoobenthos – Dandlbach Unterlauf 27.3.2010 (Foto: TB Grasser

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Makrozoobenthos

Ende März 2010 wurden 60 makrozoobenthische Taxa aus 30 Familien im Dandlbach

vor Mündung in die Donau nachgewiesen (Tabelle 8). Davon sind 17 gemäß Ofenböck

et al. 2010 als sensitiv im Sinne der EU-Wasserrahmenrichtlinie anzusprechen: zu

den bereits im Oberlauf (Aubach) nachgewiesenen Rhithrogena semicolorata (Eintagsfliegen:

Heptageniidae), Habroleptoides confusa (Eintagsfliegen: Leptophlebiidae),

Ephemerella mucronata (Eintagsfliegen: Ephemerellidae), Isoperla sp. (Steinfliegen:

Perlodidae), Protonemoura sp. (Steinfliegen: Nemouridae), Hydraena saga

(Käfer: Hydraenidae), Silo pallipes (Köcherfliegen: Goeridae) und Odontocerum albicorne

(Köcherfliegen: Odontoceridae) treten unter anderen Baetis muticus (Eintagsfliegen:

Baetidae), Epeorus assimilis (Eintagsfliegen: Heptageniidae), Brachyptera

seticornis (Steinfliegen: Taenioterygidae), Philopotamus ludificatus und Wormaldia

occipitalis (Köcherfliegen: Philopotamidae) hinzu. Neben Hydraena saga sind auch die

Köcherfliegen Pseudopsilopterix zimmeri und Synagapetus dubitans/iridipennis als

gefährdet in der roten Liste Bayerns eingestuft.

Tabelle 8: Makrozoobenthos Taxaliste mit Häufigkeiten (Ind. / m²), Dandlbach Unterlauf, 27.3.2010

Gattung Art [Ind/m²] [%]

OLIGOCHAETA 8,80 0,46

ENCHYTRAEIDAE 8,80 0,46

Enchytraeidae Gen. sp. 0,80 0,04

Fridericia sp. 8,00 0,42

HIRUDINEA 4,80 0,25

ERPOBDELLIDAE 4,80 0,25

Dina punctata 4,80 0,25

AMPHIPODA 620,80 32,55

GAMMARIDAE 620,80 32,55

Gammarus fossarum 620,80 32,55

EPHEMEROPTERA 341,60 17,91

BAETIDAE 165,60 8,68

Baetis alpinus 143,20 7,51

Baetis muticus 6,40 0,34

Baetis rhodani 16,00 0,84

HEPTAGENIIDAE 23,20 1,22

Ecdyonurus sp. juv. 0,80 0,04

Epeorus assimilis 11,20 0,59

Rhithrogena savoiensis 3,20 0,17

Rhithrogena semicolorata 5,60 0,29

JES_A001_AHBH3_B20017_00 Seite 37 von 73


Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

Rhithrogena semicolorata-Gr. 2,40 0,13

LEPTOPHLEBIIDAE 152,00 7,97

Habroleptoides confusa 152,00 7,97

EPHEMERELLIDAE 0,80 0,04

Ephemerella mucronata 0,80 0,04

PLECOPTERA 366,40 19,21

PERLODIDAE 2,40 0,13

Isoperla sp. 2,40 0,13

TAENIOPTERYGIDAE 11,20 0,59

Brachyptera seticornis 11,20 0,59

NEMOURIDAE 348,00 18,25

Nemoura sp. 290,40 15,23

Protonemura sp. 57,60 3,02

LEUCTRIDAE 4,80 0,25

Leuctra braueri 0,80 0,04

Leuctra sp. 4,00 0,21

COLEOPTERA 8,80 0,46

ELMIDAE 0,80 0,04

Limnius sp. Ad. w 0,80 0,04

HYDRAENIDAE 7,20 0,38

Hydraena saga 7,20 0,38

SCIRTIDAE 0,80 0,04

Elodes sp. 0,80 0,04

TRICHOPTERA 53,60 2,81

RHYACOPHILIDAE 2,40 0,13

Rhyacophila s. str. sp. 2,40 0,13

GLOSSOSOMATIDAE 6,40 0,34

Synagapetus dubitans/iridipennis 6,40 0,34

PHILOPOTAMIDAE 17,60 0,92

Philopotamus ludificatus 16,80 0,88

Wormaldia occipitalis 0,80 0,04

HYDROPSYCHIDAE 10,40 0,55

Hydropsyche tenuis 10,40 0,55

Seite 38 von 73 JES_A001_AHBH3_B20017_00


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POLYCENTROPODIDAE 0,80 0,04

Plectrocnemia sp. 0,80 0,04

LIMNEPHILIDAE 6,40 0,34

Limnephilinae Gen. sp. juv. 0,80 0,04

Potamophylax sp. 4,80 0,25

Pseudopsilopteryx zimmeri 0,80 0,04

GOERIDAE 1,60 0,08

Silo pallipes 1,60 0,08

SERICOSTOMATIDAE 7,20 0,38

Sericostoma flavicorne/personatum 7,20 0,38

ODONTOCERIDAE 0,80 0,04

Odontocerum albicorne 0,80 0,04

DIPTERA 502,40 26,34

CHIRONOMIDAE 393,60 20,64

Brillia bifida 44,00 2,31

Heleniella sp. 19,20 1,01

Macropelopia sp. 0,80 0,04

Micropsectra atrofasciata-Agg. 6,40 0,34

Micropsectra bidentata 6,40 0,34

Micropsectra cf. fusca 81,60 4,28

Micropsectra sp. 21,60 1,13

Orthocladius (Eudactylocladius) sp. 40,80 2,14

Orthocladius (Euorthocladius) cf. frigidus 6,40 0,34

Orthocladius (Orthocladius) sp. 0,80 0,04

Parametriocnemus stylatus 86,40 4,53

Paraphaenocladius sp. 6,40 0,34

Synorthocladius semivirens Pu. 6,40 0,34

Tanytarsus sp. 6,40 0,34

Tvetenia calvescens 27,20 1,43

Tvetenia verralli 32,80 1,72

SIMULIIDAE 101,60 5,33

Prosimulium sp. 67,20 3,52

Prosimulium tomosvaryi 24,80 1,30

JES_A001_AHBH3_B20017_00 Seite 39 von 73


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Simulium sp. 6,40 0,34

Simulium (Simulium) variegatum 3,20 0,17

ATHERICIDAE 0,80 0,04

Ibisia marginata 0,80 0,04

CERATOPOGONIDAE 0,80 0,04

Bezzia sp. 0,80 0,04

LIMONIIDAE 0,80 0,04

Rhypholophus sp. 0,80 0,04

TIPULIDAE 4,80 0,25

Prionocera sp. 1,60 0,08

Tipula (Acutipula) maxima 3,20 0,17

Summe 1907 100

Gesamttaxazahl 60

Die Individuendichte wurde auf Basis des semiquantitativen Multi-Habitat-Samplings

(MHS) auf ca. 2000 Individuen / m² geschätzt. Dominante Einzeltaxa sind der Bachflohkrebs

Gammarus fossarum und die Steinfliege Nemoura sp.. Subdominant sind

die Eintagsfliegenarten Baetis alpinus und Habroleptoides confusa vertreten. Es folgen

die Zuckmücken Micropsectra cf. fusca und Parametriocnemus stylatus sowie die

Kriebelmücken Prosimulium sp. (tomosvary). Der Anteil der Eintags-, Stein- und Köcherfliegenlarven

an der Gesamtbesiedlung der Gewässersohle beträgt insgesamt 40

%, die Dominanz der Zuckmücken (Chironomidae) 20 %.

Die Zerkleinerer und Detritusfressern bestimmen die Verteilung der funktionellen Ernährungstypen

(Abbildung 18). Der Anteil der Weidegänger bleibt hinter dem gewässertypischen

Erwartungswert zurück, der RETI beträgt 0,54. Die längenzonale Verteilung

des Makrozoobenthos weist den Unterlauf des Dandlbaches als Epi-Metarhithral

aus.

Die Verteilung der saprobiellen Valenzen und der Saprobienindex (Zelinka & Marvan)

von 1,43 liegen im Bereich des saprobiellen Grundzustandes (SI ≤ 1,5). Die Aufnahme

vom März 2010 indiziert keine erhöhte organische Belastung des Dandlbaches. Es

wird jedoch darauf hingewiesen, dass dieser Befund für die Niederwassersituation

nicht repräsentativ ist. Es wird empfohlen, die Untersuchung im Rahmen der UVU in

der stabilen Niederwasserphase zu wiederholen.

Das Modul „organische Belastung“ weist den Unterlauf des Dandlbaches im sehr guten

Zustand aus (Tabelle 9). Diese Einstufung des ökologischen Zustandes auf Basis

des Makrozoobenthos wird jedoch durch die hydrologische Belastung (Entnahme,

Restwasser) einerseits, sowie die zu Niederwasserzeiten möglichweise auch höhere

organische Belastung andererseits, relativiert.

Der Befund weist jedoch zumindest auf das gute faunistische Wiederbesiedlungspotential

der im Ist-Zustand zeitweilig trocken fallenden Bachabschnitte hin.

Seite 40 von 73 JES_A001_AHBH3_B20017_00


Einreichunterlagen ROV Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei

Tabelle 9: Ökologischer Zustand des Dandlbaches vor Mündung auf Basis des Makrozoobenthos, 27.3.2010

*) näherungsweise berechnet, da dzt. keine typspezifischen Bezugswerte verfügbar

SI (Zelinka & Marvan) 1,43 sehr gut (high)

Multimetrischer Index 1 0,75 gut (good)

Multimetrischer Index 2 0,78 gut (good)

Ökologische Zustandsklasse*) gut (good)

Metrics (operationelle Taxaliste) IST BEZUGSWERT

Gesamttaxazahl 52 88 0,59

EPT-Taxa 27 36,5 0,74

% EPT-Taxa 51,92 62,36 0,83

% Oligochaeta & Diptera Taxa 61,54 81,63 0,75

Diversitätsindex (Margalef) 6,43 9,35 0,69

Degradationsindex 98 157 0,62

RETI 0,54 0,76 0,71

Litoral 4,36 5,96 0,73

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Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

5,00

4,50

4,00

3,50

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2,00

1,50

1,00

0,50

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1,00

0,50

0,00

Verteilung der saprobiellen Valenzen

1

Verteilung der funktionellen Ernährungstypen

xeno

oligo

beta

alpha

poly

Abbildung 18 Biozönotische Verteilungen des Makrozoobenthos, Dandlbach vor Mündung 27.3.2010: Verteilung

der saprobiellen Valenzen (oben), Verteilung der funktionellen Ernährungstypen (mitte) und

längenzonale Verteilung innerhalb der biozönotischen Regionen s. Illies (unten)

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1

Längenzonale Verteilung

1

ZKL

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PRO


Einreichunterlagen ROV Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei

3.4. Gewässergüte Dandlbach und Donau; Prognose

Entsprechend einem Saprobienindex von 1,63 (Zelinka & Marvan) bzw. 1,62 (Pantle

& Buck) zeigt die Probestelle am Aubach die Verteilung der saprobiellen Valenzen

oligo- betamesosaprobe Verhältnisse an. Gemessen am gewässertypspezifischen saprobiellen

Grundzustand (SI ≤ 1,5) entspricht dies einer geringfügig erhöhten organischen

Belastung des Aubaches. Das Modul „organische Belastung“ weist den Aubach

im guten Zustand aus.

Die Verteilung der saprobiellen Valenzen und der Saprobienindex (Zelinka & Marvan)

von 1,43 liegen im Dandlbach im Bereich des saprobiellen Grundzustandes (SI ≤

1,5). Die Aufnahme vom März 2010 indiziert keine erhöhte organische Belastung des

Dandlbaches. Es wird jedoch darauf hingewiesen, dass dieser Befund für die Niederwassersituation

nicht repräsentativ ist. Die Untersuchung wird im Rahmen der Untersuchungen

zur Umweltverträglichkeitsprüfung in der stabilen Niederwasserphase

wiederholt.

Das Modul „organische Belastung“ weist den Unterlauf des Dandlbaches im sehr guten

Zustand aus. Diese Einstufung des ökologischen Zustandes auf Basis des Makrozoobenthos

wird jedoch durch die hydrologische Belastung (Entnahme, Restwasser)

einerseits, sowie die zu Niederwasserzeiten möglicherweise auch höhere organische

Belastung andererseits, relativiert.

Für die Donau liegt bislang noch keine vollständige Auswertung der aktuellen Erhebungen

hinsichtlich der saprobiellen Situation vor. Allerdings ist in Bezug auf das Modul

„organische Belastung“ von einem „guten Zustand“ auszugehen.

Unter Berücksichtigung aller im Vorhaben vorgesehenen Maßnahmen ist von keiner

Verschlechterung in einer der beschriebenen Gewässerstrecken auszugehen.

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Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

4. Projektsauswirkungen und generelle Wirkung auf aquatische

Organismen

4.1. Bauphase

Mit der Errichtung des Entnahme-/Rückgabebauwerkes und der Organismenwanderhilfe

wird ein Gutteil des linken Donauufers flussab des Donaukraftwerks Jochenstein

bis zur Staatsgrenze umgewandelt. Dieser Uferbereich liegt aktuell als ausschließlich

blockwurfgesichertes Ufer vor (grundsätzlich als Schifffahrtslände ausgebildet). Durch

das Baugeschehen kommt es zu temporären Störungen und Unbesiedelbarkeit der

Uferzonen.

Durch die Errichtung des Speichers ist auf der Hochfläche der Aubach zu verlegen.

Dadurch kommt es temporär zu massiven Beeinträchtigungen in Bezug auf die Besiedelbarkeit

des Gewässers. Durch das Baugeschehen ergeben sich Trübebelastungen.

4.2. Betriebsphase

Mit dem Betrieb des Energiespeichers Riedl kommt es zu hydrologischen Änderungen

der Donau im Unterwasser des KW Jochenstein bis zur Staustufe Aschach. Diese Änderungen

bedeuten eine eingeschränkte Nutzbarkeit der unmittelbaren Uferzonen. In

Abhängigkeit von der Autökologie der einzelnen wassergebundenen Organismen sind

die jeweiligen Arten unterschiedlich betroffen. Mit dem Betrieb der Anlage ergeben

sich im Pumpbetrieb lokal Einsaugeffekte.

Durch die Errichtung des Speichers kommt es für den Aubach zu einer Reduktion des

hydrologischen Einzugsgebiet von ca. 20%.

4.2.1 Wasserstands- und Abflussschwankungen

Durch den Betrieb werden die bestehenden Schwankungen stochastisch überlagert.

Im Gegensatz zu den Absenkungen bei Hochwasser flussab von Schlögen wirken diese

Schwankungen im gesamten Rückstaubereich.

Grundsätzlich liegt aufgrund der sowohl im zentralen Stau als auch in der Stauwurzel

auf einen relativ engen Wasserstandsbereich optimierten Uferstrukturen und der im

Bestand bereits vorliegenden hydrologischen Belastungen eine hohe Sensibilität gegenüber

zusätzlichen Schwankungen vor.

Laichhabitat rheophile Kieslaicher

Durch die zusätzlichen Schwankungen können sich Bereiche mit ungünstigen bis letalen

Bedingungen stärker mit den Laichhabitaten überschneiden. Bei niederem Wasserstand

überlagern sich durch die zusätzlichen Absenkungen Bereiche mit geringeren

Fließgeschwindigkeiten bzw. Bereiche mit schädlichen Wirkungen des schifffahrtsbedingten

Wellenschlags stärker mit den Laichhabitaten. Ähnliches gilt für Bereiche

die bei erhöhter Wasserführung durch die zusätzliche Spiegelanhebung durch

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Einreichunterlagen ROV Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei

zu hohe Fließgeschwindigkeiten beeinträchtigt werden. Die Laichhabitate, in denen

die Eientwicklung erfolgreich abgeschlossen werden kann, werden dadurch quantitativ

und qualitativ eingeschränkt. Zumal die Kiesstrukturen auf den Bereich der reduzierten

Schwankungen in der Stauwurzel optimiert sind, ist dieser Habitattyp als hoch

sensibel zu betrachten.

Larven- und Jungfischhabitat Schotterbank

Die zusätzlichen Schwankungen machen es erforderlich, dass Jungfische verstärkt

Lokalwechsel durchführen müssen. Bei durchgehendem Gradienten stellen diese

Ortswechsel zusätzlich zur Vorbelastung durch den schifffahrtsbedingten Wellenschlag

eine weitere Beeinträchtigung dar. Sie werden durch Nachteile in der Nahrungsverfügbarkeit

für Jungfische (Reduktion des Algenaufwuchs bzw. von Fischnährtieren

in den Seichtbereichen) verstärkt.

Larven- und Jungfischhabitat Blockwurf

Der Ufergradient ist auf Blockwurfufern deutlich schlechter entwickelt und meist diskontinuierlich

mit Sprüngen ausgebildet. Die zusätzlichen Wasserstandsschwankungen

können dazu führen, dass Individuen aus gut nutzbaren Bereichen weichen müssen.

Diese Ortswechsel sind von denen die durch Wellenschlag entstehen zu unterscheiden.

Nach dem Abklingen einer schifffahrtsbedingten Welle kann das Individuum

in das ursprüngliche Habitat grundsätzlich zurückkehren, was bei einer systematischen

Verlagerung des Wasserspiegels nicht der Fall ist. Ähnlich wie auf den Schotterbänken

verschlechtern sich im erweiterten Einflussbereich des Wellenschlags unter

der Wasseranschlagslinie die Bedingungen für den Algenaufwuchs, Biofilme und

Fischnährtiere.

Laichhabitat Krautlaicher

Laichhabitate phytophiler bzw. phyto-/lithophiler Arten sind vor allem durch die zusätzlichen

Absenkungen betroffen. Gelege können dadurch austrocknen oder den

Belastungen des schifffahrtsbedingten Wellenschlags stärker ausgesetzt sein. Die

kurzfristigen Wasserstandsanstiege können vortäuschen, dass der Wasserspiegel

steigt und das Ablaichen auf hoch gelegenen Bereichen provoziert wird, die kurz darauf

wieder trocken fallen können. Speziell in den Feinsedimentstrukturen des Stauraums

befinden sich große funktionelle Oberflächen die dadurch Beeinträchtigungen

erfahren.

Diese Beeinträchtigung ist von den durch den Wehrbetrieb verursachten Absenkungen

zu unterscheiden, weil diese im Gegensatz zu den regelmäßigen Schwankungen

durch den ES Riedl zwar deutlich stärker allerdings mit deutlich geringerer Frequenz

auftreten. Hier ist aufgrund der kurzen Eientwicklungsphase der meisten betroffenen

Arten eine erfolgreiche Entwicklung in den Phasen ohne wesentliche Absenkung

grundsätzlich möglich. In den vergangenen zehn Jahren traten pro Jahr in der sensiblen

Frühjahrs- und Sommerphase zwischen 0 und 6 stärkere, hochwasserbedingte

Absenkungen beim OW Pegel Aschach auf. Die Schwankungen durch den ES Riedl

haben deutlich geringere Amplituden dafür aber eine Frequenz, so dass Reproduktionsphasen

jedenfalls schädigend betroffen sind. Die hochwasserbedingten Absenkungen

durch den Wehrbetrieb des KW Aschach wirken sich nur flussab von Schlögen

aus und nehmen bis zum Wehr kontinuierlich zu. Die Schwankungen durch den ES

Riedl sind mehr oder weniger im gesamten Staubereich wirksam.

JES_A001_AHBH3_B20017_00 Seite 45 von 73


Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

Larven- Jungfisch und Adultfischhabitat im Stillgewässer

Die mobilen Stadien können im Gegensatz zu den Eiern auf Absenkungen reagieren.

Im Fall der weitläufigen und seichtgründigen Feinsedimentstrukturen im Stau ist jedoch

ein Ausweichen in tiefere Bereiche nicht unmittelbar möglich. Größere Absenkungen

wie sie bei Hochwasser auftreten führen hier jedenfalls dazu, dass die Fische

entweder die Strukturen verlassen oder verenden. Durch die zusätzlichen Schwankungen

kann es zu ungünstigen Überlagerungen kommen, die Schäden an der Gewässerzönose

überhaupt erst entstehen lassen oder vergrößern. Die regelmäßigen

Schwankungen sind so gering zu halten, dass keinesfalls zusätzliche Falleneffekte

entstehen. Eine detaillierte Beurteilung ist erst nach genauerer Kenntnis der Sohllagen

in den Strukturen möglich.

Ruhephasen

In Ruhephasen (z.B. in Winterlagern) ist die Sensibilität in der Stauwurzel als geringer

einzustufen. Jungfische der rheophilen Arten in Fließstrecken bzw. Stauwurzeln

suchen während der Wintermonate tiefer liegende Bereiche auf. Demgegenüber sind

die stagnophilen bzw. strömungsindifferenten Arten in zentralen Staubereichen auf

die uferrandlichen Seichwasserhabitate angewiesen, in denen grundsätzlich zur Zeit

der Ruhephasen ähnliche Anforderungen wie in den Sommermonaten gegeben sind.

Jedenfalls dürfen keine Falleneffekte auftreten bzw. ist der oftmalige Wechsel aus

Wintereinständen zu vermeiden.

Die Grenzen für wesentliche, erhebliche und nicht mehr ausgleichbare Schwankungen

sind unterschieden in Stauwurzel und Stau sowie in verschiedene Zeiträume entsprechend

den fischökologischen Anforderungen in Tabelle 10 und Tabelle 11 dargestellt.

Im Bestand wird von einer Vorbelastung der im Tagesverlauf oszillierenden Schwankungen

von 10 cm (± 5 cm) ausgegangen. Basis für die angegebenen Grenzwerte

stellt die Prognose der Wasserstände für 24 h dar.

Die bei der Obergrenze der wesentlichen (ausgleichbaren) Beeinträchtigungen angegebenen

Werte werden einerseits unterschieden in Schwankungen die mit überschaubarem

Aufwand ausgeglichen werden können und andererseits in maximale

Schwankungen die unter Ausschöpfung des maximalen Potentials an Maßnahmen

noch ausgleichbar sind (Werte in Klammer). Der Pegel Dandlbach steht für die Auswirkungen

in der Stauwurzel, der Pegel Schlögen für den Bereich des Wendepegels

und der OW Pegel Aschach für das unmittelbare Oberwasser von Aschach. Auswirkungen

zwischen diesen Bereichen verlaufen in etwa linear.

Seite 46 von 73 JES_A001_AHBH3_B20017_00


Einreichunterlagen ROV Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei

Veränderungen der Stauraumwasserstände (Pegel Schlögen und Aschach) in cm

gegenüber der Ist-Situation

Art der Beeinträchtigung

Zeiträume mit Fischeiern

(Mitte März bis Mitte Juli)

unwesentlich

erheblich

wesentlich nicht ausgleichbar

Unterschreitung des Prognosewerts zuzüglich eines Toleranzbereichs von 5 cm für die

Vorbelastung


Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

Veränderungen des Wasserstands in der Stauwurzel (Pegel Dandlbach) in cm

gegenüber der Ist-Situation

Art der Beeinträchtigung

Zeiträume mit Fischeiern

(Mitte März bis Mitte Juli)

unwesentlich

erheblich

wesentlich nicht ausgleichbar

Unterschreitung des Prognosewerts zuzüglich eines Toleranzbereichs von 5 cm für die

Vorbelastung


Einreichunterlagen ROV Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei

4.2.2 Funktionsfähigkeit der Reproduktionsareale (Kieslaichplätze) in der

Stauwurzel; Einfluss Reproduktionsareale im zentralen Staubereich;

Wirkungen auf Sterlet und Donaukaulbarsch

Die vorangegangenen Ausführungen zeigen, dass in Bezug auf die Reproduktionsareale

in der Stauwurzel (Kieslaichplätze) und im zentralen Staubereich (für Arten

der phyto/litholphilen Laichgilde) Einschränkungen zu erwarten sind. Diese Einschränkungen

sind derart einzuschätzen, dass mit geeigneten Maßnahmen diese ungünstigen

Einflüsse ausgeglichen werden können.

In Bezug auf die als besonders sensibel einzustufenden Fischarten wie Sterlet und

Donaukaulbarsch lassen sich folgende Aussagen treffen:

Der Donaukaulbarsch gilt als oligorheophile Art, welcher zur Reproduktion stagnierende

Wasserkörper (Altarme) aufsucht. Seine Reproduktion ist demnach an die im

zentralen Stauraum situierten Habitate gebunden. Als Adulter findet er sich sowohl in

der Stauwurzel, wie auch im zentralen Stauraum. Durch das Vorhaben sind primär

die projektbedingten Wasserspiegelschwankungen als potentielle Einflusskomponente

zu nennen. Durch eine vorgesehene adaptierte Betriebsweise werden die durch das

Projekt hervorgerufenen Wasserspiegelschwankungen im Stauraum Aschach auf ein

Maß reduziert, sodass mit geeigneten zusätzlichen Maßnahmen (Schaffung von Reproduktionsarealen)

die durch den Betrieb bedingten ökologische Beeinträchtigungen

ausgeglichen werden können.

Hinsichtlich der Autökologie des Sterlets ist vor allem am Standort Jochenstein bislang

sehr wenig bekannt. Das Vorkommen des Sterlets lässt sich im Stauraum

Aschach auf den unmittelbaren Unterwasserbereich des Kraftwerks Jochenstein einschränken,

zumal nur aus diesem Bereich Fangnachweise vorliegen. Das Vorkommen

dieser Art dürfte im ursächlichen Zusammenhang mit den megalithalen Strukturen im

Unterwasser stehen (Jochensteiner Kachlet). Eine Verortung der Laichareale und somit

auch der Jungfischhabitate ist derzeit nicht möglich. Eine Beeinflussung durch

den Betrieb des Energiespeichers lässt sich durch allfälliges Einsaugen von Sterletlarven

ableiten. Aufgrund der Lage des Entnahmebauwerkes ist hinsichtlich dieses Aspektes

eine etwas geringere Sensibilität gegeben. Erklärbar ist dies mit der Lage des

Entnahmebauwerkes, welches am linken Ufer flussab der Schleusenanlage situiert ist.

Der flussaufliegende, linksufrige Donauuferbereich ist, beginnend vom Turbinenauslauf,

als sehr steiles Felsufer ausgebildet. Das Entnahmebauwerk liegt an der Stelle,

wo nach der Schleuseneinfahrt die Anströmung des linken Donauufers erstmals gegeben

ist. Unter der Annahme, dass das flussaufliegende linke Donauufer keine Reproduktionszonen

aufweist (aufgrund der abiotischen Rahmenbedingungen wahrscheinlich),

ist davon auszugehen, dass im Vergleich zum Gesamtflussquerschnitt das

linke Ufer geringere Driftraten aufweist. In Bezug auf den Gesamtabfluss der Donau

wird, über ein Jahr gerechnet, weniger als 1% des Donauabflusses in den Speicher

gepumpt. Dieses Faktum ist für die gesamte rheophile Fischfauna von Gültigkeit. Die

auf die Stauwurzel beschränkten Laichhabitate rheophiler Arten liegen grundsätzlich

flussab des Entnahmebauwerkes bzw. am gegenüberliegenden Ufer.

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Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

4.2.3 Fischereiliche/gewässerökologische Auswirkungen durch die Verlegung

des Dandlbaches

Für die Realisierung des Speichers zwischen den Ortschaften Gottsdorf und Riedl ist

die Teilverlegung des Aubaches erforderlich (Zubringer des Dandlbaches). Laut Auskunft

des Landratsamtes Passau ist für den Bach kein Fischereiberechtigter eingetragen.

Aufgrund der abiotischen Rahmenbedingungen ist der Aubach allerdings als

Fischgewässer einzustufen. Fischökologische Erhebungen unmittelbar bachabwärts

(Befischungsstelle 1) der Ortschaft Gottsdorf und bachabwärts der Teichanlage

(Befischungsstelle 2) erbrachten keine Fischnachweise.

Abbildung 19: Lage der Befischungsstellen

1

2

4

3

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Einreichunterlagen ROV Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei

Mit der projektsbedingten Verlegung des Aubaches ist geplant den regulierten,

gestreckten Lauf in ein leitbildkonformes mäandrierendes Gerinne umzugestalten. An

der Befischungsstelle im Bereich der Ortschaft Riedl (Befischungsstelle 3) ist aktuell

eine Fischbesiedlung mit Bachforellen gegeben; das Qualitätselement „Fische“

indiziert an dieser Stelle einen „sehr guten Zustand“. Es ist zu erwarten, dass der

neu gestaltet Bachlauf von Fischen aus dieser Strecke besiedelt wird.

Für den Aubach und in weiterer Folge für den Dandlbach ergeben sich folgende gewässerökologisch

relevante Auswirkungen:

Das Oberbecken wird im Talboden des Aubaches errichtet. Dies bedeutet, dass der

Aubach ab der Ortschaft Gottsdorf bis zur Ortschaft Riedl zu verlegen ist. Des weiteren

kommt es zu einer Reduktion des hydrologischen Einzugsgebietes des Aubaches

um ca. 20%.

Im Oberlauf weist der Aubach eine natürlich mäandrierende Linienform auf. In der

Folge ist der Bachlauf regulierungsbedingt gestreckt und durchwegs mittels Wasserbausteinen

gesichert. Zwischen den Ortschaften Gottsdorf und Riedl liegt eine Teichanlage,

welche aus dem Aubach dotiert wird.

Mit der Errichtung des Oberbeckens wird der Aubach sowohl im Bereich der natürlichen

Ausprägung, als auch im Bereich der Regulierungsstrecke in ein neues Bett verlegt.

Die Teichanlage des Konsenswerbers (Pächter: Maier/Greindl) wir zur Gänze

aufgelöst. Dabei soll das neue Bachbett des Aubaches in einem definierten Korridor,

entsprechend den vorliegenden abiotischen Randbedingungen, sich frei entwickeln

können. Somit wird zumindest im Bereich der Regulierungsstrecke eine morphologische

Aufwertung möglich sein. Auch wenn sich eine Reduktion der Abflussspende um

20% einstellen wird, ist von grundsätzlich von ähnlichen gewässerökologischen Rahmenbedingungen

auszugehen.

Der Dandlbach ist im Schluchtbereich zur Zeit zur Gänze ausgeleitet (im Mündungsbereich

bei verrringertem Abfluss aus dem Resteinzugsgebiet „unbefriedigender

Zustand“ auf Basis des Qualitätselements „Fische“; Befischungsstelle 4). Als ökologischer

Ausgleich wird überlegt, im Rahmen der Vorhabensrealisierung, den Gesamtabfluss

wieder in das natürliche Bachbett abzugeben. Darüberhinaus soll die Mündungsstrecke

des Dandlbaches in Donau durch Aufweitungsmaßnahmen ökologisch

aufgewertet werden.

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Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

4.2.4 Quantifizierung des durch den Pumpbetrieb verursachten Ausfalls von

Benthosorganismen

Durch den Pumbetrieb werden Teilwassermengen des Donauabflusses periodisch in

den Speicher hochgepumpt. Auf ein Regeljahr hochgerechnet, ergeben sich durch

den Regelbetrieb ca. 1400 Volllaststunden. Im Bereich des Entnahmebauwerkes wird

der Fließgeschwindigkeitswert von 0,5 m/sec. nicht überschritten.

Für die Quantifizierung der angesaugten Individuen von Kleinstlebewesen wird von

folgenden Überlegungen ausgegangen. Die driftenden Organismen sind in der

Wassersäule über den gesamten Flussquerschnitt gleichmäßig verteilt. Es gilt die

Annahme, dass der aliquote hochgepumpte Abfluss die gleiche Individuendichte an

Organismen enthält. Die im Wasserkörper driftende Individuenzahl ist von einer

Vielzahl von Parametern abhängig. Literaturrecherchen zu diesem Thema zeigen,

dass vor allem große Unterschiede zwischen verschiedenen Fließgewässer vorliegen.

Auch liegen große Unterschiede in Bezug auf die Jahreszeit vor. Für die vorliegende

Fragestellung wird auf die Arbeit von ANDERWALD et al., 1991 zurückgegriffen. Diese

Arbeit wurde im Rahmen der Ökosystemstudie Altenwörth (Donaustau mit

Inneinfluss ca. 200 km flussab) erstellt. Die Beprobungen wurden in der Stauwurzel

durchgeführt und erstreckten sich über insgesamt 790 Stunden im saisonalen

Verlauf. Dabei zeigte sich, das die höchsten Driftraten im Frühjahr vorliegen.

Unterschiede zeigen sich auch in der Artenzusammensetzung. Während im Frühjahr

primär Diptera und Oligochaeta driften, sind im Sommer vorwiegend Insecta und

Crustacea in der Drift. Im Herbst dominieren Crustacea die Drift.

Abgeleitet von den über längere Zeiträume durchgeführten Driftuntersuchungen

lassen sich für den Betrieb des ES Riedl folgende Aussagen treffen:

Unter der Annahme einer über das gesamte Jahr gemittelten Driftrate und einem

Pumpvollastbetrieb von 1400 Stunden werden ca. 87 Millionen (86.688.000,00

Individuen) benthischer Organismen (Kleinstlebewesen) in den Speicher

hochgepumpt. Diese Individuenanzahl entspricht 0,89 % der gesamten jährlich

driftenden Individuen.

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Einreichunterlagen ROV Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei

4.2.5 Beschreibung der Auswirkungen auf den Dandlbach; Maßnahmen;

Gewässerentwicklungskonzept „Unterhaltung Gewässer 3. Ordnung“

Für den Aubach und in weiterer Folge für den Dandlbach ergeben sich folgende gewässerökologisch

relevante Auswirkungen:

Das Oberbecken wird im Talboden des Aubaches errichtet. Dies bedeutet, dass der

Aubach ab der Ortschaft Gottsdorf bis zur Ortschaft Riedl zu verlegen ist. Des Weiteren

kommt es zu einer Reduktion des Einzugsgebietes des Aubaches um ca. 20%.

Im Oberlauf weist der Aubach eine natürliche mäandrierende Linienform auf. In der

Folge ist der Bachlauf regulierungsbedingt gestreckt und durchwegs mittels Wasserbausteinen

gesichert. Zwischen den Ortschaften Gottsdorf und Riedl liegt eine Teichanlage,

welche aus dem Aubach dotiert wird.

Mit der Errichtung des Oberbeckens wird der Aubach sowohl im Bereich der natürlichen

Ausprägung, als auch im Bereich der Regulierungsstrecke in ein neues Bett verlegt.

Die Teichanlage, die sich im Besitz des Konsenswerbers befindet, wird zur Gänze

aufgelöst. Im Zuge der Errichtung des Oberbeckens soll das neue Bachbett des

Aubaches in einem definierten Korridor, entsprechend den vorliegenden abiotischen

Randbedingungen, sich frei entwickeln können. Querungen werden in Form von groß

dimensionierten Durchlässen mit natürlichem Sohlsubstrat ausgeführt. Somit wird

zumindest im Bereich der aktuellen Regulierungsstrecke eine morphologische Aufwertung

möglich sein. Auch wenn sich eine Reduktion der Abflussspende um 20% einstellen

wird, ist von grundsätzlich gleichbleibenden gewässerökologischen Rahmenbedingungen

auszugehen.

Der Dandlbach ist im Schluchtbereich zur Zeit zur Gänze ausgeleitet. Als ökologischer

Ausgleich wird überlegt, im Rahmen der Vorhabensrealisierung, den Gesamtabfluss

wieder in das natürliche Bachbett abzugeben.

Als gewässerökologische Defizite (Gewässerentwicklungskonzept / Sanierungsbedarf

im Sinne Umsetzung WRRL) lassen sich aktuell für den Aubach / Dandlbach nachfolgende

gelistete Komponenten nennen. Diese Defizite werden im Rahmen der Vorhabensumsetzung

beseitigt.

Hydromorphologie:

� Laufstreckungen verbunden mit Gefällserhöhungen auf der Hochfläche

� Bachbettstabilisierungen mittels Wasserbausteinen

� Unbefriedigende Kontinuumsbedingungen auf der Hochfläche durch lokale

Verrohrungen

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Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

Abbildung 20: Bettstabilisierung und lokale Verrohrung des Aubaches

Hydrologie:

� Totalausleitung im Schluchtbereich

Abbildung 21: Totalausleitung in der Schluchtstrecke

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Einreichunterlagen ROV Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei

4.2.6 Prognose in Hinblick auf die Entwicklungsmöglichkeiten für Culicidae

(Stechmücken) im Oberbecken

Gelsenlarven kommen in temporären nicht fließenden Kleingewässern vor und atmen

durch spezielle Atmungseinrichtungen atmosphärische Luft bzw. Luft aus dem Parenchym

von submersen Wasserpflanzen. So besiedeln sie insbesondere fischleere, temporäre

Kleinstgewässer, welche hohe Wassertemperaturen aufweisen. Große Wasserkörper

mit starken Wasseraustauschraten sind für Stechmücken als lebensfeindlich

zu bezeichnen. Darüberhinaus sind mit Fischen besiedelte stagnierenden Wasserkörper

als ungünstiges Habitat zu nennen, da alle vier Stadien der Stechmücken (Ei,

Larve, Puppe und Imago) für Fische als Nahrung dienen. Die erforderlichen Rahmenbedingungen

für die Entwicklung der Stechmücken (kleinräumiger Wasserkörper,

hohe Temperatur, fischfrei ….) sind im Speichersee nicht gegeben. Der See unterliegt

starken Wasservolumsänderungen, weist sehr ähnliche Temperaturverhältnisse wie

die Donau auf und wird voraussichtlich von Fischen besiedelt (aufgrund von Hochpumpen

von Fischlarven bzw. Verschleppen von Laich durch Wasservögel) sein. Diese

Annahme wird durch die Verhältnisse am nahen Rannastausee flussab von Oberkappl

bzw. durch die Verhältnisse an der Donau (große stagnierende Wasserkörper

im Bereich Schlögen) bestätigt.

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Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

5. Maßnahmen

Nachfolgend werden jene potentiellen Maßnahmen beschrieben, die geeignet sind die

negativen Auswirkungen des Vorhabens abzumildern bzw. auszugleichen.

5.1. Strukturelle Maßnahmen im Stauraum Aschach als Ausgleich für

die projektsbedingten Spiegelschwankungen

• Neuschaffung von Ersatzlebensräumen ohne Beeinträchtigung durch unnatürliche

Wasserstands- und Abflussschwankungen in der Organismenwanderhilfe und mit

ihr verbundenen Stillgewässern

• Umwandlung der Uferzonen in gegenüber Wasserstandsschwankungen weniger

empfindliche bzw. geschützte Strukturen (Neuschaffung von Flachufern mit kontinuierlichem

Gradienten; Adaptierung bestehender Uferstrukturen (Gradientenverlängerung),

Schaffung tiefgründiger, vor Wellenschlag geschützter Bereiche hinter

Kiesinseln bzw. Leitwerken)

• Schaffung tiefgründigerer Stillgewässer mit geringerer Sensibilität gegenüber

Wasserstandsschwankungen (Totholzstrukturen)

• Spezielle Ausformung von Feinsedimentstrukturen (kontinuierlich auslaufende Tiefenlinie,

Eliminieren von Falleneffekten)

• Neuschaffung von Uferstrukturen und Nebengewässern in angrenzenden Detailwasserkörpern

mit möglicher Ausstrahlwirkung (vorzugsweise im Stauraum Jochenstein

aufgrund der wahrscheinlichen Ausstrahlwirkung in Richtung flussab,

der Lage im gleichen FFH-Gebiet und der Vernetzung über die neue OWH).

Die Möglichkeit zum Ausgleich ist beschränkt. Einerseits durch das maximale Potential

an strukturellen Maßnahmen und andererseits dadurch, dass eine stärkere Beeinträchtigung

neben den bestehenden Strukturen auch alle Ausgleichsmaßnahmen beeinträchtigt

und der effektive Ausgleich immer geringer wird (siehe umseitige Abbildung

22).

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Einreichunterlagen ROV Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei

Aufwand für Ausgleichsmaßnahmen

0 20 40 60 80 100

ausgleichbare Beeinträchtigung [%]

Abbildung 22: Schematische

Beziehung zwischen

Anteil an ausgleichbaren

Beeinträchtigungen und

dem Aufwand für die zugehörigenAusgleichsmaßnahmen

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Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

5.2. Errichtung einer Organismenwanderhilfe am KW Jochenstein

Rahmenbedingungen

Das Stauziel des Kraftwerks Jochenstein liegt auf 290,00 NN. Im Oberwasser liegt ein

weitgehend konstantes Stauziel vor. Bei Hochwasser wird der Oberwasserwasserspiegel

etwas abgesenkt.

Der Unterwasserspiegel liegt bei Regulierungsniederwasser (RNW) in der Regel auf

ca. 280,50 NN. Diesem Wasserspiegel liegt die obere Stauzieltoleranz beim Kraftwerk

Aschach zugrunde. Für den Entwurf der Organismenwanderhilfe (OWH) wird aufgrund

der noch niederen Wasserstände bei Extremniederwasser und der durch den

Betrieb des Energiespeichers zu erwartenden zeitweiligen Absenkungen von einem

Unterwasserspiegel von ca. 280,30 NN ausgegangen. Der Höhenunterschied beträgt

somit 9,7 m.

Der Schwankungsbereich des Unterwasserspiegels liegt im Zeitraum von 330 Tage

zwischen Niederwasser 280,30 NN und erhöhtem Mittelwasser 281,88 NN bei ca. 1,6

m.

Grundlagen für Art und Lage der Organismenwanderhilfe – Variantenfindung

Gemäß Kontinuums-Leitfaden des MIRR-Projektes Projektes (ZITEK et al., 2007) wird

die grundsätzliche Wahl des Bautyps für die Organismenwanderhilfe gemäß nachfolgender

Abbildung festgelegt. Im Falle mit Kraftwerksnutzung und ausreichender

Platzverfügbarkeit wäre demnach ein Umgehungsgerinne der prinzipiell zu wählende

Bautyp.

Abbildung 23: Entscheidungsschema für die Wahl des Bautypen der Organismenwanderhilfe gemäß Kontinuums-Leitfaden

des MIRR-Projektes (ZITEK et al., 2007)

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Einreichunterlagen ROV Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei

Gemäß Masterplan Durchgängigkeit (SEIFERT, 2009) wäre im Fall des Kraftwerks

Jochenstein direkt im Bereich des Turbinenauslaufs eine technische Fischaufstiegshilfe

(Fischlift, Vertical Slot Fischpass, Fischsammelsystem) zu errichten, im Folgenden

als Variante 1 bezeichnet. Im Sinne einer möglichst umfassenden und unselektiven

Durchgängigkeit wird die zusätzlich Errichtung eines Umgehungssystems (Gerinne)

auf der linken Seite mit dem Einstieg ca. 1,5 bis 1,7 km flussab der Wehrstelle als

günstig erachtet, im Folgenden als Variante 2 bezeichnet.

Zusätzlich zu diesen beiden möglichen Positionen für den Einstieg einer OWH ist –

noch vergleichsweise kraftwerksnahe – am rechten Ufer die Errichtung eines Vertical

Slot Fischpasses denkbar, im Folgenden als Variante 3 bezeichnet.

Die kraftwerksnahen Varianten (1 und 3) – besonders jene direkt an den Turbinenauslässen

– sind grundsätzlich als die Varianten mit der besseren Auffindbarkeit zu

betrachten. Bei Variante 1 ist zu beachten, dass der Ausstieg ins Oberwasser wahrscheinlich

nur direkt oberhalb der Turbinen erfolgen kann und speziell bodenorientierte

Organismen, die an dem steilen Ufer ins Oberwasser gelangen, bei der Suche

nach dem Gewässergrund Gefahr laufen von den Turbinen wieder eingesaugt zu werden.

Bei Variante 3 ist die Auffindbarkeit grundsätzlich als ungünstig zu bezeichnen. Bei

entsprechender Größe der Leitströmung und Positionierung der Mündung ins Unterwasser

ist aber auch hier die Auffindbarkeit für strömungsliebende Arten zu erwarten.

Aus Sicht der Durchwanderbarkeit bietet das Umgehungsgerinne die geringsten Einschränkungen.

Bei den technischen Varianten (1 und 3) ist diesbezüglich eine gewisse

Selektion anzunehmen. Speziell der turbulente Bereich im unmittelbaren Turbinenunterwasser

bei Variante 1 ist für schwachschwimmende Arten bzw. Stadien

vermutlich nur schwer erreichbar. Aufgrund der großen Wassertiefen ist hier auch der

sohlebene Anschluss einer Fischaufstiegshilfe nur mit Einschränkungen umsetzbar.

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Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

Variante 3

Vertical Slot

Abbildung 24: Mögliche Varianten von Fischaufstiegshilfen am KW Jochenstein

Neben der Durchgängigkeit gilt auch dem Aspekt der Schaffung von standorttypischen

Ersatzlebensräumen besonderes Augenmerk. Technische Lösungen bieten

diesbezüglich kein Potential. Beim Umgehungsgerinne können hingegen in Abhängigkeit

von Länge und Abflussdynamik wertvolle Fließgewässerlebensräume geschaffen

werden.

In Summe ist daher dem Umgehungsgerinne als zunächst beste Variante der Vorzug

gegeben.

Grundlagen für den Entwurf

In dem als Entwurf vorliegenden DWA-Regelwerk Merkblatt DWA-M 509: Fischaufstiegsanlagen

(2010) wird für die an der Donau maßgende Fischart (Wels 160 cm,

Höhe 35 cm) eine Mindestwassertiefe in Schnelle bzw. Engstelle von 2xFischhöhe=70

cm und als Mindestwassertiefe im Korridor von 2,5xFischhöhe=88 cm gefordert.

Der Standard zum Bau von Fischaufstiegshilfen (BMULFW, 2009 in prep) sieht für ein

Umgehungsgerinne an der Donau mit der maßgebenden Fischart Wels: Länge 150

cm, Höhe 31 cm) folgende Bemessungswerte vor.

max. Gefälle: 0,4 %

min. Gerinnebreite: 4,5 m

min. Maximaltiefe im Kolk: 1,7 m

min. Maximaltiefe auf der Furt: 0,6 m

min. Dotation: 1900 l/s

Varianten 1

Fischlift oder

Vertical Slot

(SEIFERT, 2009)

Entwurf Umgehungsgerinne

Das Umgehungsgerinne wird im linksufrigen Vorland positioniert.

Variante 2

Umgehungsgerinne

(SEIFERT, 2009)

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Die Dotation erfolgt in Abhängigkeit vom Donauabfluss (siehe Abbildung 25). Dies

führt einerseits zu einer gleichbleibend guten Auffindbarkeit im Unterwasser (siehe

unten) als auch zu einer Aufwertung des Lebensraums in der OWH durch das Ermöglichen

einer gewissen Dynamik.

Abfluss Umgehungsgerinne [m³/s]

10,00

5,00

0,00

RNQ 682; 1,9

MQ 1430; 2,8

QA 2000; 4

Q2500; ~6

Abbildung 25: Dotation des Umgehungsgerinnes in Abhängigkeit vom Donauabfluss

HSQ 3450; ~10

0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000

Abfluss Donau [m³/s]

Das Gerinne wird in den Bereichen wo möglich (Tabelle 12) in einer naturnahen Morphologie

(Kolk-Furt-Abfolgen, asymmetrisches Profile, Totholzstrukturen, siehe Abbildung

26) gestaltet. Je nach Dotationswassermenge beträgt die benetzte Gerinnebreite

in naturnahen Abschnitten zwischen 6 und 11 m (siehe Tabelle 13). Im Bereich

des Ausstiegs ins Oberwasser und beim Haus am Strom wird die OWH als schmäleres

Gerinne mit steileren Ufern geführt. Durch ein durchschnittlich geringeres Gefälle und

der damit geringeren Lauflänge wird erreicht, dass die OWH noch moderater durchströmt

wird, was die Durchwanderbarkeit verbessert, und für Donaufische noch typischere

und größere Lebensräume entstehen.

Zwischen den Mäanderschlingen der OWH werden stagnierende Nebengewässer angelegt

die zusätzlich Lebensraum für indifferente und stagnophile Fischarten bzw.

Amphibien bieten. Sowohl die Fließgewässerlebensräume in der OWH als auch die mit

ihr verbundenen Stillgewässer unterliegen nicht den hydrologischen Belastungen des

Hauptstroms und sind daher von besonderer Bedeutung für die angrenzenden Detailwasserkörper.

Die dynamische Dotation über dem RNQ-Abfluss erfolgt über ein Bauwerk das etwas

flussab vom eigentlichen Ausstieg ins Oberwasser liegt. Hier liegt der Niederwasserspiegel

der OWH bereits so tief, dass die Dotation entsprechend dazugegeben werden

kann. Aufgrund des konstanten Stauziels kann die Dotation mit Ausnahme von Extremhochwässern

unabhängig vom Donauabfluss erfolgen und kann daher jederzeit

verändert werden.Der Mündungsbereich der OWH wird parallel zum Donauufer geführt

und durch eine Vorschüttung in die Donau so optimiert, dass die OWH bei den

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Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

häufigen Wasserständen zwischen Niederwasser und erhöhtem Mittelwasser (QA =

Ausbaudurchfluss) eine durchgehende Leitströmung von der Donau in die OWH aufweist.

Abbildung 26: Regelprofil für naturnahe Gerinneabschnitte, Dimensionierung siehe Tabelle 13

Tabelle 12: Übersicht über die Teilabschnitte der OWH

OWH Abschnitt OWH-Typ

WSP bei

RNQ oben

WSP bei

RNQ unten

Wasserspiegeldifferenz

Gefälle

Nebenarm

Abschnittslänge

dH J

[NN] [NN] [m] [ ] [m]

I Ausstieg bis dyn.

Dotation

beengtes Gerinne 290,00 288,80 1,20 0,0040 300

II dyn. Dotation bis Haus

am Strom

naturnahes Gerinne 288,80 288,15 0,65 0,0030 218

III Haus am Strom bis

Parkplatz

beengtes Gerinne 288,15 287,34 0,81 0,0030 269

IV Parkplatz bis Serpentine gestrecktes natunahes Gerinne 287,34 286,12 1,22 0,0020 611

V Mäander obere Terasse naturnahes Gerinne 286,12 284,23 1,89 0,0020 943

VI Mäander untere Terasse naturnahes Gerinne 284,23 281,89 2,34 0,0020 1170

VII Mündungstrecke gestrecktes natunahes Gerinne 281,89 280,23 1,66 0,0040 416

9,77 0,0025 3927

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Tabelle 13: Abschätzung der Hydraulik naturnaher Gerinneabschnitte der OWH bei charakteristischen Abflüssen.

OWH-Typ

natunahes Gerinne

Donauwasserstand RNW MW QA HSQ

Abfluss Donau [m³/s] 682 1430 2000 3450

WSP bei RNQ oben [NN] 287,34 287,46 287,59 288,02

WSP bei RNQ unten [NN] 286,12 286,24 286,37 286,80

Wasserspiegeldifferenz dH [m] 1,22

Gefälle Nebenarm J [ ] 0,0020 0,0020 0,0020 0,0020

Gerinnelänge [m] 611

Gerinnehydraulik

2

3 2

Q = kSt

⋅ R ⋅ J ⋅ A

Sohlbreite bs [m] 0,60 0,60 0,60 0,60

Böschungsneigung Steilufer k [m/m] 0,50 0,50 0,50 0,50

Böschungsneigung Flachufer k [m/m] 0,18 0,18 0,18 0,18

Wassertiefe t [m] 0,71 0,83 0,96 1,39

Differenz zu RNQ 0,12 0,25 0,68

Wasserspiegelbreite b [m] 5,93 6,83 7,80 11,03

Abflussquerschitt A [m²] 2,32 3,08 4,03 8,08

benetzter Umfang U [m] 6,16 7,10 8,11 11,48

hydraulischer Radius Rhy [m] 0,38 0,43 0,50 0,70

mittlere Fließgeschwindigkeit v [m/s] 0,82 0,91 0,99 1,25

Abfluss Q [m³/s] 1,9 2,8 4,0 10,1

Strickler-Beiwert kSt 1/3

[m /s] 25 25 25 25

Dichte Wasser ≅ [kg/m³] 1000 1000 1000 1000

Erdbeschleunigung g [m/s²] 9,81 9,81 9,81 9,81

mittlere Schleppspannung ≅ [N/m²] 7,38 8,52 9,75 13,81

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1


Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

Auffindbarkeit der OWH; 2d-Modellierung des Einstiegs (RMD-Consult)

Fließgeschw. OWH Variante 30: RNQ ohne Betrieb

Fließgeschw. OWH Variante 30: MQ ohne Betrieb

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Einreichunterlagen ROV Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei

Fließgeschw. OWH Variante 30: QA ohne Betrieb

Fließgeschw. OWH Variante 30: RNQ Pumpbetrieb

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Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

Fließgeschw. OWH Variante 30: MQ Pumpbetrieb

Fließgeschw. OWH Variante 30: QA Pumpbetrieb

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Fließgeschw. OWH Variante 30: RNQ Turbinenbetrieb

Fließgeschw. OWH Variante 30: MQ Turbinenbetrieb

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Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

Fließgeschw. OWH Variante 30: QA Turbinenbetrieb

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5.3. Fischereiliches Ausgleichskonzept

Um ein definitives Konzept zu entwickeln, sind alle projektsbedingten Auswirkungen

in Hinblick auf ihre einschränkenden Effekte zu quantifizieren. Im Rahmen der

weiterführenden Planungsprozesse werden die Effekte quantifizierbar sein; darauf

aufbauend werden Ausgleichmaßnahmen formuliert und projektiert. Zum aktuellen

Zeitpunkt liegt bislang kein fischereiliches Ausgleichskonzept vor.

Grundsätzlich lassen sich drei unterschiedliche Ausgleichebenen nennen:

� Ausgleich durch morphologische Maßnahmen (Aufwertung der

Habitatbedingungen für Fische)

� Ausgleich durch Besatzmaßnahmen

� Finanzieller Ausgleich

Von den drei gelisteten Ausgleichsmöglichkeiten sollte aus fachlicher Sicht der

erstgenannte Aspekt vorangig angestrebt werden.

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6. Weiteres Untersuchungsprogramm

Vorliegende Arbeit und die darin getroffenen Aussagen erlauben eine erste überblicksmäßige

Beurteilung des Vorhabens.

7. Untenstehend wird das Untersuchungsprogramm hinsichtlich

der fischereilichen und gewässerökologischen Fragestellungen

aufgelistet, welches für das nachfolgende Verfahren bearbeitet

wird. Mittels der erhobenen Datensätze wird der Ist-

Zustand beschrieben und alle weiteren erforderlichen Bearbeitungen

im Rahmen der UVS durchgeführt.

Erhebungsprogramm für die Erstellung der UVS

Grundlagenerhebung/Kartierungen im Freiland

Qualitätselement Hydromorphologie

Hydromorphologische Zustandserhebung der Donau (Stauraum Aschach) und des Dantelbaches (gesamte

Länge) unter Einhaltung der in der Arbeitsanweisung „A – Fließgewässer Leitfaden für die hydromorphologische

Zustandserhebung“ angeführten Methode (Leitfaden des BMLFUW, letztgültige Fassung)

Qualitätselement Fische

Fischökologische Zustandserhebung der Donau (2 Bearbeitungsabschnitte: Stauwurzel: Strkm. 2203 -

2196 und Stau: Strkm. 2174-2164) unter Einhaltung der in der „Arbeitsanweisung Fließgewässer A1-

01j_FIS Qualitätselement Fische“ angeführten Methode (Leitfaden des BMLFUW, Fassung Feber

2010);Nach Haunschmid, BAW (mündl. Mittlg. 2010) ist der bei der GZÜV Serie 2008 für die Donau

betriebene Befischungsaufwand auch aktuell zu wiederholen. Dieser Aufwand war wie folgt definiert:

Für die gegenständliche Beprobung der Donau im Rahmen der GZÜV ist eine stratifizierte Erfassung

aller typischen Mesohabitate einschließlich bedeutender Nebengewässer unter Einsatz der dafür geeigneten

und als effizient eingestuften Methoden vorgesehen. Dabei ist der jeweilige Aufwand grundsätzlich

der Dominanz der Habitate entsprechend zu gewichten. Die Elektrobefischung tagsüber ist die

Methode der Wahl zur Erfassung des Fischbestandes der Uferstrukturen und Seichtbereiche. Grundsätzlich

orientiert sich die Vorgangsweise bei der Elektrobefischung an der von Schmutz et al. (2001)

beschriebenen Streifenbefischungsmethode.

Streifenlänge habitatbezogen 200-400 m (in Anlehnung an die deutsche Vorgangsweise, Bischoff et al.

2004); Streifenlänge gesamt: zumindest 5.000 m bzw. 50% der Abschnittslänge. Die Ausrüstung ist den

Verhältnissen entsprechend einzusetzen: Anodenrechen (Ausleger) für breite seichtere Habitate mit

einer Tiefe bis zu 1,5 m; Polstangen für steile, tiefe Ufer (z.B. Blockwurf). Elektrobefischungen bei

Nacht: zusätzlich sind mindestens 2.000 m Uferlinie bzw. 20% der Abschnittslänge bei Nacht mit Licht

elektrisch zu befischen - ebenfalls mit der für die zu befischenden Habitate am besten geeigneten Ausrüstung

(Polstange). Befischung der Nebengewässer mit den für den jeweiligen Typ geeigneten Methoden

(Elektrobefischung, Stellnetzbefischungen, Uferzugnetz) und dem der flächenmäßigen Ausdehnung

angepassten Aufwand. Unter Nebengewässern im gegenständlichen Sinn sind Seitenarme, Altarme

und zumindest periodisch mit dem Hauptfluss in Verbindung stehende Kleingewässer zu verstehen

und ausdrücklich keine größeren Zuflüsse. Einsatz von Standardisierten Multimaschennetzen in

Bereichen geringer Strömung (Fließgeschwindigkeit kleiner 0,3 m/s).

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Dabei kommen benthische Standardnetze zum Einsatz (Typ Nordic, MW 5-55 mm; Länge 30 m; Höhe

1,5 m). Der nötige Aufwand ist abhängig von Flächen und Tiefenstufen gemäß EN 14757 zu gestalten.

Langleinen: In jeder Probestrecke der Donau sind insgesamt 10 Langleinen-Nächte vorzusehen. Als

Standard sind 50 m lange Langleinen mit 50 Haken, Hakengröße 4-6 mit Maden beködert über Nacht

zu exponieren. Einzelne Elektrobefischungsstreifen an Schotterbänken des Hauptflusses bzw. in geeigneten

Nebengewässern können durch Netzzüge mit Uferzugnetzen ersetzt werden, falls diese Methode

einen höheren Fangerfolg erwarten lässt.

Darüberhinaus sind zur Abschätzung des Einflusses projektsbedingter Auswirkungen Point Abundance

Elektrobefischungen sowie ggf. Uferzugnetzbefischungen an zwei Terminen (Frühjahr und Sommer)

durchzuführen. Dabei ist die Verteilung von Juvenilstadien hinsichtlich Wassertiefe und Uferstruktur zu

dokumentieren. Es sind mindestens 100 Punkte pro Habitattyp und Termin zu befischen. An Habitattypen

sind bestehende Schotterbänke, Blockwurfufer in der Stauwurzel und im Stau, sowie Feinsedimentstrukturen

im zentralen Stau zu differenzieren.

Fischökologische Zustandserhebung des Dantelbaches (3 Abschnitte: Ausleitungsstrecke, Verlegungsstrecke

und flussauf davon) unter Einhaltung der in der „Arbeitsanweisung Fließgewässer A1-01j_FIS

Qualitätselement Fische“ angeführten Methode (Leitfaden des BMLFUW, Fassung Feber 2010);

Bewertung des Erhaltungszustandes der FFH-Schutzgüter (Fischarten des Anhang II) auf Basis der

Studie "Entwicklung von Kriterien, Indikatoren und Schwellenwerten zur Beurteilung des Erhaltungszustandes

der Natura 2000-Schutzgüter" Umweltbundesamt 2004 entsprechend den durchzuführenden

(semi)quantitativen Erhebungen gemäß des geforderten Untersuchungsdesigns im den 2 Abschnitten

Stauwurzel und Stau. Auf Basis der aktuell im Standarddatenbogen gelisteten Arten ergibt sich je Abschnitt

ein Erhebungsaufwand von mindestens 10 km Uferlinie, 20 Langleinen und 25 Uferzugnetzbefischungen

in geeigneten Habitaten. In Summe ist ein Erhebungsauwand von insgesamt mindestens 20

Freilandtagen (Schutzgut Perlfisch) durchzuführen. In der Kalkulation ist nur der Mehraufwand zu berücksichtigen,

der sich bei Berücksichtigung der in Pos. 2.2 bereits kalkulierten Aufwändungen ergibt.

Schutzgut Fischerei

Erhebung der fischereilichen Ist-Situation (Koppelfischereiberechtigte, Produktivität, Ausfang, Besatz)

Qualitätselement Makrozoobenthos

Donau Stromsohle: Zur Beschreibung des Ist-Zustandes sind zwei Abschnitte der Donau („Grenzstrecke

– Rannamündung“ und „zentraler Stau flussab Schlögen“) zu erfassen. Gemäß Empfehlung des

Leitfadens zur Erhebung der biologischen Qualitätselemente Teil A2 – Makrozoobenthos und analog

anderer Umweltuntersuchungen an der österreichischen Donau (z. B. Umweltverträglichkeitsprüfung

VOEST L6 2007) sind pro Abschnitt drei Untersuchungsstellen (Transekt) zu je fünf Parallelproben mittels

Airliftsampler zu beproben. Die Einzelproben sind getrennt auszuwerten. Die Auswertung umfasst:

Biomassebestimmung (Formalinfrischgewicht) der makrozoobenthischen Großgruppen, Taxonomische

Bestimmung auf das bestmögliche Niveau gemäß Leitfaden zur Erhebung der biologischen Qualitätselemente

Teil A2 – Makrozoobenthos (Beschränkung der Bestimmung auf das Niveau der operationellen

Taxaliste reicht im Hinblick auf die artenbezogene naturschutzfachliche Bewertung nicht aus).

Statistische Auswertung und Diskussion der Artenzusammensetzung und Abundanz/Biomasse der

Bodenfauna der Untersuchungsstellen im Hinblick auf eventuell bestehende Beeinträchtigungen im Ist-

Zustand. Aktuelle vorhandene Daten aus dem Umfeld des Untersuchungsraumes sind gegebenenfalls

zum Vergleich heranzuziehen. Die abschnittsweise Bewertung des ökologischen Zustandes auf Basis

der zusammengefassten Einzelproben gemäß Leitfaden zur Erhebung der biologischen Qualitätselemente

Teil A2 – Makrozoobenthos. Die Dateneingabe und rechnerische Auswertung erfolgt über die

Software Ecoprof des BMLFUW.

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Donau Uferbereiche: Zur Beschreibung des Ist-Zustandes sind die charakteristischen Mesohabitate

Blockwurfufer, stark angeströmte sowie strömungsberuhigte Schotterbänke zu untersuchen. Die genaue

Festlegung der Untersuchungsstellen erfolgt in Abstimmung mit der Mesohabitataufnahme und

der fischökologischen Untersuchung. Die Beprobung der Mesohabitate erfolgt (semi-)quantitativ und

choriotopbezogen, wobei pro Mesohabitat zumindest die Tiefen "Wasseranschlagslinie - Schwankungsbereich"

und "dauernd überströmter Bereich - ca. 1 m Wassertiefe" zur statistischen Absicherung

der Ergebnisse mit je 10 Einzelproben zu belegen sind. Eine weitere Differenzierung der Einzelproben

innerhalb der Tiefenfraktionen (z. B. nach der Sedimentfraktion) ist möglich. Aufgrund des überwiegend

sehr steilen Gradienten wird die Entnahme der Tiefenproben durch Taucher empfohlen. Die Untersuchungsfläche

je Einzelprobe hat - analog der Standard Multi-Habitat-Sampling Methode zumindest 625

cm² (Handnetz mit Rahmen, Kastensampler etc.), die Maschenweite des Sammelnetzes maximal 500

µm zu betragen. Die Einzelproben sind getrennt auszuwerten.

Die Auswertung umfasst: Biomassebestimmung (Formalinfrischgewicht) der makrozoobenthischen

Großgruppen: Taxonomische Bestimmung auf das bestmögliche Niveau gemäß Leitfaden zur Erhebung

der biologischen Qualitätselemente Teil A2 - Makrozoobenthos (Beschränkung der Bestimmung

auf das Niveau der operationellen Taxaliste reicht im Hinblick auf die artenbezogene naturschutzfachliche

Bewertung nicht aus). Statistische Auswertung und Vergleich der Artenzusammensetzung und

Abundanz/Biomasse der Bodenfauna der Tiefenfraktionen der charakteristischen Mesohabitate im Hinblick

auf eventuell bereits bestehende Beeinträchtigungen der Bodenfauna durch Spiegelschwankungen

im Ist-Zustand.

Dantlbach: Der Dantlbach ist im Hinblick auf seinen ökologischen Zustand nach Wasserrahmenrichtinie

zu bewerten. Es sind drei Untersuchungsstellen mittels Multi-Habitat-Sampling gemäß den einschlägigen

Methodenvorschriften zu beproben und auszuwerten, wobei entweder die deutschen oder die österreichischen

Regelwerke zur Bestimmung des ökologischen Zustandes auf Basis des Makrozoobenthos

heranzuziehen sind.

Qualitätselement Makrophyten

Da der betroffene Detailwasserkörper überwiegend auf österreichischem Gebiet liegt, ist zur Bewertung

des ökologischen Zustandes nach den österreichischen Methodenvorschriften (Leitfaden zur Erhebung

der biologischen Qualitätselemente Teil A4 - Makrophyten) vorzugehen. Es sind zwei Abschnitte der

Donau („Grenzstrecke – Rannamündung“ und „zentraler Stau flussab Schlögen“) zu erfassen. Die Bewertung

erfolgt nach linkem und rechtem Ufer getrennt. Darüber hinaus ist zur Erfassung von Auswirkungen

der Spiegelschwankungen eine getrennte Besammlung und Auswertung oberflächennaher

(Schwankungsbereich) und tieferer (dauernd überströmter) Bereiche vorzunehmen. Als charakteristische

Mesohabitate der Uferbereiche sind zumindest „Blockwurfufer“, strömungsexponierte und strömungsgeschützte

„Flachwasserzonen“ näher zu untersuchen. Die genauere Auswahl der Probestellen

richtet sich nach den Verhältnissen vor Ort und obliegt dem Fachbereichsbearbeiter.

Qualitätselement Phytobenthos

Der Dandlbach ist im Hinblick auf seinen ökologischen Zustand nach Wasserrahmenrichtlinie zu bewerten.

Für die Untersuchungen im Zubringer gilt ein Zeitpunkt „noch vor Einsetzen der Schneeschmelze,

jedoch so spät wie möglich im Jahr“ als optimaler Untersuchungszeitraum. Aus Gründen der Verfahrensökonomie

ist die Untersuchung des Dandlbaches jedoch noch im Spätherbst bzw. Frühwinter 2010

durchzuführen, jedenfalls so rechtzeitig, dass die Ergebnisse bis zum geplanten Einreichtermin vorliegen.

Es sind drei Untersuchungsstellen gemäß den einschlägigen Methodenvorschriften zu beproben

und auszuwerten, wobei entweder die deutschen oder die österreichischen Regelwerke zur Bestimmung

des ökologischen Zustandes auf Basis des Phytobenthos heranzuziehen sind. Die Leistungsposition

beinhaltet auch die digitale Datenerfassung und die Befunddarstellung.

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8. Zusammenfassung

Soll in energiewirtschaftlich genutzten Fließgewässerstrecken die ökologische Funktionsfähigkeit

gewährleistet sein, sind hydrologische Rahmenbedingungen erforderlich,

die weiterhin die Erhaltung der ursprünglichen Lebensgemeinschaften im Fluss und

seinem Umland qualitativ, im Wesentlichen aber auch quantitativ gewährleisten. Die

ökologische Funktionsfähigkeit eines Gewässernetzes setzt voraus, dass die am und

im Gewässersystem vorkommenden Tier- und Pflanzenarten auf Basis eigenständiger

Reproduktion autochthone Bestände auszubilden vermögen. Dafür sind gewässertypspezifische

Abflussverhältnisse und Ausprägungen des Lebensraumes, intakte Vernetzung

und Kontinuumsverhältnisse etc. notwendig.

Durch das geplante Vorhaben (Errichtung des Energiespeichers Riedl) ergeben sich

sowohl in der Bauphase, als auch in der Betriebsphase gewässerökologisch relevante

Auswirkungen.

So ist mit der Verlegung des Aubaches im Oberlauf und der Reduktion des hydrologischen

Einzugsgebietes um ca. 20% für den Zubringer des Dandlbaches ein relevanter

Eingriff gegeben. Durch flankierende Maßnahmen (leitbildkonforme Gestaltung des

Bachlaufes, Gewährleistung des Kontinuums und mögliche Abgabe des Gesamtabflusses

in den zur Gänze ausgeleiteten Dandlbach) können diese negativen Eingriffe

ausgeglichen werden.

Neben nicht vermeidbaren Einsaugeffekten am Entnahmebauwerk (trotz Gewährleistung

einer Fließgeschwindigkeit von < 50 cm/sec sind Kleinstlebewesen, Fischlarven

und Jungfische davon betroffen) verursacht vor allem der Betrieb Abflussänderungen

im gesamten Donaustauraum Aschach. Diese Änderungen wirken sich in Wasserstandsschwankungen

aus, welche über das derzeitige Ausmaß hinausreichen und aus

gewässerökologischer Sicht negativ zu beurteilen sind. Gegenüber den „klassischen“

Schwall- und Sunkerscheinungen in rhithralen Gewässern mit massiven Fließgeschwindigkeitswechseln

ist im vorliegenden Betriebsfall das periodische Trockenfallen

und Überfluten von Uferzonen als Hauptproblem zu sehen. Es kommt zur Verödung

eines ökologisch hochwirksamen Areals. Diese genannten Einflusskomponenten wirken

im Betriebsfall ökologisch ungünstig auf die aquatische Fauna und Flora des

Stauraumes Aschach.

Mit Umsetzung der geplanten Variante kommt es zwar zu entsprechenden Abweichungen

in der Intensität von Spiegelschwankungen gegenüber dem Istzustand,

durch Setzen entsprechender Maßnahmen (Dämpfung der Schwall- und Sunkeffekte,

Realisierung von ökologischen Ausgleichmaßnahmen im gesamten Stauraum

Aschach) ist allerdings zu erwarten, dass mit Realisierung des Projektes die negativen

gewässerökologischen Auswirkungen ausgleichbar und somit auch die Zielerreichung

im Sinne der EU-Wasserrahmenrichtlinie im Stauraum Aschach möglich ist.

Bei Ausschöpfung von Optimierungsmöglichkeiten zur Reduktion der Wasserspiegelschwankungen

und bei Realisierung von Ausgleichsmaßnahmen, im Sinne des verfügbaren

Potentials, sind die negativen gewässerökologischen Auswirkungen ausgleichbar.

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Oberflächenwässer Gewässerökologie und Fischerei Einreichunterlagen ROV

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