Ökologische Begleituntersuchung zum Einsatz eines Freistrahlverfahrens im Banter See 2011

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1 Ökologische Begleituntersuchung zum Einsatz eines Freistrahlverfahrens im Banter See 2011 Auftraggeber Institut für Innovations-Transfer Friedrich-Paffrath-Str Wilhelmshaven Durchführung Prof. Dr. Gerd Liebezeit MarChemConsult Altjührdener Straße Varel MarChemConsult 1

2 Einleitung Die Begleituntersuchungen zu den Effekten von zwei Freistrahlanlagen im Banter See wurden 2011 fortgeführt. Wie schon in den Vorjahren wurden dabei von April bis Dezember wöchentlich Uferproben am Grodendamm (Ostseite) und am Campingplatz (Westseite) genommen. Ebenfalls wöchentlich (Ende April bis September) bzw. zwei- und vierwöchentlich (Oktober bis Dezember) wurden in der Nähe der beiden Freistrahlanlagen Profile bis in eine Wassertiefe von 9 m beprobt. Besonders zu erwähnen ist, dass im Sommer 2011 die Einleitungen aus dem Rynschlot (Deichentwässerung) beendet wurden. Ergebnisse und Diskussion Uferproben Die Wassertemperaturen an den beiden Stationen Grodendamm und Campingplatz zeigten den erwarteten Jahresgang ohne auffällige Besonderheiten (Abb. 1). Abb. 1 Temperaturentwicklung an den Stationen Grodendamm und Campingplatz im Jahr Im Vergleich der Jahre 2006 bis 2011 war der letzte Sommer der bislang kühlste (Abb. 2). Auffällig ist auch, dass die Dezembertemperaturen 2011 im Vergleich zu den Vorjahren nur knapp unter 5 C lagen, während 2008 bis 2010 Temperaturen zwischen 2 und 0 C gemessen wurden. MarChemConsult 2

3 Abb. 2 Temperaturentwicklung am Grodendamm (blau) und Campingplatz (rot) in den Jahren 2006 bis Für die Jahre 2009 bis 2011 liegen keine Daten für den Zeitraum Januar bis April vor. Die Leitfähigkeit ist den letzten beiden Jahren geringfügig angestiegen (Abb. 3). Dies hat wahrscheinlich mit höherem Wasseraustausch über den Grodendamm zu tun. Belege für diese Hypothese fehlen allerdings. Leitfähigkeit [ms/cm] Abb. 3 Éntwicklung der Leitfähigkeit am Grodendamm in den Jahren 2006 bis Für die Jahre 2009 bis 2011 liegen keine Daten für den Zeitraum Januar bis April vor. Der ph-wert lag 2001 bis auf wenige Ausnahmen unter 8,5 und fiel im Lauf des Spätsommers bis zum Dezember kontinuierlich ab (Abb. 4). MarChemConsult 3

4 Abb. 4 Entwicklung des ph-wertes an den Stationen Grodendamm und Campingplatz im Jahr Die in den Vorjahren, vor allem 2007 und 2009, beobachteten starken Schwankungen und kurzfristigen Anstiege bzw. Rückgänge der ph-werte im Sommer traten 2011 nicht auf. Da hohe bzw. niedrige ph-werte mit der Bildung und dem Abbau organischen Materials zusammenhängen, kann schon anhand der ph-werte vermutet werden, dass 2011 keine größeren Phytoplanktonblüten auftraten Abb. 5 Entwicklung des ph-wertes am Grodendamm (blau) und Campingplatz (rot) in den Jahren 2006 bis Für die Jahre 2009 bis 2011 liegen keine Daten für den Zeitraum Januar bis April vor. Die Sauerstoffkonzentrationen und sättigungswerte sprechen ebenfalls dafür, dass weder eine starke Produktion von Biomasse noch starker Abbau stattfand (Abb. 6). Lediglich Mitte Juni zeigte sich ein kurzfristiges Maximum in der O 2 -Sättigung, das auf eine Cyanobakterienblüte zurückgeführt werden kann (s.u.). MarChemConsult 4

5 Abb. 6 Entwicklung der Sauerstoffkonzentration und -sättigung an den Stationen Grodendamm und Campingplatz im Jahr Wie schon beim ph-wert zeigen die O 2 -Sättigungswerte im langjährigen Vergleich eine deutlich abnehmende Schwankungsbreite (Abb. 7). Die 2007 bis 2009 beobachteten extrem hohen Werte als Folge von massiven Phytoplanktonentwicklungen traten schon 2010 und noch deutlicher 2011 nicht mehr auf. Ebenso wurden sehr niedrige Sättigungswerte im Sommer nach dem Absterben der Planktonblüten nicht beobachtet. Abb. 7 Entwicklung der Sauerstoffsättigung am Grodendamm in den Jahren 2006 bis Für die Jahre 2009 bis 2011 liegen keine Daten für den Zeitraum Januar bis April vor. Die bereits im Bericht 2010 erwähnte Sauerstoffzehrung im Herbst/Frühwinter zeigte sich auch 2011 wieder. Die im Sommer gebildete Biomasse bzw. intermediär freigesetztes gelöstes organisches Material wird offensichtlich nur relativ langsam abgebaut. Höhere Gehalte an Phycocyanin und damit cyanobakterieller Biomasse wurden nur im Juni am Grodendamm gemessen (Abb. 8). Im Sommer und Frühherbst konnten dann nur noch geringe MarChemConsult 5

6 Werte bestimmt werden, die ab November auf nahezu Null zurückgingen. Abb. 8 Entwicklung der Phycocyaningehalte an den Stationen Grodendamm und Campingplatz im Jahr Auch beim Phycocyanin zeigen sich deutliche Unterschiede im Vergleich zu den Vorjahren (Abb. 9). So wurden am Grodendamm nur einmal höhere Pigmentgehalte bestimmt, d.h. Mehrfachblüten wie z.b oder 2010 traten nicht auf. Zudem sind die Gehalte im Frühwinter deutlich niedriger als in den Vorjahren. Abb. 9 Entwicklung der Phycocyaningehalte am Grodendamm und am Campingplatz in den Jahren 2006 bis Es sei noch darauf hingewiesen, dass die Pigmentmessungen am Grodendamm und am Campingplatz nicht unbedingt ein Maß für die tatsächlich vorhandene cyanobakterielle Biomasse im gesamten See sein müssen. An beiden Stationen können sich als Folge von Windverdriftung nach dem Absterben der Cyanobakterien größere Mengen an Biomasse ansammeln. Trotzdem können diese Messungen als Indikator für das Geschehen im See genutzt werden. Der Jahresgang des reaktiven Phosphats, d.h. abnehmende Werte vom Frühling zum Sommer, niedrige Konzentrationen im Sommer und eine Zunahme ab Herbst, zeigte sich auch 2011 (Abb. 10). Er wurde überprägt von kurzfristigen Maxima z.b. Ende Mai/Anfang Juni oder Mitte MarChemConsult 6

7 September. Diese waren an der Station Campingplatz deutlicher ausgeprägt als am Grodendamm. Eine unmittelbare Beziehung zum Niederschlag und damit zu einem möglichen Eintrag aus dem Rynschlot lässt sich aber nicht herstellen. Abb. 10 Entwicklung der Phosphatkonzentration an den Stationen Grodendamm und Campingplatz im Jahr Im Vergleich zu den Vorjahren sind die Konzentrationen des reaktiven gelösten Phosphats im Herbst/Frühwinter deutlich zurückgegangen (Abb. 11) Abb. 11 Entwicklung der Phosphatkonzentrationen am Grodendamm und am Campingplatz in den Jahren 2007 bis Erwartungsgemäß ist der relative Anteil des reaktiven gelösten Phosphats während der Wachstumsphase des Phytoplanktons im Sommer am geringsten und steigt zum Herbst/Frühwinter an (Abb. 12). Dies ist zum einen auf den Abbau von organisch gebundenem Phosphor sowohl aus der partikulären und aus der gelösten Phase zurückzuführen, zum anderen wird aber auch offensichtlich Phosphor aus partikulärer anorganischer Bindung freigesetzt. MarChemConsult 7

8 Abb. 12 Relative Anteile der einzelnen Phosphorfraktionen im Jahr 2011 an der Station Grodendamm. PIP partikulärer anorganischer P, POP partikulärer organischer P, DOP gelöstes organisch gebundenes Phosphat, RDP reaktives gelöstes Phosphat. Im langjährigen Vergleich ist der Abbau allerdings noch nicht so weit fortgeschritten wie in den Vorjahren (Abb. 13). Dies ist möglicherweise ein Hinweis auf die Qualität, d.h. die Abbaubarkeit des organischen Materials. Abb. 13 Relative Anteile der einzelnen Phosphorfraktionen von 2008 bis 2011 an der Station Grodendamm. Kodierung wie in Abb. 12. Die Summe der anorganischen Stickstoffkomponente (Ammonium, Nitrit, Nitrat) zeigt in der Entwicklung keinen eindeutigen Trend (Abb. 14). Die Maximalwerte der letzten drei Jahre sind relativ konstant zwischen 10 und 15 µmol/l. MarChemConsult 8

9 Abb. 14 Entwicklung der DIN-Konzentration von Mai 2007 bis Dezember 2011 an der Station Grodendamm. Das Verhältnis von reaktivem Phosphat (RDP) zu gelöstem anorganischem Stickstoff (DIN) lag auch 2011 fast durchgängig unter 10, d.h. es lag ein P-Überschuss vor (Abb. 15). Wegen der geringen RDP-Absolutkonzentrationen (Abb. 10) wirkte sich dieser Überschuss aber nicht auf das Wachstum oder die Zusammensetzung des Phytoplanktons aus. Abb. 15 Entwicklung des Redfield-Verhältnisses an den Stationen Grodendamm und Campingplatz Im langjährigen Vergleich scheint sich aber ein Anstieg der winterlichen RDP/DIN-Verhältnisse anzudeuten (Abb. 16). Dies ist auf den Rückgang der RDP-Konzentrationen zurückzuführen (Abb. 11) und nicht auf einen Anstieg der DIN-Komponenten (Daten nicht gezeigt). MarChemConsult 9

10 Abb. 16 Entwicklung des Redfield-Verhältnisses von 2007 bis Blau Grodendamm, rot Campingplatz. Schattiert optimaler Bereich für das Phytoplanktonwachstum. Beim Phytoplankton zeigte sich 2011 fast durchgehend eine Dominanz der Cyanobakterien, gefolgt von Chlorophyceen. Kieselalgen spielten quantitative keine Rolle (Abb. 17). Bis auf eine Ausnahme Mitte Juni; die mit hohen Phycocyaninwerten einherging (Abb. 8) lagen die Zellzahlen immer unter einer Million pro Liter. 1,000,000 Chlorophyceen Cyanobakterien Diatomeen 100,000 10,000 1, APR MAY JUN JUL AUG SEP OCT NOV DEC Abb. 17 Phytoplanktonentwicklung im Banter See Cyanobakterien traten 2011 mit einer Reihe von Arten auf, u.a. Anabaena sp. und Microcystis sp. fast durchgängig, Nodularia sp. nur gelegentlich und andere, hier vor allem Oscillatora sp. durchgängig (Abb. 18). MarChemConsult 10

11 Abb. 18 Entwicklung der Cyanobakterien im Banter See Im langjährigen Vergleich lässt sich ein deutlicher Rückgang der Zellzahlen feststellen (Abb. 19). Die 2009 erreichten Zahlen von z.b. 9 Millionen Einzelzellen Microcystis/L oder 7,6 Millionen Einzelzellen Anabaena/L wurden 2011 nicht erreicht; Zellzahlen über 1 Million/L wurden nur kurzfristig festgestellt. Zudem fehlte 2011 die deutliche Dominanz von Microcystis sp., die noch 2009 und 2010 vorhanden war. Ebenso ist erkennbar, dass sich die Zusammensetzung der Cyanobakterienpopulation geändert hat. Während Nodularia bis 2008 die dominante Art war und 2009/2020 völlig fehlte, traten danach Anabaena und Microcystis in den Vordergrund und 2011 kam dann noch Oscillatoria hinzu. Abb. 19 Zusammensetzung der sommerlichen Cyanobakterienpopulationen 2008 bis Die Anwesenheit von Toxinen konnte 2011 nur Ende Juni nach dem Zusammenbruch der Cyanobakterienblüte festgestellt werden (Abb. 20). Anders als 2009 und 2010 wurde danach trotz Anwesenheit von Cyanobakterien von Ende Juni bis zum November 2011 keine gelöste oder partikuläre Toxizität mehr gemessen. MarChemConsult 11

12 Die gemessene Toxizität ist wahrscheinlich auf Nodularia sp. oder Anabaena sp. zurückzuführen, die die Juniblüte dominierte, später aber dann nur noch mit vergleichsweise geringen Zellzahlen vorkam. Microcystis sp., die ebenfalls im Juni stark vertreten war, dominierte später. Dabei wurde keine Toxizität gemessen. Abb. 20 Entwicklung der gelösten Toxizität am Grodendamm 2011 (Leuchtbakterienhemmtest). MarChemConsult 12

13 Tiefenprofile Die Temperaturmessungen an den Stationen A (Ostteil) und B (Westteil) zeigten für 2011 keine Ausbildung einer deutlichen Temperatursprungschicht (Abb. 21). Ansätze dazu waren zwar zu beobachten, allerdings waren die Temperaturunterschiede zu gering, um Stoffaustausch zwischen dem unteren und dem oberen Wasserkörper zu behindern. Die Daten für Station B zeigen im Prinzip ein ähnliches Bild und werden daher hier nicht dargestellt. Abb. 21 Temperaturprofile an der Station A im Ostteil des Banter Sees. Aufgrund der fehlenden Dichteschichtung wurde auch keine ausgeprägte Sauerstoffzehrung an beiden Stationen beobachtet (Abb. 22). Kurzfristig wurden nur in der bodennahsten Schicht geringere Sättigungswerte gemessen. Auffällig ist aber, dass fast durchgehend Werte erhalten wurden, die unter 100 % Sättigung lagen. Dies gilt auch für die Frühwinterprofile und weist auf einen kontinuierlichen Abbau von organischem Material auch in tieferen Wasserschichten und nicht nur in Ufernähe hin. MarChemConsult 13

14 Sauerstoffsättigung [%] - Station B Abb. 22 Profile der Sauerstoffsättigung an den Stationen A (Ostteil) und B (Westteil) des Banter Sees. Die Phycocyaningehalte als Maß für die anwesende Menge an Cyanobakterienbiomasse waren 2011 an beiden Stationen niedrig (Abb. 28). Die am Grodendamm Mitte Juni beobachteten höheren Phycocyaningehalte lassen sich auf die sehr kurzfristige Blüte an Station A zurückführen. Durchgehend waren vom Frühsommer bis zum Dezember in der gesamten Wassersäule cyanobakterielle Pigmente vorhanden, allerdings nur mit sehr geringen Absolutgehalten, die zudem im Verlauf des Jahres kontinuierlich abnahmen. MarChemConsult 14

15 0 Phycocyanin [µg/l] - Station B Abb. 23 Profile der Phycocyaningehalte an den Stationen A (Ostteil) und B (Westteil) des Banter Sees. Die über die gesamte Wassersäule (9 m) integrierten Phycocyaningehalte zeigt einen deutlichen Rückgang der cyanobakteriellen Pigmente von 2008 bis 2011 (Abb. 24). Im Vergleich zum Vorjahr haben sich die Werte während der Wachstumsphase ungefähr halbiert. Auch die frühwinterlichen Werte sind deutlich zurückgegangen und liegen jetzt bei etwa 0,2 µg/l. MarChemConsult 15

16 Abb. 24 Entwicklung der über die gesamte Wassersäule integrierten Phycocyaningehalte von 2008 bis Für April bis Juni 2009 liegen wegen eines Gerätefehlers keine Phycocyaninwerte vor. Sowohl in Ost- als auch im Westteil des Banter Sees sind die Konzentrationen an reaktivem gelöstem Phosphat während der Wachstumsphase niedrig (Abb. 25). Ab Anfang September steigen sie dann auf Werte um 1,3 µmol/l an, vergleichbar denen an den Uferstationen. MarChemConsult 16

17 RDP [µmol/l] - Station B Abb. 25 Profile der RDP-Konzentrationen an den Stationen A (Ostteil) und B (Westteil) des Banter Sees. Der an den Uferstationen beobachtete Rückgang des gelösten reaktiven Phosphats lässt sich auch an den Tiefenprofilen nachweisen (Abb. 26). Im Vergleich zu 2008 haben sich die Konzentrationen in etwa halbiert. Abb. 26 Entwicklung der über die gesamte Wassersäule integrierten RDP-Konzentrationen von 2008 bis Wie bei den Uferproben zeigt auch das Redfield-Verhältnis bei den Tiefenprofilen einen Phosphatüberschuss an (Abb. 27). Lediglich während der kurzen Cyanobakterienblüte im Juni und unmittelbar danach wurde ein im Normalbereich von 10 bis 20 berechnetes Verhältnis gefunden. MarChemConsult 17

18 Wassertiefe [m] Abb. 27 Tiefenprofile des Redfield-Verhältnisses an Station A (Ostteil). Die Secchi-Tiefe als Anhaltspunkt für das zur Photosynthese zur Verfügung stehende Lichtangebot lag von Juni bis Mitte September ähnlich wie in den Vorjahren bei etwa 1,3 m (Abb. 28). Danach war ein deutlicher Rückgang auf 3 m im Dezember zu verzeichnen. 0 Station A Station B Abb. 28 Entwicklung der Secchi-Tiefen von 2006 bis 2011 an den Stationen A und B. Schattiert Herbst und Frühwinter. Seit dem Jahr 2008 wird ebenfalls eine abnehmende Intensität der sommerlichen Schichtung beobachtet (Abb. 29). Die Temperaturdifferenz zwischen dem Oberflächenwasser und dem Tiefenwasser in 9 m Tiefe hat kontinuierlich abgenommen. Der Wasserkörper wird also im Sommer häufiger umgewälzt MarChemConsult 18

19 Abb. 29 Entwicklung des Schichtungsindices von Oktober 2006 bis Dezember 2011 an der Station A (Westteil). Fazit Im Jahr 2011 gingen sowohl die Zellzahlen des Phytoplanktons und damit auch der Cyanobakterien ebenso deutlich zurück wie die Konzentrationen des reaktiven gelösten Phosphats und die Menge an cyanobakteriellen Pigmenten. Ein Zusammentreiben von cyanobakterieller Biomasse nach dem Absterben einer Blüte wurde nur kurzfristig im Juni beobachtet. Die angetriebene Biomasse erreichte bei weitem nicht die Menge der Vorjahre und machte sich nur sehr kurzfristig durch die Freisetzung von Toxinen beim Abbau bemerkbar. Die Sauerstoffsättigung und die Secchi-Tiefenwerte stiegen 2011 an. Einige dieser Befunde lassen sich anhand der Langzeitdaten als Trends bezeichnen, z.b. der Rückgang der RDP- Konzentrationen. Dieser lässt sich allerdings nicht auf die Abkoppelung des Rynschlots im Sommer 2011 zurückführen, obwohl dies langfristig eine Rolle für den P-Haushalt des Banter Sees spielen sollte, berücksichtigt man die deutlich höheren RDP-Konzentrationen in diesem Zulauf. Es kann weiter spekuliert werden, dass bei den in diesem und im letzten Jahr vorherrschenden oxischen Bedingungen in größeren Wassertiefen als Folge der fehlenden Temperaturschichtung mehr Phosphat im Sediment festgelegt wurde, z.b. in Form von Eisenverbindungen. Bei der Interpretation anderer Parameter muss berücksichtigt werden, dass auch externe Einflüsse eine Rolle spielen. So zeigt eine Betrachtung der meteorologischen Einflüsse während der Wachstumsphase des Phytoplanktons (April bis September) deutliche Unterschiede zwischen den einzelnen Jahren (Abb. 30). Allerdings sind diese z.b. zwischen 2010 und 2011 nicht so groß als dass die beobachteten Effekte beim Phytoplankton damit erklärt werden könnten. MarChemConsult 19

20 Abb. 30 Mittelwerte der Lufttemperatur und Summen der Sonnenscheindauer bzw. des Niederschlags für die Zeit von April bis September 2006 bis Eine bislang nicht in Erwägung gezogene Quelle für Stickstoff- und Phosphatverbindungen können Verrieselungsleitungen von nicht mehr aktiven Kläranlagen sein. Eine solche Quelle käme erst nach einer tiefgründigen Wassersättigung des Bodens zum Tragen, so dass sich ohne gezielte Untersuchungen bzw. Laborexperimente die mögliche Bedeutung nicht belegen lässt. Ebenso muss die Auswaschung von Düngemitteln berücksichtigt werden, vor allem für N- Verbindungen. Dies könnte die hohen sommerlichen DIN-Konzentrationen erklären (Abb. 14). Eine weitergehende Interpretation der Ergebnisse lässt sich mit den vorliegenden Daten daher nicht erreichen. Es fehlen dazu unter anderem Zeitserien der bekannten Einträge und Informationen zu anderen Eintragswegen. Ebenso fehlen Daten zu den funktionellen Zusammenhängen im gesamten Ökosystem, z.b. zur Rolle Makrophyten (s. dazu Liebezeit et al., 2006). des Zooplanktons oder der Liebezeit, G., Engel, S. und Lücking, P. (2006). Banter See Bestandsaufnahme Oktober Bericht für das Umweltamt der Stadt Wilhelmshaven, pp. 28. MarChemConsult 20

21 Anhang Untersuchung zur Wirkung von Bentophos Nach Angaben der Hersteller ist Bentophos oder Phoslock ein Bentonit, dessen Struktur durch den Austausch von Natrium- mit Lanthanionen, einem Element der seltenen Erden, modifiziert wurde. Die Lanthanionen sind im Bentonit fest gebunden, sind aber immer noch fähig, Phosphationen chemisch nach folgender Gleichung zu binden. La 3+ + PO 3-4 = LaPO 4 Löslichkeitsprodukt 2 * Dabei nimmt das Mineral beim Durchsinken durch die Wassersäule gelöstes Phosphat auf und transferiert es in partikulärer Form an die Sedimentoberfläche (Abb. 31). Eine Tonne Phoslock bindet dabei 34 kg Phosphat oder 11 kg Phosphor. Quelle: Abb. 31 Wirkungsweise von Phoslock/Bentophos. Mit Bentophos wurden u. a. bisher folgende Binnenseen in Deutschland behandelt: Otterstedter See in Ottersberg Silbersee in Stuhr bei Bremen Bärensee im Main-Kinzig-Kreis Blankensee bei Lübeck Behlendorfer See bei Ratzeburg Eichbaumsee in Hamburg ( beucht am ) Dabei wurden nach der Behandlung die im Folgenden zusammengestellten Werte erhalten: Silbersee: 35 µg Gesamtphosphat/L = 0,37 µmol/l ( besucht ) Großer Bärensee: ~24 µg Gesamtphosphat/L = ~0,25 µmol/l Clatto Reservoir, Schottland: 35 µg Gesamtphosphat/L = 0,37 µmol/l ( besucht am ) MarChemConsult 21

22 K shani Lake Lodge, Hartbeespoort Dam, Südafrika: ~20 µg reaktives Phosphat/L = 0,21 µmol/l ( besucht am ) Vasse River, W Australien: 20 µg reaktives Phosphat/L = 0,21 µmol/l (Robb et al., 2003) Robb, M., Greenop, B., Goss, Z., Douglas, G., & Adeney, J. (2003). Application of Phoslock TM, an innovative phosphorus binding clay, to two Western Australian waterways: preliminary findings. Hydrobiologia 494, Untersuchungen mit Wasser des Banter Sees zeigten, dass ebenfalls eine Reduktion des reaktiven Phosphats nachzuweisen ist (Abb. 32). Dies gilt für Originalproben ebenso wie für Proben, denen Phosphat zugesetzt wurde. Nahezu unabhängig von der Ausgangskonzentration wurde nach einer Woche eine deutliche Reduktion festgestellt. Über sieben Wochen änderte sich der Endwert dann nur noch wenig um einen Mittelwert von 0,3 ± 0,11 µmol reaktives Phosphat/L. Experimentelles Zu 1 L filtriertem Wasser (Grodendamm, GF/C-Filter, minimale Porengröße 0,8 µm) wurde 0,5 ml, 10 ml und 20 ml einer Phosphatlösung mit einem Gehalt von 1 g/l zugegeben. Nach Bestimmung der Anfangskonzentrationen wurden 10 g Bentophos zugefügt. Nach 6 Tagen wurden alle Ansätze umgeschüttelt. Nach sieben Tagen wurden die Phosphatkonzentrationen nach dem erneuten Absetzen des Bentophos bestimmt. Diese Reihenfolge (Umschütteln, Analyse) wurde über sieben Wochen beibehalten. Abb. 32 Verlauf der RDP-Konzentrationen nach Zugaben von Bentophos Unter oxischen Bedingungen ist es also durch die Applikation von Bentophos möglich, die Konzentration von reaktivem Phosphat abzusenken. Allerdings wird hier offensichtlich keine MarChemConsult 22

23 vollständige Festlegung erreicht, sondern es verbleibt ein messbarer Anteil im Wasserkörper. Dies zeigen auch die oben erwähnten Berichte aus anderen Anwendungen. Setzt man die erhaltenen Residualkonzentration von ~0,3 µmol/l zu den tatsächlich im Banter See vorhandenen RDP-Konzentrationen und zum Auftreten von Cyanobakterienblüten in Beziehung, zeigt sich, dass Blüten auch dann auftraten, wenn die RDP-Konzentrationen knapp über 0,3 µmol RDP/L oder darunter lagen. Abb. 33 Zusammenhang von Cyanobakterienblüten und RDP-Konzentrationen am Grodendamm Es kann also anhand dieser Daten zunächst nicht davon ausgegangen werden, dass eine Behandlung des Sees mit Bentophos zu einer Reduktion von Cyanobakterienblüten führen würde. Es ist zudem zu berücksichtigen, dass mit der Entfernung des Phosphats nicht nur Cyanobakterien, sondern auch andere Algengruppen wie Chlorophyceen betroffen sein würden. Greift man aber auf diese Weise in das gesamte Ökosystem des Banter Sees ein, so werden sich entsprechende Folgen auch im gesamten Nahrungsnetz zeigen. MarChemConsult 23