Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg

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1 Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg ISF Arbeitsbericht 212

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3 Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg ISF Arbeitsbericht 212

4 IMPRESSUM HERAUSGEBER LUBW Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg Karlsruhe, Postfach 1163, BEARBEITUNG LUBW Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg Postfach 1163, Karlsruhe, STAND Mai 214 BERICHTSUMFANG 116 Seiten D Berichte und Anlagen dürfen nur unverändert weitergegeben werden. Eine auszugsweise Veröffentlichung ist ohne schriftliche Genehmigung der LUBW nicht gestattet.

5 INHALTSVERZEICHNIS 1 BODENSEE Jährlicher IGKB-Zustandsbericht Physikalische Entwicklung Chemische Entwicklung Biologische Entwicklung Mikroverunreinigungen im Bodensee Pestizide im Bodensee Komplexbildner im Bodensee Langzeitentwicklung Plankton Phytoplankton Zooplankton Entwicklung Fischbestände Felchenlaich-Monitoring Fischbestandserfassung Sidescan-Untersuchungen in der Friedrichshafener Bucht und der Rorschacher Bucht Schwebstoffeintrag im östlichen Bodensee-Obersee Temperaturmesswerte an den Verankerungen Arbeitsgruppe Schwebstoffmonitoring Korngrößenverteilungen von Rheinschwebstoffen Strömungsmarken des Alpenrheins Sedimentfallen im Bodensee 28 2 BODENSEE-ZUFLÜSSE Langzeituntersuchung baden-württembergischer Zuflüsse auf Hauptionen und Nährstoffe Mikroverunreinigungen in (baden-württembergischen) Bodenseezuflüssen Pestizide in baden-württembergischen Bodenseezuflüssen Carbamazepin in Bodenseezuflüssen Komplexbildner in Bodenseezuflüssen 34 3 KLEINE SEEN IN BADEN-WÜRTTEMBERG Mindelsee Seenphysikalische und meteorologische Untersuchungen Sidescankartierung Königseggsee Seenphysikalische und meteorologische Messungen Illmensee Zur Geschichte des Illmensees Allgemeines und Untersuchungsprogramm Seenphysikalische und meteorologische Messungen Chemische Untersuchungen und Bewertung Phytoplankton Zooplankton Makrophyten Pigmente 51

6 INHALTSVERZEICHNIS Makrozoobenthos Uferbewertung Sedimentkerne Fächerecholotkartierung Sidescankartierung Stadtsee Bad Waldsee Chemische Untersuchungen und Bewertung Phytoplankton Pigmente Zooplankton Buhlbachsee Chemische Untersuchungen und Bewertung Pigmente und Phytoplankton Huzenbacher See Chemische Untersuchungen und Bewertung Pigmente Pestizide in kleinen Seen 74 4 METHODEN UND KONZEPTE Algenfluoreszenz Bestimmung endokriner Disruptoren in Oberflächengewässern mittels GC-MS Die Anwendung von BodenseeOnline in der Praxis Wind und Wellen eine Studie zur Sensitivität des Wellenfeldes gegenüber Änderungen des Windfeldes Wasserqualitätsmodellierung und Klimaimpaktsimulationen in virtuellen Seen und dem Bodensee Hydrodynamische Modellierung in kleinen Seen Erosionsprozesse und Strömungsfelder im Konstanzer Trichter Satellitenfernerkundung für den Bodensee das Projekt FRESHMON Wind, Strömungen und Transporte im Bodensee Entwicklung eines komplexen, gekoppelten Modellsystems zur Simulation hydrodynamischer und ökosystemarer Prozesse im Bodensee 93 5 QUALITÄTS- UND DATENSICHERUNG Analytische Qualitätssicherung (AQS) Qualtitätssicherung Probenahme Effekt des beprobten Tiefenbereichs Effekte der Probenahmefrequenz Ringversuch Algenpigmente Länderübergreifenden Ringversuch B6 Chlorophyll in Oberflächenwasser 5/ Internationaler Ringversuch Algenpigmente 96 6 BEWERTUNG UND BERATUNG Behördliche Anfragen Analysen zur Keimbelastung in der Flachwasserzone vor Eriskirch 1

7 INHALTSVERZEICHNIS 7 MITARBEIT IN GREMIEN 12 8 PROJEKTE MIT ANDEREN EINRICHTUNGEN SILMAS Ein Interreg-IV Projekt zur nachhaltigen Entwicklung von Seen im Alpenraum Schiffsgravimetrische Vermessung des Bodensees SchussenAktivplus ISF Teilprojekt Rückhalt, Eintrag und Verbleib von Fäkalkeimen Probenahme und erste Ergebnisse Diskussion und Ausblick KLIMBO Klimawandel am Bodensee Methanprojekt Bodensee Untersuchungen an Dauerstadien von Ephippien ÖFFENTLICHKEITSARBEIT Das IKNB Forschungskolloqium 212 Wird sauberes Wasser knapp? VERÖFFENTLICHUNGEN VORTRÄGE

8 1 Bodensee 1.1 Jährlicher IGKB-Zustandsbericht Physikalische Entwicklung Die Wasserstände im Bodensee zeigten im Jahr 212 für die Monate Januar und Juni gegenüber den langjährigen Mittelwerten leicht erhöhte Werte und im Juli und August leicht erniedrigte Werte, ohne dass in dieser Zeit besonders ausgeprägte Extrema auftraten. Ab Anfang September traten dann im weiteren Jahresverlauf durchweg erhöhte Wasserstände auf, die speziell Mitte Dezember den langjährigen Extremwerten zeitweise sehr nahe kamen. Die Abflüsse des Alpenrheins im Jahr 212 zeigten ein ausgesprochen ausgeglichenes Verhalten, das keine markanten Extremabflüsse aufwies. Der höchste Tagesmittelwert wurde am 4. Juni mit 1158 m 3 /s erreicht, wobei der gemessene Maximalabfluss 1572 m 3 /s betrug und der Monatsmittelwert für Juni mit 625 m 3 /s ebenfalls der höchste in 212 war und deutlich über den Mittelwerten der anderen Monate lag. Das Jahr 212 war ein sehr sonnenreiches Jahr, das für Baden-Württemberg als Gebietsmittelwert eine Sonnenscheindauer von 1832 Sonnenstunden aufwies, die damit deutlich über dem langjährigen Mittelwert von 1661 Sonnenstunden lag (Zeitraum von 1991 bis 21). Das schlägt sich auch in den Monatsmitteltemperaturen für Konstanz nieder, die mit Ausnahme des Monats Februar ausnahmslos alle über den langjährigen Mittelwerten (Zeitraum von ) lagen. Speziell für die Monate Januar, März, Mai, August und November wurden Monatsmitteltemperaturen ermittelt, die mindestens zwei Grad über den langjährigen Mitteln lagen. Als Extrema sind für Konstanz der Monat Februar mit einer Mitteltemperatur von -2,8 C (Abweichung gegen langjähriges Mittel: -4,1 C) und der Monat März mit einer Monatsmitteltemperatur von 8,1 C (Abweichung gegen langjähriges Mittel: +3,4 C) zu nennen. Bodensee-Obersee Im Obersee an der Station Fischbach-Uttwil wurde bereits Ende Februar am eine weitgehend gleichförmige, vertikale Verteilung der Wassertemperaturen auf relativ niedrigem Temperaturniveau erreicht. Die Wassersäule erreichte von der Oberfläche bis zur maximalen Tiefe von 25 m eine Temperatur von 4,2 4,1 C. Anfang März, am , wurde wieder eine erste schwache Schichtung der Wassersäule beobachtet, als sich eine leichte Erwärmung der oberen Wasserschicht im Tiefenbereich von 5 m einstellte. Sie wies zu dieser Zeit eine Temperatur von etwa 4,4 C auf, während die tieferen Wasserschichten weiterhin eine Temperatur von rund 4,2 C zeigten. Im weiteren Verlauf kam es zu einer Erwärmung und der Ausbildung einer ersten frühsommerlichen Temperaturschichtung, wobei am oberflächlich Temperaturen von 1,8 C gemessen wurden und am Temperaturen von C im Tiefenbereich von 5 m registriert wurden. Die 5 C-Isotherme war zu dieser Zeit auf eine Wassertiefe von 5 m abgesunken. Sommerliche Schichtungsverhältnisse konnten am registriert werden, als die oberen 5 m der Wassersäule eine Temperatur von etwa 2,8 C aufwiesen. Am wurde im Rahmen des Meßprogramms 212 die maximale Wassertemperatur von 22 C im Tiefenbereich 5 m gemessen. Bereits Anfang September wurde eine leichte Abkühlung der Wassersäule mit einer Temperatur von 19,4 C registriert, wobei zu dieser Zeit bereits eine weitere Absenkung des Epilimnions stattgefunden hatte und diese Temperatur bis zu einer Tiefe von 1 m vorlag. Im weiteren Verlauf kühlte der Wasserkörper weiter aus und es wurden oberflächlich Temperaturen von 15,7 C (am ) und 11,1 C (am ) gemessen. Die 5 C-Isotherme war zu dieser Zeit bereits auf eine Wassertiefe von etwa 7 m abgesunken. Am war die Wassersäule dann bis auf eine Tiefe von 3 m auf eine konstante Temperatur von 8,5 C abgekühlt, während in 25 m Wassertiefe eine Temperatur von 4,2 C gemessen wurde. Bodensee - Untersee Die Temperaturverteilung im Untersee stellt sich aufgrund der vorhandenen Gewässermorphometrie für die einzelnen Seeteile Rheinsee (maximale Wassertiefe 45 m), Zellersee (maximale Wassertiefe 22 m) und Gnadensee (maximale Wassertiefe 19 m) differenziert dar. Im Winter 211/212 stellten sich bedingt durch die wesentlich gerin- 8 ISF Jahresbericht 212 LUBW

9 geren Wassertiefen in den drei Seeteilen Rheinsee, Zellersee und Gnadensee bereits deutlich früher als im Obersee homotherme Verhältnisse ein. Bereits am werden nahezu homotherme Verhältnisse mit etwa 7,8 C im Zellersee gemessen. Es erfolgte eine weitere Auskühlung und am wurden dann etwa 4,9 C im Zellersee und etwa 4,3 C im Gnadensee registriert. Im weiteren Jahresverlauf folgte die Temperaturentwicklung im Untersee oberflächennah der im Obersee, wobei in den drei Seeteilen des Untersees leicht höhere maximale Temperaturwerte ermittelt wurden. Am wurden im Rahmen des IGKB-Meßprogramms mit 23,4 C im Gnadensee und 22,6 C im Zellersee, sowie mit 22,4 C im Rheinsee die höchsten Wassertemperaturen für den Untersee gemessen. Die Temperaturen an den jeweils tiefsten Stellen der drei Teilbecken folgten einem ausgeprägten Jahresgang, der im Rheinsee in einer Wassertiefe von 45 m die kleinste Amplitude mit einer minimalen Temperatur T min =2, C (am ) und einer maximalen Temperatur von 8,7 C (am ) aufweist. In den beiden anderen Seeteilen wurden aufgrund der flacheren Morphometrie der Teilbecken am mit 1,7 C für den Gnadensee (T min =4,3 C in 19 m Wassertiefe am danach war aufgrund von Eisbedeckung keine Meßfahrt möglich) und 11,2 C für den Zellersee am (T min =2,6 C in 15 m Wassertiefe am ) höhere Maximaltemperaturen an den tiefsten Stellen dieser Teilbecken registriert. Anfang November 212 wurden dann nahezu homotherme Verhältnisse in Zellersee und Gnadensee erreicht, während im Rheinsee Anfang Dezember 212 weitgehend ausgeglichene vertikale Temperaturverhältnisse gemessen wurden Chemische Entwicklung Bodensee - Obersee Die Konzentration des Gesamtphosphors betrug im Jahresmittel 212 6,3 µg/l (Abb. 1-1). Damit liegt der Jahresmittelwert geringfügig über den Vorjahreswerten (211 und 21: 5,9 µg/l). Auch in der Zirkulationsphase 212 (Mittelwert Februar bis April) wurde mit 7, µg/l ein etwas höherer Wert als in den beiden Vorjahren festgestellt (6,2 bzw. 6, µg/l). Die beobachteten geringen Schwankungen sind in erster Linie auf seeinterne Mischungsvorgänge zurückzuführen. Insgesamt haben die mittleren Konzentrationen an Gesamtphosphor einen für große oligotrophe Alpenseen typischen Bereich erreicht. Der anorganische Stickstoff (Nitrat-, Nitrit- und Ammoniumstickstoff) mit Nitrat als Hauptkomponente entsprach 212 mit einem Jahresmittel von,93 mg/l in etwa dem Wert des Vorjahres (,94 mg/l). Damit liegt die Konzentration an anorganischem Stickstoff seit Anfang der 198er Jahre ohne langfristigen Trend im Bereich von,9 bis 1,1 mg/l. Chlorid als Indikator vielfältiger Einträge aus dem Siedlungsbereich blieb nach zunehmendem Trend von 24 bis 27 zunächst von 27 bis 28 bei einem Jahresmittel von 6,1 mg/l konstant und ist seither wieder kontinuierlich auf aktuell 6,7 mg/l gestiegen (211: 6,7 mg/l, Abb. 1-1). Ein beträchtlicher Teil der Zunahme stammt aus der winterlichen Straßensalzung, wie im Grünen Bericht 37 ausgeführt wurde. Phosphor [µg/l] Sauerstoff [mg/l] Chlorid [mg/l] ,8 1,6 1,4 1,2 1,,8,6,4 Gesamtphosphor im Rohwasser, Konzentration während der Zirkulation Gesamtphosphor im Rohwasser, volumengewichtetes Jahresmittel Sauerstoffkonzentration, Minimalwerte 1 m über Grund Chlorid, volumengewichtetes Jahresmittel Stickstoff aus NO + NO + NO, volumengewichtet bis 1973: Stickstoff nur aus NO, volumengewichtet Abb.1-1: Langfristige Entwicklung der Phosphor-, Sauerstoff-, Stickstoff- und Chloridkonzentrationen im Bodensee-Obersee (Fischbach-Uttwil) 3 Stickstoff [mg/l] LUBW ISF Arbeitsbericht 212 9

10 Die Sauerstoffgehalte im tiefen Hypolimnion des Obersees von m haben sich durch bis in die tiefen Wasserschichten reichende Mischungsprozesse im März 212 erholt. In den fünf vorangegangenen Jahren dagagen erfolgte keine gute Zirkulation im jeweiligen Frühjahr. Das herbstliche Minimum von 7,2 mg/l liegt über dem Vorjahreswert von 6,3 mg/l (Abb. 1-1). Bodensee - Untersee Die Konzentration des Gesamtphosphors blieb 212 im Rheinsee mit einem Jahresmittel von 7,9 µg/l unter dem Niveau des Vorjahres (211: 8,7 µg/l, 29 und 21: 9,4 und 9,3 µg/l). Im Zellersee ist das Jahresmittel 212 auf 15 µg/l im Vergleich zum Vorjahr angestiegen und hat damit wieder das Niveau von 21 erreicht, nachdem 211 auf Grund von niedrigen Abflusswerten und Frachten in der Radolfzeller Aach ein vorübergehender Rückgang auf 13 µg/l zu beobachten war. Einen ähnlichen Verlauf zeigt der Gnadensee. Der Gesamtphosphorgehalt im Jahresmittel ist hier 212 auf 11 µg/l gestiegen, nachdem er 211 auf 1 µg/l gefallen und in den Jahren 29 und 21 konstant bei 13 µg/l geblieben war. Im Zeller- und Gnadensee spielt neben den Einträgen der Zuflüsse auch die von Jahr zu Jahr variierende P-Freisetzung aus den Sedimenten eine wichtige Rolle für den P-Haushalt. Der Gehalt an anorganischem Stickstoff (Nitrat-, Nitritund Ammoniumstickstoff) mit Nitrat als Hauptkomponente blieb im Rheinsee mit,81 mg/l unter den Vorjahreswerten (211:,89 und 21:,91 mg/l). Auch der Zellersee lag 211 mit,86 mg/l anorganischem Stickstoff etwas unter dem Vorjahr (211:,92 mg/l). Der Gnadensee weist mit,55 mg/l eine vergleichbare Größenordnung an anorganischem Stickstoff auf wie 211 (,57 mg/l). Der minimale Sauerstoffgehalt über dem Seeboden betrug im Rheinsee im Jahr 212,8 mg/l, was eine leichte Verbesserung im Vergleich zu 211 (,1 mg/l), aber keine Veränderung zu 21 (,8 mg/l) bedeutet. Im Zellersee wurde in den letzten Jahren bei allen Messungen ein geringer Sauerstoff-Restgehalt gefunden Das Minimum lag 212 bei,8 mg/l und war damit in der Größenordnung der 4 Vorjahre (,3 bis,8 mg/l). Der Tiefenwasserbereich des Gnadensees wies im Herbst 212 wie auch im Jahr 211 einen totalen Sauerstoffschwund auf, nachdem erstmalig 21 bei al- len Messungen ein geringer Sauerstoff-Restgehalt gefunden wurde. Fazit und Handlungsbedarf Die Wasserqualität des Bodensees befindet sich weiterhin in einem einwandfreien Zustand. Der Gesamtphosphorgehalt im Obersee liegt in einem Bereich, der für einen oligotrophen Alpensee typisch ist. Auf diesem Niveau finden geringe Schwankungen statt, die u.a. durch interne Prozesse induziert werden. Die positiven Auswirkungen der erreichten niedrigen Nährstoffkonzentrationen zeigen sich in der guten Sauerstoffversorgung tiefer Seebereiche des Obersees. Im Untersee wird die trophische Entwicklung neben den P-Einträgen über die Zuflüsse auch von der variierenden Freisetzung aus den Sedimenten beeinflusst. Die Ergebnisse der Freiwasseruntersuchungen bestätigen eindrücklich den positiven Effekt der Gewässerschutzmaßnahmen aller Länder und Kantone im Einzugsgebiet des Bodensees. Angesichts des starken Nutzungsdrucks und der Einflüsse des Klimawandels auf die Tiefenwassererneuerung gilt weiterhin, die erreichten Erfolge nachhaltig zu sichern Biologische Entwicklung Station Fischbach-Uttwil Phytoplankton Die Phytoplankton-Biomasse war in allen untersuchten Seeteilen im Jahr 212 wieder niedriger als im Vorjahr. Nach einer Zunahme an der Station Fischbach-Uttwil im Obersee von einem Wert von,47 mg/l im Jahr 28 auf,91 mg/l im Jahr 211 lag die Biomasse im Jahr 212 mit,43 mg/l im Bereich der Schwankungsbreite der letzten 2 Jahre. Während 212 die Cryptophyceen das Phytoplankton dominierten waren im Jahr 212 wieder die Diatomeen die Hauptvertreter des Phytoplanktons (Abb. 1-2). Sie zeigten eine kleine Frühjahrsblüte Ende März, die vorwiegend von centrischen Diatomeen geprägt war. Den Sommer über traten pennate Formen der Gattung Fragilaria in den Vor- 1 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

11 Cyanobacteria Chlorophyten (Chlorophyceen + Conjugatophyceen) Chrysophyceen Dinophyceen.1 Abb. 1-3: Übersichtsbild einer Algenprobe vom der Station Fischbach-Uttwil. Deutlich zu erkennen sind die tafelförmigen Aggregate der Art Fragilaria crotonensis. Rhodomonas lacustris ist ebenfalls verbreitet vertreten mg / l.2 Cryptophyceen Bacillariophyceen Summe Datum seit 27 an der Station Fischbach-Uttwil auch das autotrophe Bakterienplankton (Pikoplankton) in der Summenprobe 2 m mit erfasst (Abb. 1-4). Hierzu zählen vor allem einzellige ca. 1 2 µm lange Cyanobakterien (u.a. Synechococcus sp.). Für die ersten vier Monate waren die Proben leider nicht mehr auswertbar, da die Chlorophyllfluoreszenz wegen zu langer Lagerung nicht mehr sicher erkennbar war. Wie in den Vorjahren wurde ein erster Maximalwert im Mai beobachtet, der mit 8 x 1 4 Zellen/ml allerdings deutlich unter den beobachteten Maximalwerten der Vorjahre lag. Danach bewegten sich die Werte in den Sommermonaten bis weit in den Herbst zwischen 5 1 x 1 4 Zel- Abb. 1-2: Entwicklung des Phytoplanktons 212 im Obersee 1 8 dergrund. Ende Oktober/Anfang November gab es, wie im vergangenen Jahr, einen hohen Peak verursacht durch das massive Auftreten der Art Fragilaria crotonensis (Abb. 1-3). Fragilaria crotonensis hatte bisher typischerweise im Sommer das Hauptmaximum. Erst in den letzten Jahren sind immer wieder hohe Spätherbstpeaks zu beobachten, die erstmals 26, 211 und 212 die höchste sommerliche Biomasse überschritten. x1 Zellen/ml /21 1/23 1/25 1/27 1/29 1/211 Datum Bakterienplankton Im Zuge der fluoreszenzmikroskopischen Zählungen wird Abb. 1-4 : Zelldichten des autotrophen Bakterienplanktons (<2 µm) an der Station Fischbach-Uttwil in der Tiefenstufe 2 m LUBW ISF Arbeitsbericht

12 x1 Zellen/ml A ( -1 m ) B ( 1-3 m ) C ( 3-15 m ) 1/21 1/23 1/25 1/27 1/29 1/211 Datum Abb. 1-5 : Zelldichten des heterotrophen Bakterienplanktons (<2 µm) an der Station Fischbach-Uttwil in der Tiefenstufe 2 m len/ml und lagen damit ebenfalls auf einem niedrigeren Niveau im Vergleich zu den Vorjahren. Allerdings blieben die Werte bis Ende November erhöht und näherten sich erst im Dezember wieder dem niedrigen Winterniveau im Bereich von weniger als 3 x 1 4 Zellen/ml. Insgesamt bestätigen die 211 festgestellten Zelldichten des autotrophen Bakterienplanktons die im Vergleich zu Erhebungen der 199er Jahre geringeren Werte. Die Zelldichten des heterotrophen Bakterienplanktons werden seit 198 mit Hilfe fluoreszenzmikroskopischer Direktzählung (Nach Anfärbung mit dem Farbstoff DAPI) am Bodensee-Obersee (Station Fischbach-Uttwil) erfasst (Abb. 1-5). Da zu Beginn dieses Zeitraums die Phosphorbelastung des Sees ihren Höhepunkt hatte und seither kontinuierlich abgenommen hat, erlaubt diese Zeitreihe auch Aussagen zur möglichen Trophieabhängigkeit des Bakterienplanktons. Im Jahr 212 zeigten die Gesamtbakterienzahlen im saisonalen Ablauf und in der Tiefenverteilung ähnliche Muster wie in den Vorjahren. Die regelmäßig beobachteten Minima in den Wintermonaten (Januar bis Anfang März) lagen mit Werten leicht unter 1 x 1 6 Zellen/ml wieder in dem für Normaljahre üblichen niedrigen Bereich und zeigten in diesem Zeitraum keine signifikanten Unterschiede in den Tiefenstufen. Der ebenfalls regelmäßig beobachtete Frühjahrsanstieg der Bakteriendichten in den oberflächennahen Schichten ( 3 m) erfolgte 211 wiederum vergleichsweise früh Mitte März und kann mit den schon früh ansteigenden Frühjahrstemperaturen erklärt werden. Dabei erreichten die Werte in der Oberflächenschicht schon Anfang April ein erstes Maximum von 2,5 x 1 6 Zellen/ml. Nach einem kurzen Abfall erhöhten sich die Dichten auf Tab. 1-1: Häufigkeitsklassen des Fäkalkeimindikators E. coli an der Station Fischbach-Uttwil 212 (September keine Probe) Tiefe Jan. Feb. März April Mai Juni Juli Aug. Sep. Okt. Nov. Dez. m 5 m 1 m 15 m 2 m Belastungsklassen Fäkalkeime (pro 1 ml) <1 >1 <5 >5 <1 >1 <25 >25 3 m 5 m 1 m 15 m 2 m 24 m 1 m ü. Grund 12 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

13 Werte über 3 x 1 6 Zellen/ml, und blieben bis September auf diesem Niveau. Danach fielen die Dichten wieder auf ein Niveau von ca. 2 x 1 6 Zellen/ml, blieben dann aber bis zum Jahresende auf diesem vergleichsweise hohen Niveau. Insgesamt setzte sich somit aber dennoch auch 212 der Trend zu niedrigeren Bakteriendichten fort. Seit dem Maximum der Eutrophierung haben Häufigkeit und Ausmaß der Bakterien-Maxima abgenommen. Dabei blieben aber die grundsätzlichen Muster der vertikalen und saisonalen Verteilung wenig verändert. Diese Entwicklung ist also eine weitere Folge der Reoligotrophierung des Sees. Die seit 2 routinemäßig an der Station Fischbach-Uttwil monatlich im Vertikalprofil erfassten Konzentrationen des Fäkalkeimindikators E. coli (EC) zeigten 212 wie in den Vorjahren sehr niedrige Werte (Tab. 1-1). Insgesamt traten Werte mit positiven Befunden (= mindestens 1 EC/1 ml) in 18 % der Proben auf. Das heisst wiederum über 8 % der Proben waren bezüglich E. coli unbelastet. Mit zwei Ausnahmen (in der Januar-Probe bei 1 m und in März-Probe 1 m über Grund) lagen alle Proben unterhalb dem für Oberflächenwasser immer noch niedrigen Belastungswert von 1 EC/1ml. Die erhöhten Werte im Januar und März weisen auf die Einschichtung belasteten Flusswassers hin. Bei den intestinalen Enterokokken (IE) ergaben sich für die Station Fischbach-Uttwil ähnlich niedrige Belastungswerte mit einem saisonalen Grundmuster wie es für die Verteilung von E.coli gezeigt wurde Station Zellersee mg / l Chlorophyten (Chlorophyceen + Conjugatophyceen) Cyanophyceen Chrysophyceen Dinophyceen Cryptophyceen Bacillariophyceen Summe einschließlich "Sonstige" & nicht determinierte Gruppe Datum Phytoplankton Im Untersee (Station Zellersee) zeigte die Biomasse des Phytoplanktons im Jahr 212 eine ausgeprägte Blüte centrischer Kieselalgen bereits Ende Februar (Abb. 1-6). Diese Blüte war geprägt von den beiden Stephanodiscus-Arten S. alpinus (Abb. 1-7) und S. neoastraea und bildete gleichzeitig das Jahresmaximum. Im April spielten die Kieselalgen mit weniger als 1/5 der Biomasse kaum noch eine Rolle. Chrysophyceen (Dinobryon spp.) und Dinophyceen (v.a. Gymnodinium helveticum, s. Abb. 1-7) bestimmen zu 2/3 die Phytoplanktonbiomasse. Anfang Mai kam es noch einmal zu einer deutlich weniger ausgeprägten Diatomeenblüte, welche jetzt allerdings von der Gattung Fragilaria gekennzeichnet wurde. Im weiteren Jahresverlauf bewegte sich Abb. 1-6: Entwicklung des Phytoplanktons 212 im Zellersee die Biomasse auf einem gleichbleibenden Niveau bei etwa,5 mg/l und wurde zum Herbst hin zunehmend von Cryptophyceen geprägt. Im Zellersee war wie im Obersee im Herbst ein Anstieg der Diatomeenbiomasse zu erkennen, der allerdings deutlich geringer ausfiel als im Obersee. Auch hier wurde dieser Anstieg durch die Art Fragilaria crotonensis verursacht. Die Jahresbiomasse lag mit,69 mg/l im Schwankungsbereich um den Mittelwert der letzten 2 Jahre. LUBW ISF Arbeitsbericht

14 Abb. 1-7: Beispiele für Phytoplankton im Zellersee des Bodensees. Links: Stephanodiscus alpinus, Mitte: Gymnodinium helveticum, rechts: Cryptomonas ovata Euglenophyceen Station Gnadensee Phytoplankton Die Station Gnadensee konnte wegen Eisbedeckung nach Januar erst wieder Anfang April beprobt werden. Zu diesem Zeitpunkt hatte sich eine Blüte von Gymnodinium helveticum (vgl. Abb. 1-7), einer mixo- bis heterotrophen Dinophyceen-Art, ausgebildet, die dann bei der Maiprobenahme bereits wieder verschwunden war. Von Mai an gab es im weiteren Jahresverlauf nur geringe Änderungen im Gesamtbiovolumen und keine der Algengruppen zeigte eine deutliche Dominanz (Abb. 1-8). Erst zum Herbst hin wurden die Cryptophyceen aspektbildend. Die im Vorjahr gefundene Blaualgenblüte im Herbst trat im Jahr 212 nicht auf. Lediglich in der Dezemberprobe konnte Limnothrix obliqueacuminata, eine fädige Blaualgenart, in nennenswerter Anzahl nachgewiesen werden (ca. 2 % der Biomasse). Die mittlere Jahresbiomasse lag mit,48 mg/l niedriger als die Werte 29 und Chlorophyten (Chlorophyceen + Conjugatophyceen) Cyanobacteria Chrysophyceen Bacillariophyceen Dinophyceen Station Rheinsee Phytoplankton An der Station Rheinsee im Untersee begann die Phytoplanktonentwicklung im Januar und erreichte bereits Anfang Februar ein Maximum bei der Biomasse der Diatomeen (vorwiegend centrische Arten) (Abb. 1-9). Das Gesamtbiomassemaximum Mitte April wurde von Chrysophyceen der Gattung Dinobryon sowie von Diatomeen geprägt (kleine, centrische Arten und Fragilaria). Aufgrund einer Probenahmelücke im Mai war keine Aussage zu einem Klarwasserstadium möglich. Den Sommer über war mg / l Chryptophyceen Summe Datum Abb. 1-8: Entwicklung des Phytoplanktons 212 im Gnadensee 14 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

15 Chlorophyten (Chlorophyceen + Conjugatophyceen) Cyanobacteria Dinophyceen Chrysophyceen Cryptophyceen Pigmente Pigmente sind Indikatoren für Algengruppen, weil sie teilweise nur oder zumindest überwiegend in bestimmten Algengruppen vorkommen. Mit Hilfe der Pigmentanalyse können also keine Arten identifiziert werden, sondern nur Algengruppen. Allerdings reicht diese Aussage für die Beantwortung mancher Fragestellungen schon aus. Bei detaillierteren Algenanalysen können mit Hilfe der Software Chemtax weitere wesentliche Fortschritte in der Beschreibung von Algenbiocoenosen erzielt werden ( int-res.com/articles/meps/144/m144p265.pdf). Am ISF werden bislang die diagnostischen Leitpigmente Fucoxanthin (Bacillariophyceen), Alloxanthin (Cryptophyceen), Peridinin (Dinophyceen), Chlorophyll-b (Grünalagen) und Zeaxanthin (Blaualgen) routinemäßig verwendet. An der Station Fischbach-Uttwil (Abb. 1-1) dominierte 212 das Leitpigment Fucoxanthin, es folgten Alloxanthin, Zeaxanthin Chlorophyll-b und Peridinin. Die summierten Bacillariophyceen Summe mg / l Datum Abb. 1-9: Entwicklung des Phytoplanktons 212 im Rheinsee keine der Algengruppe auffällig stärker vertreten. Lediglich im September und bei den letzten beiden Beprobungen machten die Cryptophyceen ca. die Hälfte der Biomasse aus. Wie in den anderen Seeteilen zeigte sich auch im Rheinsee im November ein leichter Anstieg der Biomasse der Art Fragilaria crotonensis. Die mittlere Biomasse im Rheinsee lag mit,43 mg/l im Schwankungsbereich der Mittelwerte der letzten 1 Jahre und in der gleichen Größenordnung wie die Biomasse des Obersees. Peridinin Zeaxanthin Datum Alloxanthin Fuxocanthin Chlorophyll b Chlorophyll a Abb. 1-1: Konzentrationen von Leitpigmenten und Chlorophyll-a im Rheinsee LUBW ISF Arbeitsbericht

16 Konzentrationen der Leitpigmente waren meist 1,5 µg/l. Lediglich Anfang April und Ende Oktober lagen die Konzentrationen bei 2, 2 µg/l bzw. 2 µg/l. Die Chlorophyll-a Konzentrationen lagen meist unterhalb 2,6 µg/l. Neben den Maxima im April und Oktober mit 4,3 µg/l bzw. 4,6 µg/l trat ein drittes Maximum Ende Juli mit 4,4 µg/l auf. An der Station Zellersee waren die Konzentrationen der Leitpigmente im Frühjahr hoch. Das bei der monatlichen Beprobung festgestellte Maximum fand sich bereits im Februar; Fucoxanthin war das dominierende Leitpigment. Die sommerlichen Konzentrationen waren niedrig, die Unterschiede zu den Konzentrationen an der Station Fischbach- Uttwil sind zurückgegangen. Die Änderungen der Chlorophyll-a-Konzentrationen entsprachen im Wesentlichen denen der Leitpigmente. Auffällig sind die nur geringen Änderungen der Chlorophyll-a-Konzentrationen in der zweiten Jahreshälfte. Diese Stabilität, die auch schon in früheren Jahren festgestellt wurde, ist möglicherweise ein Artefakt aufgrund der monatlichen Probenahme. An der Station Fischbach-Uttwil erfolgte die Beprobung 14tägig, die Dynamik der Änderungen war deutlich größer. Ob und wie sich dies für die Bewertung eines Ökosystems auswirkt, wurde bislang nicht untersucht. Bemerkungen zu der in der WRRL vorgeschriebenen sechsmaligen Beprobung während der Vegetationsperiode finden sich im Kapitel Der Monat Februar (mit der für 212 maximalen Pigmentkonzentration) gehört sicher noch nicht zur der sogenannten Vegetationsperiode. An der Station Gnadensee standen im Februar und März 212 aus technischen Gründen keine Proben zur Verfügung. Anders als an den Stationen Fischbach-Uttwil und Zeller See stiegen die Konzentration von Leitpigmenten und Chlorophyll-a zum Jahresende hin an. Auffällig sind die hohen Differenzen zwischen den Konzentrationen von Leitpigmenten und Chlorophyll-a in den Monaten März/April und Dezember, die bislang nicht erklärt werden können. Eine Kontrolle der Daten ergab keine nachweisbaren Fehler in der Herstellung und Messung der Proben. tischen und biotischen Faktoren auf das Verhältnis von Zellzahl/Biovolumen und Pigmentkonzentrationen) ebenfalls notwendig. Zooplankton Cladoceren sind eine heterogene Gruppen, die sowohl herbivore als auch carnivore Arten umfasst. Carnivor sind die Arten Leptodora kindtii und Bythotrephes longimanus. Unter den herbivoren Arten sind Daphnien die stärksten Filtrierer. Diese drei Gruppen repräsentierten bislang die Hauptfutterorganismen der Felchen, den im Bodensee wichtigsten vertebraten Räubern. Die Entwicklung von Cladoceren wird von Faktoren bestimmt die entweder die Produktion (Temperatur, Futterquantität und -qualität) oder die Mortalität der Tiere bewirken (invertebrate und vertebrate Räuber). Alle wesentlichen Produktions- und Mortalitätsfaktoren haben sich im Bodensee während der Oligotrophierung zum Teil drastisch verändert. Ihre gegenseitigen Einflüsse oder kausalen Wechselwirkungen lassen sich in diesen summarischen Darstellungen nicht erken- 211 Cladoceren 212 Sobald ein plausibilisierter, fehlerfreier Datensatz Phytoplankton vorliegt, ist eine gezielte Klärung solcher Diskrepanzen möglich. Für die im Frühsommer beginnende Auswertung der Langzeitdaten ist ein derartiger Datensatz für die Klärung bestimmter Fragestellungen (z.b. Produktionsdynamik von herbivoren Crustaceen, Effekte von abio- Abb. 1-11: Saisonaler Trend der Cladoceren ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

17 nen, sind aber Ziel einer im Frühsommer beginnenden Auswertung der vorliegenden Langzeitdaten. Die Individuendichte der Cladoceren (Abb. 1-11) an der Station Fischbach-Uttwil waren 212 deutlich höher als 211. An der Station Zellersee war das Individuenmaximum 211 deutlich höher als 212. Allerdings sind die Individuendichten insgesamt höher als 211. An der Station Gnadensee wiederum ist ein eindeutiges Maximum im September vorhanden. 212 sind die Individuendichten im Spätsommer generell höher als 211, was zumindest an den Stationen Fischbach-Uttwil und Gnadensee deutlich erkennbar ist. Auch die Copepoden (Abb. 1-12) repräsentieren eine Sammelgruppe, die man entsprechend den grundsätzlichen Größenunterschieden zunächst in große und kleine Copepoden unterteilen kann. Zu den großen Copepoden gehört zum Beispiel Cyclops vicinus, der mit der Eutrophierung in den Bodensee einwanderte. Im Bodensee wird der carni- voren Art das Verschwinden von Hetereocope borealis zugeschrieben. Laborversuche haben allerdings gezeigt, dass diese Art auch mit Phytoplankton als Futter überleben kann. Zu den kleinen Copepoden gehört zum Beispiel Thermocyclops, der eigentlich als typisch für eutrophe Gewässer gilt, dessen Individuendichte im oligotrophen Bodensee aber zunehmend ansteigt. Auch bei den Copepoden waren an allen drei Stationen die Individuenzahlen 212 höher als 211. Die Rotatorien (Abb. 1-12), auch Rädertiere genannt, sind die zweite große Gruppe des Metazooplanktons. Sie sind überwiegend herbivor und stehen damit in direkter Nahrungskonkurrenz zu den herbivoren Crustaceen. Hier sind insbesondere die Daphnien auf Grund ihrer deutlich höheren Filtrationseffizienz die überlegenen Konkurrenten. Die zeitliche Koinzidenz hoher Individuendichten von Rotatorien und Daphnien schließt sich unter normalen Bedingungen aus. Der Vergleich der graphischen Darstellung der Individuendichten beider Gruppen lässt dies allerdings 211 Rotatorien Copepoden 212 Abb. 1-12: Saisonaler Trend der Rotatorien (links) und Copepoden (rechts) LUBW ISF Arbeitsbericht

18 höchstens vermuten. Bei den Rotatorien waren die Individuendichten 212 ebenfalls etwas höher; vor allen Dingen waren die Maxima höher, im Zellersee mehr als doppelt so hoch. 1.2 Mikroverunreinigungen im Bodensee Pestizide im Bodensee Im Bodensee-Obersee wurden im Mai, Juli und Oktober 212 Wasserproben aus fünf verschiedenen Tiefen in Seemitte auf insgesamt 63 Pestizide, drei Metabolite, ein Algizid und ein Repellent untersucht. Atrazin, Desethylatrazin, Terbutylazin, Desethylterbutylazin, Metolachlor, Propiconazol, Simazin, Terbutryn, Irgarol und DEET konnten in allen Proben in geringen Spuren über der Bestimmungsgrenze von 1 ng/l nachgewiesen werden. Die höchsten gefundenen Konzentrationen lagen beim Repellent DEET mit 7, ng/l, beim Pestizid Terbutylazin mit 4, ng/l und seinem Metabolit Desethylterbutylazin mit 4,6 ng/l (Abb. 1-13). Die Konzentrationen der Pestizide haben einen sehr unterschiedlichen zeitlichen Verlauf. Während beim Atrazin alle Werte nahezu im selben Bereich liegen, sieht man beim Terbutylazin eine deutliche Zunahme im Juli in den oberen Wasserschichten. Dies deutet daraufhin, dass das seit Jahren verbotene Atrazin nur noch diffus in den Bodensee eingetragen wird und dort nur sehr langsam abgebaut wird. Beim Terbutylazin dagegen deuten die Werte auf einen aktuellen Eintrag über die Zuflüsse, welche sich im Sommer oberflächennah einschichten, hin. Verglichen mit den Ergebnissen der Vorjahre lagen die Werte für Metolachlor, Terbutylazin, DEET und Desethylterbutylazin auf demselben Niveau. Beim Atrazin, Propiconazol, Simazin, Terbutryn, Irgarol und Desethylatrazin wurden geringere Konzentrationen gemessen Komplexbildner im Bodensee In der Seemitte des Bodensee-Obersees, an der Station Fischbach-Uttwil, wurden im März, April, August und September jeweils Vertikalprofile auf die Komplexbildner Atrazin [µg/l],1,2,3,4,5 Terbutylazine [µg/l],,1,2,3,4, Tiefe [m] Tiefe [m] Mai Juli Oktober 25 Mai Juli Oktober Abb1-13: Konzentrationen von Atrazin und Terbutylazin im Bodensee 18 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

19 NTA, EDTA und DTPA untersucht. Die Gehalte von NTA und DTPA lagen stets unter der Bestimmungsgrenze. Der mittlere EDTA-Gehalt hat sich von,55 µg/l im Jahr 21 im Jahr 211 auf,67 µg/l erhöht und ist im Jahr 212 wieder auf,6 µg/l gefallen. Nachdem die Werte seit Anfang der 9er-Jahre von 3 µg/l auf die heutigen Werte von,6 µg/l gefallen sind, deutet sich an, dass sich die Werte auf diesem Niveau stabilisieren (Abb. 1-14). EDTA [µg/l] 4, 3, 2, 1, 1.3 Langzeitentwicklung Plankton Phytoplankton Die Langzeitentwicklung des Phytoplanktons wurde im Rahmen eines Werkvertrags mit der Universität Konstanz für die Jahre 1965 bis 27 aufgearbeitet. Der Bericht wird voraussichtlich 214 als Blauer Bericht der IGKB erscheinen. Die Hauptergebnisse aus diesen Untersuchungen wurden im Jahresbericht 211/12 (Kapitel 8.6) dargestellt. Die durchschnittlichen Jahresbiomassen an den Stationen Fischbach-Uttwil (Obersee), Zeller- und Rheinsee (Untersee) lagen im Schwankungsbereich der letzten 2 Jahre. Die oben genannte Auswertung zeigte, dass die Biomasseverteilung im Jahresverlauf stärker variiert als im langfristigen Unterschied zwischen eutrophen und oligotrophen Jahren. Die jährlichen Schwankungen bei der Phytoplanktonbiomasse werden stark von den jeweils vorherrschenden Witterungsbedingungen mitgeprägt., Jahr Abb 1-14: Langfristige Entwicklung der EDTA-Konzentrationen im Bodensee-Obersee, Seemitte kungen. Der einschränkende reduzierende Effekt einer Jahresbilanz auf die dynamische Entwicklung ist am Beispiel der Chlorophyll-a-Entwicklung verdeutlicht (Abb. 1-16, nächste Seite) Zooplankton Die langfristige Entwicklung von Copepoden und Cladoceren 196 bis 212 zeigt in den letzten Jahren keine wesentlichen Änderungen (Abb. 1-15). Die Individuenzahlen beider Gruppen nahmen leicht zu. Der untere Teil der Abbildung (langfristige Entwicklung ) zeigt deutlich, dass die Änderungen nur geringfügig waren. In der Abbildung sind auch die Jahresmittelwerte der Chlorophyll-a-Entwicklung dargestellt, die teilweise gegenläufig zu den Entwicklungen der Copepoden und Cladoceren ist. Bei den Jahresmittelwerten von Copepoden und Cladoceren wird über alle Arten der entsprechenden Gruppen summiert. Einzelne Arten können dabei gegenläufig aboder zunehmen, was bei der Darstellung der Mittelwerte nicht mehr erkennbar ist. Solche Darstellungen erlauben daher nur begrenzte Rückschlüsse auf kausale Wechselwir- Abb. 1-15: Oben: Entwicklungstrend der Crustaceen , unten: Entwicklungstrend von Crustaceen und Chlorophyll-a LUBW ISF Arbeitsbericht

20 Felcheneier/m² Dredge Ergebnisse Januar Eier gesamt /m² davon entwickelte Eier/m² Abb. 1-16: Gegenüberstellung von gemessenen Chlorophyll-a-Konzentrationen und den daraus berechnetem Jahresmittelwerten Abb. 1-17: Dichte der Felcheneier im Bodensee-Obersee, Januar Entwicklung Fischbestände Felchenlaich-Monitoring Obwohl nach mündlichen Mitteilungen von Kollegen der Fischereiforschungsstelle und Berichten der staatlichen Fischereiaufseher der Felchenlaichfischfang 212 quantitativ und qualitativ extrem schlecht ausfiel, konnten erstmals seit 29 wieder nennenswerte Eidichten am Seeboden nachgewiesen werden. Zum Stichtag erster Januar war knapp die Hälfte der Eier befruchtet (Abb. 1-17). Diese Beobachtung zeigt, dass auch unmittelbar an der Sedimentoberfläche in allen Tiefen die Sauerstoffkonzentration für die Entwicklung der empfindlichen Felcheneier ausreicht Fischbestandserfassung Bei der Fischbestandsschätzung im Frühjahr 212 wurden in allen Tiefenschichten die höchsten Fischdichten im nordöstlichen Seebereich festgestellt (Abb. 1-19). Vor der Laichzeit im November 212 war die Verteilung großflächiger und erstreckte sich bis etwa Seemitte. Die überwiegende Anzahl der detektierten Fische hielt sich im Tiefenbereich 1 3 m auf. Im März 213 zeigte sich eine sehr inhomogene Verteilung mit mehreren Konzentrationsbereichen, sowohl in der Schicht 1 3 m, als auch in der Tiefenstufe 3 5 m. Die höchsten Eidichten werden in der Regel im Dezember, unmittelbar nach dem Laichgeschehen gefunden. Durch Mortalität und Schlupf ab Februar nehmen die Dichten anschließend kontinuierlich ab. Die insgesamt geringen Dichten an der Station Seemitte Langenargen/Arbon (BF_1) sind möglicherweise dadurch zu erklären, dass das zentrale Laichgeschehen weiter westlich stattfand. 211/ Probestelle GF_6 befindet sich in etwa 2 Metern Wassertiefe vor dem Eriskircher Ried und repräsentiert einen Laichplatz der ufernah laichenden Felchenformen. Der deutliche Anstieg der Eidichten von Anfang bis Ende Januar dürfte damit zu erklären sein, dass ein Teil der Population erst im Januar abgelaicht hat. Für diese Annahme spricht auch, dass Eier unterschiedlicher Entwicklungsstadien gefunden wurden (Abb. 1-18). 212/ BF_ BF_ BF_3 Abb. 1-18: Gedregte Felcheneier/m² zwischen Dezember 212 und Februar 213. Stellen BF_1 BF_5: Blaufelchen, zentraler Obersee; GF_6: Gangfische, Eriskircher Bucht) BF_4 Datum und Probestelle BF_ GF_ ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

21 Abb. 1-19: Horizontalverteilung der pelagischen Fische in den Tiefenstufen 1 3 m und 3 5 m Die aus der Stärke des Rückstreusignals berechneten Fischlängen (Abb. 1-2) zeigen eine weitgehend natürliche Längenhäufigkeit. Hinweise auf gestörte Rekrutierung sind nicht erkennbar. Individuenzahl (x tausend) Länge [cm] November 211 März 212 November 212 März Sidescan-Untersuchungen in der Friedrichshafener Bucht und der Rorschacher Bucht Die Untersuchung der Seebodenoberfläche des Vorjahres mit dem Sidescan-Sonar wurde 212 nur eingeschränkt fortgesetzt. Das Hauptaugenmerk lag auf der Auswertung der vorhandenen Daten aus der Friedrichshafener Bucht. In der Praktikumsarbeit von Silvia Schultes wurden diese Daten intensiv ausgewertet und es zeigte sich trotz des großen Arbeitsabstandes mit 5 m breiten Profilstreifen ein unerwartet großer Formenreichtum an Großstrukturen in dem relativ großen Gebiet (Abb. 1-21, nächste Seite). Diese Daten werden langfristig neben der geologischen Probenahme unter anderem in Verbindung mit der Wasserschutzpolizei und dem Kampfmittelbeseitigungsdienst genutzt. Wegen immer wiederkehrender Berichte von Fischern über Funde von Brandbomben werden die Untersuchungen der fraglichen Teilgebieten mit höherer Auflösung fortgesetzt. Abb. 1-2: Längenhäufigkeit der im Pelagial detektierten Fische In einer weiteren Zusammenarbeit mit dem Amt für Umwelt leistete das Institut für Seenforschung Unterstützung bei der wissenschaftlichen Beprobung eines Teerölscha- LUBW ISF Arbeitsbericht

22 Abb. 1-21: Sedimentstrukturen in der Friedrichshafener Bucht Abb. 1-22: Sedimentstrukturen im Gebiet des Teerölschadens an der Goldach. Von der Mündung sind durch die Flachwasserzone Strömungsmarken am Seeboden bis an den Rand des Untersuchungsgebietes nachweisbar 22 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

23 dens vor dem Bodensee-Zufluss Goldach. Hier gab es nach jahrzehntelangen Einleitungen von Teeröl einen mangelhaft dokumentierten Sanierungsversuch zu Beginn der 197er Jahre. Nachdem aufsteigende Ölschlieren entdeckt wurden, sollen in einer neuen Untersuchung das noch vorhandene Gefährdungspotenzial und der Handlungsbedarf abgeschätzt werden. Zusammen mit einem beauftragten Geologiebüro wurden 22 Sedimentkerne entnommen und untersucht. Die Ergebnisse der chemischen Analytik liegen noch nicht vor, vermutlich sind die belasteten Sedimente aber nicht vollständig durchteuft worden. Anschließend wurde der Seeboden mit dem Sidescan-Sonar nach auffälligen Strukturen untersucht und die gewonnenen Daten von der Praktikantin Silvia Schultes ausgewertet. Vor der Flussmündung zeigten sich deutliche Strömungsstrukturen, die eine erhebliche Beeinflussung des Seebodens durch Hochwasserereignisse der Goldach anzeigen (Abb. 1-22). Diese Strömungsstrukturen sind bis an den Rand des Untersuchungsgebietes in einer Entfernung von über 1 m von der Mündung bis in Wassertiefen von 1 m nachweisbar. Nur wenig von der Mündung entfernt liegen ähnliche Abrissstrukturen wie in deutlich tieferem Wasser (siehe Jahresbericht 211/212), was zusammen mit den Flowmarks auf ein grundlegendes Georisiko vor allem in Verbindung mit der Altlast aufzeigt. untersuchung gab es 212 drei Sitzungen (beteiligte Institutionen: Internationale Rheinregulierung, Hydrologischer Dienst Vorarlberg, Stadtwerke Lindau, EA- WAG, VAW Zürich, Büro kup, LfU Bayern, Wasserwirtschaftsamt Kempten, LUBW-ISF). In bislang zwei Aufträgen an die Firma kup wurden die Abfluss- und Schwebstoffmessungen der Jahre 29, 21 und 211 von zwei Messstellen am Alpenrhein, der Bregenzer Ach sowie den Verankerungen und Sondendaten aus dem Bodensee ausgewertet und die in den See transportierten Schwebstofffrachten dargestellt (Abb. 1-24, nächste Seite). Am ISF wurde in einer Praktikumsarbeit in Zusammenarbeit mit den hydrologischen Diensten des Landes Vorarlberg und der Schweiz die Korngrößenverteilung der Schwebstoffe im Alpenrhein untersucht. Abgerundet wird der Themenkomplex durch die wiederholten Sidescan-Aufnahmen des Seebodens zwischen der Alpenrheinmündung und etwa Langenargen. Hier wurden in einer Bachelorarbeit von underflow-ereignissen des Alpenrheins geschaffene Seebodenstrukturen kartiert und deren Zusammenhang mit kleinräumigen Sedimentationsmustern untersucht. 1.6 Schwebstoffeintrag im östlichen Bodensee-Obersee Der Schwebstoffeintrag in den östlichen Obersee wurde in mehreren ineinandergreifenden Teilbereichen untersucht: Basis für die Untersuchungen sind die seit 25 im See vorhandenen Verankerungen mit Temperatur- und Sauerstoffsonden sowie Sedimentfallenuntersuchungen, die auch 212 fortgesetzt wurden (Abb. 1-23). Für das INTERREG-Projekt KlimBo wurden in Kooperation mit der EAWAG zwei zusätzliche Verankerungen ausgebracht, um das Einstromverhalten des Rheines mit zusätzlichen Daten besser beschreiben zu können (Abb. 1-23). Im international besetzten Fachgremium Schwebstoff- Abb. 1-23: Bereits bestehende Verankerungen im östlichen und zentralen Bodensee. Die rot dargestellten Verankerungen sind mit Sedimentfallen ausgerüstet LUBW ISF Arbeitsbericht

24 1.6.1 Temperaturmesswerte an den Verankerungen Zwischen Mitte Februar und Anfang März wurden an allen Verankerungen eine deutliche Abkühlung registriert und der See vollständig durchmischt (Abb. 1-25). Das Temperatursignal erreichte Werte von zum Teil unter 4 C, wobei die Station vor Langenargen mit minimalen Werten von 3,6 C besonders hervortrat. Im Sommer wurden nahe der Rheinmündung (Station AR) sechs warme Einstromereignisse registriert. Schon die vor Wasserburg verankerten Temperaturlogger konnten hiervon nur noch die drei Ereignisse im Juni, August und September aufzeichnen. In der Verankerung vor Langenargen war nur das Juni-Ereignis nachzuweisen, bis in Seemitte wirkte sich keines aus. Die Temperaturänderungen werden mit einer zeitlichen Auflösung von 1 Minute registriert. Eine Detailansicht des Juni-Ereignisses zeigt, dass die Temperatur während der Einstromereignisse innerhalb einer 1 Minute von 4 auf 9 C ansteigt 1 (Abb. 1-26; 1-27, nächste Seite). Die unruhige Aufzeichnung mit 1 sehr kurzzeitigen Temperaturänderungen über 1 C an der Stati- 1 1 on Alpenrhein ist bei diesem Ereignis möglicherweise auf einen sehr turbulenten Wasserkörper zurückzuführen. Der Beginn der seeweiten Abkühlung im Februar wurde an den Verankerungen FU, WH und HI annähernd zeitgleich gemessen. Vermutlich handelt es sich darum nicht um einen Zustrom kalten Wassers aus der Bregenzer Bucht, da der Zeitversatz bis zur Registrierung in Fischbach-Uttwil nur wenige Stunden beträgt. Die Verankerung AR registriert die Temperatur weniger hoch auflösend und wurde erst im Februar ausge- g/m²/tag m 3 /s C bracht und konnte für eine genauere Datenanalyse darum nicht verwendet werden Verankerungen für das Projekt KlimBo Der Klimawandel führt zu einem veränderten Abflussregime im Einzugsgebiet des Alpenrheines. Es gibt Anzeichen dafür, dass sich Höhe und Häufigkeit von Hochwasserereignissen verändern. Dies beeinflusst direkt die Häufigkeit der Abtauchereignisse des Alpenrheinwassers. Wie und ob sich die Häufigkeit der Abtauchereignisse in den letzten Jahrzehnten verändert hat, bzw. sich in den nächsten Jahrzehnten verändern wird, ist eine Frage, der die EAWAG zusammen mit dem ISF in einer Studie im Projekt KlimBo nachgeht. Hierzu werden in den Jahren 212 und 213 an zwei Stellen im See (eine bei der Rheinmündung, die andere vor Kressbronn) Wassertemperaturen in jeweils zehn Wassertiefen kontinuierlich aufgezeichnet. Der sprunghafte Anstieg der Wassertemperatur 1/5 1/6 1/7 1/8 1/9 1/1 1/11 1/12 1/13 M ona t/j a hr Abb. 1-24: Abflussdaten der Bregenzer Ach (hellgrün) und des Alpenrheins (hellblau), sowie Temperaturmesswerte (rote Linie) und Akkumulationsraten der Verankerung WH (graue Balken) als Basis für das langjährige Monitoring des Schwebstoffeintrages in den östlichen Obersee 24 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

25 Abb. 1-25: Bodennahe Temperatursignale an den Verankerungen im Bodensee Abb. 1-26: Temperaturverlauf während des Einstromereignisse am 4.Juni 212. Die Messwerte der EAWAG-Verankerungen (AR und KB) wurden mit Vemco-Loggern (geringere Auflösung) gemessen LUBW ISF Arbeitsbericht

26 Abb. 1-27: Temperaturmesswerte an den Verankerungen zeigen eine annähernd zeitgleiche Abkühlung am um mehrere Grad Celsius innerhalb weniger Minuten ist ein deutliches Indiz für einen Underflow (Abtauchereignis). Abbildung 1-26 zeigt diesen Anstieg während des Rheinhochwassers am 4. Juni 212, wie er in der Nähe der Rheinmündung gemessen wurde. Die Verteilung des Signals über die Wassertiefe sowie der zeitliche Versatz zwischen den zwei Messstellen lassen die Intensität eines Ereignisses analysieren. Ziel der Studie ist es, durch gleichzeitige Messungen der Schwebstoffkonzentration und der Wassertemperatur des Rheins in Diepoldsau (CH) einen statistischen Zusammenhang zwischen Hochwasserwahrscheinlichkeit bzw. -durchfluss sowie Intensität und Einschichtungstiefe eines Abtauchereignisses zu finden. Dieser Zusammenhang wird schließlich zur Prognose der zukünftigen Entwicklung verwendet. Die von der EAWAG und vom ISF zusammen durchgeführten Messungen werden auch zur Kalibrierung und Validierung eines Modells verwendet, das den Wärmehaushalt des Bodensees nachbildet, um die Folgen der Einleitung und Entnahme thermischer Energie zu bewerten (Kühlung industrieller Anlagen mit Seewasser, Wärmeentzug mit Wärmepumpen). Ein weiterer Nutzen der Messungen liegt Abb. 1-28: Gemessener Abfluss (Reihe 1, Tagesmittelwerte), ermittelte Schwebstoffganglinie mit Schwebstoffstichproben (Reihe 2, Tagesmittelwerte) ermittelte Tages- (Reihe 3) und Monatsfrachten (Reihe 4) an der Messstation Lustenau im Jahr 211 (Bericht kup 211) in der ebenfalls von der EAWAG durchgeführten Analyse des Einflusses des Rheins auf die Tiefenwassertemperaturentwicklung und -erneuerung. 26 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

27 sung der Angaben, jedoch wurden auch in den Trübungswerten keine auffälligen Spitzen gefunden, die nicht mit Hochwassererereignissen in Verbindung stehen. In Abbildung 1-28 erkennt man, wie sich auch in den aktuellen Temperaturdaten 212 andeutet, dass sich die Hauptfracht des Alpenrheins im Jahr 211 auf wenige Abflussereignisse mit Abflüssen über 5 m³/s konzentriert. Abb. 1-29: Untersuchungsstellen für die Kornverteilungen der Schwebstoffproben (Haid 212) Arbeitsgruppe Schwebstoffmonitoring Die wesentlichen Ergebnisse aus dem Bericht der Firma kup für das Jahr 211 lauten: Zwischen den Messstellen Diepoldsau und Lustenau wurden gravierende Abweichungen der Messwerte festgestellt, aufgrund dessen dringend methodische Veränderungen vorgenommen werden müssen. Der Lettenabtrag (Abtrag des aufgelandeten Materials zwischen den Hochwasserdeichen, insgesamt ca. 28. m³ wurden 211 in den Fluss eingebracht) ist in den Schwebstoffmessungen nicht zu erkennen. Möglicherweise liegt das an der groben zeitlichen Auflö Korngrößenverteilungen von Rheinschwebstoffen In einem eigenen Untersuchungsprogramm des ISF (Praxissemester Vera Haid) wurden von Querprofilmessungen aus dem Alpenrhein, von der Flussmündung und aus dem Rohwasser des Seewasserwerks Nonnenhorn Schwebstoffproben auf ihre Korngrößenverteilung untersucht. Da die Schwebstoffe routinemäßig nur an einer Stelle im Fluss bestimmt werden, ist es von hoher Wichtigkeit, dass die Werte für die tatsächliche Verteilung repräsentativ sind. Zudem sollte die Kornverteilung einzelner Hochwasserereignisse im Fluss und während der Ausbreitung im See untersucht werden (Abb. 1-29). An den Untersuchungsstellen Lustenau und Diepoldsau gibt es horizontal und vertikal große Unterschiede in der Korngrößenverteilung (Abb. 1-3). Die Sandfraktion zeigt eine sehr heterogene Verteilung im Flussquerschnitt, was Lustenau Diepoldsau Abb. 1-3: Sandanteile in der Schwebstoffführung von Querprofilmessungen am in Lustenau (links) und Diepoldsau (rechts). Die sehr heterogene Verteilung der Sandfraktion im Fluss ist deutlich erkennbar (Haid 212). Der Abflussquerschnitt weicht in Lustenau deutlich von einem trapezförmigen Querschnitt ab LUBW ISF Arbeitsbericht

28 Die Untersuchungen mit Sedimentfallen wurden 212 im Rahmen des KlimBo-Projektes mit zwei zusätzlichen Falin die Berechnung der Flussfrachten eingehen muss. Zudem weicht der Flussquerschnitt in Lustenau deutlich von einem trapezförmigen Querschnitt ab. Ob die gemessenen Unterschiede repräsentativ sind lässt sich nur durch weitere Probenahmen bei unterschiedlichen Wasserständen feststellen Strömungsmarken des Alpenrheins In der Bachelorarbeit von Annette Holzlöhner wurden mit dem Sidescan-Sonar die von den Einstromereignissen des Rheins hervorgerufenen Strömungsmarken ( flow marks ) kartiert. Es wurden drei Untertypen unterschieden, die bis in die Nähe von Langenargen nachzuweisen sind (Abb. 1-31; 1-32). Mit Hilfe von Sedimentkernen konnte gezeigt werden, dass sich einzelne Sandlagen innerhalb weniger Meter Abstand um bis zu 5 cm in Ihrer Mächtigkeit unterscheiden. Das hat erhebliche Konsequenzen für die Interpretation mündungsnah entnommener Sedimentproben bzw. daraus abgeleiteter Sedimentationsraten. Zum anderen zeigt sich aus dem großräumigen Nachweis der Strömungsmarken, dass in relativ großen Gebieten mit der Umlagerung von Sedimenten, ggfs. der Mobilisierung von Abb. 1-31: Untersuchungsstellen für die Kornverteilungen der Schwebstoffproben (Haid 212) Nährstoffen/Schadstoffen gerechnet werden muss. Ein weiterer Indikator für den gravierenden Einfluss des Rheins sind die zum Teil erheblichen Holzmengen am Seeboden Sedimentfallen im Bodensee Abb. 1-32: Beispiele für vom Alpenrhein verursachte Strömungsmarken "flow marks" und am Boden liegende Baumstämme (Sidescan Sonar 212) 28 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

29 len (AR und KB, Abb. 1-31) ausgeweitet. Erwartungsgemäß sind die Akkumulationsraten in der Nähe der Rheinmündung generell am höchsten (Abb. 1-33), auffällig ist jedoch die sehr hohe Rate während des Juni-Hochwassers an der Stelle WH. Offenbar war während des Ereignisses die Strömung so turbulent, dass die Ablagerung reduziert war (vgl. Abb. 1-23) und erst mit zunehmender Entfernung von der Mündung die mitgeführte Schwebstofffracht absinken kann. Hohe Sandanteile (Partikel >63 µm) zeigen die Hochwasserereignisse gut an, lediglich in den Fallen FG und HL mit niedrigen Akkumulationsraten zeigen die hohen Sandanteile vermutlich das Absinken einer Diatomeenblüte mit vielen großen Diatomeen. Berücksichtigt werden muss, dass die von der EAWAG bereitgestellten Verankerungen AR und KB mit anderen Sedimentfallen ausgestattet sind, sodass methodische Fehler nicht auszuschließen sind. Generell sind die Akkumulationsraten der Hochwasserereignisse schwierig zu bestim- men, da die Probengefäße z.t. übervoll sind und nur Aliquote aufgearbeitet werden können. Diatomeen in den Sedimentfallen 211 Im Rahmen einer Bachelorarbeit (Vera Haid, FH Weihenstephan-Triesdorf, Studiengang Umweltsicherung) wurden die Proben der Station FG aus dem Jahr 211 auf Kieselalgenschalen hin untersucht und mit den Freiwasserdaten der Station Fischbach-Uttwil verglichen. In den Sedimentfallenproben wurden alle Freiwasserarten gefunden (Tab. 1-2). Außerdem traten auch benthische Arten auf, die im Freiwasser nicht nachgewiesen wurden. Diese wurden vermutlich lateral aus der Flachwasserzone eingetragen. Die Entwicklung der Diatomeen im Freiwasser spiegelt sich weitgehend in den Sedimentfallen wieder, allerdings zeitverzögert (Abb. 1-34, nächste Seite). Bei Betrachtung der prozentualen Anteile der einzelnen Diatomeen-Gattungen bzw. -Arten fällt auf, dass die kleinen, centrischen Diatomeen von Mai bis November in den Sedimentfallen Abfluss (m³/s) Akkumulationsrate ( g/m²/d) 5 FG HL KB WH AR 1/1/1 1/3/12 1/5/12 1/7/12 1/9/12 1/11/12 1/1/13 Sand (%) Abb. 1-33: Akkumulationsraten und Sandanteile in den Sedimentfallen im Bodensee. Zum Vergleich sind unten die Abflüsse von Alpenrhein (blau) und Bregenzer Ach (hellgrün) abgebildet. Tab. 1-2: Erfasste Diatomeen im Freiwasser und Sediment CENTRALES Biovolumen [µm³/zelle] Freiwasser Sediment klein (5 2 µm) 72 x x mittelgroß (2 35 µm) x x groß (35 5 µm) x x PENNALES Achnanthidium spp. 2 x x Amphora spp. 4. x Asterionella formosa 45 x x Aulacoseira spp. 1.5 x x Cocconeis spp. 1.3 x x Cymbella spp. 1. x Diatoma spp. 1.1 x x Fragilaria spp. 7 x x Gomphonema spp. 2.5 x Navicula spp. 3 x x Nitzschia spp. 2 x x Tabellaria spp. 1.8 x x LUBW ISF Arbeitsbericht

30 µm³/ml 6, Freiwasser gesamt 5, 4, 3, 2, 1, Dez Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov mm³/m²*d Sediment gesamt Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez Monat Abb. 1-36: Fragilaria crotonensis im Sedimentfallenmaterial (Dezember 211) Abb. 1-34: Jahresgang der Diatomeenbiomasse im Freiwasser (oben) und in der Sedimentfalle (unten) 1% 75% 5% 25% % 1% Freiwasser gesamt Dez Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez kleine Centrales (5-2 µm) mittelgroße Centrales (2-35 µm) große Centrales (35-5 µm) Achnanthidium spp. Fragilaria spp. Fragilaria crotonensis Asterionella formosa Tabellaria spp. Navicula spp. Cocconeis spp. Sediment gesamt eher überrepräsentiert auftreten (Abb. 1-35). Eine mögliche Erklärung wäre, dass kleine centrische Diatomeen bevorzugt von filtrierenden Daphnien aufgenommen und damit angereichert werden. Die Kieselschalen verlassen den Verdauungstrakt in der Regel unbeschädigt und in Form von Fäcesflocken, welche dann absedimentieren. Die hohe Biomasse von Fragilaria crotonensis, die im November im Freiwasser auftrat, konnte so auch in den Sedimentfallen im Dezember wiedergefunden werden (Abb. 1-36). 75% 5% 25% % Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez kleine Centrales (5-2 µm) große Centrales (35-5 µm) Fragilaria sp./crotonensis Tabellaria spp. Cocconeis spp. mittelgroße Centrales (2-35 µm) Achnanthidium spp. Asterionella formosa Navicula spp. Amphora spp. Abb. 1-35: Prozentuale Zusammensetzung der Diatomeengattungen bzw. arten im Freiwasser (oben) und in den Sedimentfallen (unten) FAZIT: Der Jahresgang der Kieselalgen im Freiwasser bildet sich zeitverzögert in den Sedimentfallenproben ab. Auch benthische Diatomeen wurden in der Sedimentfalle nachgewiesen. Diese wurden vermutlich lateral aus den Litoralflächen in die Sedimentfalle eingetragen. Interessant wäre der Vergleich verschiedener Sedimentfallen. Er könnte z.b. Hinweise zur horizontalen Heterogenität in der Planktonverteilung liefern. 3 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

31 2 Bodensee-Zuflüsse 2.1 Langzeituntersuchung badenwürttembergischer Zuflüsse auf Hauptionen und Nährstoffe Die baden-württembergischen Bodenseezuflüsse Argen, Schussen und Radolfzeller Aach werden regelmäßig auf Hauptionen und Pflanzennährstoffe untersucht. Die Probenahme erfolgt zeitproportional durch einen automatischen Probenehmer. Es werden jeweils zwei Wochen 14 Tagesmischproben gesammelt und die Probe des letzten Sammeltages sowie die der höchsten Wasserführung im Labor untersucht. Bestimmt wurden die Konzentrationen der wichtigsten Phosphor- und Stickstoffverbindungen sowie der Hauptionen Chlorid, Sulfat, Natrium, Kalium, Calcium und Magnesium. Tabelle 2-1 zeigt die Medianwerte der jährlichen Abflusswerte (Tagesmittel) und der gemessenen Parameter für die letzten fünf hydrologischen Jahre 28 bis 212. Die Abflusswerte der letzten fünf Jahre zeigen bei keinem der drei Zuflüsse besondere Auffälligkeiten. Ebenso sind die Kon- zentration der wichtigsten Phosphor- und Stickstoffverbindungen unter Berücksichtigung deren großer Schwankungsbreite auf gleichbleibendem Niveau. Zwar hat sich die Konzentration an Ammonium in der Schussen seit 28 (67 µg/l) scheinbar kontinuierlich mehr als halbiert (29 µg/l) (212), der Vergleich mit den Werten früherer Jahre 25, 26 und 27 (43, 43 und 38 µg/l) lässt jedoch erkennen, dass auch vor 28 Werte auf diesem Niveau beobachtet wurden. Abbildung 2-1 stellt die gemessenen NH4-N-Konzentrationen seit November 24 bis Oktober 212 dar. Die für den Bodensee relevanten eigetragenen Frachten an Gelöstphosphor sind für das hydrologische Jahr 17,1 t (Argen), 24 t (Schussen) und 11,3 t (Radolfzeller Aach). Sie liegen damit etwas niedriger als im Jahr zuvor mit 19, t (Argen), 26,8 t (Schussen) und 12,4 t (Radolfzeller Aach). Tab. 2-1: Median-Werte der gemessenen Parameter der Zuflüsse Schussen, Argen und Radolfzeller Ach für die hydrologischen Jahre 28 bis 212 Schussen Argen Radolfzeller Aach Parameter Q Jahr [m³/s] 7,5 6,9 9,5 8,9 8, 12,6 9, ,7 14,7 7,5 9,2 9,5 7,9 7,5 Leitf. [µs/cm] ph 8,5 8,5 8,4 8,4 8,4 8,5 8,5 8,4 8,4 8,3 8,4 8,4 8,3 8,4 8,3 PO 4 -P [µg/l] ,2 65,5 59, , ,3 gelöst-p [µg/l] 59,6 61,4 64,8 75,7 69,7 2,2 16,8 17,9 26, ,4 49,2 49,6 47,8 44, gesamt-p [µg/l] , , NO 2 -N [µg/l] , NO 3 -N [mg/l] 3,7 3,6 4, 3,6 3,5 1,6 1,5 1,7 1,6 1,5 2,9 3, 2,9 2,8 2,7 NH 4 -N [µg/l] , Alkalinität [mmol/l] 5,1 5,1 5, 5, 5,2 4,3 4,2 4,3 4,4 4,3 3,5 3,7 3,5 3,7 3,7 Härte [ dh] 16,6 16,4 16,3 15,8 16,1 12,6 12,5 12,9 12,9 12,8 12,6 12,9 12,5 13,1 12,6 Chlorid [mg/l] , , ,7 Sulfat [mg/l] , , ,8 LUBW ISF Jahresbericht

32 µg/l y = -,16x + 76,74 NH4-N in µg/l Abb. 2-1: NH4-N-Konzentration in der Schussen der hydrologischen Jahre Mikroverunreinigungen in (badenwürttembergischen) Bodenseezuflüssen Pestizide in baden-württembergischen Bodenseezuflüssen Aus 15 verschiedenen Bodenseezuflüssen wurden zwischen März und Oktober 212 jeweils 3 Stichproben auf 62 Pestizide, 3 Metabolite, ein Repellent und ein Algizid untersucht (Abb. 2-2). Dabei wurden 24 Pestizide, 2 Abbauprodukte, ein Algizid und ein Repellent wenigstens einmal gefunden. Es ist zu beachten, dass die Bestimmungsgrenze nicht für alle Stoffe gleich ist. Die meisten positiven Befunde gab es in den Zuflüssen Abb. 2-2: Karte der 15 baden-württembergischen auf Pestizide untersuchten Bodenseezuflüsse 32 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

33 Tab. 2-2: Untersuchte Pestizide, rot = gefundene Stoffe Pestizid Alachlor Diazinon Metazachlor Propiconazole Linuron Ametryn Dichlorvos Metolachlor Quinoxyfen Metabenzthiazuron Atrazine Dicofol Mevinphos Sebutylazine 2,4 D Azinphos-ethyl Diflufenican Naprobamide Secbumeton 2,4 DB Aziprotryne Dimethoate Norflurazon Simazine 2,4 DP Bromacil Disulfoton Oxadixyl Tebutam 2,4,5 T Chlorfenvinphos Etrimfos Parathion-ethyl Terbutryn Bentazon Chlorpyriphos Fenitrothion Parathion-methyl Terbutylazine Fenoprop Cypermetrin Fenpropimorph Penconazole Tolclofos-methyl MCPA DEET Fenthion Pendimethaline Triazophos MCPB Desethylatrazine Hexazinone Pirimicarb Trifluralin MCPP Desethylterbutylazine Irgarol Prometryn Chlortoluron Desisopropylatrazine Malathion Propazine Diuron Desmetryn Metalaxyl Propetamphos Isoproturon Rotach, Lipbach und Kniebach (Tab. 2-2). Am häufigsten waren Atrazin und sein Abbauprodukt Desethylatrazin, das Repellent DEET, Simazin, das Abbauprodukt Desethylterbutylazin, Terbutryn und Propiconazol nachweisbar. Das Pestizidspektrum der Flüsse ist ähnlich. Die 12 Pestizide, die am häufigsten gefunden werden, werden in 5 bis 1% aller untersuchten Proben gefunden (Abb. 2-3, Tab. 2-3). Aber es gibt auch Ausnahmen. Das Herbizid Hexazinon wurde in Spuren nur im Lipbach gefunden und das regelmäßig schon seit mehreren Jahren, obwohl seit dem Jahr 22 seine Verwendung als Pflanzenschutzmittel in der EU nicht mehr zulässig ist. MCPA und MCPP werden Tab. 2-3: Hohe Einzelmesswerte an Pestiziden in Bodenseezuflüssen 212 Fluss Pestizid Konzentration [µg/l] Manzeller Bach MCPP,98 Dysenbach MCPA,65 Häufigkeit in % Atrazin Desethylat DEET Simazin Desethylte Terbutryn Propicona Pirimicarb Terbutylazin Penconazol Metolachlor Pendimet Diflufenican Metazachlor Irgarol Fenpropi Metalaxyl MCPA Isoproturon Diazinon Naprobam MCPP Hexazinon Trifluralin Diuron Propetam Tebutam Quinoxifen Kniebach Pirimicarb,191 Kniebach MCPP,235 Abb. 2-3: Anteil der positiven Befunde an allen untersuchten Proben in den 15 baden-württembergischen Bodenseezuflüssen LUBW ISF Arbeitsbericht

34 als Herbizide eingesetzt, Pirimicarb ist ein Insektizid gegen Röhrenblattläuse. Vergleicht man die Ergebnisse von 212 mit denen der letzten drei Jahre zeigt sich folgendes: Die Konzentrationen der meisten Stoffe liegen auf dem Niveau des letzten Jahres. Erhöhte Konzentrationen wurden nur beim Terbutylazin und seinem Abbauprodukt Desethylterbutylazin gefunden Carbamazepin in Bodenseezuflüssen Carbamazepin ist eines der weltweit am häufigsten verwendeten Medikamente gegen Epilepsie (Abb. 2-4). tach, Seefelder Aach, Stockacher Aach und Radolfzeller Aach jeweils von März bis Juli auf die Komplexbildner NTA, EDTA und DTPA untersucht. Beim NTA lagen % der Werte über der Bestimmungsgrenze von,5 µg/l, 212 waren es 3%. 211 konnte nur in den drei Zuflüssen Schussen, Rotach und Stockacher Aach NTA bestimmt werden. 212 wurden dafür nur in den drei Zuflüssen Argen, Schussen und Seefelder Aach positive Werte gefunden. Die höchsten, gefundenen Werte lagen in beiden Jahren knapp über 1 µg/l. EDTA konnte in beiden Jahren in 9% der Proben bestimmt werden. Die höchsten Werte wurden 211 in Argen und Schussen mit 14 µg/l gefunden, 212 lagen die höchsten Werte bei 8 µg/l in der Schussen und bei 5 µg/l in der Argen. Die niedrigsten Werte wurden in beiden Jahren in der Stockacher Aach gefunden. Dort lagen die Werte meist unter der Bestimmungsgrenze von,5 µg/l. Beim DTPA gab es in beiden Jahren keine positiven Befunde. Abb. 2-4: Strukturformel von Carbamazepin In 15 baden-württembergischen Bodenseezuflüssen wurde das Antiepileptikum Carbamazepin an jeweils fünf Terminen bestimmt. Dabei konnte in sieben Zuflüssen Carbamazepin wenigstens einmal nachgewiesen werden. In den beiden Bodenseezuflüssen Schussen und Seefelder Aach wurde Carbamazepin in allen fünf Proben gefunden, in den Zuflüssen Argen, Rotach, Stockacher Aach, Mühlbach und Radolfzeller Aach gab es jeweils einzelne positive Befunde. Der höchste Einzelwert wurde mit,19 µg/l in der Rotach gefunden. Die Konzentrationen schwanken von einer Messung zur nächsten oft sehr stark. Im Mittel lagen die Messwerte etwas niedriger als im Vorjahr Komplexbildner in Bodenseezuflüssen In den Jahren 211 (vier Termine) und 212 (fünf Termine) wurden die sechs Bodenseezuflüsse Argen, Schussen, Ro- 34 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

35 3 Kleine Seen in Baden-Württemberg 3.1 Mindelsee Seenphysikalische und meteorologische Untersuchungen Im Mindelsee wurden ab Mitte Mai 212 kontinuierliche Aufzeichnungen verschiedener meteorologischer und limnologischer Parameter mittels eines EnviWatch-Umweltmonitoringsystems realisiert. Ab Mai 212 lief der Datenverkehr über einen zentralen Datenbankserver ab. Das System war von Ende April 212 bis Anfang Juli 212 in dieser Konfiguration im Einsatz, wobei die Messungen wie an anderen Seen mit einem zeitlichen Abstand von dt = 15 3 Minuten erfolgten. Die YSI-Multiparametersonde zur Registrierung diverser seenphysikalischer Parameter war in einer Wassertiefe von etwa 2,5 m an der Messverankerung angebracht. Die gemessenen Zeitreihen für Windgeschwindigkeit und Luftemperatur sind in den Abbildung 3-1 und 3-3 dargestellt. Die Windgeschwindigkeiten zeigen für den betrachteten relativ kurzen Zeitraum eine gleichförmige Verteilung für die Quantile der Windgeschwindigkeit. Keiner der betrachteten monatlichen Zeiträume hebt sich durch besonders ausgeprägte Extrema oder Mittelwerte hervor. Zu beachten ist, dass speziell der Juli, aber auch der April hierbei nur zum Teil durch Messungen dokumentiert wurden und insofern keine den ganzen Monat betreffende repräsentative Messung vorliegt. In Abbildung 3-2 ist die in 2,5 m Wassertiefe gemessene Wassertemperatur dargestellt. Zu sehen ist die Erwärmung Abb. 3-1: Lufttemperatur über dem Mindelsee 212 Abb. 3-2: Wassertemperatur im Mindelsee in 2,5 m Tiefe Abb. 3-2: Windgeschwindigkeit über dem Mindelsee 212 (links: Messwerte, rechts: Boxplot) LUBW ISF Jahresbericht

36 des oberen Wasserkörpers von April bis Anfang Juli mit der Ausbildung von sommerlichen Temperaturen im Epilimnion. Zu sehen sind auch Phasen intensiver Mischung und Abkühlung, die zum Teil durch Starkwindereignisse hervorgerufen werden Sidescankartierung Im August 212 wurde der Mindelsee mit dem Sidescan- Sonar befahren, da er im Vorjahr aufgrund eines Gerätedefektes nicht bearbeitet werden konnte. Auch im Jahr 212 konnte der See wegen wiederholter technischer Probleme nicht in seiner ganzen Fläche bearbeitet werden, Datenlücken gibt es aber nur in einem kleinen Gebiet. Im Gegensatz zum Illmensee steht der Mindelsee seit Jahrzehnten unter Naturschutz, ist nur an einer Stelle für den Badebetrieb freigegeben, und es ist lediglich ein Berufsfischer mit dem Boot vorhanden. Diese deutlich eingeschränkte Nutzung zeigt sich ganz augenscheinlich auch an künstlichen Objekten am Seeboden und in der Wasser- Abb. 3-4: Sidescan-Aufnahmen des Mindelsees. Oben rechts: Sidescan-Karte des Mindelsees mit Lage der Sandwellen im Osten (rosa Kreise), dem Standort des Netzes sowie der versunkenen Plattform (rote Vollkreise). Die Teilbilder zeigen akustische Bilder der Sedimentwellen und der flächenhaft vorkommenden Buckelstrukturen (unten rechts), des Makrophytenbewuchses entlang der Ufer (oben links) und der Plattform (unten links) 36 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

37 säule (Abb. 3-4). Bis auf ein Netz und eine 3,6 x 3,6 m große Plattform sind in den Aufzeichnungen des Mindelsees keine größeren Artefakte zu erkennen (z.b. untergegangene Boote, Stege). Das Inventar von natürlichen Seebodenstrukturen ist im Mindelsee reichhaltiger. Die auffälligsten sind Sandwellen im östlichen Teil des Sees. Diese sand waves entstehen in der Regel aufgrund von Strömungsereignissen im Bodensee z.b. aufgrund der Unterschichtung des Seewassers durch kaltes, dichtes Flusswasser bei Hochwasserereignissen. Die Zuflüsse des Mindelsees liegen ebenfalls im Osten des Gewässers. Es ist allerdings unklar, ob diese kleinen Bäche ein ähnliches Einstromverhalten und Sedimentstrukturen am Seeboden hervorrufen können. Möglicherweise sind die Sandwellen auch ein Hinweis auf eine gelegentliche Mobilisierung feinkörniger Sedimente bei Starkwindereignissen aus Südwesten. Ein weiteres Analogon zum Bodensee sind die häufig anzutreffenden kleinen Buckelstrukturen. Große Teile der Seebodenoberfläche sind mit dezimetergroßen Buckelstrukturen bedeckt, deren Genese nicht bekannt ist. Gut sichtbar sind die Makrophyten entlang des Seeufers, mit dem Sonar lassen sich sogar verschiedene Zonierungen der Unterwasservegetationen ableiten. Großräumige natürliche Strukturen, etwa ein Durchpausen größerer tektonischer Elemente wie der Mindelsee-Störung, wurde nicht beobachtet. 3.2 Königseggsee Seenphysikalische und meteorologische Messungen Im Königseggsee wurden ab Mitte Mai 212 kontinuierliche Aufzeichnungen verschiedener meteorologischer und limnologischer Parameter mittels eines EnviWatch-Umweltmonitoringsystems realisiert, das in 212 auf einen zentralen Datenbankserver umgestellt wurde. Das System war von Ende Mai 212 bis Mitte Februar 213 im Einsatz, wobei die Messungen mit zeitlichen Abständen von dt = 15 3 Minuten in einer Wassertiefe von etwa 2 m erfolgten. In der Abbildung 3-5 ist die zeitliche Entwicklung der Lufttemperatur über dem Königseggsee zu sehen. Auch hier fallen die großen täglichen wie auch intersaisonalen und saisonalen Variationen des Temperatursignals auf. Die zugehörigen Boxplots geben eine einfachere Abschätzung der monatlichen internen Dynamik des betrachteten Parameters wieder. Abbildung 3-6 (nächste Seite) zeigt die Windgeschwindigkeit mit entsprechenden Boxplots für die monatlichen Windwerte für den betrachteten Zeitraum. Wie zu erwarten, sind die höchsten Windgeschwindigkeiten in den Wintermonaten Dezember, Januar und Februar zu beobachten, während in den Sommermonaten deutlich weniger Starkwindereignisse auftreten. Die Wassertemperatur in einer Wassertiefe von etwa 2m (Abb. 3-7, nächste Seite) zeigt auffällige Temperaturpeaks im Juli und August. Diese zeigen auch die im Sommer anzutreffende hohe Variabilität der Wassertemperatur auf. Abb. 3-5: Lufttemperatur über dem Königseggsee 212 (links: Messwerte, rechts: Boxplot) LUBW ISF Arbeitsbericht

38 Abb. 3-6: Windgeschwindigkeit über dem Königseggsee 212 (links: Messwerte, rechts: Boxplot) Abb. 3-7: Wassertemperatur im Königseggsee 212 in 2 m Wassertiefe (links: Zeitreihe median gefiltert, rechts: Boxplot) 3.3 Illmensee Zur Geschichte des Illmensees Der Illmensee (Landkreis Sigmaringen) entstand zusammen mit dem Ruschweiler und Volzer See vor ca. 18. Jahren gegen Ende der Würmeiszeit. Eine alte Flurkarte aus dem Jahr 185 zeigt den westlichen Teil des Illmensees, der damals noch Obersee genannt wurde (Abb. 3-8, links). Zu erkennen ist der Abfluss Andelsbach, der mit zwei Armen aus dem See fließt, sowie eine Insel. In einer topografischen Karte aus dem Jahr 189 ist die Insel zur Halbinsel geworden und der Andelsbach entwässert vollständig begradigt in den Ruschweiler See (Abb. 3-8, rechts). Der Umriss des Illmensees entspricht dem heutiger Karten. Zahlreiche Unterlagen aus dem 19. Jahrhundert im Archiv der Gemeinde Illmensee belegen, dass zur Entwässerung der Riedflächen rund um die drei Seen große Anstrengungen unternommen wurden. Im Jahr 1854 erfolgte eine größere Kampagne zur Begradigung, Vertiefung und Ver- breiterung der Kanäle und Gräben, welche aber keine längerfristige Besserung brachte. Die Gräben wurden schnell wieder von Gras und Schilf bewachsen. Im Jahr 1936 begannen dann groß angelegte Meliorationsarbeiten im so genannten Notstandsgebiet Illmensee. Der Andelsbach sollte auf eine Tiefe von 1,3 m unter Uferhöhe abgesenkt werden, was einer Vertiefung des Bachbettes um,7 bis 1,5 m entsprach. Durch diese Arbeiten wurde auch der Wasserspiegel des Illmensees abgesenkt. Ziel war die Absenkung um 8 cm (alles: BRANDT, 212). Mit Hilfe eines digitalen Höhenmodells lässt sich die potentielle Wasserfläche des Illmensees unter der Annahme eines gegenüber heute um ca. 8 cm höherliegenden Wasserspiegels darstellen. Die Karte zeigt Überschwemmungsbereiche vor allem im Westen (Abb. 3-9). Ob die Seefläche tatsächlich so ausgesehen hat, lässt sich heute nicht mehr mit Sicherheit sagen, da genaue Kartengrundlagen aus dieser Zeit fehlen. Nach in den 197er Jahren getätigten Aus- 38 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

39 Abb. 3-8: Links: Ausschnitt aus einer alten Flurkarte des Illmensees von 185. Rechts: Ausschnitt aus topografischer Karte von 189 (Quelle: Archiv Illmensee, mit freundlicher Unterstützung von Olaf Brandt) sagen der ältesten Bewohner von Illmensee, reichte das Wasser vor den Meliorationsarbeiten insbesondere im Frühjahr bis an den Ortsrand (BRANDT, pers. Mitteilung). So muss zumindest zeitweise eine größere Seefläche angenommen werden. Abb. 3-9: Karte des Illmensees mit potenzieller Wasserfläche bei einem Wasserspiegel, der ca. 8 cm höher liegt als heute (692,57 m ü. NN + 8 cm) Allgemeines und Untersuchungsprogramm Der Illmensee gehört mit einer Oberfläche von knapp 66 ha zu den größeren Seen in Oberschwaben und ist als FFH-Gebiet ausgewiesen. Der Hauptzufluss Andelsbach mündet im Südosten in den See (Abb. 3-1 links, nächste Seite), der gleichnamige Abfluss im Westen speist gleichzeitig den Ruschweiler See. Der Illmensee ist maximal 16 m tief, es fehlen ausgedehnte Flachwasserzonen. Er wird als Badegewässer und für den Angelsport genutzt. Das Einzugsgebiet des Illmensees ist relativ klein (Abb. 3-1 rechts, nächste Seite). Es umfasst ca. 83 ha und ist von Ackerland (35 %), Mischwald (26 %) und Grün- und Gartenland (22 %) geprägt (vgl. DREIBHOLZ, 212). Der Illmensee ist für die Überblicksüberwachung nach EU- Wasserrahmenrichtlinie gemeldet, so dass mindestens alle LUBW ISF Arbeitsbericht

40 Abb. 3-1: Links: Tiefenkarte des Illmensees nach Vermessung 212. Rechts: Einzugsgebiet des Illmensees mit den Hauptlandnutzungen (RIPS- und ATKIS-Daten) (Quelle: DREIBHOLZ, 212) sechs Jahre eine Untersuchung fällig ist. Im Vordergrund steht hierbei die Fragestellung des langfristigen Trends. Die letzte Intensivuntersuchung des ISF mit monatlicher Beprobung eines Tiefenprofils fand im Jahr 26 statt. Im Jahr 212 wurden von April bis Dezember in Seemitte (Abb. 3-1 links) Proben aus den Wassertiefen / 2,5/ 5/ 1/ 12,5/ 15 m, sowie aus dem Andelsbach und dem in Abb. 3-1 links eingezeichneten Graben und dem Abfluss untersucht. Weiter erfolgte die Beprobung des Phyto- und Zooplanktons, eine Kartierung der Makrophyten (Wasserpflanzen) sowie an einigen Stellen die Untersuchung des litoralen Makrozoobenthos. An der tiefsten Stelle wurden Sedimentkerne entnommen und untersucht. Darüber hinaus wurde der Illmensee mit hydroakustischen Methoden (Fächerecholot, Sidescan und Single-Beam-Echolot) kartiert. Ab Mai wurde eine feste Messstation im Illmensee verankert, mit der meteorologische und physikalische Parameter erfasst werden konnten Seenphysikalische und meteorologische Messungen Im Illmense wurde im Jahr 212 in der Zeit von Ende Mai 212 bis etwa Februar 213 eine Seenmonitoringstation eingesetzt, die neben Informationen über die Meteorologie über dem See auch kontinuierliche Messungen zu seenphysikalischen Parametern lieferte. Diese seenphysikalischen Messungen erfolgten mittels einer YSI- Multiparametersonde, die in einer Wassertiefe von etwa 1,5 m im Einsatz war. Die meteorologischen wie auch seenphysikalischen Sensoren wurden mit Intervallen zwischen 15 und 3 Minuten ausgelesen, so dass zeitlich hochaufgelöste Zeitreihen für den Untersuchungszeitraum zur Verfügung stehen, die eine nähere Charakterisierung der gemessenen Parameter gestatten und wertvolle Informationen für die Zeiträume zwischen den regulären Wasserprobenahmen liefern. 4 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

41 In Abbildung 3-11 ist die über dem See registrierte Lufttemperatur dargestellt. Zu sehen sind die kurzzeitigen Variationen der Lufttemperatur auf Skalen von Tagen bis Wochen sowie der saisonale Verlauf der Temperaturentwicklung. Eine etwas detailliertere Darstellung der statistischen Eigenschaften dieser Zeitreihe findet sich in den Boxplots, in denen die monatlichen Temperaturreihen dargestellt sind. Diese Abbildung gestattet eine leichtere Einschätzung der monatlich auftretenden Variabilität bei gleichzeitiger Betrachtung mittlerer Werte. In Abbildung 3-12 sind die im Messzeitraum registrierten Windgeschwindigkeiten dargestellt, die an der Position der Messboje direkt über dem See in einer Höhe von etwa 2 m gemessen wurden. Zu sehen ist die sehr große Variabilität dieses Parameters. Abbildung 3-13 (nächste Seite) zeigt den zeitlichen Verlauf der Wassertemperatur in einer Wassertiefe von etwa 1,5 m. Speziell in den Sommermonaten bis in den September hinein fällt eine kurzzeitige Fluktua- tion der Temperatur auf, die mit täglichen Temperaturschwankungen in Verbindung steht und ab etwa Anfang Oktober so nicht mehr vorhanden ist. Die Entwicklung der Sauerstoffkonzentrationen in einer Wassertiefe von 1,75 m ist in Abbildung 3-14 (nächste Seite) gezeigt. Diese kontinuierlichen Messungen zeigen die große Schwankungsbreite des Sauerstoffgehalts, der sowohl auf Tagesbasis, als auch in mittleren Zeiträumen von wenigen Tagen bis Wochen bis hin zu saisonalen Unterschieden starke Variationen aufweist. Insbesondere im Winter fallen die im Vergleich zum Sommerhalbjahr geringen Sauerstoffgehalte auf. Diese fallen teilweise mit Zeiten der Eisbedeckung des Sees zusammen Chemische Untersuchungen und Bewertung Der Illmensee hat kalkreiches (1 dh, zum Vergleich Bodensee 9 dh) und gut gepuffertes Wasser. An den allgemeinen Parametern wie Leitfähigkeit, Härte oder Säurebin- Abb. 3-11: Lufttemperatur an der Umweltmonitoringstation Illmensee 212 (links: Messwerte, rechts: Boxplot) Abb. 3-12: Windgeschwindigkeit über dem Illmensee 212 (links: Messwerte, rechts: Boxplot) LUBW ISF Arbeitsbericht

42 Abb. 3-13: Wassertemperatur im Illmensee 212 in 1,5 m Wassertiefe (links: Messwerte, rechts: Boxplot) Abb. 3-14: Sauerstoffgehalt im Illmensee 212 in 1,5 m Wassertiefe (links: Messwerte, rechts: Boxplot) dungsvermögen sind keine Änderungen zu erkennen, die über die natürlichen Schwankungen hinausgehen (Tab. 3-1, nächste Doppelseite). Die Silikat-Konzentrationen sind in beiden Untersuchungsjahren auf gleichem Niveau geblieben. Die Parameter Chlorid und Sulfat zeigen eine Abnahme der Jahresmittelwerte von 26 bis 212. Als Ursache kommt bei Chlorid z.b. ein mittlerweile verminderter Eintrag aus der winterlichen Straßensalzung in Frage. Weitere Daten aus dem Einzugsgebiet zur Erhärtung dieser möglichen Ursache liegen hier allerdings nicht vor. Die gefundenen Schwermetallkonzentrationen an Arsen, Aluminium, Kupfer und Zink zeigen keine signifikanten erhöhten anthropogenen Einträge im Einzugsgebiet des Illmensees an. Der Illmensee ist dimiktisch und bildet nach der Frühjahrszirkulation eine warme Deckschicht aus. Im Jahr 212 zeigte sich bereits bei der ersten Beprobung Mitte April eine Erwärmung des Oberflächenwassers auf 8 C mit Be- ginn der Schichtung (Abb. 3-15, nächste Doppelseite). Im Jahr 212 waren die Monate Februar bis April trocken und sonnig, was zum frühen Erwärmen der Deckschicht führte. Das Maximum der Oberflächentemperatur wurde im August erreicht. Im Jahr 26 hingegen waren insbesondere März und April niederschlagsreich und das Oberflächenwasser blieb bis Mitte April noch 4,5 C kalt und die Frühjahrszirkulation war noch im Gange. Im Verlauf des Jahres 26 waren dann die Monate Juni und Juli sonnig und warm, so dass das Maximum der Oberflächen-Wassertemperatur schon im Juli erreicht wurde. Das Tiefenwasser (1 m über Grund bei 15 m Wassertiefe) wird aber dennoch schwach von der Erwärmung beeinflusst und steigt in beiden Untersuchungsjahren von 4 C im April kontinuierlich auf 6 C im Herbst an. Die Herbstzirkulation ist in beiden Untersuchungsjahren erst jeweils beim letzten Probenahmetermin im Dezember zu erkennen. Die zeitlichen Entwicklungen chemischer Grundparameter 42 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

43 sind in Abbildung 3-15 (nächste Doppelseite) dargestellt. Die Bildung von Sauerstoff im Epilimnion und der Ver- Tab. 3-1: Vergleich wichtiger physikalischer und chemischer Parameter im Illmensee 26 und 212 Illmensee 26 (Apr-Dez) 212 (Apr-Dez) * Parameter Einheit vol. gew. Jahresmittel] Temperatur C 1,9 11,5 Sichttiefe m 3,5 2,7 O 2 mg/l 8,3 7,3 ph-wert 8,1 8,1 Leitfähigkeit µs/cm SBV mmol/l 2,9 3,2 Härte 1/2 mmol/l 3,4 3,5 PO 4 -P µg/l 4,4 3,5 gel.-p µg/l 9,6 8,9 ges.-p µg/l NH 4 -N µg/l anorg.-n µg/l SiO 2 -Si µg/l Fe µg/l Mn µg/l 5 68 Cl mg/l 2 15 SO 4 mg/l 1 6,5 As gelöst µg/l,1,2 Al gelöst µg/l 5,4 1,9 Zn gelöst µg/l 1,1,3 Cu gelöst µg/l 1,4 1,6 Chloro. 5m µg/l 4,4 8,9 Extrema 1m über Grund (Monat) *: As, Al, Cu, Zn: nur April/ August. O 2 Min mg/l (1) (7-11) ges.-p Max µg/l 256 (11) 252 (11) NH 4 -N Max µg/l 2866 (11) 4621 (11) Fe Max µg/l 257 (9) 138 (8) Mn Max µg/l 774 (11) 613 (11) LAWA Trophieindex LAWA Trophieindex mesotroph (2,) mesotroph (2,2) Referenz Trophie oligotroph bis mesotroph brauch in den grundnahen Wasserschichten zeigen 26 und 212 grundsätzlich einen ähnlichen Verlauf. Durch die oben beschriebenen meteorologischen Randbedingen setzte 212 die Stratifikation schon im April ein und es zeigten sich nachfolgend im Epilimnion drei durch Algenwachstum verursachte Sauerstoffmaxima. Durch Sauerstoffverbrauch beim Abbau von Biomasse wird 212 der Tiefenbereich schon früh im Jahr sauerstoffarm und das Tiefenwasser ist von Juli bis sogar November sauerstoffrei. 26 ist das Sauerstoff-Maximum der ersten Algenblüte noch durch die Zirkulation verwischt und bis in größere Tiefen zu sehen. Erst das zweite epilimnische Maximum ist prägnanter. Die gänzlich sauerstofffreie Zone beschränkt sich auf die Tiefenwasserschicht im Oktober. Der zeitliche und tiefenabhängige Verlauf von Gesamtphosphor zeigt in den beiden Untersuchungsjahren einen ähnlichen Verlauf. Die Rücklösung von Phosphor setzt, entsprechend der früher einsetzenden Schichtung, im Jahr 212 etwas früher ein. In beiden Jahren werden in der Tiefenwasser-Schicht die Maximalwerte im November erreicht und liegen dort in der Größenordnung µg/l (Abb. 3-15, nächste Seite und Tab. 3-1). Der volumengewichtete Mittelwert an Gesamtphosphor für April bis Dezember ist 212 wie auch 26 unverändert bei 24 µg/l. Die Nitrat-Stickstoff-Mittelwerte zeigten 26 im April mit 1,5 mg/l deutlich höhere Startwerte als 212 (,92 mg/l), so dass im weiteren Jahresverlauf 26 der entsprechende Monatswert stets über dem Wert von 212 bleibt. Durch die Nitrat-Reduktion in den grundnahen Schichten und den N-Verbrauch durch die Biomasseproduktion im Epilimnion nimmt der Nitratgehalt in allen Tiefen im Jahresverlauf ab und erholt sich erst wieder ab der Herbstzirkulation im Winterhalbjahr. Im Dezember ist die Differenz der volumengewichteten Mittelwerte der Jahre 26 und 212 dann von ursprünglich,58 mg/l im April auf,12 mg/l gesunken. Wodurch der hohe Startwert im April 26 im Detail verursacht wird, lässt sich nicht quantitativ feststellen. Einen wichtigen Beitrag liefern in dieser Hinsicht die hohen Zuflussmengen im ausgehenden Winter und beginnenden Frühjahr. In der kalten Jahreszeit sind zudem die Nitratgehalte der Fließgewässer wegen verminderter Aufnahme durch Pflanzen und verringerter Denitrifikation höher. LUBW ISF Arbeitsbericht

44 Temp. in C 2,5 5 1 Temp. in C ,5 5 1 Tiefe[m] Tiefe[m] ,5 12,5 O2 in mg/l 1 mü.gr 2,5 5 1 Tiefe[m] O2 in mg/l 1 mü.gr 2,5 5 1 Tiefe[m] ,5 12,5 ges_p in µg/l 1 mü.gr 2-24 ges_p in µg/l 1 mü.gr , , NO3-N in µg/l ,5 1 mü.gr , Tiefe[m] Tiefe[m] NO3-N in µg/l ,5 1 mü.gr 2,5 5 1 Tiefe[m] Tiefe[m] ,5 12,5 Mn in µg/l 1 mü.gr 5-6 Mn in µg/l 1 mü.gr 5-6 2, ,5 Tiefe[m] , ,5 Tiefe[m] Fe in µg/l 1 mü.gr 2,5 5 1 Tiefe[m] Fe in µg/l 1 mü.gr 2,5 5 1 Tiefe[m] ,5 12,5 Sulfat in mg/l 1 mü.gr 2, Sulfat in mg/l 1 mü.gr 2,5 7,5-9, 6,-7,5 5 1 Tiefe[m] ,5-6, 3,-4,5 1,5-3, 12,5 12,5,-1,5 1 mü.gr 1 mü.gr Abb. 3-15: Isoplethen wichtiger chemischer Paramter im Illmensee 26 (links) und 212 (rechts) 44 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

45 Die Abbildung 3-15 zeigt, dass es bei weiterem Absinken des Redoxpotentials nach Verbrauch der Oxidationsmittel Sauerstoff und Nitrat, als nächstes Mn(IV), Fe(III) und schließlich Sulfat reduziert werden. Dadurch kommt es zur Freisetzung von Mn- bzw. Fe-Ionen und zu einem Anstieg dieser beiden Parameter in den grundnahen Wasserschichten. Interessanterweise finden sich 212 die drei Sauerstoff- Maxima im Epilimnion beim Abbau der entstandenen Biomasse über dem Seegrund wieder. Die Abnahme des Redoxpotentials und korrespondierende Freisetzung von Mn und Fe finden sich mit etwa zwei Monaten Verzögerung über dem Seegrund wieder. Sinkt das Redoxpotential noch weiter ab, wird Sulfat reduziert und es bildet sich u.a. Schwefelwasserstoff, was am Geruch beim Hochholen der tiefen Wasserproben schon zu erkennen ist. Insgesamt ergibt die LAWA-Bewertung mit Gesamtphosphor, Sichttiefe und Chlorophyll-a für den Illmensee einen mesotrophen Zustand, der nahe dem Referenzzustand (oligo- bis mesotroph, Tab. 3-1) ist. Der errechnete Trophieindex hat sich im Verlauf der zwei Untersuchungsjahre 26 und 212 geringfügig erhöht, was vor allem auf die höheren Chlorophyllwerte zurückzuführen ist. Bei im Vergleich zu 26 unveränderten P-Konzentrationen und niedrigeren anorganischen N-Gehalten, mit Nitrat als Hauptkomponente, haben die Algen im Illmensee im Jahr 212 mehr Chlorophyll produziert. Eine mögliche Ursache kann in den meteorologischen Bedingungen mit warmem Frühjahr und früher einsetzender Schichtung im Jahr 212 liegen. Dementsprechend ist die räumliche und zeitliche Ausdehnung des Sauerstoffminimums über dem Seegrund 212 im Vergleich zu 26 etwas größer, und die Sulfat-Reduktion im Spätsommer/Herbst 212 ausgedehnter. Die Maßnahmen im Bereich Abwasser (199er Jahre und früher) und Extensivierungen (seit 199er Jahre) haben inzwischen eine Verbesserung des Seezustandes gebracht Phytoplankton Der Illmensee war Mitte März noch zugefroren, daher konnten die ersten Proben erst im April genommen werden. Zu diesem Zeitpunkt war bereits eine typische Frühjahrsblüte entwickelt, die sich überwiegend aus Diatomeen (Fragilaria crotonensis, Asterionella formosa und Cyclotella radiosa) und Cryptophyceen (Rhodomonas lacustris var. lacustris) zusammensetzte (Abb. 3-16). Die Biomasse ging dann im Mai auf ein relativ niedriges Niveau zurück, vor allem durch den Zusammenbruch der Diatomeenblüte verursacht. Ab Juni wurde die Biomasse von fädigen Blaualgen dominiert. Dieses Phänomen wurde bereits 26 beobachtet. Die dominante Art, die gefunden wurde, war Planktothrix rubescens. Bei ihr handelt es sich um eine an Schwachlicht adaptierte Art, die in oligo- bis mesotrophen Seen häufig ein metalimnisches Maximum bildet. Eine Kontrolle der Proben aus den einzelnen Tiefenstufen erbrachte, dass Planktothrix erst in der Probe aus 5 m Wassertiefe auftrat, also im Epilimnion keine Rolle spielte. Dies deckt sich auch mit den Pigmentmessungen, welche hohe Zeaxanthin-Werte (Blaualgenpigmente) erst in der 1 m Tiefen- Abb. 3-16: Links: Aufgerahmte Planktothrix rubescens erkennbar an der rosaroten Färbung ( ). Rechts: Epifluoreszenz-Aufnahme (Illmensee , Tiefenstufe: 14 m) LUBW ISF Arbeitsbericht

46 probe zeigten (vgl. Abb. 3-22, Seite 52). Im Juli stieg die Biomasse der Diatomeen und Cryptophyceen nochmals zu einem kleineren Maximum an, nachdem der Fraßdruck durch Cladoceren zurück ging (vgl. Abb. 3-18). Im August kam es zu einem Aufrahmen der Blaualgen. Sie wurden in Uferbuchten zusammengetrieben und im Abfluß konnte ein hoher Zeaxanthin-Wert gemessen werden (Abb. 3-21, Seite 51). In den Sommermonaten stellten die Blaualgen bis zu 8 % der Gesamtbiomasse, die allerdings vorwiegend in tieferen Wasserschichten außerhalb des Epilimnions lokalisiert war Zooplankton Die Bearbeitung erfolgte nach Vorgaben der LUBW Berichte Nr. 2 und 3 bzw. nach den Vorgaben des LAWA Projektes Phytoloss. Insgesamt wurden in jeder Probe mindestens 1 Individuen der aspektbestimmenden Arten oder (alternativ) insgesamt mindestens 4 Individuen gezählt. Ergebnisse / Wertung Im Illmensee fällt auf, dass der Jahresgang (bzw. der Abundanzverlauf über den Untersuchungszeitraum) des Cladocerenplanktons praktisch lehrbuchartig verläuft. Im späten Frühjahr (Mai) erfolgte der erste Cladoceren-Peak, im Juni/ Juli dann ein Rückgang der Cladocerenabundanz zum so genannten Klarwasserstadium. Im Sommer waren die Abundanzen nur moderat, im Herbst erfolgte dann der zweite Cladoceren-Peak. Auffällig war, dass im Untersuchungsjahr die Cladoceren fast ausschließlich durch mittelgroße Daphnien aus der D. galeata / D. hyalina Gruppe vertreten waren. Andere Cladoceren waren praktisch nicht präsent. Im Frühjahr traten typische D. galeata (mit ausgeprägtem Antennulae-Hügel) auf, die aber dann im Sommer/Herbst durch Morphen mit einem konvexen Stirnrand und ein eher zugespitztes Rostrum ersetzt wurden. Vereinzelt kam auch D. cucullata vor. Mit durchschnittlich 9 Ind./l war die Abundanz der Cladoceren nur moderat. Da es sich dabei praktisch nur um Daphnien handelte, impliziert dies trotzdem einen, zumindest im späten Frühjahr und im Herbst, hohen Fraßdruck auf das fressbare Phytoplankton, sowie wahrscheinlich geringe Frasseffekte durch Fische. Das Copepodenplankton war im Illmensee äußerst interes-.4 Euglenophyceen Chlorophyta (Chlorophyceen + Conjugatophyceen) Dinophyceen Cryptophyceen Bacillariophyceen Chrysophyceen Cyanobacteria Summe mg / l Abb. 3-17: Entwicklung des Phytoplanktons 212 im Illmensee sant. Die calanoiden Copepoden wurden durch Eudiaptomus graciloides vertreten. Diese Dauereier produzierende Art ist in Norddeutschland häufig anzutreffen und kommt dort auch syntop und sympatrisch mit der in Baden-Würrtemberg dominanten Art E. gracilis vor. In Baden-Württemberg kommt sie aber äußerst selten vor. Die Gattung Cyclops war im Illmensee mit mindestens zwei sehr unterschiedlich großen Taxa vertreten. Ein Taxon hat im Adulten-Stadium (Weibchen) eine Länge von ca. 1,4 mm (vermutlich C. strenuss landei), das andere Taxon eine Länge von 2,4 mm (vermutlich C. bohater). Die mittlere Abundanz der Copepoden ist mit knapp 14 Ind./l als niedrig bis moderat zu bezeichnen. Saisonal waren die Copepoden am stärksten im zeitigen Frühjahr (April) vertreten. Im Sommer kam innerhalb der cyclopoiden Copepoden praktisch nur die Allerweltsart Mesocyclops leuckarti vor. Im Herbst waren der Calanoide E. graciloides und die Vertreter aus der Gattung Cyclops wieder häufiger, wahrscheinlich bedingt durch das Ende ihrer Diapause. 46 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

47 Beim Rädertierplankton fielen Nahrungsspezialisten, insbesondere aus der Gattung Ascomorpha auf (stark vertreten im Juni / Juli), von der drei Arten (A. ecaudis, A. ovalis, A. saltans) vorkamen und die offensichtlich auf Dinoflagellaten spezialisiert sind. Als typischer Eutrophierungszeiger war nur Pompholyx sulcata in geringen Dichten präsent. Die höchste Rotatorien-Abundanz (> 1 Ind./l) wurde im April erreicht. Die durchschnittliche Abundanz der Rädertiere lag bei 3 Ind./l und ist als moderat einzustufen. Biomassenabschätzung Legt man für Cladoceren das mittlere Trockengewicht einer 1 mm großen Daphnie (ca. 6 µg) zugrunde, für die Copepoden eine mittlere Trockenmasse eines C4 Copepodiden (ca. 4,4 µg) und für die Rädertiere eine mittlere Trockenmasse eines Durchschnittsrädertieres (Keratella quadrata, ca.,9 µg), so ergibt sich grob eine durchschnittliche Trockenmasse von insgesamt ca. 14 µg/l, was nach TGL 1982 deutlich den eher niedrigen mesotrophen Be- reich indiziert. Im Durchschnitt stellen die Blattfußkrebse, die fast nur durch Daphnien vertreten waren, knapp 4 %, die Ruderfüßer gut 4 % und die Rädertiere knapp 2 % der Biomasse. Insgesamt hinterlässt der Illmensee einen guten Eindruck. Das Cladocerenplankton wird über den gesamten Untersuchungszeitraum durch effektive Filtrierer (mittelgroße Daphnien) dominiert. Bei den Ruderfußkrebsen ist das Vorkommen von E. graciloides als taxonomische Besonderheit zu nennen. Sowohl die grob abgeschätzte mittlere Biomasse, als auch die Abundanzen der taxonomischen Großgruppen weisen in die mesotrophe Richtung. Fischprädation dürfte aufgrund der relativ starken Daphnien-Präsenz auch im Sommer allenfalls im moderaten Bereich liegen. Berechnet man grob einen mittleren Cladoceren-Größenindex (Cladoceren-Biomasse / Cladoceren- Abundanz), so ergeben sich für den Sommer Werte von knapp 5 µg/ind. (Juli) bzw. gut 1 µg/ind. (August). Dies spricht für einen geringen bzw. allenfalls moderaten Fraßdruck auf die wenig fluchtfähigen, primär im Fokus der Fische stehenden Cladoceren Makrophyten Die Makrophyten des Illmensees wurden in den Jahren 23 (WURM), 26 (JORDA), 29 (BOLENDER) und 212 (HUMBERG) untersucht. Während in den Jahren 23, 29 und 212 der gesamte See betrachtet wurde, erfolgte die Kartierung 26 anhand von acht Transsekten (Abb. 3-18). Insgesamt wurden seit Makrophytenarten für den Illmensee beschrieben (vgl. Tab. 3-2, nächste Seite). In den einzelnen Jahren lag die Gesamtartenzahl zwischen elf und fünfzehn. HUMBERG (212) unterteilte die Flachwasserzone des Illmensees in zwölf Abschnitte (Abb. 3-18). Diese wurden nach Homogenität des Bewuchses und nach äußeren Faktoren (z.b. Uferbeschaffenheit, Nutzung etc.) eingeteilt. Um die Kartierung von 26 in einen Vergleich einbeziehen zu können, wurden nur die Abschnitte herangezogen, welche sich mit den Transsekten aus dem Jahr 26 überschnitten (Abschnitte Nr. 1, 2, 5, 7, 9, 1, 11). Abb. 3-18: Übersichtskarte über die Abschnitte und Transsekte der Makrophytenkartierungen 26 und 212. Rot gekennzeichnet ist die Lage der Transsekte 23, die Abschnitte 212 sind mit blauen Zahlen markiert. Die gelben Punkte geben die Probestellen für Phytobenthos an Die Makrophytenvegetation des Illmensee ist überwiegend von eu- und mesotraphenten Arten geprägt. Potamogeton perfoliatus als mesotraphente Art kommt während des betrach- LUBW ISF Arbeitsbericht

48 Tab. 3-2: Makrophytenarten im Illmensee bezogen auf die Abschnitte 1, 2, 5, 7, 9, 1 und 11. Die Einfärbung der Zellen gibt an, in wievielen Abschnitten die Art gefunden wurde. Die Zahl in den Zellen steht für die mittlere Abundanz der Art. Für die Untersuchungen von BOLENDER (29) liegen keine Angaben zur Abundanz vor; Arten, von denen lediglich erwähnt wurde, dass sie vorhanden waren, sind mit vorh. gekennzeichnet. Mit * gekennzeichnete Felder bedeuten, dass die Art außerhalb der 7 oben genannten Abschnitte auftrat (Kartierung Wurm, 23). Wurm Jorda Bolender Humberg Makrophytenarten Mittlere Abundanz: 1 = selten 2 = vereinzelt Chara aspera + Chara contraria 2 Chara delicatula 3 * 3 = verbreitet 4 = häufig 5 massenhaft Chara globularis 1 1 Nitella mucronata 2 Potamogeton perfoliatus Potamogeton crispus * vorhanden Potamogeton pectinatus 3 2 vorhanden 2 Potamogeton berchtoldii * 2 Potamogeton praelongus 1 2 Potamogeton panormitanus vorhanden Potamogeton lucens + Anzahl Abschnitte Ceratophyllum demersum Najas marina ssp. marina * + 1 Myriophyllum spicatum Rancunculus circinatus vorhanden Elodea nuttallii Elodea canadensis 2 Nuphar lutea Nymphaea alba Schoenoplectus lacustris teten Zeitraums verbreitet vor, allerdings scheint die Abundanz rückläufig zu sein. Dieser Trend gilt tendenziell auch für andere submerse Arten, z.b. Elodea nuttallii und Ceratophyllum demersum beides eutraphente Arten. Bei den Schwimmblattpflanzen zeigt die Teichrose eher eine Ausbreitungstendenz. Die 26 an einer Stelle nachgewiesene Art Potamogeton praelongus (Abb. 3-19) konnte auch im Jahr 212 an zwei Standorten gefunden werden. P. praelongus ist aus naturschutzfachlicher Sicht sehr interessant, da die Art in Baden-Württemberg nur in drei Gewässern bekannt ist. In der Roten Liste ist P. praelongus daher als vom Aussterben bedroht eingestuft. Die Kartierungen 26 und 212 wurde im Rahmen der Überblicksüberwachung (Eu-WRRL) nach der Handlungs- anweisung für die ökologische Bewertung von Seen durchgeführt (SCHAUMBURG et al., 211). Bei dieser Methode geht auch die untere Bewuchsgrenze in die Bewertung mit ein. Im Vergleich zur Kartierung von 26 hat sich die untere Bewuchsgrenze in geringere Wassertiefen verschoben (Abb. 3-2:). Grund hierfür könnte die Wühltätigkeit von Karpfen sein. Aus anderen Seen ist bekannt, dass bei hohem Besatz mit Karpfen keine oder nur wenige Makrophyten aufkommen. Auch am Illmensee erfolgt ein starker Besatz mit Karpfen durch den Angelsportverein (Revermann, pers. Mitteilung). Der oben beschriebene Rückgang in den Abundanzen der submersen Arten könnte mit den sich tendenziell ausbreitenden Teichrosen zusammenhängen. 48 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

49 Abb. 3-19: Potamogeton praelongus im Illmensee Die letzten überwintern mit großen Unterwasserblättern, welche durch Wühltätigkeit nur in geringem Umfang beeinträchtigt würden. Potamogeton perfoliatus hingegen überwintert durch Winterknospen, welche durch Wühl- und Fresstätigkeit deutlich stärker beeinträchtigt werden könnten als große Blätter. Zur Bewertung der biologischen Qualitätskomponente Makrophyten und Phytobenthos wurde das PHYLIB- Tool entwickelt. Dabei wird die vorgefundene Makrophyten- und Phytobenthos-Gesellschaft mit der Referenzgesellschaft desselben Gewässertyps verglichen. Je mehr Referenz-Arten (Arten aus der Artengruppe A) auftreten, desto besser ist der ökologische Zustand des Gewässerabschnitts. Je stärker das Arteninventar der beiden Gesellschaften voneinander abweicht, desto schlechter wird die ökologische Zustandsklasse eingestuft. Der Illmensee wird dem Seetyp AKs (Alpen-Voralpen, karbonatisch, geschichtet/steil) und dem Diatomeentyp 1.1 zugeordnet. Laut Handlungsanweisung (SCHAUMBURG et al., 211) gelten zur Bewertung folgende Voraussetzungen: Die Gesamtquantität der submersen Makrophyten an der Probestelle muss mindestens 55 betragen, der Anteil von Nuphar lutea und Nymphaea alba an der Gesamtquantität muss unter 8% liegen. Während 26 an allen Stellen die Voraussetzungen zur Bewertung gegeben waren, konnten 212 aufgrund zu geringer Gesamtquantitäten drei Stellen nicht anhand der Makrophyten bewertet werden (ungesicherte Bewertung). An diesen drei Stellen erfolgte die Bewertung ausschließlich anhand des Moduls Diatomeen (Phytobenthos). Während im Jahr 26 die ökologische Zustandsklasse 4 (erhebliche Abweichung vom Referenzzustand) überwiegt, zeigen Makrophyten und Phytobenthos 212 überwiegend einen mäßigen Zustand an (Tab. 3-3). Die Verbesserung in der ökologischen Zustandsklasse hängt mit dem Rückgang der der Arten Elodea nuttallii und Ceratophyllum demersum zusammen, die beide als Degradationsanzeiger gelten (Artengruppe C). Tab. 3-3: Bewertung der Makrophytenbesiedlung des Illmensees nach WRRL 26 und 212. Mit * gekennzeichnete Werte: Bewertung nur mittels Modul Diatomeen (Typ 1.1) Transsekt Ökologische Zustandsklasse Abschnitt Ökologische Zustandsklasse Tiefe[m] Abschnittsnummer A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7 A8 A9 A1 A11 A12 Jorda 26 Humberg * * * Abb. 3-2: Untere Bewuchsgrenze von Makrophyten im Illmensee 26 und 212 LUBW ISF Arbeitsbericht

50 Beim Illmensee stellt sich die Frage nach dem richtigen Referenzzustand. Dies zeigt sich bereits am Beispiel der Wahl des Diatomeen-Typs. Der Diatomeen-Typ 1.1 wird für Seen der Alpen und des Alpenvorlandes mit einer Volumenentwicklung >,4 definiert (Volumenentwicklung bedeutet: Verhältnis Volumen des Hypolimnions zum Gesamtvolumen bei Sommerstagnation). Dies trifft für den Illmensee zu. Der Diatomeentyp 1.2 gilt für Seen des Alpen- und Alpenvorlandes mit einer Volumenentwicklung <,4. Der Diatomeen-Typ 1.1 weist im sehr guten Zustand oligotrophe Verhältnisse auf, während Seen, die dem Diatomeentyp 1.2 zugerechnet werden, milder bewertet werden. Dies zeigt sich auch, wenn man die Untersuchungsdaten mit beiden Varianten berechnet (Tab. 3-4). Wie oben beschrieben liegt die LAWA-Referenztrophie des Illmensees bei oligo- bis mesotroph (vgl. Tab. 3-1, Seite 43), somit wäre eher der Diatomeentyp 1.2 heranzuziehen. Dem Abschlussbericht zu den benthischen Diatomeen (VOGEL & KING, 212) ist zu entnehmen, dass die angetroffenen Degradationsanzeiger auf einen hohen Elektrolytgehalt des Sees hindeuten. Dies lässt sich aus den chemischen Messungen allerdings nicht nachvollziehen (vgl. Tab. 3-1, Seite 43). Um für den Seetyp AKs für die Makrophytenvegetation einen guten oder sehr guten Zustand zu erreichen muss Folgendes gelten: Zu Gruppe A gehören vor allem bestimmte Characeenarten, wie Chara aspera und Chara hispida sowie oligotraphente Vertreter der Gattung Potamogeton wie z.b. P. gramineus, P. filiformis und P. alpinus. Diese Arten sind jedoch nicht im Illmensee vertreten. Es stellte sich daher die Frage, ob es vielleicht früher im Illmensee Characeen gab? Um dieser Frage nachzugehen, wurden die zwei verbliebenen halben Kerne aus den sedimentologischen Untersuchungen mit einem 5 µm-sieb in Teilabschnitten von 1 cm durchgesiebt und unter dem Binokular auf Reste von Characeen untersucht. Es wurden Wurzelreste, Blattreste, Samen, Fischschuppen, Ephippien, Ostracodenschalen und Pflanzenfasern gefunden jedoch keine Characeenreste wie z.b. Oogonien oder verkalkte Sprossabschnitte. Eine Entnahme weiterer Kerne in Ufernähe und in den potentiellen Überschwemmungsgebieten ist geplant, um dieser Fragestellung weiter auf den Grund zu gehen. Auch hinsichtlich der Besiedlungsmöglichkeiten gibt es für Makrophyten am Illmensee aufgrund der überwiegend steil abfallenden Ufer nur wenig Platz, so dass die für den Referenzzustand zu Grunde gelegten Quantitäten möglicherweise gar nicht erreicht werden können. Im Vergleich zu vielen anderen oberschwäbischen Seen ist der Illmensee dennoch als artenreich zu bezeichnen. Der Illmensee ist sicherlich nicht der typische Voralpensee, so dass die Frage nach dem Referenzzustand für die Makro- Die Summe der Quantitäten der Arten aus Gruppe A muss größer sein als die Summe der Quantitäten der Arten aus Gruppe C. Die Artengruppe A enthält Arten, die an Referenzstellen dominieren und somit als typenspezifisch bezeichnet werden können. In Artengruppe C werden dagegen Störzeiger zusammengefasst, die einen deutlichen Verbreitungsschwerpunkt an degradierten Standorten zeigen. Alle anderen Arten mit weiter ökologischer Amplitude sowie solche mit Schwerpunkt im mittleren Belastungsbereich werden der Artengruppe B zugeordnet. Betrachtet man die Gruppenzuordnung der im Illmensee vorgefundenen Arten, dann fehlen Arten der Gruppe A oder werden nur der Gruppe A zugeordnet, wenn sie in größeren Wassertiefen wachsen (Tab. 3-5). Tab. 3-4: Bewertung der Diatomeenbesiedlung des Illmensees nach WRRL 212 mit den beiden Typen 1.1 und 1.2 als Referenzzustand Probestelle Diatomeentyp 1.1 Diatomeentyp ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

51 Tab. 3-5: Zuordnung der im Illmensee kartierten Makrophytenarten zu den Artgruppen Makrophytenarten Gruppenzuordnung Chara aspera A Chara contraria B (> 4 m : A) 1-3 Chara delicatula B (> 2 m : A) 3 1 Chara globularis B (> 4 m : A) Nitella mucronata B (> 4 m : A) 1-3 Potamogeton perfoliatus B Potamogeton crispus C Potamogeton pectinatus C (> 4 m : B) Potamogeton berchtoldii B 1-2 Potamogeton praelongus B Potamogeton panormitanus C (>2 m :B) Potamogeton lucens C (>2 m :B) Ceratophyllum demersum C Najas marina ssp. marina C 1-4 Myriophyllum spicatum B Rancunculus circinatus C Elodea nuttallii C (> 4 m : B) Elodea canadensis C (> 4 m : B) 1-2 Nuphar lutea keine Nymphaea alba keine 1-3 phyten vorkommt, sind die in den Zuflüssen gemessenen Chlorophyll-b Konzentrationen eher durch Makrophyten bedingt. Die Bezeichnung Seemitte für die zentrale Probestelle im Illmensee ist irreführend, da die tiefste Stelle (T max ) nicht in der Mitte, sondern dezentral im südwestlichen Randbereich des Sees liegt. Bis März war eine Beprobung an T max wegen Eisbedeckung nicht möglich. Im April dominieren die Leitpigmente Alloxanthin (Cryptophyceen) und Fucoxanthin (Diatomeen), ab Juli konnte auch Zeaxanthin (Cyanophyceen) nachgewiesen werden, zeitweise sogar als dominierendes Pigment. Die Leitpigmente Peridinin (Dinophyceen) und Chlorophyll-b (Grünalgen) traten nur in geringen Konzentrationen auf. Der Abfluss konnte dagegen schon im März beprobt werden. Die hohen Konzentrationen der Leitpigmente Alloxanthin und Fucoxanthin weisen auf hohe Algendichten im noch eisbedeckten See hin. Im Abfluss ist die hohe Zeaxanthinkonzentration im August auffällig, die wesentlich höher ist, als die in an der Station T max gefundene Konzentration. In geringerem Maße findet sich diese Diskrepanz auch im November kein Zeaxanthin im See, aber hohe Konzentrationen im Abfluss. Auf den ersten Blick könnte man sagen, dass mehr Zeaxanthin abfließt als im See überhaupt vor- 4 Zufluss 1 4 phytenbesiedlung noch nicht abschließend geklärt ist. Die 2 2 Verfahren zur Bewertung der biologischen Qualitätskomponenten nach WRRL wurden auf Bundesebene entwickelt. Über die Seentypologie wurde zwar versucht, unterschiedliche Referenzzustände zu berücksichtigen, allerdings werden bei der Berechnung der multimetrischen Indices zahlreiche Annahmen und Korrelationen herangezogen, welche ggf. für den Einzelsee so nicht zutreffen. Leitpigmente [µg L -1 ] Zufluss 2 T max Chlorophyll a [µg L -1 ] Pigmente Bei der Beprobung Illmensee 212 wurden zwei Zuflüsse (1, 2), die tiefste Stelle und ein Abfluss beprobt (Abb. 3-21). Die Pigmentkonzentrationen sind im Zufluss 1 etwas höher als im Zufluss 2, insgesamt aber niedrig. In beiden Zuflüssen dominieren die Leitpigmente Fucoxanthin und Chlorophyll-b. Fucoxanthin stammt wahrscheinlich von losgelösten benthischen Diatomeen. Chloropyhll-b ist im See ein Indikator für Grünalgen. Da es auch in Makro Abfluss Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez Abb. 3-21: Pigmentkonzentrationen im Illmensee (T max = tiefste Stelle) 4 2 LUBW ISF Arbeitsbericht

52 handen ist, was ja nicht sein kann. Entweder wurde im August die Abflussprobe in einer Blaualgenblüte genommen (in Anbetracht der sehr hohen Zeaxanthinkonzentration 2 hätte diese Blaualgenblüte enorm 4 sein und entsprechend im Probenahmeprotokoll vermerkt werden müssen), oder aber bei Probenahme an der Stelle T max wurde die Zeaxanthinkonzentration unterschätzt. Die Beprobung wäre dann nicht repräsentativ gewesen (vgl. 5.2). Die Zuund Abflussproben wurden als Schöpfproben 12 entnommen, die Proben bei T max als 14 integrierende Probe über den Tiefenbereich 14 m entnommen. Zusätzlich dazu wurden die Konzentrationen der Leitpigmente auch in Proben bestimmt, die in diskreten Tiefen ( m, 2,5 m, 5 m, 1 m, 12,5 m, und 14 m) entnommen wurden (Abb. 3-22). Die Ergebnisse zeigen wieder 2 4 eine Dominanz der Leitpigmente Alloxanthin und Fucoxanthin. Lediglich in den Sommermonaten dominiert in Tiefen 1 m das Leitpigment Zeaxanthin. Zeaxanthin ist das Leitpigment für Blaualgen. Algenzählungen (aus der integrierten Probe 14m) ergaben, dass es sich überwiegend um Arten der Gattung Plankthotrix handelt, die bekanntermaßen potentiell toxisch sein können. Aber auch mit diesen Ergebnissen lässt sich die Diskrepanz zwischen den gemessenen Zeaxanthinkonzentrationen bei T max und im Abfluss nicht schlüssig erklären. Tiefe [m] Peridinin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Illmensee 212, Summe Leitpigmente [µg/l] Abb. 3-22: Vertikale Änderung der Pigmentkonzentrationen im Illmensee (Zeaxanthin tritt im Spätsommer erst ab Tiefen 1 m auf) Makrozoobenthos Im April 212 erfolgte eine habitatbezogene Beprobung des litoralen Makrozoobenthos am Illmensee durch das SG 3 des ISF. Die Beprobung wurde nach der Vorschrift für die standardisierte Probenahme des biologischen Qualitätselementes Makrozoobenthos im Litoral von Seen (BRAUNS et al, 211) an vier Probestellen durchgeführt. Bei Probestelle 1 befinden sich Bootsstege, Probestelle 2 weist ein natürliches Ufer mit Baumbestand und einigen kleinen Schilfflecken auf, Probestelle 3 liegt an einem Schilfufer und Probestelle 4 befindet sich im Strandbad (Abb. 3-23). An den einzelnen Stellen wurde zunächst der Anteil der vorhandenen Substrate geschätzt und diese anschließend entweder mit dem Kescher (z.b. Sediment), Abb. 3-23: Lage der Probenahmestellen für das Makrozoobenthos: Grüne Punkte Probenahme nach WRRL, orange Punkte: Exposition von Ziegelsteinen dem Pfahlkratzer (z.b. Steganlage) oder von Hand (z.b. Steine, Totholz) beprobt. Im Labor erfolgte das Auslesen 52 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

53 habitat im Bereich der Probestelle 3 die höchste Artenzahl (23 Arten) zeigte (Abb. 3-24). Bei Probestelle 4 im Strandbad war überwiegend sandiges Substrat vorhanden. Hier konnten nur zehn Arten nachgewiesen werden, während an den anderen Probestellen auf sandigen Substraten Arten angetroffen werden konnten. Die geringere Artenanzahl könnte möglicherweise auf Trittbelastung zurückzuführen sein. An der Probestelle 3 Schilf, die stellvertretend für natürliches Ufer gelten kann, konnten insgesamt 36 Arten nachgewiesen werden, an den beiden anthropogen beeinflussten Stellen Stege und Strandbad wurden jeweils 28 Arten festgestellt. Für die Beurteilung von Makrozoobenthos-Proben an Seen wurde das Aeshna-Tool entwickelt (MILER et. al, 213). Mit Hilfe dieses Verfahrens sollten strukturelle Defizite anhand des eulitoralen Makrozoobenthos indiziert werden. Es wäre also zu erwarten, dass die Stellen 1 (Stege) und 4 (Badestelle) eine Beeinträchtigung anzeigen. Leider ist das Access-Modul offenbar noch nicht ausgereift. Bei wiederder Proben in weißen Schalen. Arten, die nicht direkt angesprochen werden konnten, wurden in 7% Ethanol fixiert und später unter dem Binokular bestimmt. Außerdem wurden vom bis künstliche Substrate in Form von Ziegelsteinen, welche auf eine quadratische Kunststoffschale aufgelegt wurden, an vier Stellen ausgebracht (Abb. 3-23). Vor der Bergung der Ziegelsteine aus dem Wasser wurde ein Netz über die Steine und die Schale gezogen, um einen Verlust von Makrozoobenthosorganismen bei der Entnahme zu vermeiden. Der Transport der Ziegelsteine ins Labor erfolgte in verschließbaren Eimern. Im Labor konnten die auf den Ziegelsteinen lebenden Organismen entweder direkt mit einer Federstahlpinzette abgesammelt oder mit einer Handbrause von den Steinen heruntergespült und ausgelesen werden. Die Artenzahl der einzelnen beprobten Habitate unterschied sich mehr oder weniger deutlich. Die Steganlage an Probestelle 1 wies nur vier Arten auf, während das Totholz- 25 Anazhl Arten/Gattungen Sand Steine Totholz Steganlage Sand Steine Totholz Schilf Sand Steine Totholz Probenstelle (Stege) 1 1 3Probenstelle 3 3 (Schilf) 3 3 Probenstelle (Bad) 4 Abb. 3-24: Artenanzahl an den Probestellen aufgesplittet nach Habitaten. Bild links: Probestelle 1, Bild Mitte: Probestelle 3, Bild rechts: Probestelle 4 LUBW ISF Arbeitsbericht

54 Abb. 3-25: Ausgabe des Bewertungsergebnisses aus dem Bewertungstool Aeshna. Die Datenbank wurde drei mal in der Originalversion (wie vom Autor versandt) gestartet und jeweils die gleichen Daten importiert. Trotzdem ergeben sich drei verschiedene Ergebnisse holtem Einladen der Daten in die Datenbank und Berechnung des multimetrischen Index wurde jedes Mal ein anderes Ergebnis angezeigt (Abb. 3-25), vom guten ökologischen Zustand an allen Stellen bis hin zum schlechten Zustand an den Stellen 1 und 3. Hier herrscht noch dringender Klärungsbedarf mit den Autoren des Tools. Ziegelsteinexponate Nach vierwöchiger Expositionszeit waren die Ziegelsteine teilweise mit Detritus und Algen überzogen (Abb. 3-26). Die bisherige Auswertung erbrachte auf den an den Stellen Z2, Z3 und Z4 exponierten Ziegelsteinen eine ähnliche Artenzusammensetzung, aber durchaus sehr unterschiedliche Abundanzen. Während an Z3 (zwischen Schilf am Ostufer) die höchste Abundanz mit über 1 Ind./m² beobachtet werden konnte, wies die Stelle Z2 (unter Bäumen am Ostufer) lediglich 44 Ind./m² auf. In beiden Proben waren Zuckmückenlarven (Chironomidae) und Oligochaeten dominant. Während bei Z3 köcherlose Köcherfliegenlarven der Gattungen Ecnomus und Cyrnus auch noch in nennenswerter Zahl vorhanden waren, fehlten diese an Z2 vollständig. Stattdessen wurden bei Z2 größere Mengen an Wasserasseln beobachtet. Die Unterschiede lassen sich durch die Habitatausstattung in der Umgebung der Exponate erklären. Z2 war gekennzeichnet durch eine wenig stabile Auflage von Laub und Ästen auf dem sandigen Sediment. Hier traten eher Arten auf, die von zerfallenden Pflanzenresten leben, wie z.b. Wasserasseln. Die räuberisch lebenden Köcherfliegenlarven-Arten Ecnomus und Cyrnus benötigen hingegen stabile Substrate, an denen sie ihre Wohnröhren befestigen können. Artenanzahl Ziegelsteine Steine alle Habitate Turbellaria Oligochaeta Gastropoda Bivalvia Crustacea Ephemeroptera Trichoptera Diptera Odonata Coleoptera Abb. 3-26: Ziegelsteine nach 4 Wochen Expositionszeit Abb. 3-27: Vergleich der Artenzahl an Probestelle 3 (Schilf) zwischen den beprobten Habitaten, aufgeschlüsselt nach systematischen Gruppen 54 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

55 Betrachtet man an der Stelle 3 die Besiedlung der Ziegelsteine im Vergleich zum Teilhabitat Steine, so waren auf den Ziegelsteinen 2 Arten und auf den Steinen 23 Arten vertreten (Abb. 3-27). Deutlich mehr Arten (35) können bei Beprobung aller Habitate gemeinsam nachgewiesen werden (Abb. 3-27). Die Abundanz beim Ziegelsteinsubstrat und bei der Steinfraktion lag in der gleichen Größenordnung, allerdings unterschied sich die Artenverteilung relativ deutlich. 5 % der Besiedlung der im Gewässerbett vorhandenen Steine erfolgte durch Dreissena polymorpha. Ephemeropteren der Gattung Caenis, köcherlose Köcherfliegen und Chironomidenlarven waren ebenfalls vertreten. Die Ziegelsteine wurden überwiegend von Chironomidenlarven (46 %), Stylaria lacustris, Ephemeropteren der Gattung Caenis und köcherlosen Köcherfliegenlarven besiedelt. Für diese Arten scheinen die Ziegelsteine ein ideales Substrat zu sein. Durch Algenbewuchs und Detritusauflage ergibt sich für Weidegänger ein guter Lebensraum, der zugleich Schutz bietet. FAZIT: die künstlichen Ziegelstein-Substrate geben mit relativ geringem Probenahme-Aufwand einen Überblick über die Makrozoobenthos-Lebensgemeinschaft an verschiedenen Stellen im See. Es können allerdings nicht alle Arten repräsentativ erfasst werden. Wenig mobile Arten wie z.b. Dreissena polymorpha werden durch die relativ kurze Expositionsdauer unterrepräsentiert. Eine genauere Auswertung und der Vergleich zwischen verschiedenen Seen steht noch aus Uferbewertung Im Rahmen einer Praktikumsarbeit (Dominik Rau, FH Rottenburg) wurde eine Uferbewertung des Illmensees nach der IGKB-Methode durchgeführt. Die Bewertung erfolgte von Land aus, so dass nur ein Teil der 15 Bewertungskriterien erfasst werden konnte. Abbildung 3-28 zeigt das Einzelkriterium Uferverbauung (linke Seite) und die aus den erfassten Einzelkriterien errechnete Gesamtbewertung (rechte Seite). Die Ufer des Illmensees sind weitge- Abb. 3-28: Uferbewertung am Illmensee. Links: Kriterium Uferverbauung, rechts: Gesamtbewertung, errechnet aus den Einzelkriterien (aus RAU, 213) LUBW ISF Arbeitsbericht

56 hend als natürlich und naturnah einzustufen. Lediglich am nördlichen Seeteil sind Beeinträchtigungen durch Nutzungen (Badestrand und Bootsstege) zu erkennen (Abb. 3-28) Sedimentkerne Die Sedimente des Illmensees sind trotz des anoxischen Bodenwassers insgesamt relativ hell, im oberen Bereich undeutlich geschichtet und von schwarzen Eisensulfid-reichen Lagen unterbrochen. Ab ca. 45 cm wird das Sediment Abb. 3-29: Links: Sedimentkern Illmensee 12/2. Rechts: Wassergehalte und Kohlenstoffparameter des Sedimentkerns. Die Schwefelkonzentrationen sind ein Hinweis auf die Schwarzfärbung durch Eisensulfide Abb. 3-3: Belastungsabhängige Parameter im Sedimentkern Ill12/2. In den oberen 1 cm hat sich ein Phosphor-Depot angesammelt, die erhöhten Schwermetallgehalte in 3 cm Sedimenttiefe zeigen ein kurzzeitiges Belastungsereignis 56 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

57 deutlich heller und die Schichtung wird noch schlechter erkennbar (Abb. 3-29). Die belastungsabhängigen Parameter wie Nährstoffe (Phosphor) und Schwermetalle zeigen relativ unauffällige Konzentrationen (Abb. 3-3). Auffällig sind aber der deutliche Anstieg des im Sediment vorhandenen Phosphors in den oberen 1 cm Sediment und der bei allen Schwermetallen sichtbare Belastungsschwerpunkt in 3 cm Sedimenttiefe. Quecksilber ist das einzige Schwermetall, das nach oben eine stete Zunahme zeigt. Es liegt aber insgesamt eher am unteren Rand der üblichen Konzentrationen (Abb. 3-31). Blei zeigt im Gegensatz zu Zink ab 15 cm Sedimenttiefe eine deutliche Abnahme, das könnte ein Hinweis auf die Reduktion des Benzinbleis zu Beginn der 197er Jahre sein. Abb. 3-32: Bathymetrie des Illmensees aus der Fächerecholotaufnahme im November 212. Die Isobathen geben die Wassertiefe in Meter an Makrophytenbewuchs und die Wuchshöhen abgeleitet werden (Abb. 3-34, nächste Seite). Die Fächerlotaufnahmen sollen im Jahr 213 in einer Bachelorarbeit weiter ausgewertet und der Informationsgewinn gegenüber herkömmlichen Seegrundaufnahmen mit Einstrahlecholoten weiter ausgewertet werden. Abb. 3-31: Die Quecksilberkonzentrationen im Illmensee liegen im Bereich der üblicherweise gefundenen Messwerte (Vergleich mit Daten aus dem Bodensee (BUS-Projekt 24, 25) Sidescankartierung Mit einem Profilabstand von 5 m wurde der Illmensee flächendeckend mit einem Sidescan-Sonar befahren. Wie in den Fächerlotdaten zeigt sich, dass der Seeboden insgesamt sehr wenig Sedimentstrukturen aufweist. Dagegen Fächerecholotkartierung Der Illmensee wurde im November 212 in einem Werkvertrag mit der Universität Bern mit einem Fächerecholot befahren. Aus den Daten wurde ein Geländemodell mit 25 cm Gitterweite hergestellt (Abb. 3-32). Dieses zeigt sehr gut, dass es im Illmensee eine sehr gleichförmige Sedimentation ohne größere Beeinflussung durch Zuflüsse, Rutschungsereignisse oder ähnliches gibt. In der Flachwasserzone gibt es eine ganze Reihe Vertiefungen, möglicherweise hängen diese mit der historischen Seespiegelabsenkung zusammen (Abb. 3-33). Mit dem Fächerlot können neben der Seebodenoberfläche auch der (recht spärliche) Abb. 3-33: Ufernah treten häufig bis zu 4 m große Vertiefungen (bis,5 m tief ) auf die möglicherweise mit der Seespiegelabsenkung im 19. Jahrhundert zusammenhängen LUBW ISF Arbeitsbericht

58 Abb. 3-34: Ausschnitt aus dem Illmensee, in dem deutlich der Makrophytenbewuchs (oben) und in dem Profilschnitt die Wuchshöhen der Makrophyten erkennbar sind Abb. 3-35: Sidescan-Bild eines versunkenen 5,6 m langen Bootes (links) und Abbildung im Geländemodell aus den Fächerecholotdaten (rechts, 25 cm Gitterweite) 58 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

59 Abb. 3-36: Sidescan-Karte des Illmensees mit Bootswracks (blaue Kreise) und Baumstämmen (grüne Kreise) am Seeboden kommen doch eine Vielzahl von Objekten wie Baumstämme, erstaunlich viele Bootswracks und unbekannte Objekte am Seeboden vor (Abb und 3-36). Die Objekte wurden nur zum Teil vom Fächerecholot erfasst bzw. sind trotz der hohen Auflösung nur schwer als solche zu identifizieren. Das zeigt eindrücklich, dass das Sidescan-Sonar, trotz der sehr hohen Datendichte, dem Fächerecholot bei der Objekterkennung deutlich überlegen ist und sich beide Systeme sehr gut ergänzen (Abb. 3-35). oder Rudern genutzt (Abb. 3-37, nächste Seite). Einen wesentlichen Einfluss auf die Gewässerqualität hat das große hydrologische Einzugsgebiet im Süden von Bad Waldsee, welches über den Urbach entwässert wird (Abb. 3-38, nächste Seite). Es umfasst eine Fläche von 1938 ha, die zu 57 % landwirtschaftlich genutzt wird. Das große Verhältnis der Flächen des Einzugsgebietes zur Seefläche (134:1) und die intensive Nutzung des Einzugsgebietes deuten auf eine potentielle Gefährdung des Sees durch Nährstoffeinträge hin. Den Abfluss des Stadtsees bildet der Pfaffenbach, der wiederum in den 3 m westlich gelegenen Schlosssee mündet. Das Gesamtvolumen des Stadtsees beträgt m³, so dass sich für den Seewasserkörper eine mittlere Verweilzeit von 75 Tagen ergibt. Dieser kurze Zeitraum führt beispielsweise dazu, dass sich in der kalten Jahreszeit zwischen Herbst- und Frühjahrszirkulation theoretisch der gesamte Wasserkörper durch die Zuflüsse erneuern kann. In der Vegetationszeit ist über die Zuflüsse auch für eine stete Versorgung mit Nährstoffen gesorgt. Durch jahrzehntelange Abwassereinleitungen war der Stadtsee in der ersten Hälfte des 2. Jahrhunderts im polytrophen Zustand. Die Hauptmaßnahmen im Abwasserbereich wurden in der Zeit von den 195er bis Ende der 197er Jahre des letzten Jahrhunderts umgesetzt. In den Folgejahren gingen trotz dieser Maßnahmen die hohen Phosphatwerte im Tiefenwasser nicht wesentlich zurück, und es wurde keine merkliche Verbesserung des Gesamtzustandes beobachtet. Im Jahr 1985 installierte man schließlich eine Tiefenwasserableitung. Bis etwa Ende der 198er Jahre erfolgte eine Verbesserung zum eutrophen Zustand. 3.4 Stadtsee Bad Waldsee Der 14 ha große und maximal 1,7 m tiefe Stadtsee in Bad Waldsee ist als Schmelzwassersee in der letzten Eiszeit entstanden. Er liegt im Sadtbereich der Kurstadt Bad Waldsee und wird intensiv für Freizeitaktivitäten, wie z.b. Baden Der Stadtsee wird im Rahmen des Aktionsprogramms Oberschwäbische Seen (SOS) bearbeitet. Der Zustand stellt sich heute immer noch eutroph dar. Bei einer Untersuchung aus dem Jahr 21 wurden sogar vereinzelt etwas höhere P-Tiefenwerte beobachtet als in den vorangehenden Untersuchungen. So stellen sich aus heutiger Sicht LUBW ISF Arbeitsbericht

60 Abb. 3-37: Tiefenkarte Stadtsee Bad Waldsee die Fragen, wie die 21er Ergebnisse im Rahmen der langfristigen Befunde einzuordnen sind und welche Wirkung die Tiefenwasserableitung beim aktuellen Seezustand hat Chemische Untersuchungen und Bewertung Die letzte Untersuchung des ISF mit monatlicher Beprobung eines Tiefenprofils fand im Rahmen einer Diplomarbeit 24 statt. Im Jahr 212 wurden von März bis November in Seemitte (Abb. 3-37) Proben aus den Wassertiefen /2/4/6/8/9,5 m, sowie aus dem Urbach und Pfaffenbach zur Untersuchung auf allgemeine physikalische und chemische Parameter, Pflanzennährstoffe und Metalle genommen. Im Dezember konnte wegen beginnender Eisbedeckung nur im Uferbereich beprobt werden. Der Stadtsee ist dimiktisch und bildet nach der Frühjahrszirkulation eine stabile Schichtung aus. Im Jahr 212 waren die Monate Februar bis April trocken und sonnig, was zum frühen Erwärmen des Oberflächenwassers führte (Abb. 3-39, nächste Doppelseite). Das Maximum der Oberflächentemperatur wurde mit 22,2 C im August erreicht. Das Tiefenwasser (1 m über Grund) wird nur geringfügig von der sommerlichen Temperaturerhöhung beeinflusst und steigt von 4 C im März kontinuierlich auf 6,5 C im November an. Es sind aber im Sommer keine Anzeichen von instabilen Zuständen mit Aufbrechen der Schichtung und Einmischen des Tiefenwassers ins Epilimnion zu erkennen. Die Herbstzirkulation beginnt im November, war aber erst nach der November-Probenahme voll ausgebildet. Mitte Dezember erfolgte bereits die erste Eisbedeckung. Der Stadtsee hat kalkreiches (15 dh, zum Vergleich Illmensee 1 dh und Bodensee 9 dh) und gut gepuffertes Wasser (Tab. 3-6). Chlorid als Indikator vieler anthropogener Einträge weist im Stadtsee mit 31 mg/l mehr als dop- 6 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

61 Tab. 3-6: Vergleich wichtiger physikalischer und chemischer Parameter im Stadtsee Bad Waldsee 24 und 212 Stadtsee Bad Waldsee 24 (Apr-Dez) 212 (Apr-Dez) * Parameter Einheit vol. gew. Jahresmittel] Temperatur C 1,4 Sichttiefe m 1, O 2 mg/l 8,7 ph-wert 8, Leitf. µs/cm 53 SBV mmol/l 4,8 Härte 1/2 mmol/l 5,5 PO 4 -P µg/l 2,9 5,1 gel.-p µg/l 11,5 ges.-p µg/l NH 4 -N µg/l anorg.-n µg/l SiO 2 -Si µg/l 3335 Fe µg/l 9 Mn µg/l 3 Cl mg/l 31 SO 4 mg/l 13, Abb. 3-38: Einzugsgebiet des Stadtsees Bad-Waldsee As gelöst µg/l,1 Al gelöst µg/l,7 Zn gelöst µg/l,6 pelt so hohe Konzentrationen wie im Illmensee auf. Die mittleren Chlorid-Konzentrationen sind im See höher als im Hauptzufluss Urbach (2 mg/l). Als Ursache hierfür kommen beispielsweise Straßenentwässerungen im Stadtbereich (winterliche Straßensalzung) und Entlastungen von Regenüberlaufbecken in Frage. Die Konzentrationen der Schwermetalle Arsen, Aluminium, Kupfer und Zink zeigen keine signifikant erhöhten anthropogenen Einträge im Einzugsgebiet des Stadtsees an. Die zeitlichen Entwicklungen chemischer Grundparameter sind in den Abbildung 3-39 (nächste Seite) dargestellt. Der obere Teil zeigt die Bildung von Sauerstoff im Epilimnion und den Verbrauch in den grundnahen Wasserschichten. Durch Sauerstoffverbrauch beim Abbau von Biomasse wird der Tiefenbereich schon ab April sauerstoffarm und das Tiefenwasser ist 1 m über dem Seegrund von Juli bis November sogar komplett sauerstofffrei. Die Ausdehnung der sauerstoffarmen Zone über dem Seegrund mit weniger als 3 mg/l Sauerstoffgehalt nimmt von zunächst unterhalb Cu gelöst µg/l 1,3 Chloro -4m µg/l 54, 37, *: As, Al, Cu, Zn: nur April/ August. Extrema 1m über Grund (Monat) O 2 Min mg/l,5 (8) (7-11) ges.-p Max µg/l 389 (8) 163 (11) NH 4 -N Max µg/l 3762 (1) 8965 (1) Fe Max µg/l (1) Mn Max µg/l (6) LAWA Trophieindex LAWA Trophieindex eutroph 2 (3,2) eutroph 2 (3,2) Referenz Trophie mesotroph 7 m Wassertiefe im April bis Juni auf unterhalb 4 m im August zu, um sich schließlich bis November wieder auf LUBW ISF Arbeitsbericht

62 den Tiefenbereich unterhalb 7 m Wassertiefe zu beschränken. Der zeitliche und tiefenabhängige Verlauf von Gesamtphosphor zeigt in beiden Untersuchungsjahren 24 und 212 einen ähnlichen Verlauf (Abb. 3-39). Die Rücklösung von Phosphor (P) über dem Seegrund erreicht 24 schon im August mit 389 µg/l ihr Maximum in der Wasserschicht 1 m über dem Seegrund (Tab. 3-6). Ähnlich hohe Maximalwerte im Bereich von 3-4 µg/l wurden auch in der Untersuchung des Aktionsprogrammes SOS 21 gefunden, so dass es sich hierbei um keine außergewöhnliche Zunahme handelt. 212 lagen die Maximalwerte im Tiefenwasser bei 163 µg/l und wurden im November erreicht. Vergleicht man die volumengewichteten Mittelwerte in beiden Jahren, so liegt auf den Untersuchungszeitraum bezogen das Jahr 212 mit 54 µg/l über dem Jahr 24 mit 46 µg/l P, was in Abb an den größeren Anteilen der grünen Flächen mit über 5 µg/l P im Jahr 212 im Vergleich zu 24 zu erkennen ist. Auch die 21er-Daten des SOS-Seenprogramms liegen im Hauptteil der Wassersäule im gleichen Bereich, so dass sich in der Gesamtschau das Jahr 21 ähnlich den Vor- und Folgejahren darstellt. Entscheidend für die P-Versorgung im Stadtsee ist der Nachschub aus dem Hauptzufluss Urbach, der mit einem Gesamtphosphor- Mittelwert von 74 µg/l (Mrz-Dez.) und einem beachtlichen Orthophosphat-Mittelwert von 35 µg/l recht hohe Konzentrationen aufweist. In Kombination mit der kurzen Erneuerungszeit von 75 d wird der See ständig mit direkt verwertbarem Phosphat versorgt. Durch den hohen Zufluss und die dort witterungsbedingt variierenden P-Einträge und daraus resultierenden Algenblüten im See kommt es insbesondere in der Schicht 4 m immer wieder zu Phosphor-Extrema und einem unstetigen Verlauf an Gesamtphosphor in dieser Schicht (Abb. 3-39), der für andere oberschwäbische Seen mit längerer Erneuerungszeit (siehe z.b. Illmensee) so nicht typisch ist. Die Nitrat-Stickstoff-Werte zeigen 212 von August bis September eine vollständige Zehrung des Nitrats in der obersten Wasserschicht und eine Reduktion infolge der Absenkung des Redoxpotentials in der untersten Wasserschicht an. Lediglich in mittleren Tiefen von 4 m sind noch geringe Restmengen an Nitrat von ca. 1 µg/l übrig. Im Jahr 24 war auch in den Sommermonaten der Nitratge- halt im Epilimnion nicht unter 6 µg/l gefallen, da im Frühjahr eine höhere Startmenge vorhanden war. Auch im Illmensee war 212 zu beobachten, dass sich infolge der meteorologischen Randbedingungen ein geringerer Nitrat- Frühjahrswert ergab, und infolge dessen die Sommerkonzentrationen geringer ausfielen. Hohe P-Werte in Kombination mit Nitrat-Zehrung stellen ein potentiell hohes Risiko für Blaualgenblüten dar, welche auch im Jahr 212 im Vergleich zu 24 vermehrt auftraten. Der anaerobe Abbau von Biomasse in den grundnahen Wasserschichten geht einher mit einer Freisetzung von NH 4 -Stickstoff (Ammonium). Das Maximum der Ammonium-Konzentration wird im Stadtsee wie auch im Illmensee im Herbst erreicht (Abb. 3-39). Bei weiterem Absinken des Redoxpotentials werden nach Verbrauch der Oxidationsmittel Sauerstoff und Nitrat schließlich Mn(IV), Fe(III) und Sulfat reduziert. Im Stadtsee finden diese Prozesse bis zur Sulfatreduktion statt, welche einen ähnlichen zeitlichen Verlauf wie die NH 4 - Freisetzung aufweist. Der größte Sulfat-Rückgang zeigt sich im Oktober. Im Hauptzufluss Urbach wurde eine ausführliche Untersuchung, die auch den Flussverlauf betrachtet, von Wurm 199/91 im Auftrag des Regierungspräsidiums Tübingen durchgeführt. Der Vergleich mit den aktuellen Daten zeigt, dass Orthophosphat mit 35 µg/l heute auf ähnlichem Niveau wie 199/91 geblieben ist (3 µg/l), während Gesamtphosphr mit 74 µg/l im Vergleich zu 22 µg/l im Zeitraum 199/91 gesunken ist. Ebenso deutlich abgenommen hat inzwischen der anorganische Stickstoff-Gehalt von 4,3 mg/l (199/91) auf 3,4 mg/l (212), während die Chloridwerte sich nur leicht reduziert zeigen (23 auf 2 mg/l gesunken). FAZIT: Insgesamt ergibt die LAWA-Trophie-Berechnung mit den Parametern Gesamtphosphor, Sichttiefe und Chlorophyll-a für den Stadtsee den Zustand eutroph 2, der zwei Stufen vom mesotrophen Referenzzustand abweicht und damit nicht den guten ökologischen Zustand erreicht. Der errechnete Trophieindex blieb im Verlauf der zwei Untersuchungsjahre 24 und 212 exakt gleich, auch wenn 212 die P-Gehalte höher ausfielen. Dafür war 24 Chlorophyll-a als ein Anzeiger für pflanzliche Produktion größer 62 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

63 Temp. in C Tiefe /m O2 in mg/l Tiefe /m ,5-22, 19,-21,5 16,5-19, 14,-16, ,5-14, 9,-11, ,5-9, 4,-6, , ,5 gesamt-p in µg/l 24 Tiefe/m gesamt-p in µg/l 212 Tiefe/m ,5 NO3-N in µg/l 24 Tiefe/m NO3-N in µg/l 212 Tiefe/m ,5 NH4 in µg/l 24 Tiefe/m NH4 in µg/l 212 Tiefe/m ,5 Abb. 3-39: Oben: Isoplethen von Temperatur und Sauerstoff im Stadtsee 212, unten: Isoplethen wichtiger chemischer Parameter im Stadtsee 24 und 212 und die Sichttiefe während des Sommers blieb mit,9 m gleich. Die Maßnahmen im Bereich Abwasser und Extensi- vierungen haben zwar im Vergleich zu den 197er Jahren eine Verbesserungen des Seezustandes gebracht. Seit Ende LUBW ISF Arbeitsbericht

64 der 198er Jahre bleiben die Phosphor-Gehalte unter größeren Schwankungen im Bereich von 4 63 µg/l. Auch die Trophie ist mit eutroph 2 weiterhin nicht im guten ökologischen Zustand. Die eingangs gestellte Frage nach der Einordnung des Jahres 21 (SOS Ergebnisse) lässt sich in der Gesamtschau dahingehend beantworten, dass unter Berücksichtigung der Streuungen das Jahr 21 nicht aus dem Rahmen der Vor- und Folgejahre fällt. Damit bleibt die Frage nach sinnvollen Maßnahmen für den Stadtsee. Die hydrologischen und morphometrischen Grunddaten (s.a. Einleitung) zeigen, dass die Tiefenwasserableitung nur einen sehr geringen Einfluss auf das Algenwachstum hat, da der Nährstoffnachschub vor allem durch den Zufluss kommt und der Anteil des Tiefenwassers an der P-Versorgung des Epilimnions zur Produktionszeit vernachlässigt werden kann. Hö- here Tiefenwasser Phosphor-Werte in der Nähe des Seegrundes kommen bei vielen Seen vor und sind insbesondere im Stadtsee von untergeordneter Bedeutung für die Algenproduktion. Die Tiefenwasserableitung hat damit einen sehr geringen Einfluss auf eine mögliche Verbesserung des Stadtsees, birgt aber die Gefahr der Verschlechterung des nur 3 m unterhalb gelegenen Schlosssees. Maßnahmen zur nachhaltigen Verbesserung von Stadt- und Schlosssee in Bad Waldsee müssen daher im Einzugsgebiet ansetzen Phytoplankton Das Phytoplankton des Stadtsees wurde nur überblicksmäßig erfasst. Im März dominieren Cryptophyceen und Diatomeen (Asterionella formosa und Fragilaria angustissima) das Plankton. Erste fädige Blaualgen der Gattungen Limnothrix und Aphanizomenon waren bereits vertreten (Abb. 3-4, Abb. 3-4: Übersichtsbilder von Phytoplanktonproben (Summenprobe 8 m) aus dem Stadtsee. Oben links: , oben rechts: , unten links: , unten rechts: ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

65 oben links). Anhand der Pigmentanalysen (Abb. 3-41) lässt sich erkennen, dass die Blaualgen zu diesem Zeitpunkt in Wasserschichten ab 4 m Tiefe vorkamen. Zum Sommer hin nahmen die fädigen Blaualgen zu und waren auch in allen Wasserschichten vertreten. Von August an bis in den Dezember hinein dominierten fädige Blaualgen der Gattungen Limnothrix, Planktothrix, Aphanizomenon und Pseudanabaena das Phytoplankton des Stadtsees. Trotz der Dominanz der Blaualgen waren auch Cryptophyceen, Chrysophyceen und coccale Grünalgen im Plankton vertreten Pigmente Auch im Stadtsee wurden 212 zwei Zuflüsse, die tiefste Stelle T max und ein Abfluss beprobt. Bei den Zuflüssen und beim Abfluss wurden die Proben wieder als Schöpfprobe, an T max als integrierte Mischprobe ( 8 m) und in diskreten Tiefenstufen (/2/4/6/8/9 m) entnommen. Im Zufluss 1 wurden in der ersten Jahreshälfte (besonders im März und April) höhere Fucoxanthin und Chlorophyll-b- Konzentrationen gemessen (Abb. 3-41). In der zweiten Jahreshälfte und im Zufluss 2 lagen die Pigmentkonzentrationen ganzjährig unter,8 µg/l. Bei T max dominierten zunächst Alloxanthin und Fucoxanthin. Die Konzentration von Zeaxanthin stieg im Jahresverlauf an, in der zweiten Jahreshälfte war es sogar das dominierende Leitpigment. Bis auf den leichten Einbruch im September zeigten sich in der Chlorophyll-a-Konzentration nur geringfügige Änderungen. Im Abfluss waren die gemessenen Konzentrationen der Leitpigmente ebenfalls wieder höher als an der Station T max. Bei Zeaxanthin, dem Leitpigment für Blaualgen, betrug die Konzentration zeitweise mehr als das Doppelte. Wie schon beim Illmensee, so zeigt sich auch beim Stadtsee eine Diskrepanz zwischen T max und dem Abfluss hinsichtlich Qualität und insbesondere Quantität der gemessenen Pigmente. Vergleicht man aber die Ergebnisse der an T max genommenen Proben aus 2 m und 4 m Tiefe mit den Abflusskonzentrationen (bb. 3-42), zeigt sich eine wesentlich bessere Übereinstimmung hinsichtlich der Pigmentzusammensetzung und ihrer jahreszeitlichen Änderungen. Mit den aus der Mischprobe an T max gemessenen Werten sind die im Abfluss gemessenen Werte nicht erklärbar, die in 2 m und 4 m Tiefe gemessenen Werte sind dafür besser geeignet. Man könnte sich mit einem Oberflächenwasser Pigmentkonzentration µgl -1 Pigmentkonzentration µgl Zufluss1 Zufluss2 Tmax Abfluss Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez Peridinin Aphanizophyll Canthaxanthin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Chlorophyll a Abb. 3-41:Pigmentkonzentrationen im Stadtsee (T max = tiefste Stelle) Tmax Tmax 2m Tmax 4m Abfluss Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez Peridinin Aphanizophyll Canthaxanthin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Chlorophyll a Abb. 3-42: Vergleich der Pigmentkonzentrationen vom Abfluss und von verschiedenen Tiefenstufen im Stadtsee Chlorophyll a [µg L -1 ] Chlorophyll a [µg L -1 ] LUBW ISF Arbeitsbericht

66 fließt halt ab zufrieden geben, allerdings zeigt sich auch hier, dass die integrierte Mischprobe bei T max nur bedingt repräsentativ ist. Alle Pigmentkonzentrationen sind bei T max niedriger, insbesondere bei Zeaxanthin, dem Leitpigment für Blaualgen. Wie bereits im Illmensee, wird auch im Stadtsee die Quantität der Blaualgen unterschätzt. Wiederum wird, bedingt durch die Probenahme integrierende Mischprobe, die Präsenz der Blaualgen trivialisiert. Die selten gefundenen Pigmente Aphanizophyll und Canthaxanthin sind ebenfalls Blaualgen -Pigmente. Sie wurden in den 2 m- und 4 m- Proben detektiert. In der Mischprobe wurden sie nicht identifiziert. Wahrscheinlich liegen die Konzentrationen durch den Verdünnungseffekt der Mischprobe unterhalb der Detektionsgrenze. Die integrierende Mischprobe an T max ist also auch im Stadtsee nicht repräsentativ. Die in den Tiefenstufen gemessenen Konzentrationen zeigen eine Abnahme der Pigmentkonzentrationen mit zunehmender Tiefe (Abb. 3-43). Unterhalb von 4 m Tiefe sind die Konzentrationen deutlich niedriger. Die Blaualgen -Pigmente Aphanizophyll und Canthaxanthin wurden im April, Mai und im Juli gefunden. Das dritte Blaualgen -Pigment Zeaxanthin dominiert in der zweiten Jahreshälfte. Während im Illmensee Zeaxanthin nur in Tiefen 1 m gefunden wurde, kommt es im Stadtsee Tiefe [m] Stadtsee 212, Summe Leitpigmente [µg L -1 ] 1 Peridinin Aphanizophyll Canthaxanthin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Abb. 3-43: Vertikale Änderung der Pigmentkonzentrationen im Statdsee hauptsächlich in den oberen Wasserschichten vor Zooplankton Die Bearbeitung erfolgte nach Vorgaben der LUBW Berichte Nr. 2 und 3 bzw. nach den Vorgaben des LAWA- Projektes Phytoloss. Insgesamt wurden in jeder Probe mindestens 1 Individuen der aspektbestimmenden Arten oder (alternativ) insgesamt mindestens 4 Individuen gezählt. Die Proben waren durch große, fädige Cyanobakterien beeinträchtigt, was z.t. eine hohe Verdünnung erforderte und die Auswertung erheblich erschwerte. Ergebnisse / Wertung Das Frühjahrsplankton (bis einschließlich April) wurde durch Rotatorien bestimmt. Aspektbestimmend waren Eutrophierungszeiger, wie z.b. Brachionus calyciflorus (im März) sowie Allerweltsarten, wie z.b. Keratella cochlearis, Asplanchna priodonta und Polyarthren (insbesondere im April). Noch relativ häufig waren innerhalb der Ruderfußkrebse die Calanoiden (Eudiaptomus gracilis) und der cyclopoide Copepode Cyclops vicinus, der oft als Eutrophierungsanzeiger benutzt wird. Cladoceren (Bosmina longirostris und Daphnia cucullata) kamen als Hauptkomponenten der Filtrierer bzw. Haupt- Algenkonsumenten erst ab Mai auf und erreichten im Juni einen ersten Peak. Im Juli brach die Cladocerenpopulation zum Klarwasserstadium ein Das Sommerplankton war bei den Rädertieren wieder von Eutrophierungszeigern dominiert, diesmal aber nicht von Brachionus spp. sondern von Arten, wie Pompholyx sulcata und K. cochlearis var. tecta. Im Sommer kamen bei den Rädertieren auch Nahrungsspezialisten, wie Gastrophus stylifer, Trichoceren und Ascomorpha-Arten auf. Der wichtigste Copepode im Sommer war die Allerweltsart und stark carnivore Mesocyclops leuckarti, die aufgrund der hohen Rotatoriendichten Gelege mit bis zu ca. 4 Eiern produzierte. Bei den Cladoceren blieben im Sommer die Bosminen aus. Stark vertreten war nur Daphnia cucullata. Andere 1 Cladocerentaxa, wie Ceriodaphnien oder Diaphanosoma kamen im See nur sporadisch vor. Das Herbstplankton war ähnlich zusammengesetzt wie das Sommerplankton, wobei gegen Ende des Untersuchungszeitraums bei ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

67 den Ruderfußkrebsen Arten, wie Cyclops vicinus oder auch Eudiaptomus gracilis wieder stärker aufkamen. Die ermittelten Abundanzen der Rotatorien waren hoch. Maximal wurden bis zu 2 Individuen/l erreicht, im Durchschnitt ca. 86 Ind./l. Die Abundanzen der Crustaceen sind eher als moderat bis leicht erhöht einzustufen; d.h. die Rädertiere indizieren hohe Trophie, während bei den Crustaceen sich offenbar das zumindest zeitweise ungünstige Nahrungsangebot bemerkbar macht, das aber immerhin eine starke Präsenz der kleinen Art D. cucullata sogar im Sommer zulässt. Die Daphnienzahlen lagen im Hochsommer zwischen 25 und 3 Ind./l. Offensichtlich waren im Sommer neben den schlecht fressbaren noch genügend gut fressbare Algen (etwa Cryptophyceen, bzw. Algen < 3 µm) oder Bakterien vorhanden. Die hohen Daphnienzahlen im Sommer weisen auf einen niedrigen bis höchstens moderaten Fraßdruck durch Fische hin. Biomassenabschätzung Legt man für die Cladoceren, die überwiegend durch Daphnia cucullata dominiert werden, das mittlere Trockengewicht einer 1 mm großen Daphnie (ca. 6 µg) zugrunde, für die Copepoden eine mittlere Trockenmasse eines C4-Copepodiden (ca. 4,4 µg) und für die Rädertiere eine mittlere Trockenmasse eines Durchschnittsrädertieres (z.b. Keratella quadrata, ca.,9 µg), so ergibt sich eine durchschnittliche Trockenmasse von insgesamt ca. 29 µg/l, was nach TGL 1982 den Übergangsbereich von meso- zu eutroph indiziert. Bemerkenswert ist, dass die Rotatorien ca. ein Drittel der Metazooplanktonmasse stellen, üblich liegt ihr mittlerer Anteil unter 1 %. Insgesamt hinterlässt der Stadsee Bad Waldsee einen besseren Eindruck, als die zunächst doch sehr grün gefärbten,durch Algenaufrahmungen charakterisierten Proben vermuten ließen. Besonders die starke Präsenz effektiver Filtrierer (auch wenn nur Daphnia cucullata) ist positiv zu werten. 3.5 Buhlbachsee Der Buhlbachsee (Abb. 3-45) ist ein dystropher 1,25 ha großer Karsee im Nordschwarzwald mit einer maximalen Tiefe von 3,5 m. Er gehört zu dem seit 1938 bestehenden Abb. 3-44: Buhlbachsee Naturschutzgebiet Schliffkopf. Sein ca. 93 ha großes Einzugsgebiet ist nahezu vollständig bewaldet. Durch die im Einzugsgebiet verlaufende Schwarzwaldhochstrasse ist im Winter der Eintrag an Straßensalz wahrscheinlich. Bis Ende des 19. Jahrhunderts wurde der Buhlbachsee als ablassbarer Schwellweiher zur Flößerei genutzt. Die vorhandene Schwingraseninsel mit Moorbirken entstand durch Zerstörung der Torfmoosdecke beim Befüllen nach Ablassen um ca Die Wasserbeschaffenheit wird hauptsächlich durch seine Lage im basenarmen mittleren Buntsandsteingebiet geprägt. Gefährdungen sind hier, weit entfernt von der Landwirtschaft, weniger im Bereich der Eutrophierung, als in Bezug auf das Versauerungspotential zu suchen Chemische Untersuchungen und Bewertung Der See wurde vom ISF bereits in den Jahren 1985 und 1991 intensiv untersucht mit einer monatlichen Beprobung eines Tiefenprofils, der Zuflüsse (u.a. Buhlbach) und des Abflusses. 212 erfolgte die Probenahme monatlich von April bis November mit Ausnahme des Monats September, in dem Sturmschäden den Zugang zum See versperrten. Die Proben wurden jeweils in Seemitte aus den Wassertiefen /1/2/3 m, aus den Zuflüssen und dem Abfluss entnommen und auf die Grundparameter, Nähr- und Schadstoffe untersucht. Die wichtigsten Parameter sind in Tabelle 1 für die Untersuchungsjahre 1995, 1991 und 212 dargestellt. Der Buhlbachsee ist aufgrund seiner geringen Wassertiefe LUBW ISF Arbeitsbericht

68 Die Bildung von Sauerstoff im Epilimnion und der Verbrauch in den grundnahen Wasserschichten zeigen 1991 und 212 grundsätzlich einen ähnlichen Verlauf. Durch Sauerstoffverbrauch beim Abbau von Biomasse wird 212 der Tiefenbereich schon früh im Jahr sauerstoffarm und das Tiefenwasser ist im Juli und August sauerstofffrei. Die Rücklösung von Gesamtphosphor hat im Jahr 212 im August ihr Maximum, wobei 1991 zwei Maxima im Juli und Oktober zu beobachten sind (Abb unten). Die Maximalwerte an Gesamtphosphor liegen dort in der Größenordnung µg/l (Tab. 3-7). Dabei muss berücksichtigt werden, dass 1991 keine Daten von August und 212 keine Septemberdaten vorliegen. Maximalwerte für Eisen und Ammonium treten entsprechend in den gleichen Monaten auf. Die Anzeiger von anthropogenen Einträgen, Chlorid und Sulfat, zeigen im Buhlbachsee eine leichte Abnahme der Jahresmittelwerte von 1985/91 bis 212. Als Ursache kommt beim Chlorid der verminderte Eintrag aus der winterlichen Straßensalzung z.b. der durch das Einzugsgebiet verlaufenden Schwarzwaldhochstrasse in Frage. Die allgemeinen Parameter ph-wert, Leitfähigkeit, Säurebindungsvermögen und Härte zeigen Werte, wie diese typischerweise für schlecht gepuffertes, weiches Wasser in basenarmen, mittleren Buntsandsteingebieten auftreten. Der ph-wert liegt 212 mit 5, (volumengewichteter Jahresmittelwert) erwartungsgemäß im sauren Bereich, hat sich aber im Vergleich zu den Untersuchungsjahren 1991 und 1985 von 4,3 (1991) bzw. 4,5 (1985) leicht verbessert. Auch der ph-wert der Zuflüsse hat sich von 1991 (4,31) und 1985 (4,12) auf 212 (4,74) etwas verbessert. Die extremen Minima der Zuflüsse von 1985 und 1991 mit ph-werten unter 4 wurden 212 nicht mehr beobachtet. Das Säurebindungsvermögen (SBV) war 1991 entsprechend des sauren ph-werts mmol/l und zeigte sich 212 mit,2 mmol/l marginal verbessert. Eine Folge des Fehlens von Kalk als leichtlöslicher Base, der daraus resultierenden geringen Pufferkapazität und des sauren ph-werts ist die vermehrte Freisetzung von toxischen Metallen (z.b. Aluminium, Blei, Mangan, Nickel, Zink) aus anstehenden Gesteinen. Dies zeigt sich beispielsweise im hohen Aluminiumpolymiktisch. Im Laufe des Jahres werden Wassertemperaturen von nahezu 1 C bei drei Meter Wassertiefe erreicht. Die zeitlichen Entwicklungen von Temperatur und Sauerstoff sind in der Abbildung 3-45 oben dargestellt. Tab. 3-7: Vergleich wichtiger physikalischer und chemischer Parameter im Buhlbachsee 1985, 1991 und 212 Buhlbachsee 1985 (März-Dez. ohne April) 1991 (April-Nov. ohne Sep.) Parameter Einheit vol. gew. Jahresmittel] 212 (April-Nov. ohne Sep.) Temperatur C 9,8 11,1 1,9 Sichttiefe m 1,7 1,3,9 O 2 mg/l 6,83 6,6 5,3 ph-wert 4,5 4,3 5, Leitfähigkeit µs/cm 72, SBV mmol/l,,2 Härte 1/2 mmol/l,2,2,2 PO 4 -P µg/l 6,3 2,2 12,3 gel.-p µg/l 12,9 5, 12,2 ges.-p µg/l NH 4 -N µg/l anorg.-n µg/l SiO 2 -Si µg/l Fe µg/l Mn µg/l 53 Cl mg/l 1, SO 4 mg/l 4,5 5 1,5 Al gelöst µg/l 543,3 489* Extrema 1m über Grund (Monat) *: nur April/ August. O 2 Min mg/l (9) (9,1) (7-8) ges.-p Max µg/l 173 (8) 16 (1) 115, (8) NH 4 -N Max µg/l 162 (9) 895 (1) 466,8 (8) Fe Max µg/l 2376 (8) 1341 (1) 1575,5 (8) Mn Max µg/l ,8 (8) ph-wert Zuflüsse** Min Max 3,84 4,59 3,87 4,5 4,39 5,3 Mittelwert 4,12 4,31 4,74 **: Zuflüsse (1985 ein Zufluss, 1991 & 212 zwei Zuflüsse) 68 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

69 Temp. in C 1 2 Tiefe[m] Temp. in C 1 2 Tiefe[m] O2 in mg/l 3m ü. G. 1 Tiefe[m] O2 in mg/l 1m ü.g. 1 Tiefe[m] gesamt-p in µg/l 3 m ü. G gesamt-p in µg/l 3 m ü. G Tiefe[m] Tiefe[m] part-p in µg/l 3 m ü. G part-p in µg/l 3 m ü. G Tiefe[m] Tiefe[m] Fe in µg/l 3 m ü. G. 1 2 Tiefe[m] Fe in µg/l 3 m ü. G. 1 2 Tiefe[m] m ü. G. 3 m ü. G. NH4 in µg/l 75-9 NH4 in µg/l Tiefe[m] Tiefe[m] m ü. G m ü.g. Abb. 3-45: Isoplethen wichtiger physikalischer und chemischer Parameter im Buhlbachsee 1991 und 212 (Temperatur, Sauerstoff, gesamt-phosphor, partikulärer Phosphor, gesamt-fe und NH 4) LUBW ISF Arbeitsbericht

70 wert von 489 µg/l. Im Vergleich zu 1991 konnte jedoch ein Rückgang der Al-Konzentration festgestellt werden. Die Leitfähigkeit, die eine Aussage über den Gesamtgehalt an gelösten Ionen erlaubt, liegt 212 im Mittel bei 48 µs/cm und hat seit 1991 weiter abgenommen. Zum Vergleich zeigen im Gegensatz dazu kalkreiche und gut gepufferte Seen wesentlich höhere Werte, wie beispielsweise der Illmensee mit 325 µs/cm. Die Kationenzusammensetzung der Gewässer, die wesentlich die elektrische Leitfähigkeit mitbestimmen, unterscheidet sich je nach geologischer Lage der Seen ganz wesentlich. Tabelle 3-8 zeigt exemplarisch die Metallkonzentrationen der untersuchten Seen im April 212 des Nordschwarzwaldes in Gegenüberstellung zu denen in Oberschwaben. Während Buhlbachsee und Huzenbacher See aufgrund des sauren ph-werts und der damit verbundenen vermehrten Freisetzung von toxischen Metallen hohe Gehalte an Al, Cd, Fe, Pb und Zn aufweisen, sind diese im Illmensee und im Stadtsee Bad Waldsee nicht oder nur in geringen Konzentrationen bestimmbar. Umgekehrt verhält es sich mit den Alkali- und Erdalkaliionen. Während in den in Oberschwaben liegenden Seen gerade im Bereich der Erdalkalimetallionen den typische Carbonatgegenionen im kalkreichen Gegenden hohe Konzentrationen auftreten (Ca: 5 9 mg/l; Sr: 2 4 µg/l), liegen diese in den Schwarzwaldseen im einstelligen mg/l- bzw. µg/l-bereich. Der Buhlbachsee hat mit,6 dh dementsprechend weiches Wasser. Führt man eine LAWA-Bewertung mit Gesamtphosphor, Sichttiefe und Chlorophyll-a für den Buhlbachsee durch, ergibt sich insgesamt für 212 der Zustand eutroph 1. Der errechnete Trophieindex hat sich im Verlauf der zwei Untersuchungsjahre 1991 und 212 von 2,7 auf 2,9 geringfügig erhöht, wobei berücksichtigt werden sollte, dass 212 keine August-Werte und 1991 keine Septemberwerte zur Verfügung standen. Darüber hinaus existieren von 1991 keine gesichterten Chlorophyllwerte, so dass dieser für die Ermittlung gewichtige Parameter nicht in die Berechnung für 1991 einfließen konnte. Bei der Bestimmung der Referenztrophie ergibt sich hinsichtlich dem potentiell natürlichen Nährstoffeintrag oligotroph und für die Beckenmorphometrie hingegen eutroph 2. Bezüglich Sichttiefe befindet sich der See im Referenzzustand, bezüglich des Nährstoffeintrags besteht noch Verbesserungspotential. Abschließend kann der Buhlbachsee nahe dem Referenzzustand eingestuft werden. Tab. 3-8: Metallkonzentrationen (Mittelwert) im Illmensee, Stadtsee Bad Waldsee, Buhlbachsee und Huzenbacher See im April 212 Parameter Einheit Illmensee Stadtsee Bad Waldsee Buhlbachsee Huzenbacher See Al µg/l 3,6 <BG (2) Cd µg/l <BG (,2) <BG (,2),11,4 Fe µg/l Pb µg/l <BG (,2) <BG (,2) 3,4 1,5 Zn µg/l <BG (2) <BG (2) 1,6 4,9 Li µg/l,6 2,3 <BG(,5) <BG(,5) Mg mg/l 8,4 17,5,3,3 Ca mg/l ,9 1,1 Sr µg/l ,7 5,8 U µg/l,98 1,99 <BG (,5) <BG (,5) 7 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

71 Leitpigmente [µgl-1] Zufluss1 Zufluss2 T max Abfluss Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez Peridinin Canthaxanthin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Chlorophyll a Abb. 3-46: Pigmentkonzentrationen im Buhlbachsee (T max = tiefste Stelle) Chlorophyll a [µg L -1 ] Pigmente und Phytoplankton Im Buhlbachsee wurden 212 ebenfalls zwei Zuflüsse, die Station T max und ein Abfluss beprobt. Genommen wurden die Proben wieder als Schöpfprobe, an der Station T max als integrierte Probe und in den Tiefen /1/2/3 m. Zufluss 1 fällt im Mai durch hohe Konzentrationen der Leitpigmente Fucoxanthin und Chlorophyll-b auf, die wahrscheinlich durch losgelöste benthische Diatomeen oder aufgewirbelte Makrophytendetritus verursacht wurden (Abb. 3-46). Während der übrigen Probenahme waren die Konzentrationen der beiden gefundenen Leitpigmente Fucoxanthin und Zeaxanthin niedrig. An der Station T max dominiert Alloxanthin, gefolgt von Peridinin und Chlorophyll-b. Diese Leitpigmente weisen auf ein dominierendes Vorkommen von Cryptophyceen, Dinophyceen und von Grünalgen hin. Die in den Abflussproben festgestellten Pigmente entsprechen in Quantität und Qualität den Ergebnissen an der Station T max. Die Ergebnisse der Tiefenproben zeigen, dass das Phytoplankton fast ausschließlich in der oberflächennahen Wasserschicht zu finden ist (Abb. 3-47). In zwei bzw. drei Metern Tiefe sind nur im Frühjahr sehr geringe Konzentrationen von Chlorophyll-b und Alloxanthin zu finden (vgl. Kap. 5.2). Tiefe [m] 1 2 Peridinin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Die Dominanz von Cryptophyceen bestätigte sich auch bei der überblicksmäßigen Betrachtung der Phytoplanktonproben, welche als Integralprobe aus 3m Wassertiefe entnommen wurden (Abb. 3-48, nächste Seite). Die Dinophyceen waren mit Arten der Gattung Peridinium, die Grünalgen mit Chlorella minutissima und Chlamydomonas tremulans vertreten. Insgesamt war die Phytoplankton-Lebensgemeinschaft relativ artenarm Buhlbachsee 212, Summe Leitpigmente [µgl -1 ] 1 2 Abb. 3-47: Vertikale Änderung der Pigmentkonzentrationen im Buhlbachsee LUBW ISF Arbeitsbericht

72 Abb. 3-48: Mikroskopisches Übersichtsbild der Phytoplanktonprobe vom aus dem Buhlbachsee. Es dominiert eindeutig Cryptomonas ovata Abb. 3-49: Huzenbacher See 3.6 Huzenbacher See Der Huzenbacher See (Abb. 3-49) ist ein dystropher 2,4 ha großer Karsee im Nordschwarzwald. Er ist als Naturdenkmal unter gesetzlichen Schutz gestellt und liegt im Schonwald Huzenbacher See Kleemisse. Sein ca. 63 ha großes Einzugsgebiet ist vollständig bewaldet. Er wurde als ablassbarer Schwellweiher zur Flößerei genutzt wurde am Seeausgang eine gemauerte Staumauer errichtet, wodurch der See um etwa zwei Meter angehoben wurde. Die Erhöhung des Wasserspiegels führte zur Ablösung des Schwingrasens, der heute als ringförmige Insel mit einem Geflecht von Moosen, Wurzeln und jungen Bäumen im See schwimmt. Sie trennt den See in den ca. 8 m tiefen Innensee (ca.,82 ha) und den ca. 2 m tiefen Außensee (1,22 ha). Der See wird durch zwei Zuflüsse gespeist, ein dritter Zufluss führt nur bei Starkregen oder Schneeschmelze Wasser. Die Wasserbeschaffenheit wird durch seine Lage im basenarmen mittleren Buntsandsteingebiet geprägt. Da das Einzugsgebiet unbewohnt und vollständig bewaldet ist, hat der Huzenbacher See große Bedeutung als Untersuchungsgebiet für die Auswirkungen saurer Niederschläge auf dystrophe Weichwasserseen. lich der Innensee, 1989 sowohl Innensee als auch Außensee beprobt wurden und 212 nur eine Beprobung des Außensees erfolgen konnte, da der Innensee lediglich im April zugänglich war. Die Proben in Seemitte im April wurden aus den Tiefenstufen /2/4/6/7 m entnommen. In den Monaten März, Mai, Juni, August, Oktober und November erfolgte die Beprobung am Westufer in und 1 m Wassertiefen. Außerdem wurden die drei Zuflüsse und der Abfluss beprobt. Die Wasserproben wurden auf die Grundparameter, Nähr- und Schadstoffe hin untersucht. Zur Erkennung größerer Zustandsveränderungen wurden die gewonnen Analysedaten der am besten vergleichbaren Wasserproben des Außensees der Jahre 1989 und 212 in Tabelle 3-9 gegenübergestellt. Auffällig ist die mit 12,4 C im Vergleich zu 1,6 C (1989) deutlich höhere mittlere Oberflächentemperatur. Diese nahm im August einen Maximalwert von 22,3 C an 1989 betrug die maximale Oberflächentemperatur nur 18,1 C. Der Sauerstoffgehalt, sowie die Konzentrationen an den wichtigsten Phosphor- und Stickstoffverbindungen zeigen im Rahmen der Vergleichbarkeit keine nennenswerten Veränderungen Chemische Untersuchungen und Bewertung Der See wurde vom ISF bereits in den Jahren 1986 und 1988/89 intensiv untersucht. Die Ergebnisse sind nur bedingt mit denen von 212 vergleichbar, da 1986 ausschließ- Die ermittelten Chlorid- und Sulfatkonzentrationen, Anzeiger anthropogener Einträge, sanken im Huzenbacher See im Vergleich zu 1989 von 2 mg/l auf 1 mg/l, bzw. von 4 mg/l auf 1,6 mg/l. 72 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

73 Tab. 3-9: Vergleich wichtiger physikalischer und chemischer Parameter im Außensee des Huzenbacher Sees 1989 und 212 (jeweils März, Mai, Juni, August, Oktober und November) Huzenbacher See Parameter Einheit m Tiefe & 1 m Tiefe (Mittelwert) für den Huzenbacher See für die Probenahme 212 nicht möglich. Für die Referenztrophie würde sich hinsichtlich des potentiell natürlichen Nährstoffeintrags oligotroph, und für die Beckenmorphometrie hingegen eutroph 1ergeben. Temperatur C 1,6 12,4 Sichttiefe m 1,4 O 2 mg/l 5,6 6,6 ph-wert 4,9 5,6 Leitfähigkeit µs/cm 21,1 15 SBV mmol/l,1,2* Härte 1/2 mmol/l,1,2 PO 4 -P µg/l, 2,4 gel.-p µg/l 3, 4,9 ges.-p µg/l NH 4 -N µg/l anorg.-n µg/l SiO 2 -Si µg/l Fe µg/l Pigmente Im Hutzenbacher See wurden drei Zuflüsse, die Station T max und ein Abfluss beprobt. Da der See mit ca. 1,5 m Tiefe sehr flach ist, entfiel das Tiefenprofil. Bewegliche Schwimminseln haben den Zugang zu T max behindert. Deshalb handelt es sich um Proben, die aus dem See, aber nicht bei T max entnommen wurden. Die Konzentrationen sind insgesamt niedrig (Abb. 3-5). Im August wurde im Zufluss 1 eine vergleichsweise hohe Fucoxanthinkonzentration gefunden und im Zufluss 6 wurden Chlorophyll-b und Zeaxanthin festgestellt. In den See- und Abflussproben wurden Peridinin, Alloxanthin, Fucoxanthin und Chlorophyll-b gefunden. Die zeitlichen Änderungen der Pigmentzusammensetzungen und Pigmentkonzentrati- Mn µg/l 26 Cl mg/l 2 1 SO 4 mg/l 4 1,6 3, Zufluss1 1 *: nur Juni, August & Oktober. 1,5 5, 3, Zufluss3 1 Der Huzenbacher See hat sich hinsichtlich seines ph- Werts leicht von 4,6 auf 5,6 verbessert. Dementsprechend konnte eine leichte Zunahme des Säurebindungsvermögens von,1 mmol/l (1989) auf,2 mmol/l beobachtet werden. Der Aluminiumgehalt (volumengewichteter Mittelwert), der aus der Tiefenbeprobung im April bestimmt wurde, beträgt 42 µg/l. Demzufolge hat der Al-Gehalt seit 1986 mit einer Konzentration von 778,2 µg/l, der ebenfalls aus einer Tiefenbeprobung ermittelt wurde, deutlich abgenommen. Diese Beobachtung deckt sich mit dem Rückgang der Versauerung und der damit einhergehenden verringerten Freisetzung toxischer Metalle, wie diese ausführlich am Beispiel des Buhlbachsees in Kapitel diskutiert wurde. Konzentration [µg L -1 ] 1,5, 3, 1,5, 3, 1,5, 3, 1,5, Zufluss6 "See" Abfluss Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez Peridin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Chlorophyll a Chlorophyll a [µgl-1] Eine LAWA-Bewertung mit Gesamtphosphor, Sichttiefe und Chlorophyll-a ist aufgrund der fehlenden Datenfülle Abb. 3-5: Pigmentkonzentrationen im Hutzenbacher See LUBW ISF Arbeitsbericht

74 onen aus den See- und Abflussproben stimmen nur schlecht überein. Variierende Abflussmengen als eventuelle Ursache sind aber lediglich eine Vermutung. Die Chlorophyll-a-Konzentrationen aller 212 untersuchten Seen (Abb. 3-51) waren im Huzenbacher See am niedrigsten und im Stadtsee am höchsten. Die Berechnungen der Chlorophyll-a Mittelwerte (avg., rote Linie) beruhen auf der Anzahl der durchgeführten Probenahmen (maximale Anzahl (n= 9) im Stadtsee, minimale Anzahl (n= 6) im Huzenbacher See). Chlorophyll-a Konzentration [µg L -1 ] Huzenbacher See avg: 6.7 µg L Buhlbachsee avg: 8.6 µg L Illmensee avg: 11.4 µg L -1 5 lent und ein Algizid untersucht. Im Einzugsgebiet der beiden oberschwäbischen Seen überwiegt die landwirtschaftliche Nutzung, während die beiden Schwarzwaldseen vollständig von Wald umgeben sind. Dies spiegelt sich auch in den Ergebnissen der Pestiziduntersuchung wieder. Im Stadtsee Bad Waldsee wurden in allen Proben die drei Pestizide Atrazin, Propazin und Simazin, die Metabolite Desethylatrazin und Desethylterbutylazin und das Repellent DEET gefunden. Acht weitere Pestizide konnten in einzelnen Proben bestimmt werden. Im Illmensee wurden in allen Proben die drei Pestizide Atrazin, Metolachlor und Terbutylazin, die Metabolite Desethylatrazin und Desethylterbutylazin, und das Repellent DEET gefunden. Fünf Pestizide und das Algizid Irgarol konnten in einzelnen Proben bestimmt werden. Im Huzenbacher See wurden in einzelnen Proben die vier Pestizide, Malathion, Metazachlor, Metolachlor, Pirimicarb und das Repellent DEET gefunden, im Buhlbachsee die drei Pestizide Metolachlor, Pendimethalin, Quinoxyfen, der Metabolit Desethylterbutylazin und das Repellent DEET Stadtsee avg: 21.5 µg L -1 Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez 212 In den beiden oberschwäbischen Seen wurde ein viel größeres Substanzspektrum gefunden als in den Schwarzwaldseen. Alle Ergebnisse lagen aber auf einem sehr niedrigen Niveau, im einstelligen ng/l-bereich. Abb- 3-51: Vergleich der Chlorophyll-a-Konzentrationen der 212 untersuchten Seen 3.7 Pestizide in kleinen Seen Im Jahr 212 wurden vier kleine Seen auf Pestizide untersucht, die beiden oberschwäbischen Seen Ilmensee und Stadtsee Bad Waldsee und im Nordschwarzwald der Huzenbacher See und der Buhlbachsee. Von jedem See wurden an drei Terminen jeweils zwei Proben genommen und auf 62 verschiedene Pestizide, drei Metabolite, ein Repel- 74 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

75 4 Methoden und Konzepte 4.1 Algenfluoreszenz Chlorophyll-a ist ein Maß für die im Gewässer vorhandene Menge an Phytoplankton: viel Phytopankton viel Chlorophyll-a. Eine schnelle in situ Messung ist über die Algenfluoreszenz möglich ( viel Phytopankton viel Chlorophyll-a viel Fluoreszenz ). Durch die online -Messungen direkt im See ist das Ergebnis sofort verfügbar. Es entfällt die Entnahme einer Wasserprobe, das Aufbereiten, Messen und Auswerten der Probe. Die Fluoreszenz kann entweder bei einer für Chlorophyll-a typischen Wellenlänge gemessen werden (z.b. Sonde CTM145), oder bei unterschiedlichen Wellenlängen. Diese können dann unterschiedlichen Algengruppen zugeordnet werden (z.b. BBE Fluoroprobe). Weil die Messung schnell ist und das Ergebnis direkt zur Verfügung steht, eignen sich Fluoreszenzsonden für Messkampagnen, in denen horizontale und vertikale Chlorophyll-a-Schwankungen erfasst werden. Ludger Kempken hat während seiner Bachelor-Arbeit intensive Messungen im Bodensee und in kleinen Seen durchgeführt. Ein Beispiel der im Bodensee durchgeführten Messungen zeigt Abbildung 4-1. Aus Messungen an 65 Messpunkten wurde die Chlorophyll-a-Verteilung ( 5 m Tiefe) durch R. Obad als Interpolationsgrafik dargestellt. Die variierenden Chlorophyll-a-Konzentrationen sind eindrücklich erkennbar und man kann sich schon fragen, ob die an den zentralen Stationen gemessenen Konzentrationen ausreichend repräsentativ sind. Die im Zuflussbereich der Flüsse Schussen, Argen und Rhein durchgeführten Messungen zeigen wesentlich höhere Konzentrationen. Wenn man den Bodensee auf Grund seiner niedrigen Chlorophyll-a-Konzentrationen als Wüste bezeichnen würde, nun, hier in den Zuflussbereichen wären die Oasen. Abb. 4-1: Variationen der Chlorophyll-a Konzentrationen im Bodensee. Gemessen wurde die Algenfluoreszenz (Mittewerte der Wasserschicht 5 m). Flussmündungen wurden in die Messungen mit einbezogen LUBW ISF Jahresbericht

76 Im Illmensee wurden die Fluoreszenz-Messungen in zwei Tiefenbereichen jeweils vor- bzw. nachmittags durchgeführt. An allen Messstationen, in denen in 8 15 m Tiefe gemessen werden konnte (Abb 4-2), waren die Konzentration in der tieferen Wasserschicht deutlich höher. In den flacheren Randbereichen des Sees waren die Konzentrationen meist niedriger. Auf Grund dieser Messungen erscheint die Berechnung volumengewichteter Konzentrationen nicht sinnvoll, weil sie auf den an der tiefsten Stelle des Sees T max erhobenen Messwerten und von Wasserstandsschwankungen beeinflussten Seevolumina beruhen. Die Ergebnisse der in zwei Tiefenstufen jeweils vor- und nachmittags durchgeführten Messungen sind als Differenzen (Mn M13 = tiefste Stelle) getrennt für beiden Tiefenstufen dargestellt (Abb. 4-3). Die prozentualen Abweichungen der Messwerte liegen zwischen -27 % und +44 %. Das Verhältnis der Messwerte größer/kleiner als M13 kehrt sich in der Wasserschicht 5 m um. Vormittags beträgt es 12/7 und nachmittags 6/18. In der Wasserschicht 5 1 m beträgt das Verhältnis vormittags 5/13 und nachmittags 7/11. In der tieferen Wasserschicht sind die meisten Messwerte also immer kleiner als der Messwert an M13. Auch hier sei nochmals auf die Fragwürdigkeit der Berechnung volumengewichteter Mittelwerte hingewiesen. Ebenfalls hinterfragen lässt sich die traditionelle Beprobung eines Sees an seiner tiefsten Stelle in Verbindung mit der meist unbestätigten Prämisse, dass diese Werte für den See repräsentativ seien. Da die prozentualen Abweichungen auf Werten beruhen, die zwischen 1,8 3,1 µg/l ( 5 m Tiefe) bzw. 6,1 1,1 µg/l schwanken kann man sich allerdings auch fragen, ob derart geringe Konzentrationsschwankungen relevant sind. Bei der Beantwortung der Frage sollte man aber berücksichtigen, dass die trophische Klassifizierung von Seen nach LAWA auf zum Teil geringeren Konzentrationsunterschieden basiert. Die zweite am ISF vorhandene Fluoreszenzsonde (CTM 145) misst nur die Chlorophyll-a-Konzentrationen bei ei- Abb. 4-2: Messungen der Algenfluoreszenz im Illmensee. Dargestellt sind die Ergebnisse der Messungen (Mittelwerte) in zwei Tiefenstufen (T1, T2) 76 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

77 Abb. 4-3: Abweichungen der Messwerte an 19 Stationen im Illmensee von den an T max gemessenen Werten. Dargestellt sind die Unterschiede für die zwei Tiefenstufen 5 m und 5 1 m. Die Messungen wurden vormittags und nachmittags durchgeführt Abb. 4-4: Unterschiede zwischen Fluoreszenzmessungen mit der Sonde CTM145 und den mit der HPLC bestimmten Messwerten LUBW ISF Arbeitsbericht

78 ner einzigen Wellenlänge. Mit dieser Sonde wurden in den letzten Jahren routinemässig an den vier Stationen im Bodensee (Bregenzer Bucht, Fischbach-Uttwil, Zeller See und Gnadensee) gemessen. Aus den vorliegenden Sonden- Messwerten zwischen m und 2 m Tiefe wurde ein Mittelwert für den Tiefenbereich 2 m berechnet. Dieser Sonden-Mittelwert wurde mit dem HPLC-Wert verglichen. Die HLPC-Werte wurden aus einer Mischprobe 2 m bestimmt. Beide Male handelt es sich also um Mittelwerte für den Tiefenbereich 2 m. Die Differenz der Messwerte CTM145-HPLC [%, HPLC=1%] (Abb 4-4) ist an allen Stationen meistens positiv. Lediglich an den Stationen im Untersee (Zeller See und Gnadensee) wurden mehrere negative Werte festgestellt. Dies bedeutet, dass die Sonden-Messwerte meistens höher, zum Teil wesentlich höher sind als die Messwerte der HPLC. Die starke Streuung der Differenzen weist auf eine unbefriedigende Korrelation beider Messwerte hin, was sich auch in den entsprechenden Korrelationsberechnungen (Abb 4-5) deutlich zeigt. Die Streuung der Werte unterscheidet sich zwischen den Stationen des Ober- und Untersees. Ein jahreszeitliches Muster, z.b. bedingt durch saisonale Sukzessionsmuster des Phytoplanktons, ist ebenfalls nicht erkennbar. Der routinemäßige Einsatz von Fluoreszenzsonden zur Ermittlung der Chlorophyll-a-Konzentration kann mit diesen beiden Geräten bislang nicht empfohlen werden. Die entwickelte GC-MS-Methode ermöglicht im Scan-Modus ein Screening für die ausgewählten Substanzen. Im gleichen Lauf wird parallel dazu im SIM-Modus eine quantitative Bestimmung der endokrinen Disruptoren ermöglicht. Als endokrine Disruptoren wurden 4-tert-Octylphenol, 4-n-Octylphenol, 4-n-Nonylphenol, Bisphenol A, 17-ß-Estradiol und 17-α-Ethinylestradiol untersucht. Für die Alkylphenole konnten Nachweis- und Bestimmungsgrenzen im Sub-Nanogramm-Bereich pro Liter Wasser ermittelt werden. Für Bisphenol A ergaben sich Bestimmungs- und Nachweisgrenzen im zweistelligen ng/l-bereich. Für 17-α-Estradiol und 17-ß-Ethinylestradiol konnten Grenzen im Bereich von 1 ng/l für den Nachweis und 35 ng/l für die Bestimmung festgestellt werden. Die Vorteile der entwickelten Methode sind vor allem die einfache Probenanreicherung mittels SBSE sowie der geringe Chemikalien- und Lösungsmitteleinsatz. Mit den ermittelten Nachweis- und Bestimmungsgrenzen hat sich die Methode für die Alkylphenole aber auch für Bisphenol A als effizient erwiesen. 4.2 Bestimmung endokriner Disruptoren in Oberflächengewässern mittels GC-MS Im Rahmen der Bachelorarbeit von Michael Göttel wurde am Institut für Seenforschung eine Methode zur Bestimmung endokriner Disruptoren in Oberflächengewässern eingeführt. Die Messungen erfolgen am GC-MS (Gaschromatographie-Massenspektrometrie) nach vorheriger Anreicherung direkt aus der Rohwasserprobe mittels Stir Bar Sorptive Extraction (SBSE). Als Aufgabesystem auf den Gaschromatographen kam eine Thermodesorptionseinheit mit Kaltaufgabesytemkopplung zum Einsatz. Die Methodenoptimierung umfasste u.a. Parameter wie beispielsweise Rührgeschwindigkeit und -dauer während des Anreicherungsprozesses, aber auch Systemeinstellungen für die Probenaufgabe und die GC-MS wie Temperatur-Zeit-Programme und Scanparameter. Abb. 4-6: Konzentration endokriner Disruptoren in fünfzehn ausgewählten Bodenseezuflüssen 78 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

79 In einer ersten Messreihe wurden die fünfzehn badenwürttembergischen Bodenseezuflüsse stichprobenartig mit der Methode auf endokrine Disruptoren untersucht. Es traten vereinzelt positive Befunde auf, die sich allerdings im einstelligen Nanogramm pro Liter Bereich bewegen (Abb. 4-6). Um zuverlässige Aussagen zur Belastung der Zuflüsse mit den genannten endokrinen Disruptoren treffen zu können, sollen 213 weitere Messungen durchgeführt werden. 4.3 Die Anwendung von BodenseeOnline in der Praxis Das Daten- und Modellsystem BodenseeOnline des Umweltinformationssystems des Landes Baden-Württemberg hat sich in den vergangenen Jahren als hilfreiches Werkzeug zur Untersuchung und Beantwortung von Fragestellungen des Gewässerschutzes, zur Bereitstellung von Messund Simulationsdaten und als Informationsschnittstelle für die Öffentlichkeit bewährt. Im Jahr 212 wurde das System als operatives System zur Kurzzeitprognose weiterbetrie- ben und für unterschiedliche Studien und Projekte als wertvolles Analyse- und Modellwerkzeug herangezogen. Untersuchungen wurden beispielsweise zur Spurenstoffverteilung, zur Schwebstoffausbreitung, aber auch zur thermischen Nutzung des Bodensees durchgeführt. Das System wurde darüber hinaus weiterentwickelt und hierbei um zahlreiche Funktionalitäten ergänzt. Beispiele sind die Entwicklung nutzerfreundlicher Darstellungen für die Mess- und Simulationsdaten (Bsp. in Abb. 4-7) und die Implementierung von Schnittstellen zur Datenabfrage. Für die Verwendung von BodenseeOnline als Entscheidungsunterstützung bei Störfallen, wie etwa bei der Suche nach driftenden Objekten oder bei der Bekämpfung von Ölunfällen, wurden Instrumente implementiert, welche es ermöglichen, interaktiv die Ausbreitung von Partikeln oder Ölfilmen an der Seeoberfläche zu simulieren und die Wirksamkeit von Ölsperren in Abhängigkeit vom Ausbringungsort zu testen (Abb. 4-8, nächste Seite). Internet-Zugriff auf BodenseeOnline und weitere Informationen unter Abb. 4-7: BodenseeOnline in der Praxis Darstellung der oberflächennahen Seeströmung als Strömungsfilm LUBW ISF Arbeitsbericht

80 Abb. 4-8: BodenseeOnline: Web-Oberfläche des Particle-Trackers (oben) und Anwendung zur Simulation einer Schadstoffausbreitung in Form von Partikeln (unten links) bzw. zur Simulation der Ausbreitung eines Mineralölprodukts mit Einsatz einer Ölsperre (unten rechts) 4.4 Wind und Wellen eine Studie zur Sensitivität des Wellenfeldes gegenüber Änderungen des Windfeldes Im Rahmen einer Diplomarbeit Auswirkungen von Inhomogenitäten des lokalen Windfeldes auf die Simulationsergebnisse in einem spektralen Wellenmodell von Julia Stumpf wurden am Institut für Seenforschung der LUBW die Auswirkungen von unterschiedlichen Windfeldantrieben auf die Simulation des Wellenfeldes im Bodensee untersucht. Hintergrund dieser Studie sind die unterschiedlichen im Online-Informationssystem BodenseeOnline verfügbaren Windfelder, die mittels verschiedener Datenbasen und Algorithmen erstellt werden und für den Antrieb der in BodenseeOnline genutzten numerischen Modelle (u.a. das Seegangsmodell SWAN und das 3-dimensionale hydrodynamische Modell ELCOM) verwendet werden. In der Studie wurden insge- 8 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

81 samt vier unterschiedliche Windfelder verwendet, die drei in BodenseeOnline zur Verfügung stehenden zweidimensionalen, instationären Windfelder (LIN, MCF und COSMO- DE) und ein homogenes, instationäres Windfeld KN. KN homogenes Windfeld für den Bodensee, das aus den Messungen der Wetterstation Konstanz des Deutschen Wetterdienstes (DWD) abgeleitet wird LIN zweidimensionales Windfeld, das durch nearest-neighbourhood -Interpolation von Windfeldstationen am Ufer des Bodensees errechnet wird MCF massenkonservatives Windfeldmodell, das ebenfalls mit den Werten von Messstationen am Bodenseeufer angetrieben wird COSMO-DE mesoskaliges Atmosphärenmodell des Deutschen Wetterdienstes (DWD) für Deutschland Die Studie vergleicht diese drei bzw. vier unterschiedlichen Windfelder für verschiedene Wettersituationen (Abb. 4-9) und untersucht, in wieweit die drei Algorithmen gleichartige Ergebnisse ausgeben bzw. wo und für welche Situationen Inkonsistenzen und Probleme auftreten (Abb. 4-1, nächste Seite). Darüber hinaus werden die Auswir- kungen der Unterschiede in den Windfeldern auf die Simulation des Seeganges im Bodensee analysiert und sowohl für Zeitserien an einem Ort als auch für die flächige Ausbildung von Seegangsfeldern untersucht. Es zeigte sich, dass die betrachteten Windfelder LIN, MCF, COSMO- DE zum Teil signifikante Unterschiede speziell bei Schwachwindsituationen aufweisen und zu unterschiedlichen Ergebnissen bei der Modellierung des Seeganges mittels des numerischen Modells SWAN führen. Aufgrund der physikalisch weitgehend umfassenden Beschreibung der in der Atmosphäre ablaufenden Prozesse erscheint das Modell COSMO-DE als am besten geeignet, um ein konsistentes und repräsentatives Bild des Windfeldes über dem Bodensee wiederzugeben. Die beiden anderen Modelle LIN und MCF stellen Algorithmen dar, die physikalische Prozesse nicht näher (LIN-Windfeld) bzw. nur in eingeschränkter Form erfassen (MCF-Windfeld). Darüber hinaus ergeben sich bei diesen beiden Windfeldalgorithmen Probleme durch die sehr unterschiedliche Lage und Exposition der verwendeten Windfeldstationen hinsichtlich des tatsächlich auf dem See anzutreffenden Windfeldes, sowie aufgrund von Messfehlern und Messbeeinträchtigungen durch umliegende Bauten, Bäume etc.. Abb. 4-9: Methodik der Untersuchungen (Quelle: Diplomarbeit Julia Stumpf) LUBW ISF Arbeitsbericht

82 Für Starkwindereignisse zeigen die drei Windfelder meistens eine recht gute Übereinstimmung, wohingegen bei geringeren Windstärken große Abweichungen der drei Windfelder untereinander auftreten. Es zeigt sich, dass auch die zugehörigen Simulationen des Seegangsfeldes mit dem numerischen Modell SWAN eine starke Abhängigkeit von den verwendeten Windfeldern haben, jedoch insgesamt eine gute Übereinstimmung zwischen Simulation und Messung erreicht wird (Abb. 4-11). Ökosystemmodell SALMO-1D. Bei beiden Modellkomponenten handelt es sich in der derzeitigen Form um vertikal eindimensionale numerische Modelle. Im Rahmen der Arbeit wurde eine Reihe künstlicher Seen entwickelt, die sich durch unterschiedliche Tiefen und ein variierendes Verhältnis von Volumen zu Seeoberfläche voneinander unterschieden. Die Intention der Verwendung solcher künstlicher Seen war es, einen mehr generalisierten Ansatz für die Modellierung von Seen zu schaffen, Die entsprechenden Erkenntnisse werden in den weiteren Entwicklungsprozess des Online Informationssystems BodenseeOnline eingebracht und finden auch bei weiteren Modellierprojekten zur Hydrodynamik des Bodensees Berücksichtigung. 4.5 Wasserqualitätsmodellierung und Klimaimpaktsimulationen in virtuellen Seen und dem Bodensee In enger Kooperation mit dem Institut für Hydrobiologie der Universität Dresden wurde am Institut für Seenforschung der LUBW eine Diplomarbeit zum Thema Modelluntersuchungen zur Sensitivität von Standgewässern mit unterschiedlicher Tiefe und Verweilzeit gegenüber Klimaveränderungen von Jana Stolle angefertigt. Ziel dieser Arbeit war es, ein vom Institut für Hydrobiologie entwickeltes gekoppeltes Modellsystem zur Simulation von seenphysikalischen und ökosystemaren Prozessen in Seen zu testen und auf eine Reihe von künstlichen Seen anzuwenden. Das gekoppelte Modellsystem besteht aus den beiden Komponenten GOTM (General Ocean Turbulence Model) zur Beschreibung der in einem See ablaufenden physikalischen Prozesse sowie dem im Institut für Hydrobiologie entwickelten Abb. 4-1: Flächenhafte Darstellung der Windgeschwindigkeit [ms/s] des MCF-Windfeldes am 26. Dezember 28 um : Uhr.Zu erkennen ist eine stark überhöhte Windgeschwindigkeit im Bereich Arbon, die auf fehlerhafte Messwerte zurückzuführen ist (Quelle: Diplomarbeit Julia Stumpf) Abb. 4-11: Gemessene Wellenhöhe in Litzelstetten und modellierte Wellenhöhen der drei im Text erläuterten Windfelder (grobes Gitter) (Quelle: Diplomarbeit Julia Stumpf) 82 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

83 der von den sehr unterschiedlichen individuellen Seen hin zu mehr abstrakten Seengruppen bzw. klassen führt, die sich voneinander durch generelle Attribute unterscheiden wie z.b.: flache und tiefe Seen, Seen mit geringer und langer Verweildauer des Wassers. Die Reaktion dieser sehr unterschiedlichen Seenklassen auf ein veränderliches Klima wurde mittels des gekoppelten Seenmodells (GOTM+SALMO-1D) untersucht, wobei sowohl physikalische Parameter (z.b.: Temperatur, Schichtungsstärke, Schichtungsdauer, Durchmischungstiefe) als auch Wasserqualitätsgrößen (z.b.: Primärproduktion, Sauerstoffgehalt) analysiert wurden (Abb. 4-12). Abb. 4-12: Durchmischungstiefe z mix (durchgezogene Linie) und Temperatur [ C] bzw. Temperaturdifferenzen [K] zum Ist-Zustand im Jahresverlauf für Szenarien des Seentyps 1 (1 m Tiefe, 1 Jahr Verweilzeit): A) Ist-Zustand, B) Szenario B (erhöhter Temperaturmittelwert) - Ist-Zustand, C) Szenario C (erhöhte Variabilität) - Ist- Zustand und D) Szenario D (erhöhte Variabilität und erhöhter Temperaturmittelwert) - Ist-Zustand (Quelle: Diplomarbeit Jana Stolle) Anhand dieser Studie ist es möglich, verallgemeinerte Aussagen dazu zu gewinnen, welche der betrachteten Seen besonders sensitiv reagieren und in wieweit sich die unterschiedlichen Seentypen auch unterschiedlich gegenüber einem angenommenen Klimawandel verhalten. Eine erste Simulation für den Bodensee wurde mit einer unkalibrierten Modellimplementation von GOTM+SALMO-1D anhand von realen Daten durchgeführt, die einen ersten Eindruck zur Anwendbarkeit dieses Modellsystems für Fragestellungen des Bodensees gibt (Abb. 4-13). Abb. 4-13: Temperaturen des Bodensees im Tiefenprofil und Durchmischungstiefe z mix (durchgezogene Linie) für das Jahr 27; A) monatliche Messdaten der IGKB der Station Fischbach- Uttwil, B) Simulationsergebnisse des gekoppelten Modells (Quelle: Diplomarbeit Jana Stolle) 4.6 Hydrodynamische Modellierung in kleinen Seen In Rahmen einer Diplomarbeit von Theresa Jung mit dem Thema Modellierung hydrodynamischer Prozesse alpiner und voralpiner Seen unter Verwendung von FLAKE und einem weiteren hydrodynamischen Modell wurden zwei unterschiedliche vertikal-eindimensionale, numerische Modelle zur Beschreibung seenphysikalischer Prozesse in Gewässern auf eine Reihe unterschiedlicher Seen angewendet. Ziel war es herauszufinden, welche dieser vertikal-eindimensionalen Modelle für welche Art von Seen gute bzw. repräsentative Werte für eine Reihe seenphysikalischer Parameter liefern. Die Intention ist dabei, generell zu untersuchen, welcher (numerische) Aufwand getrieben werden muss, um bestimmte Vorgänge in kleinen Seen abzubilden und zu analysieren, in wieweit die vorhandenen vertikal-eindimensionalen Modelle als Ersatz für vollständige und numerisch sehr aufwändige 3-dimensionale, hydrodynamische Modelle verwendet werden können. Gerade bei Untersuchungen in kleinen Seen spielen häufig die horizontalen Gradienten LUBW ISF Arbeitsbericht

84 (z.b.: Temperaturgradienten, Stoffgradienten) und horizontal organisierten seenphysikalischen Prozesse keine so große Rolle. Es interessieren eher die vertikalen Stratifika tionsvorgänge, so dass unter bestimmten Bedingungen der Einsatz einfacherer eindimensionaler Modelle möglich und mitunter auch sehr angeraten scheint. Der Aufwand für die Auflösung kleinskaliger Strukturen in dreidimensionalen Modellen steigt exponentiell mit der notwendigen Gitterauflösung an. Untersucht wurden die beiden numerischen Modelle FLAKE und DELFT-1D. FLAKE ist ein parametrisches Bulkmodell, das anhand empirisch bestimmter Formeln und eines Selbstähnlichkeitsprinzips für thermische Stratifikationen von Seen Vertikalprofile der Temperatur in Seen bis zu einer Tiefe von 6 m berechnet. Es ist ein numerisches Modell und kann instationäre Prozesse nachbilden, d.h. den thermischen Stratifikationszyklus über ein oder mehrere Jahre hinweg berechnen, simuliert jedoch im engeren Sinne keine physikalischen Prozesse, sondern nur die Temperaturkurve in Abhängigkeit von der Wassertiefe. DELFT- 1D hingegen ist ein physikalisch basiertes Modell, das die Navier-Stokes-Gleichungen für den eindimensionalen Fall löst und die physikalischen Prozesse in der vertikalen Dimension eines Gewässers auflöst. Es handelt sich ebenfalls um ein numerisches Modell, dass die instationäre Entwicklung der physikalischen Parameter in einem See abbildet und für viele Jahre in relativ kurzen Zeiten simulieren kann (Abb. 4-14, 4-15). Diese beiden Modelle wurden auf die folgenden drei Seen angewendet, die sich hinsichtlich Ihrer Morphometrie wie auch der Umgebungsparameter und meteorologischen Verhältnisse stark voneinander unterscheiden: Bodensee (großer tiefer See) Federsee (extrem flacher, kleiner See) Feldsee (kleiner, relativ tiefer See komplizierte lokale Meteorologie) In der Arbeit von Frau Jung konnte gezeigt werden, daß Abb. 4-14: Boxplots der Temperaturdifferenzen aller betrachteten Tiefen des Bodensees; Validierung des Modells DELFT-1D (Quelle: Diplomarbeit Theresa Jung) beide Modelle FLAKE und DELFT-1D für die oberflächennahen Wasserschichten, entsprechende repräsentative Inputdaten vorausgesetzt, eine gute Wiedergabe der tatsächlich gemessenen Temperaturen ermöglichen. FLAKE ist durch seine zugrundeliegende mathematische Beschreibung des Schichtungsphänomens (Selbstähnlichkeitsprofile) auf relativ flache (bis 6 m Wassertiefe) Seen beschränkt, ist aber von der Intention her auch eher als Submodul für Klima- und Wettermodelle gedacht, um in diesen sehr schnell und numerisch hocheffizient Informationen zur Oberflächentemperatur von Seen zur Verfügung zu stellen. Dieses Modell ist für detaillierte Studien zu seen physikalischen Prozessen in kleinen Seen eher ungeeignet und sollte nur für die ursprünglich vorgesehenen Anwendungszwecke benutzt werden. DELFT-1D erwies sich in der Studie als ein sehr gut adaptierbares und für kleine Seen sehr gut geeignetes Modellwerkzeug, um Studien zu den Mischungsprozessen und der thermischen Stratifikation eines Sees vorzunehmen (Abb. 4-16). Es verfügt über eine Reihe von optionalen Modulen, mit denen zum Beispiel auch Tracer und Transportphänomene analysiert werden können. DELFT-1D ist ein physikalisch-basiertes, vertikal eindimensionales hydrodynamisches Modell, mit dem die vorgenannten Phänomene und hydrodynamischen und thermodynamischen Prozesse 84 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

85 rung, der die LUBW durch den Einsatz von EnviWatch- Umweltmonitoringsystemen gerecht werden will. DELFT-1D wurde der LUBW im Rahmen einer Forschungskooperation mit DELTARES im EU-INTERREG- Projekt SILMAS zur Verfügung gestellt, wird jedoch in Zukunft auch für weitere Untersuchungen am ISF der LUBW genutzt werden. Abb. 4-15:Streudiagramm der modellierten und gemessenen Wassertemperaturen (nach Jahreszeiten gruppiert; 1=Winter, 2=Frühling, 3=Sommer, 4=Herbst) für den Bodensee; DELFT-1D (Quelle: Diplomarbeit Theresa Jung) Die Arbeit verfolgte mehrere Ziele. Zum einen wurden frühere Arbeiten fortgeführt und mittels seenphysikalischer Messtechnik die Strömungsvorgänge im Bereich des Konstanzer Trichters studiert. Zum anderen sollten die beobachteten Strömungsvorgänge in Bezug zu Sedimentparametern im Untersuchungsbereich gesetzt werden. In mehreren Messkampagnen wurden mittels GPS-Navigation und einem Strömungsprofilierer (ADCP Acoustic Doppin Seen für Zeiträume von Tagen und Wochen, wie auch für saisonale Veränderungen bis hin zu Dekaden umfassende Untersuchungen effizient berechnet werden können. 4.7 Erosionsprozesse und Strömungsfelder im Konstanzer Trichter Im Rahmen einer Praktikumsarbeit von Jochen Stader wurden die Erosions- und Strömungsprozesse im Bereich des Konstanzer Trichters untersucht. Die Studie ist durch verschiedene Fragestellungen motiviert: 1) Es existieren eine Reihe von archäologischen Artefakten in diesem Areal, die erosiven Prozessen ausgesetzt sind. 2) Der Bereich des Konstanzer Trichters und speziell die Untiefen am Übergang zum Seerhein sind bestimmend für das Abflussverhalten des Bodensees. 3) Es existieren bisher in diesem sensitiven Gebiet nur wenige Messdaten zu seenphysikalischen und hydrodynamischen Vorgängen. Eine sehr wichtige Rolle bei der Simulation kleiner Seen spielen die meteorologischen Inputdaten, die möglichst direkt vor Ort gewonnen werden sollten eine Anforde- Abb. 4-16: Temperaturdifferenz der modellierten und gemessenen Tageswerte der betrachteten Schichten des Feldsees; DELFT-1D; dunkelblaue Fläche bei einer Tiefe von 1,8 m sind Fehlwerte KEI- NE Temperaturwerte (Quelle: Diplomarbeit Theresa Jung) Abb. 4-17: Der Wasserfloh kam in den sehr flachen Bereichen des Konstanzer Trichters zum Einsatz (Quelle: Praktikumsbericht Jochen Stader) LUBW ISF Arbeitsbericht

86 Abb. 4-18: Fließgeschwindigkeiten am (Quelle: Praktikumsbericht Jochen Stader) 86 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

87 ler Current Profiler), sowie unterstützend mit einem hydrologischen Messflügel von dem kleinen Messboot Wasserfloh aus (Abb. 4-17), die Strömungsfelder für verschiedene Abflusssituationen aufgenommen (Abb. 4-18). Zusätzlich wurden in einzelnen Kampagnen auch Sedimentkerne entnommen, die mittels sedimentspektroskopischer Verfahren (Korngrößenananlyse) untersucht wurden. Ein wichtiger Teil der Arbeiten bestand darin, geeignete geostatistische Verfahren zu suchen, mit denen die in diesem Bereich auftretenden sehr großen Inhomogenitäten sowohl in den Sedimentverteilungen (Abb. 4-19, nächste Seite), als auch in den vorgefundenen Strömungsfeldern plausibel interpoliert werden können. Da der Konstanzer Trichter ein sedimentologisch wie auch topografisch sehr stark strukturiertes Gebiet ist, treten bei diesen Parametern wie auch bei den resultierenden Strömungsfeldern sehr große räumliche Gradienten und Variationen auf, die eine umfassende Aufnahme der interessierenden Parameterfelder schwierig gestalten. Erschwerend für die praktische Umsetzung der Messkampagnen war dabei auch, dass es in dem betrachteten Gebiet mehrere Untiefen gibt, die sehr geringe Wassertiefen aufweisen und über denen hohe Strömungsgeschwindigkeiten auftreten. Als Ergebnis der Arbeiten wurde ein umfangreicher Datensatz sowohl zu den hydrodynamischen Strömungsprozessen, als auch zu den Sedimentparametern im Konstanzer Trichter gewonnen. Mittels sorgfältig ausgewählter geostatistischer Interpolationsverfahren konnte eine konsistente Darstellung der sehr inhomogenen Parameterfelder erreicht werden. Die gewonnen Messdaten werden in einem Folgeprojekt in 213 verwendet werden, um ein 3-dimensionales hydrodynamisches Modell Delft3D-FLOW3D an diesen Bereich anzupassen und zu validieren, um mittels entsprechender numerischer Simulationen detaillierte Informationen zu den räumlichen Verteilungsmustern der Strömungsgeschwindigkeit zu erhalten. 4.8 Satellitenfernerkundung für den Bodensee das Projekt FRESHMON Im Rahmen des europäischen GMES-Projektes wurde in den letzten zwei bis drei Jahren das Satellitenfernerkundungsprojekt FRESHMON unter anderem für den Bodensee durchgeführt. Das Institut für Seenforschung der LUBW beteiligte sich an diesem Projekt als assoziierter Projektpartner, der entsprechende Fernerkundungsdaten zur Verfügung gestellt bekam und auf Tauglichkeit für eigene Fragestellungen untersuchte. Als enger Kooperationspartner für das ISF fungierte innerhalb des FRESHMON- Projektes die Firma EOMAP ( die auf Satellitenfernerkundung spezialisiert ist und ein breites Portfolio von Fernerkundungsprodukten generiert. Weitere engere Kooperationen gab es im Rahmen von ground truth Messkampagnen im Bodensee darüber hinaus auch mit der EAWAG (Eidgenössische Anstalt für Wasserversorgung, Abwasserreinigung und Gewässerschutz) in der Schweiz. Im Fokus der eigenen Untersuchungen am ISF standen dabei insbesondere die Ableitung und Validierung des Wasserqualitätsparameters Chlorophyll-a für den Bodensee. Motivation für diese Arbeiten ist die Frage, ob die derzeitigen Satellitenfernerkundungsverfahren in der Lage sind, die Routinemessungen zu Algen und deren zeitlicher wie auch räumlicher Verteilung mittels Mikroskopieranalyse (Algenartenanalyse) und HPLC-Analyse nach akzessorischen Leitpigmenten sinnvoll zu ergänzen. Eine solche Ergänzung wäre wünschenswert, da bekanntermaßen unter bestimmten Bedingungen die Algen im Bodensee nicht homogen verteilt sind und höher aufgelöste Informationen über deren Verteilung sowohl auf zeitlichen, als auch räumliche Skalen sehr wünschenswert wären, um die derzeitigen Kenntnisse über diese fundamentalen Komponenten des Nahrungsnetzes zu erweitern. Diese Inhomogenitäten der Algenverteilungen (Abb. 4-2, nächste Doppelseite) sprechen eine generelle Problematik der Biologie aquatischer Systeme an die patchiness. Das heißt, die räumlich inhomogene Verteilung von biologischen Arten. Diese häufig auf kleinen Raum- und Zeitskalen anzutreffende Variabilität von Arten in diesem Fall von Algen betrifft sehr viele Bereiche der aquatischen Biologie und adressiert ein fundamentales Problem. Wie können diese raum-zeitlich mitunter sehr hohen Variabilitäten der interessierenden Parameter mit vertretbarem Aufwand gemessen werden und welche Methoden können dafür verwendet werden? Mit den im Rahmen des FRESH- MON-Projektes angewandten Methoden wird versucht, die Lücke zwischen dem relativ großen Aufwand klas- LUBW ISF Arbeitsbericht

88 Abb. 4-19: Qualitative Analyse des Oberflächensedimentes (Quelle: Praktikumsbericht Jochen Stader) 88 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

89 dann als Kalibrationsdatensätze bzw. zur Validierung der Fernerkundungswerte herangezogen werden können. Im vorliegenden Projektstadium erfolgt die Validierung wie Kalibrierung der Fernerkundungsdaten anhand der HPLC-Werte (Abb. 4-21, nächste Seite). Abb. 4-2: Chlorophyll-a Werte für den Bodensee für eine Sequenz von Satellitenaufnahmen. Zu sehen ist die große räumlich-zeitliche Variabilität dieses Parameters (Quelle: EOMAP). Speziell in Bereichen mit hohen Schwebstoffgehalten, so zum Beispiel im Bereich von sedimentbürdigen Flußwasserfahnen und im Bereich der Bregenzer Bucht, kommt es zu Überschätzungen der Chlorophyll-a Gehalte. Eine sorgfältige Analyse unter Umständen auch ein Ausschluß der entsprechenden Werte ist notwendig Wichtig ist bei der Validierung der Daten als auch bei der Anwendung der Satellitenfernerkundungsmethodik, dass die zugrundeliegenden Algorithmen wie physikalischen Gegebenheiten in bestimmten Bereichen eine sichere Ermittlung der Chlorophyll-a Werte erschweren u.u. auch unmöglich machen. Speziell in Bereichen mit hohen Schwebstoffgehalten (so zum Beispiel bei entsprechenden Bedingungen in sedimentbürdigen Flusswassserfahnen und in Flachwasserzonen als auch z.b. im Bereich der Bregenzer Bucht) kommt es derzeit noch zu signifikanten Überschätzungen der Chlorophyll-a-Konzentrationen. sischer Methoden und dem Erfordernis einer besseren zeitlichen wie räumlichen Auflösung der Messwerte durch die Verwendung neuer Methoden zu überwinden und die verschiedenen Messverfahren gegenseitig zu ergänzen. Im Rahmen dieser Methodenprüfung und Validierung wurden dabei am ISF der LUBW verschiedene Methoden herangezogen, um Vergleichsdatensätze für die Werte der Satellitenfernerkundung zu erzeugen: Flüssigkeitschromatographie (HPLC) zur Bestimmung der akzessorischen Leitpigmente unterschiedlicher Algenklassen (Routinemessung im Rahmen des IGKB- Monitoringprogrammes für den Bodensee). In-situ-Fluorometrie mit Hilfe einer Fluoreszenzmesssonde FluoroProbe der Firma bbe Moldaenke (Bestimmung von Algenklassen anhand von spezifischer Fluoreszenz der akzessorischen Leitpigmente). Mit beiden Methoden ist es möglich, Aussagen zu den im Wasser vorhandenen Algen bzw. deren Algenleitpigmenten zu ermitteln und Chlorophyll-a-Werte zu bestimmen, die Die Arbeiten im Rahmen von FRESHMON werden auch im Jahr 213 weiter fortgeführt. Vorgesehen ist eine Erweiterung des derzeitigen Messprogrammes auf einzelne kleine Seen, um neben der Anwendbarkeit für den Bodensee auch eine Validationsdatenbasis für kleine Seen in Baden- Württemberg zu erhalten. 4.9 Wind, Strömungen und Transporte im Bodensee Im Rahmen einer Diplomarbeit zum Thema Repräsentativität und Inhomogenitäten zweidimensionaler Windfelder und deren Einfluss auf Simulationsergebnisse im Strömungsmodell DELFT FLOW 3D von Philipp Dost werden am Institut für Seenforschung der LUBW in Analogie zu den Arbeiten von Frau Stumpf zu Wellensimulationen im Bodensee die Auswirkungen von unterschiedlichen Windfeldantrieben auf die Simulation des Strömungsfeldes im Bodensee mittels des 3-dimensionalen, hydrodynamischen Modells Delft3D- FLOW untersucht. Hintergrund auch dieser Studie ist die Fragestellung, in wieweit die im Online-Informationssystem BodenseeOnline verfügbaren Windfelder, die mittels unterschiedlicher Datenbasen und Algorithmen erstellt LUBW ISF Arbeitsbericht

90 Abb. 4-21: Validierung von Chlorophyll-a-Werten aus Satellitenfernerkundungsdaten gegen in-situ-messungen des IGKB-Monitoringprogramms, die den Chlorophyll-a-Gehalt aus Summenschöpferwasserproben mittels HPLC-Analyse bestimmen (schwarze Vierecke durch schwarze Linien verbunden). Die aus den Satellitenfernerkundungsdaten abgeleiteten Chlorophyll-a-Werte werden durch die sie umgebenden Kreisfarben hinsichtlich ihrer zeitlichen Korrelation mit in-situ-daten charakterisiert. Die Datengüte der aus den Fernerkundungsdaten abgeleiteten Chlorophyll-a-Werte wird durch die Farbe und Durchmesser der Datenpunkte nähe bestimmt. Der Vergleich der Daten wird für einen Zeitraum von gezeigt (Quelle: FRESHMON Studien der EOMAP GmbH) werden, Unterschiede aufweisen bzw. welche Probleme bei den verwendeten Algorithmen auftreten und identifizierbar sind und welche Auswirkungen diese windfeldspezifischen Eigenschaften und Unterschiede auf die Simulation von Strömungsfeldern und Transportprozessen haben. In dem BWPLUS-Projekt Messung großskaliger Transportpfade im Bodensee als Basis für ein Modellsystem zur Schadstoffausbreitung: Drifterexperimente und Modellvergleich wurde bereits festgestellt, dass die Repräsentativität der berechneten Windfelder für den Bodensee derzeit noch nicht optimal ist und für bestimmte Witterungssituationen durchaus noch Probleme auftreten. Auch führen die verwendeten unterschiedlichen Algorithmen und Modelle zu teilweise signifikanten Unterschieden bei den generierten Windfeldern, was natürlich zwingend zu Unterschieden bei der hydrodynamischen Modellierung führen muss. Für die Untersuchungen wurden die drei in BodenseeOnline zur Verfügung stehenden zweidimensionalen, instationären Windfelder LIN, MCF und COSMO-DE herangezogen, sowie als Sonderfall die einfache Windmessung der Station Konstanz als Vergleichszeitreihe und homogenes Windfeld verwendet. KN homogenes Windfeld für den Bodensee, das aus den Messungen der Wetterstation Konstanz des Deutschen Wetterdienstes (DWD) abgeleitet wird LIN zweidimensionales Windfeld, das durch nearest-neighbourhood -Interpolation von Windfeldstationen am Ufer des Bodensees errechnet wird MCF massenkonservatives Windfeldmodell, das ebenfalls mit den Werten von Messstationen am Bodenseeufer angetrieben wird COSMO-DE mesoskaliges Atmosphärenmodell des Deutschen Wetterdienstes (DWD) für Deutschland 9 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

91 Abb. 4-22: Vergleich zwischen mittels ADCP gemessenen und simulierten Strömungsgeschwindigkeiten am Messpunkt Fischbach-Uttwil für die vier unterschiedlichen Windfelder LIN, MCF, COSMO-DE und KN (homogenes Windfeld abgeleitet von den Messwerten der DWD-Station Konstanz) (Quelle: Diplomarbeit Philipp Dost) Die Studie vergleicht für verschiedene Wettersituationen und über einen längeren Zeitraum (2 3 Jahre) diese drei bzw. vier unterschiedlichen Windfelder und untersucht, in wieweit die drei Algorithmen gleichartige Ergebnisse ausgeben bzw. wo und für welche Situationen Inkonsistenzen und Probleme auftreten. Die Ergebnisse der Simulationen des 3-dimensionalen hydrodynamischen Modells Delft3D- FLOW werden anhand von ADCP-Strömungsmessungen validiert (Abb. 4-22). Darüber hinaus werden die Auswirkungen der Unterschiede in den Windfeldern auf die Simulation des Strömungsfeldes und der Transportprozesse im Bodensee analysiert und verschiedene Parameter untersucht, wie z.b.: thermische Schichtung des Bodensee, Strömungsgeschwindigkeiten, simulierte Propagationspfade von konservativen Tracern (Abb. 4-23) und die Ausbreitung von Driftkörperensembles. Abb. 4-23: Progressive Vektorplots (PVP) für ein virtuelles Teilchen, das mit den von Delft3D-FLOW simulierten Eulerschen Geschwindigkeiten am Punkt Fischbach-Uttwil angetrieben wird. Die Simulation wird mit den vier unterschiedlichen Windfeldern angetrieben: KN, COSMO-DE, LIN und MCF für unterschiedliche Wassertiefen D=, 5, 1, 2 m. Zu sehen sind die relativ großen Unterschiede in den resultierenden Trajektorien der virtuellen Teilchen (Quelle: Diplomarbeit Philipp Dost) LUBW ISF Arbeitsbericht

92 Abb. 4-24: Vergleich zwischen gemessenen (IGKB-Monitoringprogramm für den Bodensee) und simulierten Wassertemperaturen (Delft3D-FLOW und Delft3D-WAQ) an der Station Fischbach-Uttwil (FU) für den Zeitraum von 2 bis 28 für verschiedene Tiefenstufen (Quelle: Diplomarbeit Adrian Horn) Abb. 4-25: Vergleich zwischen gemessenen (IGKB-Monitoringprogramm für den Bodensee) und simulierten (Delft3D-FLOW und Delft3D-WAQ) Orthophosphat an der Station Fischbach-Uttwil (FU) für den Zeitraum von 2 bis 28 für verschiedene Tiefenstufen (Quelle: Diplomarbeit Adrian Horn) 92 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

93 Die Arbeiten werden im Jahr 213 fortgeführt und in einer Diplomarbeit zusammengefasst. Die entsprechenden Resultate und Ergebnisse finden Eingang in die stetige Weiterentwicklung des BodenseeOnline-Systems. 4.1 Entwicklung eines komplexen, gekoppelten Modellsystems zur Simulation hydrodynamischer und ökosystemarer Prozesse im Bodensee Im Rahmen einer Diplomarbeit von Adrian Horn zum Thema Entwicklung eines dreidimensionalen, gekoppelten Modells zur Untersuchung der Wasserqualität des Bodensees wurde in enger Kooperation mit DELTARES, Niederlande, ein gekoppeltes Modellsystem für den Bodensee implementiert, das aus dem 3-dimensionalen hydrodynamischen Modell Delft3D- FLOW und dem Wasserqualitätsmodell Delft3D-WAQ sowie dem Ökosystemmodell BLOOM zur Berechnung von Algenpopulationen besteht. Die Arbeiten werden in 213 fortgeführt. Es findet ein Abgleich und Informationsaustausch mit BodenseeOnline statt. Erkenntnisse zu den Prozessparametrisierungen können teilweise in die Routine-Vorhersagemodellierung in BodenseeOnline mittels des Modellsystems ELCOM-CAE- DYM übernommen werden. Die Intention dieses Vorhabens ist es, basierend auf dem Delft3D-Modellsystem, das bereits für vielfältige Modellstudien am Institut für Seenforschung der LUBW verwendet wurde, ein modulares Hydrodynamik-Ökosystem-Modell des Bodensees aufzustellen, das sich durch eine gute Erweiterbarkeit und potenzielle Skalierbarkeit für andere Seen auszeichnet. Die Arbeiten sind als Ergänzung zu dem bereits im Online-Informationssystem BodenseeOnline fest implementierten Modellsystem ELCOM-CAEDYM zu verstehen, sollen aber darüber hinaus auch ein generisches Modellsystem zur Verfügung stellen, das mit geringerem Aufwand für Prozessstudien und für andere Seen verwendet werden kann. Mittel- bis langfristig ist eine Implementierung dieses neuen auf Delft3D beruhenden Modellsystems auch in BodenseeOnline vorstellbar. Erste Simulationsstudien zeigen bereits eine gute Anpassung des Delft3D-FLOW und Delft3D-WAQ Modellsystems und liefern für die getesteten Wasserqualitätsparameter eine gute Übereinstimmung zwischen Messungen und Simulationen, sowohl für physikalische Parameter (Abb. 4-24) wie auch Wasserqualitätsparameter (Abb. 4-25). LUBW ISF Arbeitsbericht

94 5 Qualitäts- und Datensicherung 5.1 Analytische Qualitätssicherung (AQS) Im Sachgebiet 2 Hydrochemie werden die Untersuchungen gemäß dem Qualitätsmanagementsystem nach DIN EN ISO/IEC 1725:2 durchgeführt. Zur Absicherung der Qualität der Analysenergebnisse hat das Sachgebiet Hydrochemie am Ringversuch TW A5 Kationen der AQS Baden-Württemberg teilgenommen. Dabei wurden in drei verschiedenen Wasserproben die Parameter Calcium, Magnesium, Ammonium und ph-wert erfolgreich bestimmt. Die Proben für die Bestimmung von Phytoplankton und Chlorophyll-a werden als Mischprobe genommen. Der dafür zu beprobende Tiefenbereich beträgt nach LAWA das 2,5fache der Sichttiefe. Im ISF werden Seen bis in 2 m Tiefe beprobt, die integrierte Mischprobe hat also den Tiefenbereich 2 m, als Ergebnisse resultieren mittlere Zellzahlen bzw. mittlere Konzentrationen für diesen Tiefenbereich. In flacheren Seen beträgt der Tiefenbereich m bis über Grund (meist 1 m über Grund). Proben für die Bestimmung chemischer Parameter werden in diskreten Tiefen entnommen. Auch aus diesen Proben werden mit der HPLC die Konzentrationen der Pigmente bestimmt. Die Ergebnisse aus diesen Proben zeigen in aller Deutlichkeit, dass das 2,5fache der Sichttiefe als zu beprobender Tiefenbereich für die 212 beprobten Seen falsch ist. Im Illmensee würden bei einer Beprobung nach LAWA die tiefen Blaualgen nicht erfasst (Abb. 5-1 oben), obwohl sie einen beträchtlichen Teil der Algenbiomasse repräsentieren. Bei diesen Blaualgen handelt es sich überwiegend um die Gattung Planktothrix, die aus vielen Seen als toxisch bekannt ist. Bei einer Beprobung nach LAWA wäre im Illmensee 212 die Algenbiomasse unterschätzt, das starke Vorkommen von Blaualgen und somit auch das potentielle Gefährdungspotential nicht erkannt worden. Gemäß EU WRRL würde aus einer Beprobung nach LAWA kein Handlungsbedarf resultieren, weil die vorhandenen Blaualgen durch die vorgeschriebene Beprobung nicht erfasst worden wären. Im Stadtsee (Abb. 5-1 mitte) wären die vorkommenden Blaualgen ebenfalls nur unvollständig erfasst worden, weil wiederum die vorgeschriebene Beprobungstiefe (2,5fach Sichttiefe) und die tatsächlich existierende Tiefen- 5.2 Qualtitätssicherung Probenahme Effekt des beprobten Tiefenbereichs Abb. 5-1:Vertikale Änderungen der Pigmentkonzentrationen im Illmensee (oben), Stadtsee (mitte) und Buhlbachsee (unten). Die für die Erfassung des Phytoplanktons vorgeschrieben Beprobungstiefe (Sichttiefe x 2,5) ist als rote Linie eingezeichnet. Bei einer vorgeschriebenen Beprobung würde im Illmensee und Stadtsee das Phytoplankton unzureichend erfasst. Im Buhlbachsee würde das in oberen Wasserschichten vorkommende Phytoplankton durch die hohe Beprobungstiefe verdünnt 94 ISF Jahresbericht 212 LUBW

95 verteilung der Blaualgen wesentliche Anteile ihrer Biomasse nicht erfasst hätte. Auch im Stadtsee handelt es sich im Spätsommer überwiegend um die potentiell toxische Gattung Planktothrix. Auch hier wäre nach einer Beprobung entsprechend den LAWA Richtlinien 212 die beträchtliche Biomasse der potentiell toxischen Blaualgen unterschätzt worden. Im Buhlbachsee (Abb. 5-1 unten) hingegen wird die Algenbiomasse 212 unterschätzt. Die Sichttiefe ist groß, die wenigen Algen stören die freie Sicht auf die Secchischeibe nur wenig. Aus der großen Sichttiefe resultiert eine 2,5fach größere Beprobungstiefe, was im Endeffekt zu einer Verdünnung des Phytoplanktons führt. Phytoplanktonreiche Wasserschichten werden mit phytoplanktonarmen Wasserschichten verdünnt. Im Illmensee und Stadtsee hätte das Motto bei der Beprobung lauten können viel Phytoplankton wenig Wasser und im Buhlbachsee wenig Phytoplankton viel Wasser. Abb. 5-2: Der Effekt der Probenahmefrequenz auf die saisonale Dynamik der Chlorophyll-a-Konzentrationen 5.3 Ringversuch Algenpigmente Länderübergreifenden Ringversuch Effekte der Probenahmefrequenz Die LAWA schreibt eine 6malige Probenahme während der Vegetationsperiode vor. Diese Frequenz sei ausreichend für eine zutreffende Beschreibung des Gewässers. Die Station Fischbach-Uttwil ist die zentrale Monitoringstation im Bodensee-Obersee, die 14tägig beprobt wird. Die aus dieser Probenfrequenz resultierenden Chlorophyll-a-Konzentrationen werden in Abbildung 5-2 mit den Chlorophyll-a- Konzentrationen verglichen, die aus einer auf sechs reduzierten Probenahme während der Vegetationsperiode resultieren könnten. Die Reduzierung von 14 auf 6 Probenahmen erfolgte willkürlich, sie erfüllt aber die Anforderungen der entsprechenden LAWA-Vorschrift. Die Effekte der unterschiedlichen Frequenzen sind, ebenso wie die Auswirkung bei der Berechnung von Jahresmittelwerten,unschwer zu erkennen. Da anzuwendende Fehlerkriterien nicht bekannt sind, konnte eine Signifikanzbetrachtung dieser Unterschiede nicht erfolgen. Auch in diesem Jahr wurde festgestellt, dass aus einer Beprobung nach LAWA Bewertungen resultieren können, die den tatsächlichen Zustand von Gewässern unvollständig oder sogar falsch beschreiben. B6 Chlorophyll in Oberflächenwasser 5/212 Koordiniert und durchgeführt wurde der Ringversuch von der Staatlichen Betriebsgesellschaft für Umwelt und Landwirtschaft, Sachsen. Zu bestimmen waren die Parameter Chlorophyll-a und Pheopigment in Oberflächenwasserproben (Fluss- oder Seewasser natürlicher Zusammensetzung) mit Chlorophyll-a-Konzentrationen zwischen 5 und 15 μg/l. Die vom ISF bestimmten Chlorophyll-a-Konzentrationen lagen im Normbereich. Die Pheopigment-Konzentrationen hingegen lagen zu niedrig. Die Bestimmung der Pheopigment-Konzentration erfordert die Ansäuerung des Extraktes. Bei der Messung des angesäuerten Extraktes kann es zu Störungen durch Chlorophyll-b und durch Karotinoide kommen. Da aber nur die Pheopigmente des Chlorophyll-a relevant sind, kommt es bei der photometrischen Methode zu deutlichen Überschätzungen. Die Ergebnisse der mit Photometern und der HPLC durchgeführten vergleichenden Messungen von angesäuerten und nicht angesäuerten Chlorophyll-Extrakten (Abb.5-3, nächste Seite) waren signifikant verschieden. Insbesondere die mit der HPLC gemessenen Pheopigment-Konzentrationen waren sehr viel niedriger als die mit Photometern gemessenen Ergebnisse. Die photometrische Messung kann nicht LUBW ISF Arbeitsbericht

96 zwischen den Abbauprodukten (Pheophyin und Pheophorbid) der Chlorophylle a und b unterscheiden Internationaler Ringversuch Algenpigmente Der internationale Ringversuch Algenpigmente wurde von DHI durchgeführt. DHI ( ist ein gemeinnütziges unabhängiges, internationales Beratungsund Forschungsunternehmen in Dänemark, mit dem Ziel, An dem 212 durchgeführten Ringversuch zur HPLC-Analyse von Algenpigmenten hat das ISF teilgenommen. Insgesamt haben an dem Ringversuch 14 Labore aus 11 verschiedenen Ländern mit vier unterschiedlichen Methoden (Tab. 5-1, nächste Doppelseite) teilgenommen. Allen Laboren wurde Anonymität zugesichert. Vier Labore benutzten die Methode von Zapata (2), ebenfalls vier die von Wright et. al (1991, 1997), fünf Labore die von van Heukelem and Thomas (21) und ein Labor die Methode von Schmid and Stich (1995). Das ISF hat eingeschränkt an diesem Ringversuch teilgenommen. Es wurden nur die Pigmente bestimmt und quantifiziert, die in den laufenden Untersuchungen routinemäßig bestimmt werden und für die entsprechende Kalibrierungsstandards zur Verfügung standen. Die Bestimmung aller seit 1995 bestimmten Pigmente ( können wir die auch trennen ) entfiel. Die Bewältigung dieser Herausforderung bleibt dem nächsten Ringversuch überlassen. Von den routinemäßig bestimmten Leitpigmenten lagen alle innerhalb der geforderten Genauigkeit bis auf: Chlorophyll-a: Messwert: 14,72; Mittelwert aller Bestimmungen: 13,19; S.D: 1,24 Abb. 5-3:Vergleich von Pheopigmentkonzentrationen, die aus identischen Extrakten mit Photometern bzw. der HPLC gemessen wurden. Während die HPLC-Werte 8 µg/l nicht überschreiten, betragen die Photometer-Werte bis zu 4 µg/l Zeaxanthin: Messwert:,22; Mittelwert aller Bestimmungen:,26; S.D:,4 die technologische Entwicklung in den Bereichen Wasser, Umwelt und Gesundheit zu fördern. Das Angebot umfasst Beratungsdienstleistungen und Spitzentechnologien, Softwaretools, chemische und biologische Labors, Einrichtungen für physikalische Modellversuche sowie Felderhebungen und Monitoring-Programme. DHI ist ausgewiesen als Kooperationszentrum der Weltgesundheitsorganisation WHO und des Entwicklungsprogramms der Vereinten Nationen UNEP sowie als Beratungszentrum der Global Water Partnership und kooperiert mit Universitäten in Dänemark und dem Ausland. Von DHI bezieht das ISF alle Algenpigmente, die für die Kalibrierung der HPLC-Untersuchungen benötigt werden. 96 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

97 MV Chlorophyll a MV Chlorophyll b µg/l µg/l MPWT YL ZB FE XK HI NQ CS SJ AS LK WJ PN 2.4 MPWT YL ZB FE XK HI NQ CS SJ AS LK WJ PN Peridinin Fucoxanthin µg/l 2.2 µg/l MPWT YL ZB FE XK HI NQ CS SJ AS LK WJ PN.5 MPWT YL ZB FE XK HI NQ CS SJ AS LK WJ PN Chlorophyll c2 Diadinoxanthin µg/l 1.8 µg/l MPWT YL ZB FE XK HI NQ CS SJ AS LK WJ PN.5 MPWT YL ZB FE XK HI NQ CS SJ AS LK WJ PN Abb. 5-4: Ergebnisse der Kalibrierung routinemäßig vom ISF bestimmter Leitpigmente. Die schwarzen Linien zeigen das Vertrauensintervall LUBW ISF Arbeitsbericht

98 Tab. 5-1: Zusammenstellung der von den Teilnehmern des internationalen Ringversuchs Algenpigmente hierfür verwendeten HPLC-Methoden Lab code HPLC method Extraction solvent Internal standard Disruption Soak time Clarification Injection procedure Calibration MP Zapata et al (2) 3 ml 1% MeOH No 3 seconds grinding with glass pearls in a homogenizer No Centrifugation. Supernatant is filtered through.45 µm Teflon syringe filter 2 µl sample is mixed with 4 µl water direct before injection of 5 µl Single point calibration using standards from DHI WT Wright et al. (1991). Column RP C18; Grace Allsphere ODS-2, 15 x 4.6 mm, 3µm 1 ml 9% acetone Yes, trans-ß-apo-8 - carotenal, added to the extraction solvent. Only used for qualification, not for quantification Glass beads/ cell homogenizer No Centrifugation 5 µl extract is injected together with 3 µl of.5 M ammonium acetate buffer Single-point calibration with 4 mixes of 4 to 9 pigment standards. Weekly injections. Chl a from Sigma. Phb a, Pht a & b selfmade, 23 others from DHI YL Zapata et al. (2). Column Waters C8 Symmetry; 15 x 2.1 mm, 3.5 µm. Flow rate: 2 µl/min 2 ml 9% acetone Yes, trans-ß-apo-8 - carotenal, added to the extraction solvent prior to adding solvent to the filters Sonication (probe), 35 seconds 1 h.45 µm Teflon syringe filter 2 µl is taken from sample vial and mixed in a vial with 8 µl Milli Q water by auto sampler. Inj. Vol.: 25 µl. Sample inj. vol.: µl Calibration curves; 3 near LOQ and 3 near expected concentrations for 14 pigments, and single point calibration (4 injections) carried out for five pigments. Standards from DHI ZB Wright et al. (1991) 5 ml 9% buffered acetone No Sonication for 2 x 1 min intervals 16-3 h.45 µm Teflon syringe filter 1 µl 7 standards containing Chl a and Chl b injected daily. Other pigments are not quantified, only identified. Chl a and Chl b from Sigma. 17 other pigments from DHI FE Wright et al. (1991) ml 1% methanol taken with calibrated 1 μl micro pipette No Sonication on ice for 1.5 min with Vibra Cell sonicator at amplitude 92 and pulse.9 s in 15 ml Falcon tube 2 h Centrifugation at 4 C for 15 min at 6 x g. Filtration through.45 μm Teflon syringe filter 4 μll of.5 M ammonium acetate buffer is mixed with μl extract by auto sampler. Sample inj. vol: 1 µl 5-point calibration with 1% 75%, 5%, 25%, 12.5% dilutions. 5 standards were combined and diluted with methanol. Standards from DHI XK Zapata et al. (2) 3 ml 95% methanol Yes, trans-ß- apo-8 - carotenal, added to the extraction solvent prior to adding solvent to the filters Filters in solvent vortexed for 1 sec. No other mechanical disruption used 24 h at 2 C.2 µm Teflon syringe filter. 4 separate 5 µl draws into the sampling loop, interspersed with 4, 1 µl water by auto sampler. Sample inj. vol: 2 µl Multi-point calibration curves with mixes of 4-5 pigments at 5 different levels. DHI for carotenoids, Sigma for chl a, chl b, ß-carotene CS Zapata et al. (2), system 2 2 ml 95% methanol in propylene housing of syringe less filter device No Manual grinding with a glass stick for 1 min then ultrasonication for 5 min in an ice-water bath No.2 µm Teflon membrane (UNI- PREP Whatman) 1 ml of methanol extract mixed with 1 ml of water and immediately injected. 25 µl is injected. Sample inj. vol: 125 µl External calibration response factors derived from the calibration slope obtained by plotting peak area against the weight of pigment injected in the same samples conditions. Standards from DHI Correction for water content Yes (filters are dried, no water content) No Internal standard used No No Internal standard used No 98 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

99 Lab code HPLC method HI Van Heukelem & Thomas (21) slightly adjusted SJ Wright et al. (1991) modified by Chen et al. (21), adapted for analysis of fossil sediments NQ Schmid & Stich (1995) AS Van Heukelem & Thomas (21) LK Van Heukelem & Thomas (21) WJ Van Heukelem & Thomas (21) PN Van Heukelem & Thomas (21) Extraction solvent 3 ml 95% acetone 5.4 ml cold 8% acetone: 15% ethanol: 5% H 2 O by volume 4 ml 9% acetone 4.2 ml 97.5% acetone 4.2 ml 95% acetone 3. ml 1% methanol 3. ml 1% DMF Internal standard Disruption Soak time Clarification Injection procedure Calibration Yes, vitamin E added to the extraction solvent prior to adding solvent to the filters Filters in solvent vortexed for 1 sec, then ultrasonication for 1 min in an icewater bath 2-24 h at 4 C.2 µm Teflon syringe filters Buffer (B) and sample (S) sandwiched in the loop: B:S:B:S:B; Injection vol: 5 µl. Sample inj. vol: 143 µl Calibration curves, 3 near LOQ and 3 near expected concentrations, by mixing 3-4 different pigments and making dilution. Forced through zero. Standards from DHI Yes, Sudan II dissolved in the extraction solvent Sonication by stick sonicator for 1 min in ice bath Soak approx. 19 h at -2 C.45 µm nylon syringe filter (Q- Max 25 mm) Samples diluted with 2% water by the auto sampler just prior to injection of 15 µl diluted sample 3 to 5 point calibration curves (forced through zero) for each pigment standard. Standards from DHI. No Sonication 24 h at 4 C.2 µm cartridge (13 mm RC Spartan) 5 µl injected by auto sampler 1 point calibration (injection of calibration standard before sample is injected). Standards from DHI Yes, vitamin E added to the extraction solvent prior to adding solvent to the filters Filters in solvent vortexed for 3 sec, then ultrasonication for 15 min in an icewater bath 15 h at 4 C Centrifugation at -2 C for 5 min at 25 rpm. Filtration through.2 μm Teflon syringe filter Buffer (B) and sample (S) sandwiched in the loop: B:S:B:S:B; Injection vol: 525 µl. Sample inj. vol: 15 µl Calibration curves from 4-5 standard solutions. Chl a, chl b, ß-carotene from Sigma- Aldrich; all other pigments from DHI Yes, vitamin E added to the extraction solvent prior to adding solvent to the filters Sonic probe for 15 sec 4 h at -25 C.45 μm Teflon syringe filter Buffer (B) and sample (S) sandwiched in the loop: B:S:B:S:B; Injection vol: 525 µl. Sample inj. vol: 15 µl Single point calibration (after ensuring a linear range). Own and commercial pigment suppliers Yes, vitamin E added to the extraction solvent prior to adding solvent to the filters Sonic probe for 1 sec 2h at -25 C.45 μm Teflon syringe filter Buffer and sample mixed 1:1 in the loop. Injection vol: 25 µl. Sample inj. vol: 125 µl Multipoint calibration (5-12 points). Standards from DHI and Sigma-Aldrich Yes, canthaxanthin dissolved in the extraction solvent Sonic probe for 3 sec on ice No.45 µm PTFE syringe filter 25 µl sample is manually mixed with 25 µl buffer before injection of 25 µl Calibration curves from 4-5 standard solutions. Chl a, chl b, β-carotene from Sigma- Aldrich; zeaxanthin and canthaxanthin from Extra-synthese; other pigments from DHI Correction for water content Internal standard used Internal standard used No Internal standard used Internal standard used Internal standard used Internal standard used LUBW ISF Arbeitsbericht

100 6 Bewertung und Beratung 6.1 Behördliche Anfragen 212 wurden insgesamt 43 Einträge in die elektronische Registratur des ISF eingefügt. Die Themen decken wie in den Vorjahren ein weites Feld ab. Tabelle 6-1 zeigt eine Auswahl. 6.2 Analysen zur Keimbelastung in der Flachwasserzone vor Eriskirch Um die Zusammenhänge, welche die Keimbelastung im Flachwasserbereich vor dem Strandbad im Eriskircher Ried beeinflussen, zu analysieren, wurden vorhandene Messreihen des Landratsamtes Bodenseekreis und der LUBW ausgewertet und miteinander verglichen. Ein besonderes Augenmerk lag hierbei auf dem Bodenseezufluss Schussen, welcher durch die Siedlungsentwässerung eine mögliche Belastungsquelle darstellt. Als mittelbare Faktoren wurden Hochwasserereignisse, Wasserstand und die Seeströmung betrachtet, da sie die Ausbreitung des Flusswassers im Flachwasserbereich maßgeblich beeinflussen. Neben den kontinuierlichen Aufzeichnungen der Abflussmenge der Schussen und des Seewasserstands standen langzeitige Messungen des Instituts für Seenforschung von einer Messstation in der Flachwasserzone vor Langenargen zur Verfügung. Die Daten zur Keimbelastung beim Strandbad Eriskirch wurden durch das Landratsamt Bodenseekreis zur Verfügung gestellt (Lage siehe Abb. 6-1). Die Analyse der Messreihen (Abb. 6-2) lässt bei der Flachwassermessstation eine überwiegend uferparallele Hauptströmung in nordwestliche Richtung erkennen, so dass zu erwarten ist, dass Schussenwasser relativ häufig vor dem Strandbad Eriskirch ankommt. Dies wird durch die dort gemessenen, meist erhöhten Leitfähigkeitswerte bestätigt. Eine Aussage, ob Hochwasserereignisse maßgeblich zur Belastung beitragen, konnte mit den vorhandenen Daten nicht gemacht werden. Hierfür wären zeitlich höher aufgelöste Messungen hilfreich. Als weiterer möglicher Belastungsfaktor muss auch die Resuspension von Keimen aus dem Sediment betrachtet werden. Erkenntnisse über die Belastung in der Schussen und somit auch durch die Schussen werden aus dem aktuell laufenden Projekt SchussenAktiv Plus erwartet. Die Strömungsvorgänge, welche den Transport des Schussenwassers zum Strandbad bestimmen, können durch bestehende hydrodynamische Modelle untersucht werden. Tab. 6-1: Im Jahr 212 an das ISF gestellte behördliche Anfragen (Auswahl aus insgesamt 43) Ort Thema Bodensee allgemein Bodman-Ludwigshafen (Ludwigshafen) Bregenz (A) Friedrichshafen-Manzell Gaienhofen Hagnau Immenstaad Konstanz Konstanz Langenargen Öhningen-Wangen Radolfzell Radolfzell Uhldingen-Mühlhofen-Unteruhldingen Anfrage Verein Bürgersinn zu Fracking im Bodensee und Umland Ausgleichsmaßnahme für Uferanlagen Verankerungen in der Bregenzer Bucht Uferweg MTU Anlage einer Schilfschneise Uferrenaturierung und Uferplanung Teilräumung der Hafeneinfahrt Yachtclub Immenstaad und Verbringung vor der Malerecke Langenargen Teerablagerung im Seerhein Verlängerung der wasserrechtlichen Erlaubnis zum weiteren Betrieb der Katamarane Hafensicherung BMK an der Argenmündung Schreiben von Dr. Wolf an Minister Untersteller, Gutachten BUND Landesverband Uferrenaturierung Mettnau Seepromenade Weltkulturerbe Pavillon 1 ISF Jahresbericht 212 LUBW

101 Abb. 6-1: Schussenmündung und Flusswasserfahne, mit eingezeichneter Lage des Strandbades Eriskirch und der ISF-Messstation im Flachwasserbereich vor Langenargen (Satellitenbild: DLR) Abb. 6-2: Analyse der Messdaten für das Sommerhalbjahr ) Wasserstand und Keime (rot: E. coli, grün: Enterokokken). 2) Abflussmenge der Schussen. 3) Leitfähigkeitsmessungen (kontinuierlich bei der Flachwassermessstation, Einzelwerte am Strandbad Eriskirch). 4) Strömungsrichtung (kontinuierlich, geglättet) und Strömungsvektoren (zur Zeit der Keim-Beprobungen) LUBW ISF Arbeitsbericht

102 7 Mitarbeit in Gremien Name Gremien Funktion Dr. Gerd Schröder Internationale Gewässerschutzkommission für den Bodensee (IGKB): Sachverständigenkreis IGKB: Fachbereich See IGKB: Begleitgruppe BOWIS Stiftungsbeirat der MTU Umweltstiftung, Friedrichshafen Sachverständigensprecher Baden-Württemberg Vorsitz Vorsitz Mitglied Dr. Herbert Löffler Internationale Bevollmächtigtenkonferenz für die Bodenseefischerei Mitglied Kuratorium "Stiftung Naturschutzzentrum Eriskirch" AK "Fischereiliche Gewässerzustands-Überwachung" im Rahmen der EU-WRRL Mitglied Dr. Harald Hetzenauer IGKB: Sachverständigenkreis Mitglied IGKB: Fachbereich See IGKB: Begleitgruppe Öffentlichkeitsarbeit Koordinierungsgruppe zur Umsetzung der EU-WRRL im Bearbeitungsgebiet Alpenrhein / Bodensee Mitglied Mitglied Mitglied Dr. Martin Wessels Schwebstoffbelastung am deutschen Bodenseeufer Mitglied Neuvermessung des Bodensees Altlastenbewertungskommission Landratsamt Konstanz Vorsitz Mitglied Dr. Karoline Brandl IGKB: Fachbereich See Mitglied IGKB: Arbeitsgruppe Wärme Mitglied Hartmut Kaiser IGKB: Fachbereich Einzugsgebiet Mitglied Dr. Petra Teiber-Sießegger LAWA-Expertenkreis "Biologische Bewertung Seen und Interkalibrierung nach WRRL" Mitglied Dr. Thomas Wolf IGKB: Fachbereich See Mitglied IGKB: Arbeitsgruppe Neuvermessung des Bodensees IGKB: Arbeitsgruppe Wärme IGKB: Arbeitsgruppe anthropogene Spurenstoffe Mitglied Mitglied Mitglied Robert Obad IGKB: Fachbereich Einzugsgebiet Mitglied IGKB: Begleitgruppe BOWIS Mitglied 12 ISF Jahresbericht 212 LUBW

103 8 Projekte mit anderen Einrichtungen 8.1 SILMAS Ein Interreg-IV Projekt zur nachhaltigen Entwicklung von Seen im Alpenraum Im August 212 wurde das von der EU geförderte Projekt SILMAS (Sustainable Instruments for Lake Management in the Alpine Space: Werkzeuge für einen nachhaltigen Umgang mit Alpenseen) erfolgreich abgeschlossen. Auf der SILMAS-Abschlusskonferenz am 27. und 28. Juli 212 in Pörtschach in Österreich wurden die gewonnenen Erfahrungen und Ergebnisse angewandter Forschung vorgestellt. Nach der Zusammenstellung und Aufbereitung der Ergebnisse werden diese durch den Projektleiter der Région Rhône-Alpes für die Öffentlichkeit verfügbar gemacht. Der Themenkatalog von SILMAS ist sehr weit gefächert und spiegelt damit wieder, dass viele Nutzungsinteressen und Aspekte zur Bewahrung des Naturerbes zu bedenken, abzuwägen und mit den unterschiedlichen Akteuren abzustimmen sind. Die Arbeitspakete des SILMAS-Projektes befassten sich mit den Folgen des Klimawandels für die alpinen Seen, dem Management von Nutzungskonflikten und der Durchführung von Bildungsmaßnahmen zum nachhaltigen Umgang mit der Umwelt. In vielseitigen Aktivitäten wurden im SILMAS-Projekt hierzu Ergebnisse erarbeitet und kommuniziert: Beispiele sind die Simulationsstudien zu alpinen Seen und deren Einzugsgebiete, die Bewertung von Seeufern, die Ausarbeitung und der Informationsaustausch zu Methoden einer nachhaltigen fischereilichen Nutzung sowie einer umweltgerechten Hafenbewirtschaftung. Auch wurden Lernkits (Abb. 8-1) und Computerspiele entwickelt, um Kinder und Jugendliche spielerisch an die ökologischen Vorgänge in Seen und den Umwelt- und Naturschutz heranzuführen. Der Schwerpunkt der Projektarbeit des Instituts für Seenforschung lag in der Anwendung hydrodynamischer Modelle zur Untersuchung der Auswirkungen klimatischer Veränderungen auf Alpine Seen. Für den Bodensee, den Wörthersee, den Lago Viverone wurden hierfür umfassende Modellstudien durchgeführt (Abb. 8-2, nächste Seite). Insgesamt waren an SILMAS 15 Institutionen aus den Partnerländern Frankreich, Italien, Österreich, Slowenien und Deutschland beteiligt. Weitere Informationen finden sich auf den Internetseiten und Abb. 8-1: Beispiele für Lehrmittel, die im Projekt SILMAS zum Thema Seen und Gewässerschutz entwickelt und in Schulen getestet wurden LUBW ISF Jahresbericht

104 Abb. 8-2: Ergebnisse der modellbasierten Klimaimpaktstudien im Rahmen von SILMAS. Links: Abhängigkeit der Oberflächentemperatur von der Lufttemperatur. Rechts: Abhängigkeit der Tiefenwassertemperatur von der Lufttemperatur 8.2 Schiffsgravimetrische Vermessung des Bodensees Das Projekt SGRAV212 eine schiffsgravimetrische Vermessung des Bodensees ist eine Kooperation zwischen dem Bundesamt für Kartographie und Geodäsie in Leipzig, dem GeoForschungsZentrum in Potsdam und der LUBW, vertreten durch das Institut für Seenforschung in Langenargen (Abb. 8-3). Für dieses Projekt wurde eine Kooperationsvereinbarung zwischen dem Bundesamt für Kartographie und Geodäsie und der LUBW getroffen. sen, lokale Anschlußpunkte des bestehenden Gravimetriemessnetzes gesucht und neu eingemessen. Im Meßraum des Kormoran wurde ein Gravimeter installiert und zwischen dem 24. und 26. Oktober 212 mehrere Profile zum Teil doppelt gefahren. In Kombination mit bathymetrischen Daten erlauben die Schweremessungen darüber hinaus eine weitergehende geophysikalische Interpretation, beispielsweise eine Ableitung der Tiefenlage unterschiedlicher Gesteinsformationen in größeren Tiefen. Hintergrund für das Projekt ist das Bestreben des Bundes, für die regionale Approximation des Erdschwerefeldes in Deutschland und der darauf basierenden Geoidmodellierung flächendeckend Schweredaten für Deutschland und die angrenzenden Nachbarländer zur Verfügung zu haben. Für das Gebiet des Bodensees liegen bislang keine geeigneten Schwerefeldmessungen vor. Ziel der schiffsgravimetrischen Vermessung SGRAV212 mit dem Forschungsschiff Kormoran war, eine adäquate gravimetrische Datenbasis für das Gebiet des Bodensees zu schaffen, um auf dieser Grundlage ein lokal verbessertes Geoidmodell berechnen zu können. Die Daten werden derzeit ausgewertet und den Bodenseeanrainern zur Verfügung gestellt. Hierfür wurden mehrere hochpräzise GPS- Antennen auf dem Schiff Kormoran angebracht, eingemes- 8.3 SchussenAktivplus Das Verbundprojekt SchussenAktivplus ist Teil des BMBF Förderschwerpunkts RISKWA (Risikomanagement von neuen Schadstoffen und Krankheitserregern im Wasserkreislauf) und läuft von Januar 212 bis Dezember 214 unter Koordination von Frau Prof. Rita Triebskorn, Physiologische Ökologie der Tiere, Universität Tübingen. Dieses Projekt zielt darauf ab, ein auf wissenschaftlichen Erkenntnissen basierendes Konzept für einen integrierten Ansatz in der Abwasser- und Regenwasserbehandlung in Flusseinzugsgebieten zu erstellen. Es soll zur Eintragsminderung von Mikroverunreinigungen und hygienisch relevanten sowie antibiotika-resistenten Bakterien führen, die durch herkömmliche Abwassertechnologie in Kläranlagen und Regenentlastungssystemen bisher nur unzureichend abgedeckt sind. Das Gesamtbild soll durch verschiedene 14 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

105 Abb. 8-3: Die Messcrew mit dem Seegravimeter und der Registrierelektronik im Vordergrund Untersuchungsansätze ermittelt werden, die chemisch-analytische und mikrobiologische Expositionscharakterisierung, Potentialdiagnostik sowie Effektanalytik auf verschiedenen ökologisch relevanten Ebenen umfassen (weitere Details unter sowie Abbildung 8-4 stellt das Einzugsgebiet der Schussen mit den Standorten der Probenahmestellen und Testsystemen dar. Die Schussen ist einer der größten Bodenseezuflüsse, deren Einzugsgebiet sowohl Siedlungsgebiete mit industrieller Nutzung als auch landwirtschaftlich intensiv genutzte Flächen (Obst-, Hopfenanbau) umfasst. Insgesamt an drei Kläranlagen (Eriskirch, Langwiese, Merklingen (außerhalb des Darstellungsbereichs)) sowie an zwei Regenentlastungssystemen (Tettnang, Mariatal) werden vor und nach technischen Umbaumaßnahmen Proben zur weiteren Analyse genommen. Außerdem werden fünf Stellen in der Schussen selbst beprobt (Wasser und Sediment), die Argen dient als Vergleichsgewässer. RÜB Mariatal KA Langwiese RBF Tettnang KA Eriskirch Abb. 8-4: Einzugsbiet Schussen mit Standorten der Probenahmestellen und Testsystemen. KA = Kläranlage; RBF = Retentionsbodenfilter; RÜB = Regenüberlaufbecken. Verändert nach Neben der Durchführung des Teilprojekts 7 (siehe Kapitel LUBW ISF Arbeitsbericht

106 8.3.1) leisten ISF-Mitarbeiter auch logistische Unterstützung bei Probenahmen sowie bei den Fischbestandserhebungen durch Elektro-Fischerei. ben genommen und analysiert. Im Folgenden soll auf die wichtigsten Ergebnisse aus dem Jahr 212 eingegangen werden ISF Teilprojekt Rückhalt, Eintrag und Verbleib von Fäkalkeimen Am ISF werden im Teilprojekt 7 Rückhalt, Eintrag und Verbleib von Fäkalkeimen folgende Arbeitsschwerpunkte behandelt: Emissionsbezogene Erfolgskontrollen durch Vergleich der Effizienz des Rückhalts von Fäkalkeimen in Kläranlagen, Regenüberlaufbecken und Retentionsbodenfiltern vor und nach Ausbaumaßnahmen. Immissionsbezogene Untersuchungen der Keimbelastung in der Schussen, einschließlich des Sediments, sowie die Persistenz der Fäkalindikatoren. Zuordnung des Eintrags von Fäkalbakterien in Gewässer entweder durch Abwassereinleitungen oder aus diffusen Quellen als Bewertungshilfe für die Effizienz von Hygiene-Verbesserungsmaßnahmen Retentionseffizienz der Kläranlagen bezüglich GKZ, E. coli und Enterokokken im Standard-Betriebsablauf In den Zuläufen der untersuchten Kläranlagen Merklingen, Langwiese, und Eriskirch lagen die Werte für die GKZ bei 3,2 x 1 6 bis 6 x 1 9 KBE/1 ml, für E. coli bei 1,8 x 1 5 bis 3 x 1 6 KBE/1 ml sowie für die Gruppe der Enterokokken bei 6 x 1 4 bis 1,5 x 1 6 KBE/1 ml. Das entspricht einem Anteil an Fäkal-Indikatorbakterien von unter 1 % der kultivierbaren Gesamtbakterien in den Kläranlagenzuläufen. In den Kläranlagen-Abläufen waren die Bakterienkonzentration im normalen Betriebsablauf um mind. 2-3 log1-stufen reduziert (Abb. 8-5), was prozentual gesehen einer Retentionseffizienz von mind. 99 % entspricht (Ausnahme KA Langwiese: nur 54 %ige Reduktion der GKZ). Damit erreichten die drei Kläranlagen im Standard-Betriebsablauf Durchschnittswerte zur Reduktion der Keimbelastung. Bewertung der Auswirkung möglicher Klimaänderungen auf die Fäkalkeimbelastung. Des Weiteren werden für die Projektpartner am KIT Isolate der Fäkalindikator-Bakterien gewonnen, die dort hinsichtlich möglicher Antibiotika-Resistenz charakterisiert werden Probenahme und erste Ergebnisse 212 Im ersten Jahr des SchussenAktivplus-Projekts wurden am ISF im Mai, Juli und Oktober von den Projektpartnern bereitgestellte Proben aus den Kläranlagen sowie aus den Bodenseezuflüssen (Wasser und Sediment aus Schussen und Argen) hinsichtlich der Gesamtkeimzahl (GKZ) sowie der Konzentration an E. coli und Enterokokken analysiert. Die Regenentlastungssysteme in Tettnang und Mariatal wurden nach Starkregenereignissen einmal bzw. zweimal (vor und nach Einbau eines Lamellenklärers) beprobt und analysiert. In der KA Eriskirch, die versuchsweise mit einer Ozonbehandlung und einer Aktivkohlebehandlung (Kornkohle) vor dem vorhandenen Sandfilter ausgerüstet worden ist, wurden im August, September und Dezember Pro- Abb. 8-5: Retentionseffizienz der Kläranlagen Merklingen, Langwiese und Eriskirch bezüglich der Gesamtkeimzahl sowie der Konzentration an E. coli und Enterokokken im normalen Betriebsablauf Retentionseffizienz bei Anlagen mit Ozonbehandlung (Pilotversuch Eriskirch) Wie erwartet zeigte die weitergehende Abwasserbehandlung in der KA Eriskirch mit Ozonierung (Oz) und Aktivkohlefiltration (AK) in Kombination mit einem bestehen- 16 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

107 den Sandfilter (SF) eine weitere Reduktion um mindestens eine log1-stufe der Fäkalindikator-Bakterien im Vergleich zum Ablauf Flockungsfiltration. Vermutlich liegt der Haupteffekt an der Ozonierung, die allein mindestens die gleiche Effizienz hatte wie mit zusätzlicher Sandfiltration und/oder Aktivkohle. Abbildung 8-6 stellt exemplarisch den Effekt der Pilotanlage in Eriskirch auf die Reduktion der E. coli-konzentration dar Keimbelastung in der Schussen (Wasser und Sediment) im Vergleich zur Argen Insgesamt betrachtet ergab sich bei den drei Untersuchungsterminen zur Keimbelastung in Wasser und Sediment der Schussen kein konstantes räumliches Belastungsmuster der Probestellen Schussen (oberhalb RÜB Mariatal), Schussen 1 (zw. RÜB Mariatal und KA Langwiese), Schussen 3 (zw. RBF Tettnang und KA Eriskirch) und Schussenmündung 6 (unterhalb KA Eriskirch). Jedoch war in der Argen die ortsspezifische Belastung hinsichtlich der drei Parameter GKZ, E. coli und Enterokokken im Wasser und im Sediment immer unterdurchschnittlich (errechnet aus dem Quotient des Mittelwerts eines Parameters für eine Station und dem entsprechenden Mittelwert für alle Stationen), was auf eine insgesamt geringere bakterielle Belastung des Vergleichsgewässers deutet. Abb. 8-6: Effekt des Ausbaus der KA Eriskirch mit zusätzlicher Ozonierung und Aktivkohle zum bestehenden Sandfilter bezüglich der KBE/1mL an E. coli. Ab = Ablauf; VK = Vorklärung, NK = Nachklärung; FF = Flockungsfiltration; Oz = Ozonierung; SF = Sandfilter; AK = Aktivkohle Bakterien-Rückhalteeffizienz von Regenwassserbehandlungsanlagen (RÜB und RBF) Bei den untersuchten Anlagen zur Regenwasserbehandlung, dem RÜB Mariatal und dem RBF Tettnang, bewegten sich die Zulaufkonzentration für E. coli zwischen 4,5 x 1 5 bis 1,6 x 1 6 KBE/1 ml und für Enterokokken bei 7,7 x 1 4 bis 2,1 x 1 5 KBE/1 ml. Damit lagen sie in demselben Konzentrationsbereich wie in den Kläranlagenzuläufen. Die Ablaufwerte waren beim RBF Tettnang um 2,1 3,1 log1-stufen niedriger als die Zulaufwerte, was der Rückhalt-Leistung einer Kläranlage entspricht (s ). Im Gegensatz dazu blieb beim RÜB Mariatal die bakterielle Belastung auch nach Einbau eines Lamellenklärers unverändert. Ein Lamellenklärer dient hauptsächlich zur Abtrennung sedimentierbarer Partikel (> 5 µm), so dass ein Effekt auf die Mikroflora nicht zu erwarten war. Im Mai lag die KBE/1 ml für die untersuchten Fäkal-Indikatorbakteriengruppen im fließenden Wasser der Schussen und Argen bei etwa 1 2. Nach Regenwetter im Juli wurden in der Schussen die Grenzwerte für eine ausreichende Badegewässerqualität nach EU-Badegewässerrichtlinie (E. coli 9 KBE/1 ml; Enterokokken 33 KBE/1 ml) überschritten. Im Oktober waren im Falle der Enterokokken teilweise immer noch Grenzwertüberschreitungen zu beobachten (Abb. 8-7, nächste Seite). Die GKZ in beiden Flüssen wurde mit 4 x 1 5 bis 7 x 1 6 KBE/1 ml gemessen. Damit machten die Fäkal-Indikatorbakterien weniger als 1 der saprophytischen Mikroflora aus. Die Belastung mit E. coli und Enterokokken im Sediment, dargestellt als KBE/g Sediment Frischgewicht (FG), spiegelt das Verteilungsmuster im Wasser wieder, mit erhöhten Werten nach Regenwetter im Juli (Abb. 8-7, nächste Seite) Gewinnung von E. coli - und Enterokokken-Isolaten Über Selektivagar- und Vereinzelungs-Techniken wurden insgesamt ca. 49 E. coli - und 34 Enterokokken-Isolate gewonnen und dem Projektpartner am KIT (Teilprojekt antibiotika-resistente Keime) zur dortigen weiteren Charakterisierung zur Verfügung gestellt. Bei über 9% der Isolate bestätigte sich die Zugehörigkeit zur Zielgruppe Diskussion und Ausblick Eine endgültige Aussage über die Wirksamkeit der durchgeführten technischen Verbesserungsmaßnahmen in den LUBW ISF Arbeitsbericht

108 Abb. 8-7: E. coli und Enterokokken-Konzentrationen in Schussen und Argen (Referenzgewässer) im jahreszeitlichen Verlauf. Der Grenzwert für ausreichende Gewässerqualität nach EG- Badegewässerrichtlinie liegt für E. coli bei 9 KBE/1 ml und für Enterokokken bei 33 KBE/1 ml Kläranlagen und Regenentlastungssystemen ist an Hand der bisherigen Datenmenge noch nicht möglich. Insgesamt sind für das Jahr 213 mehr Beprobungen als 212 geplant. Besonders bei der Pilotanlage in der KA Eriskirch soll durch weitere Untersuchungen an insgesamt fünf Terminen geklärt werden, ob die der Ozonierung nachgeschalteten Filter (Sandfilter u./o. Aktivkohlefilter) nicht sogar ein Reservoir für die untersuchten Bakteriengruppen darstellen. Möglich ist auch eine Verschlechterung der Effizienz der Aktivkohlefilterung durch Materialermüdung. Frühere Befunde sprechen dafür, dass die beiden untersuchten Keimgruppen E. coli und Enterokokken Indikatoren für unterschiedliche Belastungsquellen sind: Enterokokken werden eher mit diffusen Flächenbelastungen in Verbindung gebracht, während die Belastung mit E. coli für Punktquellen aus dem Siedlungsbereich (Stichwort RÜB) steht. Die immissionsbezogene Untersuchung der Keimbelastung in der Schussen weist jedoch kein eindeutiges räumliches Belastungsmuster auf, was angesichts der hohen zeitlichen Variabilität und der geringen Beprobungsfrequenz auch nicht zu erwarten war. Zeitspezifisch be- trachtet ist die Belastung mit E. coli bei Regenwetter am größten, was für einen erhöhten Eintrag aus RÜB spricht. Ebenfalls ungeklärt ist bisher, welche Rolle das Sediment für das Überleben bzw. die Persistenz der Fäkal-Indikatorkeime spielt. Dazu sollen, zusätzlich zu genau definierten Laborexperimenten, in einer Feldstudie zum einen der jahreszeitliche Verlauf der Keimbelastung durch monatliche Beprobung der Schussenmündung (GKZ, E. coli, Enterokokken) sowie der Anteil der kultivierbaren und nichtkultivierbaren Bakterien (Bestimmung der kultivierbaren Bakterien mittels Nährbouillon-Agarplatten und fluoreszenzoptische Lebend/Tot-Unterscheidung) erfasst werden. Neben den klassischen mikrobiologischen Nachweismethoden durch Selektivagarmethoden für E. coli und die Gruppe der Enterokokken soll der Nachweis über CARD- FISH (CAtalyzed Reported Deposition fluorescence in situ hybridisierung) etabliert werden. Diese Technik erlaubt eine schnelle Identifizierung und Quantifizierung von Mikroorganismen aus Umweltproben und umgeht dabei arbeitsintensive und langwierige Kultivierungsschritte. 18 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

109 Im SchussenAktivplus-Projekt sollen letztendlich alle Daten der verschiedenen Teilprojekte aus der chemisch-analytischen sowie mikrobiologischen Expositionscharakterisierung, Potentialdiagnostik und ökologischen Effektanalytik in einer Datenbank zusammengetragen und ausgewertet werden. Die genaue Risikocharakterisierung bildet die Basis zur weiteren Risikominimierung für Mensch und Umwelt und ist daher von großem öffentlichem Interesse. 8.4 KLIMBO Klimawandel am Bodensee zessen in den verschiedenen Wasserkörpern des Bodensees. Die Untersuchungen werden durch ein Messprogramm mit planmäßigen Probenahmen zu zahlreichen Messparametern unterstützt. Des Weiteren wurden Analysen zum Wärmehaushalt und den Auswirkungen von Wärmenutzungen in Seen präsentiert sowie Ergebnisse einer Literaturstudie zu Auswirkungen, Risikopotential und Toleranzbereich von Wärmenutzungen. In einer weiteren Literaturstudie wurde eine Risikobewertung zu klimatischen Einflüsse auf die Trinkwassergewinnung erarbeitet. Zur Information der Öffentlichkeit über das Projekt und dessen Ergebnisse wurde eine Internetseite eingerichtet: Klimatische Veränderungen sowie Änderungen in der Nutzung des Bodensees wirken sich auf die hydrophysikalischen Verhältnisse und das Ökosystem des Sees aus. Für den vorsorgenden Gewässerschutz ist es daher wichtig, die Zusammenhänge der bereits beobachteten Veränderungen zu verstehen und darauf aufbauend zukünftige Veränderungen und ihre Auswirkungen abzuschätzen. Wichtig ist auch, aus den gewonnenen Erkenntnissen Anpassungsstrategien und Maßnahmenoptionen zu erarbeiten und diese den zuständigen Behörden der Anrainerstaaten für künftig zu treffende Entscheidungen an die Hand zu geben. Einen wichtigen Beitrag hierzu will das Projekt "Klimawandel am Bodensee", kurz KLIMBO, leisten. Unter Federführung des Instituts für Seenforschung werden in sechs Teilprojekten bis Juni 215 die vielfältigen Auswirkungen der Klimaveränderung auf den See erforscht. Gefördert wird das Vorhaben als Interreg-IV-Projekt von der EU und der Schweiz. Im zweiten Projektjahr wurden im Rahmen der Zwischenberichte und der regelmäßigen Projekttreffen über die erzielten Ergebnisse und Fortschritte berichtet. Vorgestellt wurden Analysen regionaler Klimaszenarien, Untersuchungen zur Zuflusseinschichtung und zum Feststofftransport sowie Simulationsergebnisse numerischer Modelle zu hydrophysikalischen, chemischen und biologischen Pro- 8.5 Methanprojekt Bodensee Als Pockmarks werden kraterähnliche Vertiefungen des Seebodens bezeichnet, aus deren Zentrum häufig an mehreren Stellen - Blasenströme von Methan aufsteigen. Pockmarks im Bodensee sind zum einen in Gebieten alter und aktiver Flussdeltas und Mündungsgebiete bekannt, wo sie sich auf lokalen morphologischen Erhebungen bilden. Zum anderen wurden Pockmarks auch distal in Seebecken gefunden, deren Anordnung eine Kopplung an Störungszonen in tiefere Sedimentstrukturen möglich erscheinen lässt. Die Untersuchung der Herkunft des Methangases, die Kinetik der Pockmarkbildung und die Darstellung des Lebenszyklus von Pockmarks und eine Bewertung von äußeren Einflussfaktoren auf die Methanentgasung sind Forschungsschwerpunkte des DFG Projekts Pockmark formation and methane emission in Lake Constance in Kooperation von Universität Konstanz, Alfred Wegener Institut für Polar- und Meeresforschung und dem Institut für Seenforschung in Langenargen. Im vergangenen Jahr wurden folgende Aspekte des Austritts von Methangas über Pockmarks näher untersucht (Abb. 8-8, nächste Seite): Die Herkunft des Gases aus Sedimentschichten mehr als 4 m unter dem Seeboden Sedimentologie der Pockmarks zur Darstellung von Lebenszyklus und Genese LUBW ISF Arbeitsbericht

110 Die Abhängigkeit der Entgasungsraten der Pockmarks von Temperatur und Druck Herkunft des Gases aus Sedimentschichten mit > 4m Tiefe Ziel der Kampagne war es, Gasproben aus den Sedimentschichten zu erhalten, in denen durch hydroakustische Messungen das Auftreten von freiem Gas nachgewiesen wurde und die als Quelle für das aus den Pockmarks entweichende Methangas vermutet werden (Wessels 21). Isotopenmessungen an Kernen von bis zu,6 m Länge aus Pockmarks des Rheindeltas in einer Kernkampagne 27/28 hatten grundsätzlich eine sehr leichte Isotopensignatur (< 6 ) gezeigt, ein Hinweis auf den biogenen Ursprung des Gases (Bussmann 211). Um die Herkunft des Methans als biogenes Gas aus tieferen Sedimentschichten unterhalb der Pockmarks zu bestätigen, wurden Kohlenstoff Δ 13 C Isotopenmessungen an Proben aus bis zu 7 m langen Sedimentkernen aus dem Pockmarkfeld vor Rohrspitz im Deltavorbau der alten Rheinmündung durchgeführt. Gemessen wurden Proben aus Kernen: direkt aus dem Zentrum einer Pockmark, die sich bei 7 m Wassertiefe auf dem Scheitelpunkt einer Sedimentwelle gebildet hatte, nahe ihren Entgasungsstellen (Abb. 8-9, PM) in unmittelbarer Nähe der Pockmark am Hang der Sedimentwelle (Abb. 8-9, Slope Sediment Wave) von einer Referenzstation bei 11m Wassertiefe außerhalb des Pockmarkfeldes (Abb 8-9, Reference 11 m) Die Messungen zeigen grundsätzlich sehr leichte Isotopenwerte < -8 über die gesamte Länge der Kerne. Die durch Hydroakustik nachgewiesenen Anreicherungen von Gas in Tiefen von mehr als 4 m unterhalb des Seebodens sind somit eindeutig biogenen Ursprungs. Im Vergleich sind die Δ 13 C-Werte der Kerne außerhalb der Pockmark zum einen signifikant niedriger, zum anderen folgen Sie einem Trend abnehmender Isotopenverhältnisse mit abnehmender Tiefe. Die niedrigsten Werte bis -92 werden hierbei in einer Tiefe zwischen 1,5 2,5 m unter der Sedimentoberfläche erreicht. In dieser Tiefe reichert sich demnach Methangas mit dem stärksten biogenen Signal an. Abb. 8-8: Probestellen für das von der DFG geförderte Methan- Projekt im östlichen Bodensee Abb. 8-9: Kohlenstoffisotope an bis zu 8 m langen Sedimentkernen zeigen im gesamten Kernverlauf biogenes Gas mit Δ 13 C- Werten < -8. (Kerne aus einer Pockmark (PM), vom Hang einer Sedimentwelle (slope) und einer entfernten Referenzstelle (reference)) 11 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW

111 Leicht ansteigende Δ 13 C-Werte zur Sedimentoberfläche hin im Referenzkern könnten durch eine Überprägung des Δ 13 C-Fingerabdrucks der Genese durch Oxidationsprozesse von Methan in flacheren Sedimentschichten hervorgerufen werden. Dieser Effekt wurde auch von Bussmann 211 an den flachen Kernen beobachtet. Die Möglichkeit einer Oxidation von Methan auch in anaeroben Sedimenten wird derzeit in der Fachliteratur diskutiert. mittlung der Tiefe für das Kolbenlot im Vorlauf gezogen wurde. Die Basis der Pockmark wird vermutlich durch den Wechsel von Schrägschichtung auf horizontale Schichtung bei 4 cm Kerntiefe erreicht. Die Beprobung eines Transsekts durch die Pockmarks mit 3 m Falllotkernen könnte eine Alternative darstellen, um die Kernstörungen zu verringern. Die über die Tiefe konstanten Δ 13 C-Werte innerhalb der Pockmark sind ein Zeichen für den gasförmigen Aufstieg von Methangas, ohne dass dieses während des Aufstiegs über eine Strecke von sieben Metern signifikant von Methangas aus Quellen mit anderer Δ 13 C-Signatur überprägt werden würde. Da die Werte innerhalb der Pockmark signifikant gegenüber denen außerhalb der Pockmark erhöht sind, muss entweder eine Überprägung des biogenen Δ 13 C-Signals durch Mischung mit Gasen aus Quellen mit schwerer Δ 13 C-Signatur in Tiefen > 7 m erfolgen, oder bei der Versenkung des Sediments wirken in Tiefen > 7 m Prozesse welche die Δ 13 C-Signatur des biogenen Methangases durch bevorzugten Entzug von 12 C-Atomen ändern. Um die Kinetik des Gasaufstiegs besser nachzuvollziehen, planen wir 14 C-Datierungen an Gasproben durchzuführen. Zugleich haben wir versucht an Proben derselben Kerne das Methanproduktionspotential abzuschätzen. Erste Ergebnisse zeigen, dass Methanproduktion in allen Tiefen stattfindet unterhalb des ersten Meters von der Sedimentoberfläche jedoch mit nur sehr geringen Bildungsraten. Hier wäre zu überprüfen, ob die Δ 13 C-Werte des neu gebildeten Methans denen des im Bereich von 1 3 m gefundenen Minimums von < -9 entsprechen, und ob die Δ 13 C-Signatur des neu gebildeten Methans von der Tiefe unabhängig ist. Durch das zur Kernentnahme mittels Kolbenlot eingesetzte Verfahren und durch die Methanentgasung aus dem Sedimentkern in Folge von Druckentlastung bei der Bergung wurde die Sedimentstruktur der Kerne nachhaltig gestört, so dass eine schichtgenaue Beprobung der Kerne und die Messung von physikalischen Parametern erschwert ist. Abbildung 8-1 zeigt den aus dem Zentrum der Pockmark entnommenen Kern. Am linken Rand ist der kurze Falllotkern mit ungestörter Stratigraphie dargestellt, der zur Er- Abb. 8-1: Der Kolbenlotkern zeigt stark gestörte Sedimente aufgrund der Probenahme und des hohen Methangehaltes Die Darstellung der Versuche zur Methanentgasungsraten folgt der Diplomarbeit von Matthias Langer (Langer 212), die auf der Grundlage der Messungen am Bodensee am Alfred Wegener Institut geschrieben wurde. Ende März 212 wurden innerhalb einer Pockmark in 12 m Wassertiefe (Abb. 8-8) drei Messgeräte mit jeweils unterschiedlichem Messverfahren zur Gasflussmessung über drei Entgasungsstellen ausgebracht und für zwei Monate zur Messung im See belassen. Bei der Auswertung der Daten zeigte sich, dass nur zwei Geräte über den Zeitraum LUBW ISF Arbeitsbericht

112 Messdaten geliefert hatten. Von diesen beiden Geräten konnte das Gerät U-Rohr valide Messergebnisse liefern, da sein Messprinzip für die Gasflussmengen geeignet und gegenüber Verschmutzung aufgrund des Verzichts auf Ventile und drehende Teile wenig anfällig ist (Abb. 8-11). Die Messergebnisse des U-Rohr konnten auch den am Tag der Installation von Tauchern gemessenen Gasfluss bestätigen. In den folgenden Wochen zeichnete das Gerät einen sehr wechselnden Gasfluss zwischen 4,5 und 1, l CH 4 /h auf, bevor gegen Ende April der Gasfluss fast vollständig zum Erliegen kam. Durch die zeitgleiche Aufzeichnung des Druckes konnte der Wasserstandanstieg des Sees in diesem Zeitraum dokumentiert und in einen Zusammenhang mit dem Versiegen des Gasflusses gestellt werden (Abb. 8-12). Die Ergebnisse zeigen, dass die Aktivität von Pockmarks und insbesondere die Aktivität von Entgasungsstellen innerhalb einer Pockmark einer starken zeitlichen Variabilität unterworfen sind. Pockmarks und ihre Entgasungsöffnungen müssen als über die gasführenden Sedimentschichten korrespondierende Systeme verstanden werden, wodurch die Ableitung des Gasflusses einer Pockmark oder eines Pockmarkfeldes durch Messungen an nur einer Austrittsstelle erschwert ist. Auch um den methodischen Ansatz zu verbessern, wurden im Herbst 212 und im Frühjahr 213 erneut Gasflusszähler an der gleichen Pockmark für mehrwöchige Messungen installiert. Vor der Installation der Geräte wurden gezielt hydroakustische Messungen mit Split Beam Sonar an den zu messenden Entgasungsstellen, sowie entlang von Transsekten über dem Pockmarkfeld durchgeführt. Ergebnisse zu den Sonar und Gasflussmessungen dieser Kampagnen liegen noch nicht vor. Abb. 8-11: Skizze eines U-Rohr -Gasflussmessers zur Bestimmung der Entgasungsdynamik an Pockmarks Im Rahmen einer Bachelorarbeit am ISF werden derzeit in einem der neuen Rheinmündung vorgelagerten Gebiet anhand eines bestehenden Datensatzes von Subbottom Profiler Daten das Vorhandensein und die Tiefenlage von freiem Methangas exemplarisch kartiert. Auf der Grundlage der im Zuge des Projekts Bodensee Digital in diesem Jahr gewonnenen Subbottom Profiler Daten des Bodensees soll diese Kartierung für den Bodensee flächendeckend erfolgen. Zudem wird auf der Grundlage des aus den Multibeamecholotdaten gewonnenen Geländemodells eine allgemeine Karte der Pockmarkvorkommen des Sees erstellt und mittels geostatistischer Methoden eine Klassifizierung aller Pockmarks des Bodensee erfolgen. Gegen Ende 213 sind weitere sedimentologische Beprobungen von Pockmarks vor der alten Rheinmündung und in-situ Messungen von physikalischen Parametern zur Ermittlung von Hangstabilität und Sedimentdichte im Bereich des Gasaufstiegs innerhalb der Pockmarks geplant. Abb. 8-12: Bei ansteigendem Wasserstand (blaue Linie) zeigte sich eine deutliche Reduzierung des Gasstroms (schwarze Linie) Bussmann 211: Ingeborg Bussmann, Stefan Schlömer, Michael Schlüter, and Martin Wessels; 112 ISF Arbeitsbericht 212 LUBW