Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg

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1 Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg ISF Arbeitsbericht 2014

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3 Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg ISF Arbeitsbericht 2014

4 IMPRESSUM HERAUSGEBER LUBW Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg Karlsruhe, Postfach , BEARBEITUNG LUBW Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg Postfach , Karlsruhe, Institut für Seenforschung, Langenargen, STAND Juni 2016 BERICHTSUMFANG 115 Seiten TITELBILD Interreg-Projekt Tiefenschärfe (LUBW) BILDNACHWEIS Diagramme und Abbildungen, sofern nicht anders angegeben, Rechte LUBW 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 Komplexbildner Entwicklung Fischbestände Felchenlaich-Monitoring Fischbestandserfassung Schwebstoffeintrag im östlichen Bodensee-Obersee Temperaturmessungen an den Verankerungen Daten der Flachwassermessstation Langenargen Meteorologische Größen 28 2 BODENSEE-ZUFLÜSSE Mikroverunreinigungen in (baden-württembergischen) Bodenseezuflüssen Pestizide Carbamazepin Komplexbildner 34 3 KLEINE SEEN IN BADEN-WÜRTTEMBERG Rohrsee Chemische Untersuchung Biologische Untersuchung Seenphysikalische Untersuchung und Sedimentkerne Untersuchung der Sedimentkerne Bergsee Chemische Untersuchung Biologische Untersuchung Sedimentkerne und Sidescan-Untersuchungen im Bergsee Chemische Untersuchung Biologische Untersuchung Seenphysikalische Untersuchung Sedimentkerne und Sidescan-Untersuchungen Illmensee Meteorologische und seenphysikalische Parameter Titisee Prioritäre Stoffe nach WRRL und Pestizide Prioritäre Stoffe nach WRRL Pestizide 80

6 INHALTSVERZEICHNIS 4 METHODEN UND KONZEPTE Entwicklungen im Informationssystem BodenseeOnline Modellstudien zur Hydrologie des Ausstroms des Bodensees Mobile Windmessung auf Schiffen 84 5 MITARBEIT IN GREMIEN LAWA Untersuchungen der Klimaeinflüsse auf die Gewässerökologie von Seen im Rahmen von KLIWA 85 6 PROJEKTE MIT ANDEREN EINRICHTUNGEN SchussenAktivplus Klimawandel am Bodensee: Das Interreg-IV-Projekt KlimBo Interreg-Projekt Tiefenschärfe 94 7 VERÖFFENTLICHUNGEN 97 8 LITERATUR 98 9 ANHANG 100

7 1 Bodensee 1.1 Jährlicher IGKB-Zustandsbericht Physikalische Entwicklung Bodensee-Obersee Die Wasserstände im Bodensee zeigten im Jahr 2014 einen sehr ausgeglichenen Verlauf und haben sich nur wenig von den langjährigen Mittelwerten unterschieden. Während Anfang des Jahres in den Monaten Januar und Februar sowie bis Mitte März die Wasserstände fast exakt den langjährigen Mittelwerten entsprachen, wurden von Mitte März bis Ende Juli durchgehend niedrigere Wasserstandwerte als im langjährigen Mittel gemessen. Ab Ende Juli wurden dann bis Ende des Jahres mit nur einer sehr kurzen Unterschreitung der Mittelwerte Anfang Oktober ausschließlich gegenüber den Mittelwerten erhöhte Wasserstände gemessen. Die Abflüsse des Alpenrheins im Jahr 2014 zeigten ebenso wie im Jahr 2013 ein ausgesprochen ausgeglichenes Verhalten, das keine markanten Extremwertabflüsse aufwies. Der höchste Tagesmittelwert wurde am 14. August 2014 mit 683 m 3 /s gemessen, wohingegen der höchste Maximalabfluss bereits am 13. August mit 1236 m 3 /s bei einem Tagesmittelwert von 631 m 3 /s registriert wurde. Der nächsthöhere Maximalabfluss wurde am 29. Juni mit 1017 m 3 /s bei einem Tagesmittelwertabfluss von 427 m 3 /s registriert. Meteorologisch ist das Jahr 2014 nach Angaben des Deutschen Wetterdienstes (DWD) vor allem dadurch gekennzeichnet, dass es sowohl deutschlandweit als auch weltweit das wärmste Jahr seit Beginn der flächendeckenden meteorologischen Wetteraufzeichnungen im Jahr 1881 war. Die im Jahr 2014 deutschlandweit ermittelte Jahresmitteltemperatur von 10,3 C ist um +2,1 C gegenüber der mittleren Temperatur der internationalen Klimareferenzperiode von erhöht. Der Wert der Jahresmitteltemperatur in Baden-Württemberg ist mit 10,1 C geringfügig niedriger, wobei der Referenzwert der gemittelten Temperatur der Klimareferenzperiode hier 8,1 C beträgt. Im Bereich des Bodensees wurden die Daten der Wetterstation Konstanz des DWD zur Bewertung herangezogen. Ähnlich wie in Deutschland insgesamt, wurden mit nur wenigen Ausnahmen gegenüber den langjährigen Mittelwerten zum Teil deutlich erhöhte Monatsmittelwerte der Lufttemperaturen gemessen. Dabei wurden in 2014 nur in drei Monaten im Mai, Juli und August niedrigere Monatsmitteltemperaturen als im langjährigen Mittel gemessen, wohingegen alle anderen Monate gegenüber dem Mittelwert der Klimareferenzperiode erhöhte Monatsmitteltemperaturen aufwiesen. Die größte positive Abweichung für die Wetterstation Konstanz wurde für den Oktober mit einer Monatsmitteltemperatur von 13,0 C und einer positiven Abweichung von +2,9 C gegenüber der Klimareferenzperiode registriert. Dementsprechend ist die mittlere Lufttemperatur 2014 mit 11,3 C deutlich höher als in den Vorjahren 2013 mit einer mittleren Temperatur von 9,8 C und in 2012 mit einer Temperatur von 10,4 C. Die Sonnenscheindauer war für Baden-Württemberg im Jahr 2014 mit einem Wert von 1666,7 Sonnenstunden gegenüber dem langjährigen Mittel der Klimareferenzperiode mit 1607,1 Sonnenstunden erhöht. Die Wassertemperaturen an der Seeoberfläche waren Anfang des Jahres 2014 in Übereinstimmung mit dem meteorologisch sehr milden Winter 2013/2014 im Obersee an der Station Fischbach-Uttwil mit Werten von 5,7 C am und 5,2 C am vergleichsweise hoch. In 250 m Wassertiefe wurde eine Wassertemperatur von 4,3 C registriert und die 5 C-Isotherme lag in einer Tiefe von etwa 100 m. Bis Anfang März veränderte sich diese Temperatur- und Schichtungssituation nicht wesentlich und die neue Erwärmungsphase und Ausbildung einer Temperaturschichtung begann, ohne dass eine Durchmischung des Sees stattgefunden hätte. Vielmehr blieben die Temperaturunterschiede zwischen den an der Oberfläche gemessenen Wassertemperaturen und den Temperaturen im Hypolimnion im gesamten Winter 2013/2014 bis zum Frühlingsbeginn 2014 deutlich ausgeprägt. Aufgrund des warmen Frühjahrs kam es dann im weiteren Verlauf zu einer raschen und deutlichen Erwärmung des Epilimnions. Bereits am wurden an der Oberfläche 11,2 C gemessen. Im Vorjahr 2013 wurde dieser Wert aufgrund der sehr kühlen und sonnenarmen Witterung selbst im Juni noch nicht erreicht, als am eine LUBW ISF Arbeitsbericht

8 Oberflächentemperatur von 9,6 C gemessen wurde. Die sommerliche Schichtungssituation konsolidierte sich in den Monaten Juli und August, die beide für Baden-Württemberg im Vergleich zu den langjährigen Mittelwerten leicht niedrigere Gebietsmittelwerte für die Lufttemperatur aufwiesen. Am wurde an der Oberfläche eine Temperatur von 20,1 C und am die höchste im Jahr 2014 registrierte Temperatur von 20,7 C gemessen. Zu diesem Zeitpunkt war die Temperatur in 10 m Wassertiefe auf 17,9 C angestiegen und die 5 C-Isotherme befand sich in einer Tiefe von etwa 70 m, während in 250 m Wassertiefe eine Temperatur von 4,4 C gemessen wurde. Teilbecken des Bodensees eine weitere Auskühlung, die zeitweise zu einer Homogenisierung der Temperaturprofile und zeitweise zu inversen Temperaturschichtungen auf einem für diese Jahreszeit vergleichsweise hohem Temperaturniveau führte. Im weiteren Jahresverlauf folgte die Temperaturentwicklung im Untersee oberflächennah der im Obersee, wobei teilweise in den Seeteilen des Untersees höhere maximale Temperaturwerte ermittelt wurden. Am wurden im Rahmen des IGKB-Messprogramms mit 22,7 C im Gnadensee und 21,3 C im Zellersee, sowie am mit 20,7 C im Rheinsee die höchsten Wassertemperaturen für den Untersee gemessen. Die sommerliche Stagnationsphase wurde von der im September beginnenden Abkühlungsphase beendet, wobei diese aufgrund der vergleichsweise sehr warmen Witterung im Herbst moderat ausfiel. So wurden Anfang September am an der Oberfläche 19,9 C und Anfang Oktober am immer noch 17,0 C gemessen. Im Weiteren kühlte der See unter meteorologisch milden herbstlichen Bedingungen weiter aus. Im Dezember 2014 wurde am in einen Tiefenbereich von 0 30 m eine konstante Temperatur von 9,8 C gemessen. Die 5 C-Isotherme befand sich zu diesem Zeitpunkt auf einer Tiefe von etwa 90 m, die Temperatur in 250 m Wassertiefe betrug an diesem Termin 4,4 C. Die Temperaturen an den 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 =4,7 C (am ) und einer maximalen Temperatur von T max =9,8 C (am ) aufwies. In den beiden anderen Seeteilen wurden aufgrund der flacheren Morphometrie der Teilbecken am mit T max =10,7 C für den Gnadensee (T min =4,0 C in 19 m Wassertiefe am ) und für den Zellersee mit T max =12,2 C (T min =4,8 C in 22 m Wassertiefe am ) höhere Maximaltemperaturen an den tiefsten Stellen dieser Teilbecken registriert Chemische Entwicklung Bodensee-Untersee Die Temperaturverteilung im Untersee stellt sich aufgrund der vorhandenen Gewässermorphometrie für die einzelnen Seeteile Rheinsee, Zellersee und Gnadensee, die sehr unterschiedliche maximale und mittlere Wassertiefen haben, differenziert dar. Die Temperatur- und Schichtungsverhältnisse waren auch in diesen drei Seeteilen durch den meteorologisch sehr milden Winter 2013/2014 geprägt. Dabei wurden im Rheinsee bedingt durch die im Vergleich zum Obersee geringeren Wassertiefen nahezu homotherme Verhältnisse registriert. Bereits am wurde eine nahezu homogene vertikale Temperaturverteilung im Rheinsee im Tiefenbereich 0 45 m mit Temperaturen von 7,1 7,2 C registriert. Im Gnadensee wurden am im Tiefenbereich von 0 19 m Temperaturen von 6,8 6,4 C gemessen und im Zellersee im Tiefenbereich von 0 22 m Temperaturen von 7,5 7,2 C. Unter winterlichen Bedingungen erfolgte im Januar und Februar 2014 auch in diesen Bodensee-Obersee Die Konzentration des Gesamtphosphors betrug im Jahresmittel ,0 µg/l (Abb. 1-1a). Damit liegt der Jahresmittelwert etwas über dem Vorjahreswert von 6,7 µg/l. In der Zirkulationsphase 2014 (Mittelwert Februar bis April) wurde mit 6,1 µg/l ein geringerer Wert als im Vorjahr festgestellt (7,2 µg/l). 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 ist 2014 mit einem Jahresmittel von 0,91 mg/l etwas unter der Größenordnung der drei Vorjahren geblieben (0,93 0,94 mg/l). Damit liegt die Konzentration an anorganischem Stickstoff seit Anfang der 1980er Jahre ohne langfristigen Trend im Bereich von 0,90 bis 1,01 mg/l (Abb. 1-1c). 8 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

9 A) P [µg/l] A B) O 2 [mg/l] 8 7 B C) Chlorid [mg/l] Stickstoff [mg/l] ,8 1,6 1,4 1,2 1,0 0,8 0,6 0, Gesamtphosphor im Rohwasser, Konzentration während Zirkulation Gesamtphosphor im Rohwasser, volumengewichtetes Jahresmittel Sauerstoffkonzentration, Minimalwerte 1 m über Grund Chlorid, volumengewichtetes Jahresmittel - - Stickstoff aus NO 3 + NO 2 + NH 4+, volumengewichtet. Bis 1973: Stickstoff nur aus NO 3-, volumengewichtet Abb. 1-1: Langfristige Entwicklung der Phosphor-, Sauerstoff-, Stickstoff- und Chloridkonzentrationen im Bodensee-Obersee (Fischbach- Uttwil). LUBW ISF Arbeitsbericht

10 Chlorid als Indikator vielfältiger Einträge aus dem Siedlungsbereich blieb nach zunehmendem Trend von 2004 bis 2007 zunächst von 2007 bis 2008 bei einem Jahresmittel von 6,1 mg/l konstant und ist bis 2013 weiter auf 6,9 mg/l gestiegen blieb der Chloridgehalt gleich zum Vorjahr bei 6,9 mg/l (Abb. 1-1c). Ein beträchtlicher Teil der Zunahme stammt aus der winterlichen Straßensalzung, wie im Grünen Bericht 37 ausgeführt wurde. Die Sauerstoffgehalte im tiefen Hypolimnion des Obersees haben sich durch die unzureichende Zirkulation im Frühjahr 2013 und 2014 nicht ausreichend erholen können, so dass im Jahresverlauf 2014 in 253 m Tiefe eine kontinuierliche Abnahme bis zum herbstlichen Minimum von 6,5 mg/l (2013: 6,2 mg/l) beobachtet wurde (Abb. 1-1b). Bodensee-Untersee Die Konzentration des Gesamtphosphors lag 2014 im Rheinsee mit einem Jahresmittel von 8,2 µg/l über dem Niveau der beiden Vorjahre (2013: 7,2, 2012: 7,9 µg/l). Im Zellersee ist das Jahresmittel 2014 mit 16 µg/l gleich zum Vorjahr geblieben und hat damit wieder das Niveau von erreicht, nachdem 2011 ein vorübergehender Rückgang auf 13 µg/l zu beobachten war. Einen ähnlichen Verlauf zeigt der Gnadensee. Der Gesamtphosphorgehalt im Jahresmittel lag hier 2014 und 2013 bei 12 µg/l und 2012 bei 11 µg/l, nachdem er 2011 auf 10 µg/l gefallen war. Im Zeller- und Gnadensee spielt neben den Zufluss Einträgen 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 hat im Rheinsee mit 0,75 mg/l im Vergleich zum Vorjahr (2013: 0,87 mg/l) etwas abgenommen. Auch der N-Gehalt im Zellersee lag 2014 mit 0,92 mg/l anorganischem Stickstoff geringfügig unter dem Vorjahr (2013: 0,96 mg/l). Eine Abnahme an anorganischem Stickstoff findet sich auch im Gnadensee mit 0,53 mg/l (2013: 0,64 mg/l). Der minimale Sauerstoffgehalt über dem Seeboden betrug im Rheinsee im Jahr ,1 mg/l, was eine Abnahme im Vergleich zu 2013 (1,8 mg/l) darstellt. Im Tiefenwasserbereich des Zellersees wurde 2014 ein Sauerstoff-Minimum von 0,6 mg/l erfasst, nachdem 2013 ein totaler Sauerstoffschwund beobachtet wurde und in den Vorjahren bei allen Messungen ein geringer Sauerstoff-Restgehalt in der Größenordnung von 0,3 bis 0,8 mg/l gefunden wurde. Der Tiefenwasserbereich des Gnadensees wies im herbstlichen Minimum 2014 keinen Sauerstoff auf, wie es auch in den Jahren der Fall war wurde ein minimaler Sauerstoff-Restgehalt von 0,1 mg/l gefunden. 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 auch bei einer Häufung von Jahren mit unvollständiger Zirkulation. 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 Im Jahr 2014 wurde die Biomasse des Phytoplanktons mit einem neuem Standardzellvolumen berechnet, das auf tatsächlichen Größenmessungen beruht. Im Anhang dieses Jahresberichts ist die entsprechende Liste hinterlegt, die in den kommenden Jahren laufend aktualisiert wird. Abbildung 1-2 zeigt den Unterschied in den Phytoplankton - Biomassen berechnet nach altem (A) und neuem (B) Standardzellvolumen (SZV). 10 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

11 Abb. 1-2: Biomasse des Phytoplanktons an der Station Fischbach-Uttwil (0 20 m) berechnet A) nach altem Standardzellvolumen (SZV) und B) nach neuem SZV. Größere Unterschiede zwischen den beiden Berechnungen ergeben sich erst ab Anfang August mit dem Einsetzen der Chrysophyceen-Blüte. Die Abundanzen in Zellzahlen/ml (Abb. 1-3, S. 12) zeigen, dass das Biomasse-Maximum am durch Chrysophyceen der Art Dinobryon sociale gebildet wurde (Abb. 1-3, oben). Das alte SZV für diese Art betrug 230 µm³ und wurde nun neu mit 294 µm³ bestimmt, was einer Steigerung um 22 % entspricht (Abb. 1-3, unten) und damit fast die gesamte Zunahme der Biomasse um 25 % für diesen Zeitpunkt erklärt. Bei den Chrysophyceen Mallomonas sp. und M. akrokomos ist der Unterschied zwischen altem und neuem SZV sehr viel größer (Abb. 1-3, unten), fällt aber durch die niedrigen Zellzahlen weniger ins Gewicht (Abb. 1-3, oben). Es ist geplant, den Langzeitdatensatz ebenfalls mit den neuen SZV nachzurechnen und im nächsten Jahresbericht vorzustellen Station Fischbach-Uttwil Phytoplankton und Pigmente Die durchschnittliche Phytoplankton-Biomasse (Abb. 1-4a, S. 13) im Obersee an der Station Fischbach-Uttwil betrug im Jahr 2014 nach neuem SZV 0,48 mg/l (0,4 mg/l nach SZV alt) und liegt damit auf demselben Niveau wie im Vorjahr (0,48 mg/l nach SZV neu; 0,39 mg/l nach SZV alt). Die sich seit 1997 abzeichnende Tendenz, dass die Frühjahrsblüte immer undeutlicher ausfällt, setzte sich im Jahr 2014 fort. Die leichte Zunahme der Biomasse von März bis April war zunächst durch Cryptophyceen geprägt (Rhodomonas lens und R. lacustris), später dann durch Diatomeen (centrische Cyclotella spp. als auch pennate Fragilaria spp.). Im Vergleich mit anderen Jahren fiel die typische Diatomeen- Blüte von Mitte Juni bis Mitte Juli und die damit einherge- LUBW ISF Arbeitsbericht

12 Abb. 1-3: Zellzahl/ml der wichtigsten Chrysophyceen von an der Station Fischbach-Uttwil (0 20 m) (oben) sowie die prozentuale Zu- bzw. Abnahme der SZV (unten). hende höchste Biomasse des Jahres im Jahr 2014 komplett aus. Erst ab Juli 2014 nahmen die Biomassen wieder kontinuierlich zu und erreichten Anfang Oktober das Saison- Maximum, geprägt von Dinophyceen (u.a. Ceratium hirundella) und zu einem größeren Anteil von Crysophyceen (Dinobryon spp.). Beide Algen-Arten sind durch Geißeln beweglich und können sich unter nährstoffarmen Bedingungen mixotroph ernähren. Für den Bodensee wurde auch gezeigt, dass die Arten der Gattung Dinobryon ihren Phosphor-Bedarf durch eine bakteriovore Ernährung decken können und allgemein von der größeren Lichtverfügbarkeit durch die geringeren Algenbiomassen bei oligotrophen Zuständen profitieren [Kamjunke et al. 2007]. Die Anfang September an verschiedenen Bodenseebuchten beobachtete Aufrahmung der Blaualge Microcystis aeruginosa (Abb. 1-5) wurde in Seemitte durch mikroskopische Planktonzählungen nicht detektiert. Vermutlich beeinflussten zu diesem Zeitpunkt verschiedene Faktoren diese Blaualgenblüte, wie das warme, windstille Wetter und die Verfügbarkeit bzw. das Verhältnis von Nährstoffen. Insgesamt zeigt das Phytoplankton des Bodensee-Obersees einen guten ökologischen Zustand an (PSI 2,1 nach PhytoSee 6.0). Die Chlorophyll-a Konzentrationen (Abb. 1-4b) im Obersee lagen im Mittel bei 3,2 µg/l; das Maximum erreichte im 12 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

13 Phytoplankton (0-20m) [mg/l] Leitpigmente [µg/l] 1,6 1,4 1,2 1,0 0,8 0,6 0,4 0,2 0, A) Fischbach-Uttwil - Phytoplankton Biomasse (SZV neu), Bakterien- und Picoplankton 2014 Euglenophyceae Chrysophyceae Dinophyceae Cyanobacteria Cryptophyceae Bacillariophyceae Chlorophyten Picoplankton Bakterienplankton Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez B) Fischbach-Uttwil - Leitpigmente 2014 Peridinin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Chlorophyll a Picoplankton (0-20 m) 10 4 Zellen/ml Bakterienplankton (0-10 m )10 6 Zellen/ml Chlorophyll a [µg/ l] 0 Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez 0 Cladoceren bzw. Copepoden x 10 4 Individuen m C) Fischbach-Uttwil - Zooplankton 2014 Cladoceren Copepoden Rotatorien Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez Rotatorien x 10 4 Individuen -2 Abb. 1-4: Biologische Parameter an der Station Fischbach-Uttwil. A) Phytoplankton Biomasse (0 20 m), Bakterienplankton (0 10 m) sowie Picoplankton (0 20 m). B) Leitpigmente mit Chlorophyll a. C) Zooplankton von m. Oktober 11,6 µg/l. Beide Werte waren höher als im Jahr 2013 (2 µg/l respektive 3,8 µg/l). Zusätzlich zum Chlorophyll-a wurden auch die Leitpigmente (Abb. 1-4b) für ein- Abb. 1-5: Sichtbare Aufrahmung von Blaualgen, vermutlich Microcystis aeruginosa, an der Uferpromenade Langenargen am (LUBW). zelne Algengruppen bestimmt. Alloxanthin als Leitpigment für die Cryptophyceen entsprach in seinem Vorkommen dem jahreszeitlichen Biomasseverlauf, ist also ständig in geringen Konzentrationen vorhanden und wies Peaks im Frühjahr und Sommer auf. Peridinin, das Leitpigment für die Dinophyceen, konnte erst ab Juli gefunden werden, passte dann aber recht gut zum Verlauf der durch Planktonzählung ermittelten Biomassen der Dinophyceen. Fucoxanthin als Leitpigment für die Bacillariophyceen (Kieselalgen) zeigte im Vergleich mit der mikroskopischen Phytoplanktonanalyse bis zum Juli eine gute Übereinstimmung. In den Monaten August bis Oktober jedoch nahmen die Fucoxanthin-Konzentrationen zu, während die Bacillariophyceen Biomasse in diesen Monaten sehr gering war. Diese Diskrepanz kann darauf zurückgeführt werden, dass auch die Gruppe der Chrysophyceen als Pigment Fucoxanthin enthält. Diese Gruppe dominiert die Biomasse in den Phytoplankton-Zählungen im Herbst und LUBW ISF Arbeitsbericht

14 korreliert so mit der erhöhten Fucoxanthin-Konzentration zu diesem Zeitpunkt. Die Leitpigmente wurden nicht nur in der Summenprobe von 0 20 m mittels HPLC analysiert, sondern auch in den Tiefenstufen 0, 5, 10, 15 und 20 m (Abb. 1-6). Bis Mitte März verteilen sich geringe Leitpigmentkonzentrationen über die gesamte Wassersäule. Die sonst typischerweise im Sommer auftretende Kieselalgenblüte setzte erst ab Mitte August ein, erkennbar an der Zunahme des Pigments Fucoxanthin bis zu einer Tiefe von 10 m. Das Maximum an Gesamt-Pigmentkonzentrationen wurde Anfang Oktober ermittelt, wobei sich das meiste Fucoxanthin in den oberen 10 m befindet. Bereits Ende Oktober bricht die Blüte zusammen und in den darauffolgenden Monaten erfolgt eine gleichmäßige Verteilung über die Tiefenstufen hinweg. Das autotrophe Picoplankton (Cyanobakterien < 2 μm) an der Station Fischbach-Uttwil in der 0 20 m Summen- probe wurde durch fluoreszenzmikroskopische Zählungen ermittelt (Abb. 1-4a & 1-7b). Die Werte zeigten wie in den Vorjahren niedrige Bakteriendichten im Winter mit Werten zwischen 1 2 x 10 4 Zellen/ml. Das Frühjahrs-Maximum mit 6 x 10 4 Zellen/ml und das Sommer-Maximum im August mit 9,2 x 10 4 Zellen/ml fielen deutlich geringer aus als im Jahr 2013, traten dafür aber etwas früher ein. Ab Oktober pendelte sich die Werte wieder auf ein winterliches Level zwischen 1 2 x 10 4 Zellen/ml ein. Der Vergleich der hier erhobenen Daten zum autotrophen Picoplankton mit den bei der Pigmentanalytik erfassten Konzentrationen von Zeaxanthin (des Leitpigments für Cyanobakterien) weist darauf hin, dass diese kleinen Cyanobakterien zumindest beim Mai-Maximum die erhöhte Zeaxanthin-Konzentration verursachen, da gleichzeitig bei der mikroskopischen Phytoplanktonanalyse keine erhöhten Biomassen von klassischen Cyanobakterien (fädige und flockenförmige Formen) beobachtet wurden. Abb. 1-6: Vertikalverteilung der Leitpigmente an der Station Fischbach-Uttwil im Jahr ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

15 Das Bakterienplankton (Abb. 1-4a & 1-7a) in seiner Funktion als Destruent organischen Materials im Ökosystem See repräsentiert einen wichtigen Teil des heterotrophen Planktons. Zudem dient es als Nahrungsquelle für filtrierende tierische Planktonorganismen. Die durch Fluoreszenzmikroskopie ermittelten Gesamtbakterienzahlen (Abb. 1-4a & 1-7a) zeigten im saisonalen Ablauf und in der Tiefenverteilung ein anderes Muster als in den Vorjahren. Das regelmäßig auftretende Winterminimum von Januar bis Anfang März mit Werten etwa bei 1 x 10 6 Zellen/ml lag in dem für ein Normaljahr üblichen Bereich und zeigte keine Unterschiede in den Tiefenstufen. Der ebenfalls regelmäßig auftretende Anstieg der Bakteriendichten in den oberflächennahen Schichten erfolgte im Jahr 2014 vergleichsweise früh Mitte März bis Mitte April, was auf das warme Frühjahrswetter zurückzuführen ist. Das Frühjahrsmaximum erreichte im April 2,5 x 10 6 Zellen/ml. Nach einem kurzen Abfall über die Sommermonate erhöhten sich die Dichten kurzzeitig erst im August auf maximal 4,9 x 10 6 Zellen/ml und fielen danach kontinuierlich auf die winterlichen Minimalwerte zurück. Dieser kurzzeitige Spätsommerpeak war in allen Tiefenstufen ersichtlich, was in den Jahren zuvor nicht beobachtet wurde. Im Jahr 2014 war im Vergleich zu 2013 die Bakteriendichte im Sommer weniger hoch, dafür war das herbstliche Maximum sehr ausgeprägt und lag deutlich über den Maxima der letzten Jahre. Insgesamt scheinen sich die Bakteriendichten in den letzten Jahren auf einem Niveau von etwa 2 x 10 6 Zellen/ ml im Jahresdurchschnitt eingependelt zu haben und werden auch für andere oligotrophe Seen weltweit ermittelt. Bei der zentralen Station Fischbach-Uttwil begann die Ent- wicklung der Cladoceren erst im April (Abb. 1-4c). Das Maximum der Individuendichte zeigte sich Anfang Juni und damit vergleichbar zum Jahr Auf niedrige Werte Ende September / Anfang Oktober folgte ein zweites spätes Maximum im Oktober / November. Wie im Vorjahr waren bei den Copepoden die Frühjahrswerte der Individuendichten deutlich höher als bei den Cladoceren und die Werte erreichten mit Unterbrechungen Ende Juli, Anfang August ihr Maximum (4,67 x 10 5 Individuen/m 2 ). Auch bei den Copepoden wurde die Ausbildung eines kleineren Herbst-Peaks beobachtet. Wie bei den Cladoceren stiegen auch die Individuendichten der Rotatorien im Obersee erst im April an. Im Juni, kurz nach dem Cladoceren-Maximum, erfolgte an der Station Fischbach-Uttwil ein Einbruch der Rotatorienzahlen, direkt gefolgt von einem Anstieg auf die maximalen Individuenzahlen des Jahres (9,11 x 10 6 Individuen/m 2 ), der damit niedriger und früher als im Jahr 2013 ausfiel. Die folgende Abnahme wurde durch ein weiteres Peak-Ereignis Ende Oktober kurz unterbrochen, bis die winterlichen Individuendichten erreicht werden. Der Jahresmittelwert 2014 für Rotatorien betrug 2,70 x 10 6 Individuen/m 2 und war etwas niedriger als 2013 (3,22 x 10 6 Individuen/m 2 ). In der langjährigen Entwicklung des Crustaceenplanktons weisen die Copepoden seit ca und die Cladoceren seit ca auch im Jahr 2014 einen schwachen aber kontinuierlichen Anstieg der Jahresmittelwerte auf. Die Zunahme ist gering, aber für beiden Zooplanktongruppen vergleichsweise stetig. Der Jahresmittelwert 2014 für Cladoceren und Copepoden stieg auf 8,2 x 10 4 bzw. 2,28 x 10 5 Individuen/m 2. Abb. 1-7: Bakterienplankton nach DAPI-Anfärbung (A) und Picoplankton (B) an der Station Fischbach-Uttwil am LUBW ISF Arbeitsbericht

16 Station Zeller See Im Untersee - Zeller See lag die durchschnittliche Phytoplankton-Biomasse im Jahr 2014 berechnet nach neuem SZV bei 0,45 mg/l (0,50 mg/l nach SZV alt) und damit auf demselben Niveau wie im Obersee (Abb. 1-8a). Das Biomasse-Maximum des Jahres wurde bereits im April erreicht, geprägt durch eine Fragilaria-Blüte, einer pennaten Kieselalge, welche wie in den Jahren zuvor die Februar- Blüte durch eine centrische Kieselalge ablöste. Im Sommer (Juni August) wurde die Biomasse durch Cryptophyceen (Chryptomonas ovata, Rhodomonas spp.) geprägt, im September durch Dinophyceen (hauptsächlich durch Ceratium hirundinella). Insgesamt zeigt die Phytoplanktongemeinschaft des Zeller See einen guten ökologischen Zustand an (PSI 1,67 nach PhytoSee 6.0). Das Picoplankton wurde von April bis Dezember fluoreszenzmikroskopisch ermittelt. Im April wurde bereits der maximale Wert des Jahres mit 5,2 x 10 4 Zellen/ ml ermittelt, was einer Biomasse von 218,98 µg/l entspricht. Die Zellzahlen nehmen bis zum Juni ab, steigen im Juli kurzzeitig wieder an und verharren von September bis November auf einem niedrigen Niveau. Im Dezember wurde das Jahresminimum mit 3,4 x 10 3 Zellen/ml erreicht (entspricht einer Biomasse von 14,12 µg/l). Im Vergleich zum Bodensee-Obersee sind die ermittelten Werte niedriger und vermutlich gab es nur einen Frühjahrspeak. Picoplankton enthält auch das Pigment Zeaxanthin. Untersuchungen in den folgenden Jahren sollen klären, wie diese beiden Parameter sowie die Nahrungsnetze korrelieren. Die Chlorophyll-a Konzentrationen waren an beiden Untersee-Stationen im Vergleich zum Vorjahr leicht erhöht. An der Station Zeller See lag die mittlere Jahreskonzentration bei 4,8 µg/l (2013: 3,7 µg/l) und das Maximum bei 18,2 µg/l, das im März erreicht wurde, obwohl das Phytoplank- Phytoplankton (0-20m) [mg/l] Leitpigmente [µg/l] A) Zeller See - Phytoplankton Biomasse (SZV neu) und Picoplankton ,0 0,8 0,6 0,4 0,2 0, Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez B) Zeller See - Leitpigmente 2014 Euglenophyceae Chrysophyceae Dinophyceae Cyanobacteria Peridinin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Cryptophyceae Bacillariophyceae Chlorophyten Picoplankton Chlorophyll a Picoplankton x 10 4 Zellen/ml Chl a [µg/l] 0 Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez 0 Cladoceren bzw. Copepoden x 10 4 Individuen m C) Zeller See - Zooplankton 2014 Cladoceren Copepoden Rotatorien Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez Rotatorien x 10 4 Individuen -2 Abb. 1-8: Biologische Parameter an der Station Zeller See. A) Phytoplankton Biomasse (0 18 m) sowie Picoplankton (0 18 m). B) Leitpigmente mit Chlorophyll a. C) Zooplankton von 0 18m. 16 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

17 ton-biomasse-maximum erst im April ermittelt wurde (Abb. 1-8b). Diese Blüte wurde maßgeblich durch Fragilaria-Spezies mit hohen Standardzellvolumen gebildet, was zu einer hohen Biomasse führte, die aber nicht mit hohem Chlorophyll-a Gehalt gleichzusetzen ist. Alloxanthin, das Leitpigment für die Cryptophyceen zeigt dagegen eine bessere Übereinstimmung zur Biomassebestimmung. Peridinin ist erst ab Juli als Pigment sichtbar, Dinophyceen haben aber über das gesamte Jahr einen relativ stabilen Anteil an der Biomasse. Dieses Phänomen wurde bereits 2013 beobachtet und könnte daran liegen, dass die meisten Dinophyceen-Arten zur mixotrophen Ernährung befähigt und nicht zwingend auf Pigmente zur Assimilation angewiesen sind. Auch im Zeller See wurden die Pigmente in den Tiefenstufen 0, 5, 10, 15 und 20 m analysiert (Abb. 1-9). Die höchsten Pigmentkonzentrationen in den oberen 10 m wurden im März durch Alloxanthin gebildet Von März bis April war auch Zeaxanthin in allen Tiefenstufen präsent. Blaualgen wurden jedoch bei den mikroskopischen Zählungen nur im März in höheren Zellzahlen gefunden (Aphanizomenon, Aphanocapsa, Pseudanabaena limnetica). Der Zeaxanthin- Nachweis im April kann vermutlich auf autotrophes Picoplankton zurückgeführt werden, das im April 2014 mit 5,23 x 10 4 Zellen/ml sein Jahresmaximum erreichte (Beprobung nur von April Dezember) (Abb. 1-8a). Im Untersee wird das Zooplankton im monatlichen Abstand erhoben. Im Zeller See (Abb. 1-8c) erreichten die Individuendichten der Cladoceren ihre maximalen Werte erst im September, wobei der Jahresmittelwert mit 1,69 x 10 5 Individuen/m 2 deutlich höher als im Gnadensee und im Obersee war. Bei den Copepoden wurden die maximalen Individuendichten bereits im April beobachtet (höhere Dichten im Gnaden- als im Zeller See). Die herbstliche Abnahme der Copepodenzahlen folgt nach einer langen stabilen Phase von Juli bis Oktober. Die Jahresmittelwerte der Copepoden-Individuendichten waren in den Untersee-Stationen (Zeller See: 2,11 x10 5 ; Gnadensee 2,21 x 10 5 Individuen/m 2 ) vergleichbar mit denen im Obersee (2,28 Individuen/m 2 ). Bis April sind die Rotatorienzahlen vergleichsweise niedrig. Im Zeller See wurde der Anstieg der Individuendichten durch einen überraschend deutlichen Rückgang der Werte Anfang Juni unterbrochen, auf den wie im Obersee der Anstieg der Individuendichte auf maximale Werte im Juli erfolgte. Im Anschluss gingen die Zahl der Rotatorien/m² kontinuierlich zurück. Abb. 1-9: Vertikalverteilung der Leitpigmente an der Station Zeller See im Jahr LUBW ISF Arbeitsbericht

18 Station Gnadensee Im Untersee - Gnadensee lag die durchschnittliche Phytoplankton-Biomasse im Jahr 2014 bei 0,55 mg/l nach neuem SZV (0,51 mg/l nach SZV alt) und damit etwas höher als im Zeller See (Abb. 1-10a). Im März wurde vergleichbar mit dem Zeller See bereits die höchste Gesamtbiomasse des Jahres erreicht, dominiert von Cryptophyceen (vor allem Rhodomonas lens) und Bacillariophyceen wie Cyclotella costei (centrisch) und Stephanodiscus neoastraea (centrisch). Im November folgte eine weitere Kieselalgen-Blüte, dominiert von Fragilaria crotonensis (pennat). Crysophyceen sind erst ab April in geringen Mengen abundant. Wie im Vorjahr trug Chrysochromulina parva zur April-Biomasse bei, allerdings weniger ausgeprägt. Die Art ist durch zwei Geißeln beweglich und zur Mixotrophie befähigt, d.h. sie kann sowohl Kohlendioxid assimilieren als auch gelöste organische Substanzen oder Bakterien und kleinere Einzeller aufnehmen, gilt selber aber auch als gut fressbar. Zum Spätsommer hin dominieren hingegen andere Chrysophyceen-Arten (verschiedene Dinobryen-Arten) die Biomasse. Die Dinophyceen zeigten im Saisonverlauf einen relativ stabilen Anteil an der Biomasse. Das Oktober-Maximum bei den Cyanobakterien wird von Pseudanabaena catenata geprägt, die als Trophiezeiger für mesotrophe Zustände gilt. Insgesamt zeigt die Phytoplanktongemeinschaft des Gnadensees einen guten ökologischen Zustand an (PSI 1,57 nach PhytoSee 6.0). Die Biomasseentwicklung im Untersee verlief genau entgegengesetzt zu der im Obersee: Im Untersee wurden die die höchsten Biomassen bereits im Frühjahr erreicht, während im Obersee die höchsten Biomassen erst im Herbst nach einer warmen Spätsommerphase gebildet worden sind. Das liegt an der unterschiedlichen Hydromorphologie begründet: der Untersee ist weniger tief und erwärmt sich schneller als der Obersee. Das Picoplankton wurde von April bis Dezember fluoreszenzmikroskopisch ermittelt. Im April wurde bereits das Jahresmaximum mit 11,5 x 10 4 Zellen/ ml erreicht, was einer Biomasse von 483,1 µg/l entspricht. Der Verlauf der Zellzahlen verläuft ähnlich wie im Gnadensee, nur mit Abb. 1-10: Biologische Parameter an der Station Gnadensee. A) Phytoplankton Biomasse (0 20 m) und Picoplankton (0 20 m). B) Leitpigmente mit Chlorophyll a. C) Zooplankton von 0 20m. 18 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

19 dem schon eben erwähnten etwa dreimal so hohen Maximum im April. Die Bestimmungen werden weiter fortgeführt. Die Chlorophyll-a Konzentrationen waren am Gnadensee im Vergleich zum Vorjahr leicht erhöht und lag bei 4,7 µg/l (2013: 3,4 µg/l) mit einem Maximum von 10,1 µg/l im März (Abb. 1-10b). Fucoxanthin und Alloxanthin waren das gesamte Jahr über die dominierenden Leitpigmente. Alloxanthin wies eine gute Übereinstimmung mit den mittels Mikroskop ermittelten Biomassen auf, während Fucoxanthin zwar im August und September den höchsten Anteil an den Leitpigmenten aufweist, die Biomassen aber gering sind. Auch hier verursachen die Chrysophyceen vermutlich die hohen Fucoxanthin-Konzentrationen wie schon für den Bodensee-Obersee beschrieben. Auch die Beobachtung, dass Peridinin erst ab Juni nachweisbar ist, die Dinophyceen im Mikroskop aber das ganze Jahr über in mäßig hohen Abundanzen bestimmt werden, wurde bereits für den Zeller See beschrieben. Die hohen Zeaxanthin-Konzentrationen im Frühjahr stehen konträr zu den mikroskopisch ermittelten Biomassen an Cyanobakterien (vergl. Abb. 1-10a & a-10b). Für die im Frühjahr ermittelten hohen Zeaxanthin-Konzentrationen ist vermutlich autotrophes Picoplankton ursächlich, das im April 2014 mit 11,5 x 10 4 Zellen/ml sein Jahresmaximum erreichte (Beprobung nur von April Dezember) (s. Abb. 1-10a). Während in 2013 saisonale Änderungen für beide Untersee-Stationen ähnlich waren, zeigten sich 2014 lokale Unterschiede beim Crustaceenplankton. Während im Zeller See das Maximum an Cladoceren erst im September erreicht wurde, wurden im Gnadensee hingegen die maxima- len Werte schon Anfang Juni beobachtet. Die Jahresmittelwerte der Cladoceren-Individuendichten waren im Zeller See mit 1,69 x 10 5 Individuen/m 2 deutlich höher als im Gnadensee und im Obersee, die beide ähnliche Cladoceren-Individuendichten aufwiesen (8,20 x 10 4 bzw. 8,50 x 10 4 Individuen/m 2 ). Bei den Copepoden wurden im Gnadensee die maximalen Individuendichten bereits im April beobachtet mit höheren Dichten im Gnaden- als im Zeller See. Die herbstliche Abnahme der Copepodenzahlen beginnt im Gnadensee früher als im Zeller See, in dem sich bis Oktober eine relativ stabile Population erhielt. Die Jahresmittelwerte der Copepoden-Individuendichten waren in den Untersee- Stationen (Zeller See: 2,11 x10 5 ; Gnadensee 2,21 x 10 5 Individuen/m 2 ) vergleichbar mit denen im Obersee (2,28 x 10 5 Individuen/m 2 ). In beiden Untersee-Stationen sind die Rotatorienzahlen bis April vergleichsweise niedrig. Im Gnadensee ergibt sich aus den Untersuchungen ein relativ gedämpfter Verlauf der Individuendichten ohne Ausbildung eines Maximums. An dieser Station war der Jahresdurchschnittswert mit 1,61 x 10 6 Individuen/m 2 geringer als im Zeller See (2,33 x 10 6 Individuen/m 2 ) und im Obersee (2,70 x 10 6 Individuen/m 2 ) Station Rheinsee Die Station Rheinsee wird vom Kanton Thurgau beprobt. Dort kam es zu einem Mitarbeiterwechsel und es liegen nur Phytoplankton-Zählungen von Januar bis März sowie von Oktober bis Dezember vor, so dass eine genaue Auswertung obsolet ist (Abb. 1-11). Abb. 1-11: Phytoplankton des Rheinsees im Jahr 2014 berechnet nach neuem SZV. LUBW ISF Arbeitsbericht

20 Vergleich der Leitpigmente im Obersee und Untersee Neben den bereits schon vorgestellten Leitpigmentanalysen an den Stationen Fischbach-Uttwil, Zeller See und Gnadensee werden auch die Stationen Bregenzer Bucht, Langenargen-Arbon, Rheinspitz und Wasserburg 14-täglich beprobt und die die Pigmentzusammensetzung analysiert (Abb. 1-12). An den Obersee-Stationen verläuft das saisonale Muster für die verschiedenen Leitpigmente gleich: im Winterhalbjahr von November März dominiert das Pigment Alloxanthin, während im September/Oktober Fucoxanthin an allen Probestellen dominant ist. Auch das Chlorophyll a zeigt einen ähnlichen Verlauf: ein erster Peak im Frühjahr, unübliche niedrige Konzentrationen im Sommer und erst im September/ Oktober das Jahresmaximum. Tabelle 1-1 gibt einen Überblick über die Chlorophyll a-konzentrationen an den verschiedenen Bodensee-Probestellen: Die Chlorophyll a-mittelwerte an den Obersee-Probestellen liegen innerhalb von 2,4 bis 3,3 µg/l und damit nah zusammen, während an den beiden Untersee-Probestellen höhere Chlorophyll a-mittelwerte bestimmt worden sind. Die Chlorophyll a-maxima zeigen außerdem die schon beschriebene konträre Biomasse-Entwicklung von Obersee zu Untersee: Während im Untersee das Jahresmaximum bereits im März erreicht worden ist, bildeten sich an allen Obersee-Probestellen die Chlorophyll a-maxima erst in der Warmwetterperiode Ende September/Anfang Oktober aus. Dies ist bedingt durch die unterschiedlichen hydromorphologischen Bedingungen: der weniger tiefe Untersee erwärmt sich im Frühjahr eher als der tiefe Obersee. Insgesamt liegen die Chlorophyll a-saisonwerte (März Oktober) für die Obersee-Stationen in einem Bereich, der als typisch für einen oligotrophen bis mesotrophen Zustand angesehen, während die Untersee-Stationen eindeutig im mesotrophen Bereich liegen. Vergleich man die Tiefenverteilung der Pigmente an der Station Station Bregenz (Abb. 1-13, S. 22) mit der von Seemitte ( , Abb. 3) verteilen sich die maximale Pigmentkonzentrationen im September/Oktober in den oben liegenden Schichten bis 10 m Wassertiefe, während an der Station FU auch tiefer liegende Schichten noch sehr hohe Pigmentkonzentrationen enthalten. Möglicherweise ist dieses Phänomen eine Anpassung der Algengesellschaft auf häufige Trübung durch den Alpenrhein. Generell ist an der Station Bregenz die Sichttiefe geringer als an der Station FU. Die vorliegenden Ergebnisse der biologischen Untersuchungen zeigen, dass sich der Bodensee-Obersee sowie der Untersee in einem guten ökologischen Zustand befinden. Tab. 1-1: Chloropyll-a Konzentrationen als Jahresmittelwerte sowie als Jahresmaximum (µg/l) an verschiedenen Probestellen im Oberund Untersee. Probestelle Chl a Mittelwert [µg/l] Chl a Maximum [µg/l] (Datum) Chl a Saisonmittel µg/l (März-Okt) Trophiezustand nach Chl a Saisonmittel Rheinspitz 3,10 8,64 ( ) 3,54 mesotroph 1 (nah an oligotroph) Bregenzer Bucht 2,44 7,92 ( ) 2,78 oligotroph Wasserburg 2,95 8,30 ( ) 3,38 mesotroph 1 (nah an oligotroph) Langenargen-Arbon 3,29 8,05 ( ) 3,89 mesotroph 1 Fischbach-Uttwil 3,22 11,57 ( ) 3,91 mesotroph 1 Zeller See 4,84 18,21 ( ) 5,05 mesotroph 1 Gnadensee 4,71 10,05 ( ) 4,51 mesotroph 1 20 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

21 Leitpigmente [µg/l] Leitpigmente [µg/l] Rheinspitz (0-20 m) 4 Peridinin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Chlorophyll a Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez Bregenzer Bucht (0-20 m) 4 Peridinin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Chlorophyll a Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez Chl a [µg/l] Chl a [µg/l] Leitpigmente [µg/l] Wasserburg (0-20 m) Peridinin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Chlorophyll a Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez Chl a [µg/l] Leitpigmente [µg/l] Leitpigmente µg/ l Leitpigmente [µg/l] Leitpigmente [µg/l] Langenargen (0-20 m) 4 Peridinin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Chlorophyll a Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez F-U (0-20 m) 4 Peridinin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Chlorophyll a Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez Zeller See (0-18 m) 5 4 Peridinin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Chlorophyll a Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez Gnadensee (0-20 m) 5 Peridinin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Chlorophyll a Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez Chl a [µg/l] Chl a [µg/ l] Chl a [µg/l] Chl a [µg/l] Abb. 1-12: Leitpigmentanalysen (als Summenprobe) der Stationen Bregenzer Bucht (0 20 m), Rheinspitz (0 20 m), Wasserburg (0 20 m), Langenargen-Arbon (0 20 m), Fischbach-Uttwil (0 20 m), Zeller See (0 18 m)und Gnadensee (0 20 m). LUBW ISF Arbeitsbericht

22 Abb. 1-13: Vertikalprofil der Leitpigmente an der Station Bregenzer Bucht. 1.2 Mikroverunreinigungen im Bodensee Pestizide Im Bodensee-Obersee wurden im Mai, Juli und Oktober 2014 Wasserproben aus fünf verschiedenen Tiefen in Seemitte auf insgesamt 64 Pestizide, drei Metabolite, ein Algizid und ein Repellent untersucht. Die Pestizide Atrazin, Terbutylazin, Propiconazol, Terbutryn, die Metaboliten Desethylterbutylazin und Desethylatrazin und der Repellent DEET konnten in allen Proben in geringen Spuren über der Bestimmungsgrenze von 1 ng/l nachgewiesen werden. Die höchsten Konzentrationen wurden beim Repellent DEET mit 6,6 ng/l gefunden. Verglichen mit den Ergebnissen des Vorjahrs waren die Mittelwerte für Atrazin, Desethylatrazin, Terbutylazin, Desethylterbutylazin, Terbutryn, Diazinon, Metalaxyl, Metolachlor, Irgarol, und Penconazol niedriger. Die Mittelwerte für Propiconazol und Simazin lagen auf dem Vorjahresniveau. Die sechs Pestizide Tebutam, Alachlor, Parathionmethyl, Ametryn, Dicofol und Pirimicarb hatten im Jahr 2014 positive Befunde. Im Jahr 2013 wurden diese Stoffe nicht gefunden. Die Anwendung des Herbizids Atrazin ist in Deutschland seit 1991 verboten. In den Jahren 1990 und 1991 wurden Messungen durch die IGKB veranlasst (Abb. 1-14). Von 1996 bis 2008 wurde der Bodensee vom ISF auf Pestizide untersucht, seit 2004 werden diese Untersuchungen auch vom Zentrallabor der LUBW durchgeführt. Die Konzen- 22 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

23 IGKB µg/l ISF LUBW Jahr Abb. 1-14: Atrazingehalte im Bodensee von Die Messungen wurden durchgeführt von der IGKB (blau), dem ISF (rot) und der LUBW (grün). Im Rahmen des Felchenlaich-Monitorings des ISF wurden im Bodensee sechs Transsekte mit einer Fläche von jeweils 100 m² mit einem Dredgeschlitten abgefahren (Abb. 1-16, S. 24). Fünf der Transsekte liegen im Freiwasserbereich, in dem Blaufelchen ablaichen, während das Transsekt GF_6 zwischen Friedrichshafen und Langenargen im Flachwasserbereich liegt, in dem Gangfische ablaichen. Die Felcheneier werden auf ihren Entwicklungszustand überprüft und gezählt. Im Januar 2015 wurden wie in den Jahren sowie 2014 nur geringe Blaufelchen-Eidichten von insgesamt 0,58/m² ermittelt (Abb. 1-17, S. 24). Die Menge lag dabei unter der des Vorjahres (0,92 Eier/m²), was sich mit dem Felchenlaichfischfang der Berufsfischer deckt: nach Rösch [2015] wurde ebenfalls weniger Laich als im Vorjahr gewontrationen nehmen im Bodensee seit 1991 zwar kontinuierlich ab, sind aber immer noch in allen Proben messbar Komplexbildner Im Bodensee-Obersee in Seemitte an der Station Fischbach-Uttwil wurden im März, April, August und September jeweils Vertikalprofile auf die Komplexbildner NTA, EDTA und DTPA untersucht (Abb. 1-15). Die Gehalte von µg/l EDTA 4,0 3,0 2,0 1,0 0, Abb. 1-15: Langfristige Entwicklung der EDTA-Konzentrationen im Bodensee-Obersee, Seemitte. NTA und DTPA lagen stets unter der Bestimmungsgrenze. Der mittlere EDTA-Gehalt stieg im Jahr 2014 auf 0,64 µg/l nachdem die Gehalte von 0,60 µg/l im Jahr 2012 auf 0,52 µg/l 2013 gefallen waren. EDTA ist damit der anthropogene Spurenstoff mit der höchsten Konzentration im Bodensee. 1.3 Entwicklung Fischbestände Felchenlaich-Monitoring LUBW ISF Arbeitsbericht

24 Abb. 1-16: Übersichtskarte des Felchenlaichmonitorings am Bodensee. BF=Blaufelchen, GF=Gangfelchen. Die Probestrecke betrug jeweils etwa 200 m und eine Fläche von 100 m², die Tiefe variierte mit BF1: 170 m; BF2: 215 m; BF3:235 m; BF4: 252 m; BF5: 253 m, GF6: 15 m. nen und mit insgesamt 3328 l die drittniedrigste Laichmenge seit 1975, die im mittleren Bereich der letzten acht Jahre liegt. Der prozentuale Anteil der befruchteten Eier betrug jedoch 53,7 % und war damit deutlich höher als 2014 (17,1 % befruchtete Eier). Ein detaillierteres Bild zeigt die Abbildung 1-18, in der die Anzahl der Eier/m² an den jeweiligen Transsekten im Verlauf der Saison vom Dezember (1.12.) bis März (1.3.) für die Jahre 2013/2014 sowie 2014/2015 dargestellt sind. Auffällig ist besonders der Rückgang der Blaufelchen-Eidichten im Dezember an den Transsekten BF_3 und BF_4. Im Gegensatz dazu nahm die Eidichte am Transsekt BF_5 zu. Die Gangfisch-Eidichte im Dezember ist gegenüber dem Vorjahreszeitraum unverändert geblieben. Bei den Gangfischen findet man auch über einen längeren Zeitraum gleichbleibende Eidichten, da sie über einen längeren Zeitraum ablaichen als die Blaufelchen. Abb. 1-17: Anzahl der Felchenlaicheier/m² gesamt und entwickelte als Mittelwert der Transekte BF1-BF5 zur jeweiligen ersten Ausfahrt im Januar. 24 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

25 Abb. 1-18: Anzahl der Eier/m² an den Transsekten BF_1, BF_2, BF_3, BF_4, BF_5, GF_6 im Verlauf der Saison vom Dezember (1.12.) bis März (1.3.) für die Jahre 2013/2014 sowie 2014/2015. Der Rückgang der Laichmenge kann eine Folge der Anpassung der Fischfauna an die natürliche Nährstoffverfügbarkeit im Obersee sein, allerdings wurden solch geringe Zahlen bereits in den 1970er bis 1980er Jahren (mit Ausnahme 1977) beobachtet, also zu Zeiten der Eutrophierung (Abb. 1-17). Durch die Maßnahmen zur Verringerung der Phosphoreintrags herrschen im Bodensee trotz der steigenden Wassertemperaturen ausreichend hohe Sauerstoffverhältnisse über Grund, eine wichtige Voraussetzung für die Entwicklung des Felchenlaichs Fischbestandserfassung Mittels hydroakustischer Signale im Echolot wurden vergleichbar zu den vorherigen Jahren im März und November 2014 sowie Februar 2015 Fischbestandsabschätzungen im Bodensee-Obersee durchgeführt (Abb. 1-19, S. 26). Im März 2014 wurden die meisten Signale im Bereich von m detektiert, wobei die höchsten Dichten in der Rorschacher sowie der Friedrichshafener Bucht gefunden wurden. Während im März größere Konzentrationen im östlichen Bereich sowie vor dem Überlinger See detektiert worden sind, wurden im November 2014 fast über den gesamten Obersee (mit Ausnahme Übergang zum Überlinger See und Untersee) viele Fischsignale detektiert. Eine ähnliche Verteilung findet sich auch noch im Februar 2015, allerdings in etwas geringeren Konzentrationen. Vermutlich sind die hohen Signaldichten auch durch das aktuell hohe Stichlingvorkommen beeinflusst. Zum letzten Termin wurden in der Tiefe von m im östlichen Bodensee (Bregenzer Bucht) zahlreiche Signale detektiert, während zu den früheren Terminen in dieser Tiefe kaum Signale auftraten. Über die Signalstärke können Größenklassen der detektierten Fische abgeleitet werden. Der Langzeitvergleich von (jeweils März und November) (Abb. 1-20) zeigt, dass die Längenverteilung schwankt. Im November 2014 hatten etwa 20 % der Fische eine Größe über dem Schonmaß von 30 cm, was sich auch mit dem niedrigen Ergebnis des Felchenlaichfangs deckt. Das auffällig hohe Stichlingaufkommen ist nicht berücksichtigt, da diese meist LUBW ISF Arbeitsbericht

26 kleiner als 8 cm sind und sich in den oberen 10 m aufhalten. Insgesamt überwiegt der Anteil der Fische mit einer Größe unterhalb des Schonmaßes. Der vorliegende Datensatz kann zur Interpretation des Fischereiverlaufs beitragen. Abb. 1-19: Hydroakustische Fischbestandserhebung am Bodensee-Obersee im März und November 2014 sowie Februar Die Farbskala zeigt die Anzahl der Fischsignale. Abb. 1-20: Relative Längenhäufigkeit des pelagialen Fischbestands im März und November von m auf Basis der hydroakustischen Daten. 26 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

27 1.4 Schwebstoffeintrag im östlichen Bodensee-Obersee Temperaturmessungen an den Verankerungen Das Messprogramm zum Erkennen bodennaher Einstromsituationen und bodennaher Temperaturverhältnisse wurde wie in den Vorjahren fortgeführt gab es ein markantes Einstromereignis, das allerdings lediglich bis in den Bereich vor Wasserburg nachgewiesen werden konnte (Abb. 1-21). Sehr markant ist der Vergleich der Bodenwassertemperaturen an den Verankerungen Fischbach-Uttwil und Langenargen: In Fischbach-Uttwil zeigt sich ein ausgesprochen gleichförmiger und kontinuierlicher Temperaturanstieg der zeigt, dass die Wasserzirkulation auch im Jahr 2014 vollständig ausblieb. Zum Vergleich zeigt die Verankerung vor Langenargen einen annähernd gleichartigen Anstieg der Minimaltemperaturen. Die aufgesetzten kurzfristigen Temperatursignale zeigen, dass die vermutlich windgetriebenen seeinternen Strömungen bis in einer Tiefe von über 180m deutlich spürbar sind. Diese Signale sind an der Station Fischbach-Uttwil nicht nachweisbar; vermutlich, weil der gesamte bodennahe Wasserkörper annähernd gleich temperiert ist und Wasserbewegungen deshalb mit Temperaturloggern nicht nachgewiesen werden können. Das die Strömungen lediglich bis in 180 m Wassertiefe reicht und sich darunter nicht bemerkbar machen, erscheint unwahrscheinlich. 1.5 Daten der Flachwassermessstation Langenargen Im Bereich der Flachwasserzone vor Langenargen befindet sich die Flachwassermessstation Langenargen, die über verschiedene Messsysteme verfügt und eine kontinuierliche Beobachtung der Vorgänge in der Flachwasserzone gestattet. Der Standort dieser Station ist in verschiedenerlei Hinsicht sehr interessant und bietet die Möglichkeit, unterschiedliche Prozesse zu studieren. Zum einen können die Verhältnisse in der Flachwasserzone studiert und in Verhältnis zu den Bedingungen im Tiefwasserbereich gesetzt werden, zum anderen ist es ein Gebiet, in dem einzelne Flusswasserfahnenausbreitungen der Schussen die Wasserkörpereigenschaften episodisch bestimmen können. Außerdem ist die Station nahe an der sogenannten Haldenkante gelegen, so dass hydrodynamische Prozesse an der Schnittstelle zwischen Flach- und Tiefwasserzone beobachtet werden können. Die Station verfügt über eine umfangreiche Sensorik, mit der meteorologische, wie seenphysikalische und limnologische Parameter aufgenommen werden können. Als Messinstrumente werden vorrangig ein Kombi-Meteorologiesensorsystem und eine Multiparametersonde eingesetzt, die durch einzelne autonome Sensoren ergänzt werden. Abb.1-21: Im Jahr 2014 zeigten die Temperaturlogger an der Verankerungen vor Wasserburg ein deutliches bodennahes Einstromereignis. Besonders auffällig war der gleichförmige Anstieg der bodennahen Wassertemperaturen an der Stelle Fischbach Uttwil, die von den Temperaturminima an der Verankerung vor Langenargen sehr gut wiedergegeben werden. LUBW ISF Arbeitsbericht

28 Das zeitliche Intervall zwischen zwei Messungen beträgt 20 Minuten. Im Jahr 2014 wurden kontinuierlich Messungen von Januar bis einschließlich November durchgeführt danach musste das Sensor-und Telemetriesystem der Station nach mehrjährigen Dauerbetrieb einem umfangreichen Wartungsservice unterzogen werden Meteorologische Größen In Abbildung 1-22 ist die über dem See gemessene Lufttemperatur, wie sie von der Flachwassermessstation registriert wurde, dargestellt. Der zugehörige Boxplot, der eine basisstatistische Analyse der Werte auf Monatsbasis gestattet, ist in Abbildung 1-23 zu sehen. Der höchste Wert wird mit 30,5 C im Juni 2014 erreicht In Abbildung 1-24 ist die in der Flachwasserzone des Bodensees gemessene Windgeschwindigkeit dargestellt sowie in Abbildung 1-25 eine entsprechende statistische Analyse der Werte. Die höchste Windgeschwindigkeit wird im Mai 2014 mit einer Windgeschwindigkeit von 20,7 m/s registriert. Die höchste mittlere monatliche Windgeschwindigkeit mit 3,6 m/s im ebenfalls im Mai Seenphysikalische und limnologische Parameter In Abbildung 1-26 ist die am Standort der Station gemessene Wassertemperatur dargestellt. Die zugehörige Auswertung mittels Boxplot ist in Abbildung 1-27 zu sehen. Die maximale Wassertemperatur wurde im August 2014 mit 22,7 C gemessen. Im Gegensatz zum Winter 2012/2013 Abb. 1-22: Lufttemperatur gemessen an der Flachwassermessstation Langenargen. Abb. 1-24: Windgeschwindigkeit an der Flachwassermessstation Langenargen. Abb. 1-23: Boxplot der Lufttemperatur gemessen an der Flachwassermessstation Langenargen. Abb. 1-25: Boxplot der Windgeschwindigkeit an der Flachwassermessstation Langenargen. 28 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

29 wurden in den Wintermonaten 2013/2014 keine Temperaturen kleiner als 4 C gemessen, was mit dem überaus milden Winter zu erklären ist. Die mit einem integrierten akustischen Strömungsmesser ermittelten Strömungsgeschwindigkeiten an der Messstation sind in Abbildung 1-28 zu sehen. Der zugehörige Boxplot für die Monatswerte in Abbildung Besonders hohe Strömungsgeschwindigkeiten sind in der thermisch geschichteten Phase des Sees zu beobachten insbesondere für zwei Sturmereignisse im Oktober und November Die höchste Strömungsgeschwindigkeit wird im Oktober 2014 mit 63,4 cm/s gemessen. Die Leitfähigkeitswerte bewegen sich im Zeitraum der Registrierung zwischen 0.29 ms/cm und 0.56 ms/cm (Abb. 1-30, S. 30). Auffällig sind die in die saisonale Veränderung eingelagerten Einzelpeaks, die mit Flusswasserfahnenausbreitungen von der Mündung der Schussen in diesen Bereich hinein assoziiert werden können. Eine detailliertere Analyse der basisstatistischen Eigenschaften dieser Messreihe auf Monatsbasis ist in Abbildung 1-31 (S. 31)enthalten. Der an der Station registrierte ph-wert ist in Abbildung 1-32 (S. 30) dargestellt. Die zugehörige Darstellung einfacher statistischer Maße ist in Abbildung 1-33 (S. 30) zu sehen. Auch hier sind wieder saisonale langzeitliche Entwicklungen zu beobachten, denen speziell im Frühjahr und Abb. 1-26: Wassertemperatur an der Flachwassermessstation Langenargen. Abb. 1-28: Strömungsgeschwindigkeit an der Flachwassermessstation Langenargen. Abb. 1-27: Boxplot der Wassertemperatur an der Flachwassermessstation Langenargen. Abb. 1-29: Boxplot der Strömungsgeschwindigkeit an der Flachwassermessstation Langenargen. LUBW ISF Arbeitsbericht

30 Abb. 1-30: Leitfähigkeit an der Flachwassermessstation Langenargen. Abb. 1-33: Boxplot ph-wert an der Flachwassermessstation Langenargen. Abb. 1-31: Boxplot Leitfähigkeit an der Flachwassermessstation Langenargen. Abb. 1-34: Trübung an der Flachwassermessstation Langenargen. Abb ph-wert an der Flachwassermessstation Langenargen. Abb. 1-35: Boxplot Trübung an der Flachwassermessstation Langenargen. 30 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

31 Sommer Entwicklungen aufgeprägt sind, die mit der unterschiedlich starken Primärproduktion im Gewässer verbunden sind. Darüber hinaus werden auch tägliche Fluktuationen des Parameters registriert, die wahrscheinlich mit der durch variierende Sonneneinstrahlung und Tag-Nacht- Rhythmen bedingten unterschiedlichen Aktivität von Algen verbunden sind. Episodisch kann auch bei diesem Parameter eine kurzzeitige Beeinflussung durch Wasserkörper bedingt sein, die ihren Ursprung in der Schussen haben. In Abbildung 1-35 ist die am Standort der Station gemessene Trübung dargestellt. Deren basisstatistische Analyse mittels Boxplot ist in Abbildung Dieser Parameter wurde einem speziellen Filterverfahren unterworfen, um die mitregistrierten Ausreißer zu eliminieren und weitestgehend artefaktfreie Zeitserien zu erstellen. Zu sehen ist eine deutliche Zunahme der Trübung im Sommer, speziell während der Monate Juli und August, was mit der beobachteten Entwicklung von Chlorophyll-a im Gesamtsee korrespondiert, und eine hohe zeitliche Variabilität in dieser Periode. In den Frühjahrs-, Herbst- und Wintermonaten werden signifikant geringere Werte gemessen, wobei auch in diesen Zeiten eine ganze Reihe von einzelnen deutlich herausgehobenen Einzelpeaks zu beobachten ist, die vorrangig durch die Mobilisierung von Sediment in der Flachwasserzone während Starkwindereignissen erzeugt werden. Die Flachwassermessstation liefert eine große Menge an verschiedenen Messdaten zur Meteorologie, Seenphysik und allgemeinen Limnologie am Standort der Station in der Flachwasserzone vor Langenargen. Deutlich wird bei der Betrachtung verschiedener Parameter aus dem Messdatensatz, dass sich die in diesem Bereich gemessenen Prozesse und Vorgänge durch eine große Dynamik und eine hohe räumliche wie zeitliche Variabilität auszeichnen, die erst durch kontinuierliche Messungen mit kurzem Messintervall aufgelöst und in ihrer Entwicklung erfasst werden können. LUBW ISF Arbeitsbericht

32 2 Bodensee-Zuflüsse 2.1 Mikroverunreinigungen in (badenwürttembergischen) Bodenseezuflüssen Pestizide Aus 15 verschiedenen Bodenseezuflüssen wurden zwischen März und Oktober 2014 jeweils drei Stichproben auf insgesamt 64 Pestizide, drei Metabolite, ein Algizid und ein Repellent untersucht. Dabei wurden 20 Pestizide, drei Abbauprodukte, ein Algizid und ein Repellent wenigstens einmal gefunden (Tab. 2-1). Dabei ist zu beachten, dass die Bestimmungsgrenze nicht für alle Stoffe gleich ist. Die meisten positiven Befunde gab es in den Zuflüssen Rotach, Kniebach, Seefelder Aach und Lipbach. Am häufigsten waren das Repellent DEET, das Herbizid Atrazin und sein Abbauprodukt Desethylatrazin, das Algizid Terbutryn, das Fungizid Propiconazol und das Abbauprodukt Desethylterbutylazin nachweisbar. Das Pestizidspektrum der Flüsse ist ähnlich. Die elf Pestizide, die am häufigsten gefunden werden, werden in 60 bis 96 % aller untersuchten Proben gefunden (Abb. 2-1). Die höchsten Einzelwerte im Jahr 2014: Rotach MCPA 0,179 µg/l Dysenbach MCPA 0,491 µg/l Manzeller Bach DEET 0,892 µg/l Lipbach DEET 0,173 µg/l Kniebach Diuron 0,230 µg/l Vergleicht man die Ergebnisse von 2014 mit denen von 2013 findet man die meisten positiven Befunde auf dem gleichen Level. Einzelne erhöhte Werte wurden 2014 für MCPA in der Rotach und im Dysenbach, für DEET im Manzeller Bach und im Lipbach und einmal Diuron im Kniebach gefunden. Tab. 2-1: Untersuchte Pestizide, rot gekennzeichnet sind die gefundenen Stoffe. Pestizid Alachlor Diazinon Metalaxyl Propetamphos Isoproturon Ametryn Dicamba Metazachlor Propiconazole Linuron Atrazine Dicofol Metolachlor Quinoxyfen Metabenzthiazuron Azinphos-ethyl Diflufenican Mevinphos Sebutylazine 2,4 D Aziprotryne Dimethoate Naprobamide Secbumeton 2,4 DB Bromacil Disulfoton Norflurazon Simazine 2,4 DP Chlorfenvinphos Etrimfos Oxadixyl Tebutam 2,4,5 T Chlorpyriphos Fenitrothion Parathion-ethyl Terbutryn Bentazon Cypermetrin Fenpropimorph Parathion-methyl Terbutylazine Fenoprop DEET Fenthion Penconazole Tolclofos-methyl MCPA Desethylatrazine Hexazinone Pendimethaline Triazophos MCPB Desethylterbutylazine Irgarol Pirimicarb Trifluralin MCPP Desisopropylatrazine Bromoxynil Prometryn Chlortoluron Ioxynil Desmetryn Malathion Propazine Diuron 32 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

33 Häufigkeit in % DEET Atrazin Propiconazol Terbutryn DEA Desethylterbutylazin Metolachlor Terbutylazin Penconazol Pirimicarb Simazin Pendimethalin Metalaxyl Metazachlor Irgarol MCPA Diflufenican Ametryn Fenpropimorph Alachlor Hexazinon Diuron Sebutylazin DIPA Trifluralin Abb. 2-1: Anteil der positiven Befunde in allen Zuflussproben Carbamazepin Carbamazepin ist eines der weltweit am häufigsten verwendeten Medikamente gegen Epilepsie (Abb. 2-2). An fünf Terminen von März bis Juli wurde in 15 badenwürttembergischen Bodenseezuflüssen das Antiepileptikum Carbamazepin bestimmt. In den Bodenseezuflüssen Seefelder Aach, Mühlbach und Radolfzeller Aach konnte in allen fünf Proben Carbamazepin gefunden werden. In den Zuflüssen Schussen und Rotach war es nur im Juli nicht nachweisbar. Einzelne positive Befunde gab es in der Argen und in der Stockacher Aach. In den Zuflüssen Nonnenbach, Manzeller Bach, Brunnisach, Lipbach, Kniebach, Abb. 2-2: Strukturformel von Carbamazepin LUBW ISF Arbeitsbericht

34 Dysenbach, Nussbach und Tobelbach konnte kein Carbamazepin gefunden werden. Der Durchschnitt aller positiven Befunde lag 2014 bei 0,034 µg/l, genau so hoch wie im Vorjahr. Der höchste Wert wurde bei der Probenahme im Mai im Mühlbach mit 0,072 µg/l gemessen Komplexbildner In den Jahren 2014 wurde an fünf Terminen von März bis Juli die sechs Bodenseezuflüsse Argen, Schussen, Rotach, Seefelder Aach, Stockacher Aach und Radolfzeller Aach auf die Komplexbildner NTA, EDTA und DTPA untersucht. Beim NTA lagen 2014 nur zwei Werte über der Bestimmungsgrenze von 0,5 µg/l. Bei der Messung im Juni lag die Konzentration in der Schussen bei 1,3 µg/l und in der Seefelder Aach bei 0,65 µg/l. EDTA wurde in 83 % aller Proben gefunden. Der höchste Wert wurde in der Argen im Juli 2013 mit 9,2 µg/l gemessen. Die Argen war im Durchschnitt von den sechs Zuflüssen am höchsten belastet noch vor der Schussen. Am saubersten war die Stockacher Aach, hier konnte nur im Juni ein Wert knapp über der Bestimmungsgrenze von 0,5 µg/l gemessen werden. Bei DTPA gab es keine positiven Befunde. 34 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

35 3 Kleine Seen in Baden-Württemberg 3.1 Rohrsee Abb. 3-1: Blick auf den Rohrsee von Westen (LUBW). Der Rohrsee (Abb. 3-1) ist ein 53,8 ha großer, polymiktischer Alpenvorlandsee. Aufgrund seiner Größe zählt er zu den Seen, die für die Wasserrahmen-Richtlinie gemeldet sind. Er liegt in der Nähe von Bad Wurzach in Oberschwaben. Mit einer mittleren Tiefe von 1,2 m (max. 2 m) ist er ein Flachsee, der aus hydrologischer Sicht einzigartig ist: er hat nämlich keinen oabfluss. Das dem See über den Rohrbach und Niederschläge zufließende Wasser versickert im Untergrund oder verdunstet von der Oberfläche. Zudem liegt der Rohrsee genau auf der europäischen Wasserscheide. Der Wasserspiegel schwankt je nach Witterung und der See fiel bereits mehrmals im Sommer trocken (laut Angaben Sanierung oberschwäbischer Seen in 1911, 1927, 1949, 1950, 1955, 1967, 1969, 1972). Der Rohrsee ist seit 1938 als Naturschutzgebiet (Vogelfreistätte) ausgewiesen und ist insbesondere für Ornithologen interessant. Das Grundwassereinzugsgebiet des Sees deckt sich im Südwesten im Wesentlichen mit dem oberirdisch abgegrenzten EZG, erstreckt sich aber auch noch weiter in den Norden (vgl. Abb. 3-5, S. 37). Bis in die 1950er Jahren handelte es sich bei dem Rohrsee um einen Makropyhten dominierten Flachsee. Nach einem Graskarpfenbesatz in den 1960er Jahren wandelte er sich zu einem Phytoplankton-dominierten Gewässer. Nach Abfischen der Karpfen in den 1980er Jahren nahm der Makropyhten-Bestand wieder zu, allerdings ist aktuell der Bestand aus noch bisher ungeklärter Ursache wieder rückläufig. Abbildung 3-3 (S. 36) zeigt die im Untersuchungsjahr 2014 beprobten Stellen. Das oberirdische Einzugsgebiet des Rohrsees beträgt ca. 7,35 km² und liegt vor allem im Südwesten des Sees (Abb. 3-2, S. 36). Pegel- und Grundwasserstände Das extrem niederschlagsarme Frühjahr 2014 und eine Hitzeperiode im Mai/Juni führten dazu, dass der Pegelstand des Rohrsees stark zurückging und erst wieder im Juli eine LUBW ISF Arbeitsbericht

36 Abb. 3-2: oberirdisches Einzugsgebiet des Rohrsees (rot umrandet). Abb. 3-3: Probenahmestellen im Rohrsee. (Rot beschriftet: Freiwasserproben, grün beschriftet: Makrozoobenthos und Phytobenthos- Proben, schwarz beschriftet: Sedimentproben). 36 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

37 Abb. 3-4: Pegelstandsschwankungen des Rohrsees im langjährigen Verlauf (grün) und im Jahr 2014 (rot) (Datengrundlage: RIPS, LUBW). Zunahme erfuhr (Abb. 3-4). Der Pegelstand schwankte zwischen höchstem Wasserstand im Februar und niedrigstem Wasserstand im Juli um mehr als 60 cm, was für einen lediglich 2 m tiefen See erheblich ist. Leider liegen nur monatliche Werte vor, die eigentlichen Schwankungen könnten auch noch größer ausgefallen sein. Der Rohrsee korrespondiert eng mit dem Grundwasser. Im Einzugsgebiet liegen mehrere Grundwassermessstellen (Abb. 3-5), wovon einige allerdings stillgelegt wurden. Eine Abfrage der Grundwassermessstände aus dem RIPS der LUBW zeigte einen parallelen Verlauf mit den Wasser- Abb. 3-5: Grundwasser-Einzugsgebiet des Rohrsees (rote Fläche) sowie Lage der Grundwassermesspunkte (blau) (Datengrundlage: RIPS der LUBW; amtliche Geobasisdaten LGL, Az.: /19).. LUBW ISF Arbeitsbericht

38 Abb. 3-6: Pegelstand (grün) und Grundwasserstände verschiedener Messpunkte am Rohrsee. Pegelständen des Sees (Abb. 3-6). Dabei liegt die Stelle GWMB5 Rohrsee, die sich im Südosten des Sees befindet, nahezu auf gleicher Höhe, wie der Seepegel. Die übrigen Grundwasserpegel liegen auf geringerer absoluter Höhe, korrespondieren also nur mit den tieferen Bereichen des Sees. Ein deutlicher Abfall des Wasserstandes ist im Jahr 2003, das ein extremes Trockenjahr war, an allen Messpunkten zu erkennen. Es sieht so aus, als ob sich die Grundwasserstände seither noch nicht wieder auf ihr früheres Niveau erholt haben Chemische Untersuchung Der Rohrsee wurde hydrochemisch bereits in den Jahren 1994, 1999 und 2009 intensiv durch das ISF untersucht, mit einer monatlichen Beprobung in Seemitte sowie seinem Zufluss, dem Rohrbach. Im Untersuchungsjahr 2014 fand die monatliche Probenahme zu folgenden Terminen statt: ,10.02., , , , , , , , , und Bereits ab April war der Wasserstand infolge von Grundwasserspiegelschwankungen so stark abgesunken, dass jeweils nur noch eine Oberflächenprobe entnommen werden konnte. Zur besseren Vergleichbarkeit wird hier daher nur der Jahresverlauf der Messungen der Oberflächenproben diskutiert. Die wichtigsten Parameter für die verschiedenen Untersuchungsjahre (1994, 1999, 2009 und 2014) sind in Tabelle 3-1 (S. 40) gegenübergestellt. Zusätzlich ist in den Abbildungen 3-7 bis 3-9 die zeitliche Entwicklung ausgewählter Parameter im Jahresverlauf dargestellt. Das Wasser im Rohrsee erwärmte sich 2014 im Sommer extrem, der Maximalwert im Juni betrug 29,3 C (Abb. 3-7). Im Juli war der See infolgedessen dann soweit trockengefallen, dass keine reguläre Probenahme stattfinden konnte. Auch in früheren Jahren (1994, 2009) wurde im Sommer die 25 C Marke bereits häufig überschritten. Insgesamt ist der Rohrsee mit Leitfähigkeiten zwischen 145 µs/cm und 283 µs/cm vergleichsweise elektrolytarm und hat daher sehr weiches Wasser (Abb. 3-7,). Die Leitfähigkeit im Zufluss ist insgesamt ungefähr doppelt so hoch wie im Rohrsee selbst (Daten nicht dargestellt). Dies ist vermutlich eine Kombination aus intensiver Assimilation durch Wasserpflanzen und biogener Entkalkung im See sowie dem Einfluss von elektrolytarmem Grundwasser. Aufgrund der Elektrolytarmut und dem damit verbundenen Einfluss auf das Kalk-Kohlensäure Gleichgewicht ist das Puffervermögen gegenüber Schwankungen des ph-werts sehr gering. Im März und April 2014 wurde das massenhafte Auftreten der fadenförmigen Grünalge Spirogyra beobachtet. Diese nutzt zur photosynthetischen Aktivität bei Limitierung von gelöstem Kohlenstoffdioxid alternativ Hydrogenkarbonat, wobei OH - freigesetzt wird (vgl. Kapitel 3.1.2). Damit verbunden kam es kurzfristig zu einer starken Erhöhung des ph-werts. Dieser erreichte im März bereits einen Wert von über 9 und ein Maximum von 10 im April. Gleichzeitig führten die Kombination aus hoher pflanzlicher Assimilation und biogener Entkalkung zu einem starken Abfall der bereits geringen Leitfähigkeiten. Ähnliche Extremwerte des ph-werts in Zeiten starker Fadenalgenentwicklungen wurden bereits in früheren Jahren berichtet [Wurm 2006]. 38 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

39 Abb. 3-7: Verlauf von Temperatur, ph-wert und Leitfähigkeit im Rohrsee. LUBW ISF Arbeitsbericht

40 Tab. 3-1: Vergleich wichtiger chemischer und physikalischer Parameter im Rohrsee 1994, 1999, 2009 und Rohrsee Parameter Einheit 1994 (Mrz-Nov) 1999 (Mrz-Nov) 2009 (Mrz-Nov) 2014 (Feb-Dez) Jahresmittel * Temperatur C 13,0 14,7 16,5 12,3 Sichttiefe m 1,5 1,5 1,0 0,8 O 2 mg/l 8,5 10,0 9,2 9,0 ph-wert 8,1 8,4 8,4 8,5 Leitfähigkeit µs/cm SBV mmol/l 2,5 2,4 2,2 2,5 Härte 1/2 mmol/l 2,8 2,5 2,3 2,7 PO 4 -P µg/l 49 5,8 3,7 2,6 gel.-p µg/l ges.-p µg/l NH 4 -N µg/l an.-n µg/l SiO 2 -Si µg/l Fe µg/l Mn µg/l ,3 Cl mg/l 7,9 4,9 3,8 4,8 SO 4 mg/l 9,3 5,2 4,4 6,6 As gel. µg/l 0,04 0,7 * 1 Al gel. µg/l * 1 Cu gel. µg/l 0,4 2 0,7 * 1 Pb gel. µg/l 0,1 0,1 0,2 * 1 Zn gel. µg/l * 1 Chl a µg/l 11,9 15,7 6,4 * 2014 nur Oberflächenwerte * 1 As, Al, Cu, Pb, Zn: nur April, August Extrema 1 m über Grund (Monat), ab Sep 2009, April 2014 nur Oberfläche vorhanden O2 Min mg/l 4,2 (7) 7,0 (8) 6,9 (9) 5,7 (8) ges-p Max µg/l 190 (7) 55 (8) 55 (6) 68 (7) NH4-N Max µg/l 215 (6) 55 (4) 992 (11) 699 (11) Fe Max µg/l 252 (5) 80 (3) 79 (7) 249 (7) Mn Max µg/l - 36 (8) 24 (8) 68 (7) LAWA Trophie Trophie e2 e1 e1 m2 Referenztrophie oligotroph (Einzugsgebiet) bis eutroph 1 (Beckenform) 40 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

41 Die Nährstoffuntersuchungen 2014 haben insgesamt ergeben, dass sich der Rohrsee weiterhin im Bereich mesotroph 2/eutroph 1 (mit/ohne Sichttiefe) stabilisiert, was dem natürlichen Referenzzustand nach LAWA entspricht, während der Flachsee 1994 noch als eutroph 2 eingestuft wurde (Tabelle 3-1). Als Folge wirkungsvoller Maßnahmen im Bereich der Siedlungswasserwirtschaft, die vor allem in den Jahren umgesetzt wurden, hat sich die Gesamt-Phosphorkonzentration im Jahresmittel deutlich verringert, von 95 µg/l 1994 auf 39 µg/l Während der Jahresmittelwert 2009 immer noch bei 39 µg/l lag, ist er im Untersuchungsjahr 2014 noch etwas gesunken, auf 35 µg/l. Insgesamt hat sich die P-Konzentration seit 1999 damit auf einen für Flachseen typischen Wert stabilisiert. Im Jahresverlauf der Phosphor-Parameter ortho-p, gelöst-p und gesamt-p zeigte sich 1994 noch eine ausgeprägte Saisonalität mit hohen Spitzenwerten im Juli/August durch Rücklösung von P aus dem Sediment (Abb. 3-7). Dies wird auch durch den Vergleich mit den Zuflusskonzentrationen und den gleichzeitigen Eisen-Maxima im See bestätigt. Für das ganze Jahr 2014 hatte, wie auch schon 1999 und 2009, die Rücklösung keine Bedeutung mehr für den Rohrsee und man findet im Jahresverlauf, insbesondere bei den gelösten P-Spezies, konstante P-Konzentrationen ohne jahreszeitlichen Trend. Die größten P Mengen werden bei starken Niederschlägen über den Rohrbach eingetragen. Ein nicht unbeträchtlicher Teil des eingetragenen Phosphors liegt als bioverfügbares gelöstes Phosphat vor. Abb. 3-8: Verlauf von gesamt-p, gelöst-p und PO4-P im Rohrsee und seinem Zufluss. LUBW ISF Arbeitsbericht

42 Wie für Flachseen mit vergleichbaren Nährstoffkonzentrationen wie dem Rohrsee typisch, kommt in den warmen Sommermonaten auch dem N-Haushalt eine das Pflanzenwachstum begrenzende und somit entscheidende Rolle zu. Trotz der relativ hohen Nitratstickstoffkonzentrationen im Zufluss, kam es im Rohrsee während der Vegetationsperiode zu einer starken Zehrung von Nitrat im Freiwasser (Abb. 3-8). Während allerdings 1999 und 2009 in den Monaten Mai bis September in der Wassersäule kein Nitrat mehr nachweisbar war, war dies 2014 nicht mehr zu beobachten. Nitrat war stets in der Wassersäule vorhanden und sank nie unter 60 µg/l (Jahresminimum Mai) ab. Ammonium ist im Zufluss in allen Untersuchungsjahren insgesamt nur in geringen Konzentrationen vorhanden (Abb. 3-9). In den Monaten Juni und Juli waren die Konzentrationen im Rohrsee verbunden mit der höheren Zufuhr über die Zuflüsse mit 53 µg/l und 90 µg/l deutlich höher als 1999 und 2009 (Abb. 3-9). Ab August stieg dann die Konzentration zunächst langsam auf > 200 µg/l, ab Oktober dann auf Werte zwischen 500 und 700 µg/l deutlich stärker an. Dies deckt sich sehr gut mit der Entwicklung der Biomassen im Rohrsee (siehe Kapitel 3.1.2). Die Biomassen stiegen ab Juni kontinuierlich an und erreichten im Oktober das Jahresmaximum. Neben dem Abbau von Biomasse kommt es im späteren Jahresverlauf zusätzlich zu einer verlangsamt ablaufenden Nitrifikation in der kalten Jahreszeit. Abb. 3-9: Verlauf von NO3-N und NH4-N im Rohrsee und seinem Zufluss. 42 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

43 Die Ergebnisse der Schwermetallmessungen, wie zum Beispiel Arsen, Aluminium, Kupfer und Zink zeigen keine nennenswerten anthropogenen Belastungen an (Tab. 3-1). planktons erfolgte ebenfalls nach dem neuen Standardzellvolumen (SZV, s. Liste im Anhang), da es sich um einen WRRL-See handelt Biologische Untersuchung Phytoplanktonentwicklung und Pigmente Wegen Eisbedeckung gibt es keine Januar-Beprobung und wegen niedrigem Pegel keine Juli-Beprobung. Das Phytoplankton und die Leitpigmente wurden vom ISF zuletzt 2009 (April bis November) untersucht. In den Jahren fanden Untersuchungen im Rahmen des Untersuchungsprogramm Sanierung oberschwäbischer Seen (SOS) statt. Die Bestimmung der Biomasse des Phyto- Im Jahr 2014 gab es keine ausgeprägte Frühjahrsblüte, sondern sogar einen Abfall der Phytoplankton-Biomasse im April und Mai (Abb. 3-10a). Danach stiegen die Biomassen ab Juni kontinuierlich an und bildeten im Oktober das Jahresmaximum. Im gesamten Jahresverlauf dominieren Cryptophyceen die Biomasse mit Schwerpunkt ab September, wobei die Biomasse von Rhodomonas lacustris und verschiedenen Cryptomonas-Spezies gebildet wird (vergleichbar zu den Untersuchungen durch Dr. Wurm). Abb.3-10: Jahresverlauf der Phytoplankton Biomasse und des Picoplanktons (A), der Leitpigmente (B) und des Zooplanktons im Rohrsee (C) sowie der Pigmente im Zulauf Rohrbach (D). LUBW ISF Arbeitsbericht

44 Daneben bildeten im Juni und August auch die Gruppe der Chlorophyceen einen Großteil der Biomasse, wobei schlecht fressbare Arten dominierten. Im August begann zudem eine bis in den September dauernde Blüte von Crysophyceen, gebildet von Arten der Gattung Mallomonas. Wie bereits 2009 ist auch im Jahr 2014 der geringe Anteil pennater Kieselalgen auffällig. Nur im August traten die centralen Arten Discostella stelligera und D. pseudostelligera in höherem Maße auf. Dahingegen wurden 2009 im Juni und Juli ein hoher Anteil von Cyanobakterien beobachtet, die im Jahr 2014 von April bis Juni in geringen Biomassen auftraten, verursacht von Cyanothece major und Microcystis aeruginosa. Die Jahresdurchschnittsbiomasse des Phytoplanktons lag bei 1,04 mg/l und damit in einem mesotrophen Bereich. Im Jahr 2014 wurde zudem von März bis April das massenhafte Auftreten der fadenförmigen Grünalge Spirogyra beobachtet, die bei den mikroskopischen Zählungen nicht berücksichtigt worden ist, da es sich um eine benthische Form handelt, die aufschwimmt (Abb. 3-11). Diese kann bei Knappheit von gelöstem CO 2 Hydrogencarbonat (HCO 3- ) zur Photosynthese nutzen und gibt dabei Hydroxid ab. Infolgedessen steigt der ph-wert. Übereinstimmend mit dem massenhaften Auftreten wurden entsprechend hohe ph-werte von bis zu 10,36 ( , Probenstelle 9) gemessen. Der ökologische Zustand berechnet nach PhytoSee 6.0 ergibt einen Wert von 3,04 und damit einen mäßigen Zustand, was eine Verbesserung zum Jahr 2009 bedeutet, für das ein Wert von 3,54 und damit ein unbefriedigender Zu- stand ermittelt wurde. Die Beurteilung nach PhytoSee ist jedoch mit dem Hinweis zu versehen, dass in die zugrunde liegende Datenbank nur sehr wenige Flachwasserseen des Alpenvorlandes eingegangen sind. Die Konzentration von Chlorophyll a (Abb. 3-10b) als Hauptphotosynthesepigment betrug im Rohrsee im Jahresdurchschnitt (Feb Juni, Aug Dez) 6,4 µg/l (2009: 13 µg/l), das Chlorophyll a-maximum (10,7 µg/l) wurde bereits im August erreicht, lag aber im Oktober mit 10,2 µg/l ähnlich hoch und damit in Übereinstimmung mit der höchsten Biomasse bestimmt durch mikroskopische Zählungen. Die Chlorophyll-Werte lagen 2014 demnach im mesotrophen (m2) Bereich und zeigen eine Verbesserung gegenüber 2009 an, als die Werte noch im eutrophen Bereich lagen. Die ermittelten Leitpigmentkonzentrationen wiesen eine gute Übereinstimmung mit den mikroskopisch erfassten Biomassen auf. So trat z. B. das Leitpigment Alloxanthin dominant im gesamten Jahresverlauf auf und entsprach damit der Cryptophyceen-Dominanz. Eine sehr gute Korrelation zwischen Pigmentkonzentration und ermittelter Biomasse zeigte sich für die Chlorophyceen und dessen Leitpigment Chlorophyll b. Im Zufluss zum Rohrsee, dem Rohrbach (Abb. 3-10d), wurde als dominierendes Leitpigment Fucoxanthin gefunden, was auf die Anwesenheit von Kieselalgen zurückschließen lässt. Das Konzentrationsmaximum wurde bereits im März erreicht und stimmt mit dem Chlorophyll a-jahresverlauf gut überein. Neben den dominanten Bacillariophyceae traten in geringen Mengen die Leitpigmente für Chlorophyceae (Chlorophyll b) und Cyanobakterien (Zea- und Canthaxanthin). Hohe Fucoxanthin-Konzentrationen im Rohrbach während des Frühjahrs wurden ebenfalls 2009 ermittelt. Abb. 3-11: Mikroskopische Aufnahme eines Spirogyra-Zellfadens (oben). Mattenbildung am Rohrsee am Seit April 2014 wurde das Picoplankton mittels Fluoreszenzmikroskopie bestimmt. Das Picoplankton-Maximum mit 2 x 10 4 Zellen/ml (entspricht einer Biomasse von 86 µg/l) wurde bereits im August erreicht. Im Vergleich mit Bergsee und Steißlinger See liegt das Maximum niedrig und die Entwicklung muss in den folgenden Jahren weiter verfolgt werden. 44 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

45 Zooplankton Die Erfassung des Zooplanktons im Rohrsee erfolgte mit einem Plexiglasrohr von 10,5 cm Durchmesser und einer Länge von 1 m. Je nach Wasserstand konnte eine Wassersäule zwischen 75 cm und 30 cm beprobt werden. Insgesamt wurden zwischen 20 l und 26 l Wasser entnommen und vorsichtig über ein 55 µm Sieb abdekantiert. Der Siebrückstand wurde quantitativ in ein Probengefäß überführt und mit Zuckerformol (4 % Endkonzentration) fixiert. Das Zooplankton im Rohrsee wurde zahlenmäßig von den Rädertieren dominiert (Abb. 3-10c). Die häufigsten Vertreter waren Keratella cochlearis, Keratella quadrata und Polyarthra major. Insgesamt wurden im Rohrsee 19 Rotatorienarten gefunden. Bei den Cladoceren entwickelte sich ein Maximum im März, das von Bosmina longirostris gebildet wurde. Die Bosmina-Population bricht im April zusammen und es treten ver- mehrt Daphnien auf (Daphnia galeata und D. longispina; Abb. 3-12). Im Juni übernimmt Bosmina longirostris wieder die Vorherrschaft (Abb. 3-12). Die zweite Jahreshälfte ist geprägt von wechselnder Dominanz unterschiedlicher Cladoceren (Abb. 3-12). Insgesamt konnten im Rohrsee 21 Cladocerenarten nachgewiesen werden. Die Copepoden sind mit sieben Arten (6 cyclopoide und 1 calanoide Art) vertreten, wobei Mesocyclops leukarti und Thermocyclops sp. die Hauptrolle spielen (Abb. 3-13). Cyclops vicinus und Cyclops stenuus landei treten nur im Frühjahr und dann wieder im Winter auf. Sie verbrachten den Sommer vermutlich in Diapause. Insgesamt erreicht das Zooplankton im Rohrsee mit durchschnittlich über 100 Ind/l bei den Cladoceren und knapp 70 Ind/l bei den Copepoden eine recht hohe Abundanz. Dies scheint zunächst ein Widerspruch zu den Untersuchungen von Wurm (2006) zu sein, der für die Cladoceren Abb. 3-12: Artzusammensetzung des Cladocerenplanktons 2014 im Rohrsee. Abb. 3-13: Artzusammensetzung des Copepodenplanktons 2014 im Rohrsee. LUBW ISF Arbeitsbericht

46 und Copepden nur geringe bis mittlere Dichten beschreibt und kaum Daphnien gefunden hat. Allerdings erfolgte 2005 nur in den Sommermonaten eine Beprobung. In diesem Zeitraum waren auch 2014 die Daphnien am geringsten vertreten (Abb. 3-12). Makrophyten und Phytobenthos (Diatomeen) Bei der letzten Untersuchungskampagne im Jahr 2009 war der Rohrsee noch deutlich von Makrophyten dominiert. Nach Bolender & Fürst [2014] setzte bereits ab 2009 ein stetiger Rückgang der Makrophytenvegetation ein waren nahezu alle Makrophyten aus dem Rohrsee verschwunden. Kartierungen von Bolender & Fürst [2014] in den Jahren 2012 und 2013 zeigten eine leichte Tendenz zur Erholung der Makrophytenbestände. Untersuchungen im Jahr 2014 [Bolender, Fürst 2015] bestätigten diese Tendenz nicht. Es konnte nur noch an zwei Stellen ein Makrophytenvorkommen nachgewiesen werden. Möglicherweise hat die Bedeckung des Seebodens mit Fadenalgen dazu geführt, dass sich die Wasserpflanzen nicht entwickeln konnten. Allerdings waren die Fadenalgen ab Mai wieder verschwunden. Am wurden an sieben Stellen am Rohrsee Phytobenthos-Proben entnommen und die vorhandenen Diatomeen anhand von Schalenpräparaten bestimmt. Benthische Diatomeen können Hinweise auf den trophischen Zustand und die Versauerung eines Gewässers geben. Im Zuge des WRRL-Monitorings wurde für Makrophyten und benthische Diatomeen ein Bewertungsverfahren entwickelt, das den ökologischen Zustand eines Gewässers anhand der Artzusammensetzung und Arthäufigkeit ermittelt. Für die benthischen Diatomeen des Rohrsees konnte nur für eine der sieben Stellen eine gesicherte Bewertung erfolgen, da im Rohrsee zu wenige indikative und als Referenzarten eingestufte Taxa gefunden wurden. Für die einzige bewertbare Stelle (Rohrsee 7) ergab sich ein unbefriedigender ökologischer Zustand. An den meisten Probenstellen waren kleinschalige Formen vorherrschend und die Diatomeengesellschaft wies eher einen Pioniercharakter auf. So machten Fragilaria pinnata und Achnanthidium minutissimum var. minutissimum zwischen 26 % und 51 % der Gesellschaft aus. Beide Arten decken ein weites Trophiespektrum ab und sind daher nicht als Indikatortaxa geeignet. Die Referenzarten, die auftraten, werden überwiegend als Degradationszeiger gewertet. Allerdings kamen vereinzelt auch Arten vor, die eigentlich für oligo- bis maximal mesotrophe Bedingungen typisch sind (z.b. Brachysira neoexilis, Naviculadicta absoluta und Navicula oligotraphenta). Dies könnte ein Hinweis auf Grundwasserzutritte an diesen Stellen sein. Ebenso ungewöhnlich war das Auftreten zahlreicher teratologischer Schalen. Eine Schwermetall- oder Pestizidbelastung, die Ursache für die Fehlbildung der Schalen sein könnte, lässt sich anhand der Ergebnisse der chemischen Analysen nicht ableiten. Makrozoobenthos Am Rohrsee wurde am an sechs Stellen die Makrozoobenthos-Biozönose untersucht (Vgl. Kap. 3.1, Abb. 3, Probenahmestellen Rohrsee 4 bis 9 ). Die Beprobung erfolgte habitatspezifisch nach der Vorschrift von Brauns et al. [2013]. Im Rohrsee überwiegen die Substrate FPOM (feinpartikuläres organisches Material) und emerse Makrophyten (Schilf). Lediglich an Probenstelle 4 waren einzelne Steine, an Probenstelle 5 zusätzlich Totholzäste zu finden. An allen Probenstellen bestand der Seeboden aus einer ca cm dicken Schlammschicht, die beim Betreten deutlich ausgaste. Die einzelnen Proben wurden in Eimer überführt und aufgrund des hohen Anteils von feinpartikulärem Detritus im Labor nochmals über ein 500µm- Sieb vorsichtig ausgewaschen und portionsweise in weißen Fotoschalen ausgelesen. Die Tiere wurden entweder in lebendem Zustand bestimmt (Turbellaria, z.t. Egel) oder in 70% Ethanol fixiert und anschließend bestimmt. Von jeder Probenstelle wurden ca. 100 Chironomidenlarven in 80 % Ethanol fixiert und von einem Spezialisten auf Gattungsbzw. Artniveau bestimmt. An vier der sechs Stellen wurden am Ziegelsteine exponiert, die am Abb. 3-14: Links frisch exponierte Ziegelsteine am , rechts trocken gefallenes Exponat am (LUBW). 46 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

47 wieder geborgen wurden (Abb. 3-14, links). Leider waren die Ziegelsteine an zwei Stellen aufgrund des stark sinkenden Pegels des Rohrsees trocken gefallen (Abb. 3-14, rechts). Das Makrozoobenthos des Rohrsees ist zahlenmäßig geprägt von Chironomidenlarven und Muscheln der Gattung Pisidium (Abb. 3-15, links). Die höchste Individuendichte wurde an Probenstelle 6 beobachtet (Abb. 3-15, links). Mit durchschnittlich 1200 bis 1400 Individuen/m² wurden im Rohrsee ähnliche Werte wie beispielsweise im Illmensee beobachtet. Betrachtet man die Artenzahlen (Abb. 3-15, rechts), so sind die Trichopteren, Gastropoden und Odonaten artenreich aber in geringen Individuendichten vertreten (Abb. 3-15). Auffallend waren die Probenstellen 5 und 7, welche eine deutlich geringere Artenausstattung als die übrigen Probenstellen zeigten. Auch die Anzahl der ETO-Arten (Ephemeroptera/Trichoptera/Odonata) lag bei nur drei bzw. vier Arten (vgl. Tab. 3-2). Die drei Familien gelten als besonders empfindlich gegenüber Verschmutzungen. Probenstelle 5 liegt am Südufer. Die Uferböschung ist hoch und steil, an der Oberkante mit Bäumen bestanden, das Plateau wird als Rinderweide genutzt. Das Ufer ist stark beschattet und der Seeboden mit viel Laub bedeckt, was für viele Arten kein passendes Habitat darstellt. Probenstelle 7 unterschied sich kaum von den übrigen Stellen. Das Ufer ist mit Schilf bestanden, landseitig schließen in hängiger Lage landwirtschaftliche Flächen an. Möglicherweise sind an diesen beiden Stelle zeitweise lokale Nährstoffeinträge bei Starkregenereignissen vorhanden. Messungen hierzu existieren jedoch nicht. Trotz der geringeren Artenzahl werden die Probenstellen 5 und 7 mit dem AE- SHNA-Verfahren zur Bewertung des Makrozoobenthos nach WRRL als sehr gut eingestuft (Tab. 3-2). Das AESH- Abb. 3-15: Links Zusammensetzung, rechts Artenverteilung (ohne Chironomiden) des Makrozoobenthos im Rohrsee an den sechs Probenstellen. Tab. 3-2: Ergebnisse der Einstufung des Makrozoobenthos des Rohrsees mit dem Bewertungstool AESHNA. Probenstelle Datum MMI 1,23 0,86 0,89 1,05 1,11 0,79 Zustandsklasse Anzahl ETO-Arten Taxazahl Taxazahl ohne Chironomiden LUBW ISF Arbeitsbericht

48 NA-Verfahren soll vor allem uferstrukturelle Defizite anzeigen. Da am Rohrsee keinerlei uferstrukturelle Defizite auftreten, erscheinen die Bewertungsergebnisse plausibel (vgl. Tab. 3-2). Allerdings befindet sich das Verfahren noch in der Erprobungs- und Überarbeitungsphase, so dass diese Ergebnisse als vorläufig anzusehen sind. Im Vergleich zu den Beprobungen nach WRRL wurden auf den Ziegelstein-Exponaten höhere Abundanzen bei den Strudelwürmern, den Wasserasseln und Schnecken beobachtet (Abb. 3-16, links). Für Muscheln, Eintagsfliegenlarven und Köcherfliegenlarven lagen die Individuendichten hingegen deutlich niedriger als auf den umliegenden, natürlichen Substraten (Abb. 3-16, links). Die Artenzahlen lagen bei den Exponaten etwas niedriger als auf den natürlichen Substraten (Abb. 3-16, rechts). Wasserkäfer waren nur zwischen den Ziegelsteinen zu finden. Offenbar haben diese gezielt die Hartsubstrate aufgesucht. Drei weitere Arten/Gattungen konnten nur auf den Ziegelsteinen nachgewiesen werden: eine Köcherfliegen- und eine Schneckenart jeweils als Einzelfund, sowie Gnitzenlarven. Andererseits waren zehn Arten nicht auf den Ziegelsteinen präsent (Büschelmücken: 1, Schnecken: 1, Libellen: 2, Köcherfliegen: 3, Eintagsfliegen: 1, Muscheln: 2). Die einzige Neozoenart, die bisher im Rohrsee auftritt ist die Turbellarie Dugesia tigrina, die möglicherweise über Fischbesatz in den See gelangt ist. Unter den im Rohrsee erfassten Köcherfliegen-, Libellen- und Schneckenarten finden sich zahlreiche typische Verlandungsarten. Die sehr unterschiedlichen Ergebnisse der biologischen Untersuchungen von unbefriedigend (Phytobenthos) über mäßig (Phytoplankton) bis hin zu sehr gut (Makrozoobenthos) zeigen, dass sich der Rohrsee nicht in ein Schema pressen lässt. Die Datengrundlage für Flachseen im Alpenvorland ist dünn gesät, da es nur fünf Seen dieses Typs mit einer Größe von mehr als 50 ha Fläche gibt. Diese fünf Seen sind so unterschiedlich, was ihr Einzugsgebiet und ihre Tiefenverhältnisse betrifft, dass es wenig sinnvoll erscheint, hierfür ein einheitliches Bewertungsverfahren entwickeln zu wollen. Der Rohrsee ist durch seine geringe Tiefe und sein hydrologisches Regime (kein Abfluß, Grundwassereinfluß) so speziell, dass er nicht als typischer, polymiktischer Alpenrandsee gelten kann. Es fehlt ein Referenzsee, um die Verfahren, die zur Bewertung herangezogen werden, eichen zu können. Die über die Jahre beobachteten starken Schwankungen von einem Zustand, der von nahezu makrophytenfrei (aber trotzdem ohne ausgeprägte Planktonalgenblüten) bis hin zur fast vollständigen Verkrautung reicht, zeigen, dass sich dieser See in keinem stabilen Zustand befindet Seenphysikalische Untersuchung und Sedimentkerne Seenphysikalische Untersuchung Mit einer autonom messenden Multiparametersonde wurden im Rohrsee von Ende April ( ) bis Mitte Juli ( ) mit einer Unterbrechung von Mitte bis Ende Mai kontinuierliche Messungen realisiert. Das Messintervall zwischen den individuellen Messungen war dabei Abb. 3-16: Links Zusammensetzung, rechts Artenverteilung (ohne Chironomiden) des Makrozoobenthos im Rohrsee im Vergleich der Probenstellen mit Ziegelexponaten (3Z = Probenstelle 3, exponierte Ziegelsteine). 48 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

49 dt=10 min. Aufgenommen wurden seenphysikalische und limnologische Parameter. Die Messung der seenphysikalischen Parameter erfolgte mittels einer Multiparametersonde YSI 6600 in einer Wassertiefe von cm. Die Messungen konnten nach Mitte Juli nicht mehr weitergeführt werden, weil das Gewässer zu geringe Wassertiefen aufwies und an den potentiell als Messstandort in Frage kommenden Positionen nahezu austrocknete. Aus ähnlichen logistischen Gründen konnten im Rohrsee die notwendigen Installationen für eine Aufnahme meteorologischer Parameter nicht ausgebracht werden. Die registrierten Wassertemperaturen zeigen mehrere starke Erwärmungsphasen, wobei Anfang Juni und Mitte Juli die höchsten Temperaturen erreicht werden (Abb. 3-17). Aufgrund der sehr geringen Wassertiefen, in denen die Messungen vorgenommen werden mussten, sind deutliche Temperaturschwankungen sowohl im Tages- als auch im witterungsbedingten längerfristigen Verlauf zu beobachten. Abb. 3-17: Kontinuierliche Temperaturregistrierung im Rohrsee mittels einer Multiparametersonde. Auch der Parameter der Sauerstoffsättigung (Abb. 3-18) zeigt im Messzeitraum starke Schwankungen, die mit verschiedenen Zeitskalen assoziiert sind und teilweise mit der Temperatur gegenkorreliert sind. Während Anfang Mai bei relativ geringen Wassertemperaturen noch hohe bis sehr hohe Sättigungsraten registriert werden, fallen die Werte im Verlauf der weiteren Messungen und der Erwärmung des Gewässers deutlich geringer aus, wobei diesem Trend gleichzeitig eine zu den Wassertemperaturen gegenläufige Entwicklung in der Sauerstoffsättigung aufgeprägt ist, die für Zeiträume geringerer Temperaturen leicht erhöhte Sauerstoffsättigungen und umgekehrt bei erhöhten Temperaturen weiter erniedrigte Werte aufweist. Abb. 3-18: Sauerstoffkonzentration im Rohrsee am Standort der Multiparametersonde. Weiterhin sind tageszeitliche Schwankungen zu beobachten, die mit den täglich variierenden respiratorischen Aktivitäten der Algenpopulation verbunden sein dürften. In ähnlicher Weise variiert der ph-wert, der einen ähnlichen Verlauf wie die Sauerstoffsättigung aufweist und durch die Messungen des ph-wertes bei den monatlichen Standardbeprobungen gestützt wird (Abb. 3-19). Beide Sensoren der ph-sensor und die Optode zur Messung des Sauerstoffgehaltes bzw. der Sauerstoffsättigung sind Abb. 3-19: Kontinuierliche Registrierung des ph-wertes im Rohrsee. LUBW ISF Arbeitsbericht

50 voneinander unabhängig und ergeben ein konsistentes Bild dieser beiden fundamentalen die Gewässerqualität beschreibenden Parameter. Fazit Die über einen Zeitraum von etwa zweieinhalb Monaten durchgeführten kontinuierlichen Messungen zeigen den Rohrsee als ein hochdynamisches Gewässer, das teilweise extreme Eigenschaften hinsichtlich seiner Gewässerqualitätsparameter annimmt Untersuchung der Sedimentkerne Der Rohrsee ist aus Sicht eines Sedimentologen ein sehr schwierig zu untersuchendes Gewässer. Die sehr geringe Wassertiefe ermöglicht, dass die Sedimente z.b. von schwimmenden und tauchendenden Vögeln sehr einfach erreicht werden und Wind, Wellen und Strömungen zuvor abgelagerte Sedimente verlagern und verändern können. Die Aussagekraft von Sedimentproben ist darum sehr begrenzt. Aus dem Rohrsee wurden insgesamt vier Sedimentkerne an zwei Stellen entnommen. An allen Stellen wurden dunkelbraune, sehr wässrige organische Mudden ohne interne Strukturen (Schichtung, deutliche Farbwechsel) angetroffen. Ein oberirdischer Eintrag von mineralischen Sedimentpartikeln wird nicht sichtbar. Von einem Kern wurden im Zentrallabor der LUBW Schwermetalle analysiert (Abb. 3-20), die Messwerte zeigen einen erstaunlich konsistenten Verlauf. Von der Kernbasis gibt es einen deutlichen Konzentrationsanstieg bis in eine Kerntiefe von ca. 20 cm und danach einen leichten Rückgang. Die Redox-sensitiven Elemente Mangan und Phosphor erreichen ihre höchste Konzentration an der Sedimentoberfläche. Die Konzentrationen der hier gezeigten Schwermetalle Cadmium, Blei und Quecksilber sind ähnlich hoch wie in anderen kleinen Seen. Abb. 3-20: Schwermetallkonzentrationen aus dem Rohrsee zeigen trotz der sehr geringen Wassertiefe einen normalen Verlauf mit sehr niedrigen Konzentrationen an der Kernbasis, einem Anstieg und teilweisen Rückgang zur Sedimentoberfläche. 50 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

51 3.2 Bergsee Abb. 3-21: Blick auf den Bergsee aus süd-westlicher Richtung mit Bergseeinsel rechts im Bild (LUBW). Der Bergsee (Abb. 3-21; 3-22, S. 52) ist ein 6,2 ha großer, max. 13 m tiefer See nördlich von Bad Säckingen im südlichen Schwarzwald. Datierungen von Sedimentkernen zeigen, dass das Alter des eizeitlich geprägten Bergsees mindestens Jahre beträgt [Becker et al. 2002]. Natürlicherweise besitzt der See keinen Oberflächenzufluss, sondern wird nur durch Grundwasserzustrom und oberirdischen Ablauf von den umliegenden bewaldeten Hängen gespeist [Becker, Angelstein 2004]. Anfang des 19. Jahrhunderts wurde der See zur Sicherung der Wasserversorgung v. a. der Textilindustrie von Bad Säckingen als Wasserreservoir an den Schöpfebach angeschlossen, der von Norden durch einen teilweise unterirdischen Graben eingeleitet wird. Zusätzlich wurde der Überlauf zum Abfluss des Bergsees, dem Seebächle, jeweils in den Jahren 1837, 1880 und 1907 erhöht, wodurch der Wasserspiegel auf 6 m über das natürliche Niveau stieg [Müller 1993]. Das direkte Einzugsgebiet des Bergsees ist nur 10 ha groß, vergrößerte sich aber durch Einleitung des Schöpfebaches auf mehrere Quadratkilometer. Damit wird der See stark durch die landwirtschaftliche Nutzung im Einzugsgebiet beeinflusst. Zusätzlich erfolgte lange Zeit eine Belastung mit un- gereinigten Abwässern durch den künstlichen Zubringer, so dass er vor allem Anfang der 80er Jahre große Eutrophierungserscheinungen zeigte [Wüthrich et al. 2006]. Verschiedene Sanierungsmaßnahmen erfolgten, durch die sich die Nährstoffsituation des Bergsees, insbesondere bezüglich der Phosphatgehalte, verbessert hat. Im See wurde 1987 eine Tiefenwasserbelüftungsanlage installiert, was zu einer deutlichen Verbesserung der Sauerstoffverhältnisse am Seegrund geführt hat. Zusätzlich wurden Anfang der 90er Jahre mehrere Kläranlagen vom Schöpfebach abgehängt. Im Jahr 2007 wurde der Bergsee auf behördliche Anordnung um 70 cm auf eine Höhe von 382 m über dem Meeresspiegel abgesenkt [Leber 2007]. Damit sollte aus Gründen des Hochwasserschutzes eine Pufferzone geschaffen werden. In den Folgejahren gab es weitere bauliche Maßnahmen zur Hochwassersicherung sowie anschließende umfangreiche Renaturierungsmaßnahmen, wie die Anlage von Flachwasserzonen und Halbinseln zur Pflanzenbesiedlung [Linke 2011]. Die Probenahmestellen der chemischen, biologischen und sedimentologischen Seeuntersuchung 2014 (siehe Kapitel ) sind in Abbildung 3-23 (S. 52) dargestellt. LUBW ISF Arbeitsbericht

52 Abb. 3-22: Tiefenkarte Bergsee. Abb. 3-23: Lage der chemischen, biologischen und sedimentologischen Messstellen. 52 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

53 3.2.1 Chemische Untersuchung Die letzte Untersuchung durch das ISF mit einer monatlichen Beprobung eines Tiefenprofils in Seemitte, sowie des Zuflusses und des Abflusses fand 1987 statt fanden die Untersuchungen monatlich an folgenden Terminen statt: , , , , , , 21,07., , , , und Die Proben wurden in Seemitte in folgenden Tiefenstufen entnommen: 0 m; 2,5 m; 5 m; 7,5 m; 10 m und 11 m (1 m ü. Grund). Zusätzlich wurden auch 2014 der Zufluss und der Abfluss beprobt, und wie auch die Proben aus dem See auf die Grundparameter, bestimmte Schadstoffe (siehe Kapitel 3.6.2), sowie alle Nährstoffe untersucht. Die wichtigsten physikalischen und chemischen Parameter für die Untersuchungsjahre 2014 und 1987 sind in Tab. 3-3 dargestellt. Der zeitliche Verlauf ausgewählter Parameter für das Untersuchungsjahr 2014 ist in Abbildung 3-24 (S. 54) dargestellt. Der Bergsee ist dimiktisch und bildet nach der Frühjahrszirkulation eine warme Deckschicht aus war nach starker winterlicher Abkühlung die Vollzirkulation im Februar zu beobachten, bereits ab der Probenahme Ende März zeigte sich nach einem ungewöhnlich sonnigen, warmen und trockenen Monat aber der Beginn der Schichtung mit Erwärmung des Oberflächenwassers auf 10 C. Im Laufe des Jahres erwärmte sich die Oberfläche auf eine Maximaltemperatur von 22,8 C im Juni und Juli (Abb.3-24). Die sommerliche Tiefenerwärmung erreichte im Monat August einen Maximalwert von 0,1 C. Ab November war der See dann wieder vollständig durchmischt, mit Temperaturen um die 10 C im November aber noch relativ warm. Tab. 3-3: Vergleich wichtiger chemischer und physikalischer Parameter im Bergsee 1987 und Bergsee Parameter Einheit 1987 (Jan, Mrz-Dez) 2014 (Jan.-Dez.)* Vol.-gew. Jahresmittel Temp. C 10,7 11,5 Sichtt. m 1,3 1,8 O 2 mg/l 9,4 9,8 ph-wert 7,8 7,7 Leitf. µs/cm SBV mmol/l 0,5 0,6 Härte 1/2 mmol/l 0,7 0,8 PO 4 -P µg/l gelöst P µg/l gesamt P µg/l NH 4 -N µg/l an.-n µg/l SiO 2 -Si µg/l Fe µg/l Mn µg/l 44 Cl mg/l 7,2 11 SO 4 mg/l 6,1 5,7 As gel. µg/l 3,2 Al gel. µg/l 35 Zn µg/l 1,2* 1 Cu µg/l 1,5 Chl a (0 10 m) µg/l 14,5 * As, Al, Zn, Cu: nur April/August * 1 Zur Berechnung der Mittelwerte wurde die halbe Bestimmungsgrenze verwendet, wenn einzelne Messwerte unter der Bestimmungsgrenze liegen Extrema 1 m über Grund (Monat) Durch Sauerstoffverbrauch während des Abbaus von Biomasse wurde der Tiefenbereich 2014 schon früh im Jahr (April) sauerstoffarm, mit Werten von < 1 mg O 2 /l über Grund (Abb. 3-24). Diese extrem geringen Konzentrationen erreichten ab Mai auch die darüber liegende Tiefenschicht und nahmen mit Ausnahme von Juni in den Folgemonaten weiter ab, bis das Tiefenwasser im September und Oktober dann vollkommen sauerstofffrei war. Im Juni erreichten die beiden untersten Tiefenstufen kurzfristig Werte > 4 mg O 2 /l, was sich vermutlich durch die der Einmischung sauerstoffreichen Oberflächenwassers (s. u.) erklären lässt. Ab November erholten sich die Sauerstoffgehalte durch die zunehmende herbstliche Durchmischung O 2 Min mg/l 1,6 (6) 0 (9,10) ges-p Max µg/l 619 (7) 1002 (10) NH 4 -N Max µg/l 475 (3) 2873 (10) Fe Max µg/l 5426 (7) 9408 (10) Mn Max µg/l 620 (10) LAWA Trophie LAWA Trophieindex eutroph 1 (2,97) eutroph 1 (2,78) Referenztrophie oligotroph (Einzugsgebiet) / mesotroph (Beckenform) LUBW ISF Arbeitsbericht

54 Abb. 3-24: Isoplethen wichtiger chemischer Parameter im Bergsee ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

55 und erreichten im Dezember wieder 9 mg/l über Grund. Hohe, z.t. sicherlich produktionsbedingte, Sauerstoffgehalte im Epilimnion zeigten sich schon im Januar, wo bereits hohe Phytoplanktonbiomassen beobachtet wurden (siehe Kapitel 3.2.2). Zwei weitere Sauerstoffmaxima im Epilimnion wurden im Juni und im September beobachtet. In diesem Zeitraum dominierten Blaualgen (siehe Kapitel 3.2.2), deren ausgeprägte Einschichtung in tiefere Wasserschichten sich auch mit dem Sauerstoffmaximum von 15,6 mg/l in 5 m Wassertiefe im Juni deckt. Der Jahresmittelwert an Sauerstoff fiel 1987 mit 9,4 mg/l etwas geringer aus als 2014 (9,8 mg/l), allerdings sind 1987, teilweise wegen Eisbedeckung, keine Messungen im Januar und Februar vorhanden. Das Sauerstoffminimum blieb allerdings mit einem Wert von 1,6 mg/l über den deutlich niedrigeren Sauerstoffkonzentrationen Die Rücklösung von Phosphor setzte 2014 mit einem P- Gehalt von 75 µg/l über Grund bereits im Mai ein, und erreichte ab Juli Werte über 300 µg/l (Abb. 3-24). Im Juni gingen, einhergehend mit den erhöhten Sauerstoffkonzentrationen die P-Gehalte kurzfristig nochmals zurück. Die Rücklösung war entsprechend der Sauerstoffminima von September bis November am höchsten, mit einem Maximalwert über Grund von 1002 µg/l im Oktober. Im Untersuchungsjahr 1987 waren die P-Gehalte in den Monaten der höchsten Rücklösung insgesamt geringer, mit einem Maximalwert von 620 µg/l im Juli (Daten nicht dargestellt). Allerdings waren 1987 die P-Gehalte bodennah im Jahresverlauf insgesamt erhöht, vermutlich durch Artefakte bei der Probenahme (Sedimentaufwirbelungen), so dass sich 1987 ein höherer volumengewichteter Mittelwert (83 µg/l) als 2014 (48 µg/l) ergibt. Die Jahresmittelwerte von gelöst-p und PO 4 -P zeigen 2014 ebenfalls eine Abnahme gegenüber Diese steht allerdings im Widerspruch zu den 2014 deutlich höheren (dreistellig gegenüber zweistellig) bodennahen gelöst-p-gehalten in den Monaten größter Sauerstofffreiheit und Rücklösung. Neben den höheren bodennahen Sauerstoffgehalten waren 1987 die einzelnen Tiefenprofile deutlich (Daten nicht dargestellt) ausgeglichener, weil keine oder nur eine gering ausgeprägte thermische Schichtung herrschte. Dies hat durch die Volumengewichtung natürlich entsprechende Auswirkungen auf die Berechnung der Jahresmittelwerte. Der Nitrat-Stickstoff-Startwert lag 2014 bei 963 µg/l (volumengewichtet) im Februar und erreichte im März einen Maximalwert von 1760 µg/l, der insbesondere durch einen sehr hohen oberflächlichen Nitratwert von 4800 µg/l bestimmt ist. Durch Nitrat-Reduktion in den bodennahen Schichten sowie Nitrat-Verbrauch durch die Biomasseproduktion nahm der Nitrat-Gehalt in allen Tiefen im weiteren Jahresverlauf ab und erholte sich erst wieder ab der Herbstzirkulation im November (Abb. 3-24). Die bodennahen Nitratminima im Mai und von Juli bis Oktober decken sich sehr gut mit dem zeitlichen Verlauf der Sauerstoffminima über Grund. Ammonium erreichte ein erstes, kleines Maximum über Grund (675 µg/l) im April, im Anschluss an das erste Chlorophyllmaximum (siehe Kapitel ), und das zweite, breitere Maximum von Juli bis November, ebenfalls entsprechend der Chlorophyllmaxima. Der Maximalwert an Ammonium wurde mit 2873 µg/l im Oktober erreicht. Gesamt-Mn erreichte ebenfalls ein erstes, kleineres Maximum im Mai und ein zweites Maximum von Juli bis November. Der Höchstwert wurde mit 610 µg/l über Grund im Oktober erreicht. Gesamt-Fe gleicht in seinem zeitlichen Verlauf dem von Mangan, mit einem Maximalwert von 9408 µg/l im Oktober. Anders als beim Mangan, wo bereits im Mai gelöst-mn den größten Teil der Gesamtmenge ausmachte, war dies beim Eisen entsprechend der höheren Oxidationsempfindlichkeit allerdings erst mit Erreichen der Sauerstofftiefstwerte ab August bis Oktober der Fall. Im September und Oktober kam es dann entsprechend des niedrigeren Redoxpotentials zusätzlich zur Sulfatreduktion (Daten nicht dargestellt). Der Jahresmittelwert an Chlorid hat 2014 mit 10,7 mg/l gegenüber 7,2 mg/l deutlich zugenommen, während Sulfat im Rahmen der natürlichen Schwankungsbreite liegt (Tab. 3-3). Die Zunahme ist vermutlich auf die generelle Zunahme durch die winterliche Straßensalzung zurückzuführen [IGKB 2009]. Das Wasser zeigt mit einem Säurebindungsvermögen von 0.62 mmol/l eine zwar schwache, aber spürbare Pufferkapazität, so dass der ph-wert 2014 bei 7,7 lag und sich gegenüber 1987 (7,8) im Rahmen der natürlichen Schwankungsbreite kaum verändert hat. Auch die geringen LUBW ISF Arbeitsbericht

56 Veränderungen von Härte und Säurebindungsvermögen sind auf natürliche Schwankungen zurückzuführen. Die Freisetzung toxischer Metalle, wie z.b. Aluminium, die sich im sauren Milieu deutlich erhöht, ist im Bergsee entsprechend des gemessenen ph-werts gering. So wurde hier nur eine mittlere (April, Oktober) Aluminiumkonzentration von 35 µg/l gemessen (Tab. 3-3), während diese in sauren Schwarzwaldseen leicht einen mittleren dreistelligen Bereich erreichen kann. Auch bei anderen anthropogenen Schwermetallen waren keine Auffälligkeiten zu beobachten. Entsprechend der Lage des Bergsees umgeben von basenarmen Gesteinen (Gneise, Granit [Becker 2002], sowie der daraus resultierenden relativ geringen Härte und schwachen Pufferkapazität sind die Erdalkalimetalle als die typischen Karbonatgegenionen im Vergleich zu den kalkreichen Seen Oberschwabens nur wenig erhöht. Die Bewertung nach LAWA mit Gesamt-P, Chlorophyll a und Sichttiefe ergibt für den Bergsee einen eutrophen (e1) Gesamtzustand. Dabei hat sich der Trophieindex mit 2,78 gegenüber 2,97 (gerade noch e1) in 1987 verbessert. Der Referenzzustand ist oligotroph bezüglich des potentiellen Nährstoffeintrags aus dem Einzugsgebiet und mesotroph bezüglich der Beckenform. Damit ist die Aussicht, den guten Zustand zu erreichen, für den Bergsee insgesamt positiv einzustufen Biologische Untersuchung Phytoplankton und Pigmente Das Phytoplankton des Bergsees startete im Jahr 2014 bereits im Januar mit hohen Biomassen dominiert durch fädige centrische Kieselalgen (Aucaloseira sp. und Melosira sp.), die bis März stark zurückgingen (Abb. 3-25a). Von Mai bis September dominierten Blaualgen die Phytoplankton-Biomasse: zunächst bildeten kugelige Formen der Gattung Woronichinia sp. die Hauptbiomasse der Blaualgen, später hauptsächlich fädige Cyanobakterien wie Planktothrix sp. und Aphanizonemon sp.. Im Juli stellten die Grünalgen vertreten durch Staurastrum sp. einen auffälligen Anteil der Gesamtbiomasse. Ab November bildeten wieder die Kieselalgen die dominante Gruppe. Die Jahresbiomasse beträgt 6,95 mg/l und liegt damit deutlich höher als im Vergleich mit Rohrsee oder Steißlinger See. Die Konzentration von Chlorophyll a betrug im Bergsee im Jahresdurchschnitt (Jan-Dez) 14,5 µg/l. Es gab drei Chlorophyll a-maxima: Das erste im März mit 27,6 µg/l, ein zweites im Juli mit 24,8 µg/l und ein drittes im November mit 28,4 µg/l (Abb. 3-25b). Im März und November waren die mikroskopisch erfassten Phytoplanktonbiomassen jedoch geringer und stehen im Widerspruch zum ermittelten Chlorophyll a-wert. Insgesamt ist der Verlauf von Pigment zu mikroskopischen Zählungen beim Bergsee weniger gut übereinstimmend als bei den anderen kleinen Seen. Hierbei ist anzumerken, dass das Phytoplankton des Bergsees nur überblicksweise gezählt wurde, während beim Steißlinger See die Auswertung schon detaillierter erfolgte (Bearbeitung beide Seen am ISF). Neben den Integralproben von 0 10 m wurden die Leitpigmente im Bergee in distinkten Tiefenstufen von 0 m, 2,5 m, 5 m, 10 m und 11 m bestimmt (Abb. 3-26, S. 58). Die Cyanobakterien zeigen auch hier eine Einschichtung in eher tiefere Schichten, während die Kieselalgen sich über die gesamte Wassersäule verteilen. Insgesamt weisen Phytoplankton und Pigmente des Bergsees im Vergleich zum Steißlinger See und Rohrsee höhere Konzentrationen auf. Da bereits Sanierungsmaßnahmen im Einzugsgebiet durchgeführt worden sind, ist die weitere Entwicklung der biologischen Parameter abzuwarten.die Leitpigmentzusammensetzung des Zu- und Abflusses wurde mittels HPLC analysiert (Abb. 3-27, S. 58). Während der Zufluss zum Bergsee von Fucoxanthin und Chlorophyll b dominiert ist, also auf die typische Anwesenheit von Kiesel- und Grünalgen hinweist, zeigten sich im Abfluss eindeutig der Einfluss des Sees, denn ab Mai bis September finden sich im Abfluss Blaualgen (angezeigt durch Zeaxanthin und Canthaxanthin) ähnlich wie im Bergsee selbst. Zooplankton Das Zooplankton wurde mit einem Schließnetz mit Aufsatzkegel und einem 1 m langen Netzbeutel mit 55 µm Maschenweite in den drei Tiefenstufen 0 3 m, 3 6 m und 6 10 m beprobt. Die Proben wurden anschließend zu einer Gesamtprobe (0 10 m) vereinigt. Bei den Cladoceren lässt sich ein ausgeprägtes Maximum im April feststellen, das mit einem Phytoplankton-Mini- 56 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

57 mum einhergeht (vgl. Abb. 3-25a & 3-25c). Nach diesem typischen Klarwasserstadium bricht die Cladocerenpopulation im Mai zusammen. Beim Phytoplankton überwiegen jetzt schlecht fressbare, koloniebildende oder fädige Cyanophyceen. Den Sommer über bleibt die Cladocerenpopulation auf einem stabilen Niveau und fällt im November nochmals deutlich ab (Abb. 3-25c). Die Rotatorien weisen einen gegenläufigen Verlauf zu den Cladoceren auf (Abb. 3-25c). Beide ernähren sich von planktischen Algen, wobei die Cladoceren die effektiveren Filtrierer und somit Nahrungskonkurrenten zu den Rotatorien sind. Erst im November steigt der Anteil von gut fressbaren Diatomeen wieder an. Dies können die Rotatorien zuerst nutzen, da sie kürzere Generationszeiten haben. Das Cladocerenplankton wird bis April von Bosmina longirostris dominiert, von Mai bis Juli nimmt die Abundanz von Daphnia cucullata zu (Abb. 3-28, S. 58). Diese wird ab Juli weitgehend von Ceriodaphnia pulchella abgelöst. Im Dezember können sich wieder Bosmina longirostris und Daphnia cucullata vermehren. Das verstärkte Auftreten von Ceriodaphnia pulchella im Sommer dürfte damit zusammenhängen, dass zu dieser Zeit fädige Algen im Bergsee vorherrschend waren. Ceriodaphnia pulchella besitzt eine schmale Carapaxspalte und ist damit gegenüber den Daphnien im Vorteil, da ihr Filterapparat nicht so schnell verstopft [Lampert, Sommer 1999]. Die Copedoden waren vor allem durch die Gruppe der Abb. 3-25: Phytoplanktonentwicklung (A), Leitpigmente (B) und Zooplanktonentwicklung (C) im Bergsee. LUBW ISF Arbeitsbericht

58 Abb. 3-27: Pigmente im Zu- und Abfluß des Bergsees. Abb. 3-28: Hauptarten des Cladocerenplanktons im Bergsee im Jahresverlauf. Abb. 3-29: Hauptarten des Copepodenplanktons im Bergsee im Jahresverlauf. 58 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

59 Cyclopoida verteten, die sich überwiegend omivor ernähren. Hauptvertreter bei den Copepoden waren Diacyclops bicuspidatus, Acanthocyclops robustus und der calanoide Eudiaptomus gracilis (Abb. 3-29). Makrozoobenthos An drei Stellen im Bergsee wurden vom 22. April bis 19. Mai für vier Wochen Ziegelsteine exponiert (Abb. 3-30, S. 60). Im Vergleich zu anderen Seen konnten nur wenige Arten bzw. Familien im Bergsee nachgewiesen werden, nämlich (zum Vergleich: Illmensee: 20, ebenfalls auf Zie Sedimentkerne und Sidescan-Untersuchungen im Bergsee Sedimente aus dem Bergsee bestehen aus Mudden aus organischem Material und sind im oberen Bereich sehr wässrig und homogen, ab 50 cm dann etwas fester. Es gibt einige schwach ausgeprägte Farbwechsel zwischen dunkelbraun und rötlichbraun (Abb. 3-31). Lagen mit einem höheren Anteil von mineralischen Einträgen wurden nicht beobachtet. Die in Abbildung 3-32 gezeigten Metallkonzentrationen sind niedrig und deuten nicht auf eine wesentliche externe Schadstoffquelle hin. Wie im Rohrsee gelsteinen). Dominiert wurde die Makrozoobenthos gibt es bei den redoxsensitiven Elementen Phosphor und gemeinschaft auf den Ziegelsteinen von Dipteren-Larven Mangen eine stetige Zunahme zur Sedimentoberfläche. (v.a. Chironomiden). Insgesamt traten kaum anspruchsvolle Arten auf. Köcherfliegen- und Eintagsfliegenlarven Bergsees am Nährstoffkreislauf des Wasserkörpers teilneh- Diese Zunahme weist darauf hin, das die Sedimente des waren nur wenig vertreten. Das starke Vorkommen von men. Wasserasseln und Schlammfliegenlarven an Probenstelle 1 deutet auf keine gute Wasserqualität hin. Einschränkend Der Bergsee wurde neben der Beprobung mit Sedimentkernen mit einem Sidescan-Sonar befahren (Abb. 3-33). muss jedoch gesagt werden, dass lediglich die Exponate untersucht wurden und keine anderen Habitate. Als Neozoon wurde Dugesia tigrina gefunden eine Strudelwurmart, siven Nutzung wurde eine ungewöhnlich hohe Anzahl von Trotz seiner vergleichsweise geringen Größe und exten- die bereits Anfang des 20. Jahrhunderts von Aquarianern untergegangenen Booten gefunden (Abb. 3-34), das natürliche Bodenrelief ist nur schwach ausgeprägt, wie es bei nach Europa eingeschleppt wurde und ursprünglich aus Nordamerika stammt. einer derart homogenen Mudde auch nicht verwunderlich Abb. 3-30: Links Ausbringung der Ziegelsteinexponate am ; rechts geborgenes Ziegelsteinexponat am (LUBW). Abb. 3-31: Das Sediment im Bergsee ist weitgehend ungeschichtet und strukturlos und besteht aus dunkelbraunen organischen Mudden. LUBW ISF Arbeitsbericht

60 Abb. 3-31: Die hier exemplarisch gezeigten Schwermetallprofile zeigen keine auffälligen Belastungsquellen im Bergsee. Abb. 3-33: Die sidescan-aufnahme aus dem Bergsee zeigt ausgeprägte Hänge und ein nur schwach ausgeprägtes Bodenrelief. Abb. 3-35: Rechts: Die 1987 installierte Belüftungsanlage im Bergsee. Abb. 3-34: Links: Für die geringe Größe des Sees liegt eine erstaunliche Anzahl an Booten am Seegrund. ist. Einige anthropogene Strukturen wurden entdeckt, hierbei handelt es sich um mehrere ca. 2*2 m große quadratische Körper und ein 13,5*3 m großes Objekt, das ca. 6 m über die Sedimentoberfläche ragt, und die 1987 installierte Belüftungsanlage (Abb. 3-35). 60 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

61 3.3 Steißlinger See Abb. 3-36: Steißlinger See (LUBW). Der Steißlinger See (Abb & 3-37) ist ein 11,2 ha großer, aus einer eiszeitlichen Gletscherzunge geformter See, der im mittleren Hegau wenige Kilometer nordwestlich von Radolfzell am westlichen Ortsrand der Gemeinde Steißlingen liegt. Der See wird von mehreren Tiefenquellen, die alle in 8 10 m Wassertiefe an der Westseite liegen, gespeist [Eusterhues et al. 2002]. Die kontinuierliche Zufuhr von wärmerem Grundwasser in der kalten Jahreszeit beeinträchtigt die temperaturbedingte Zirkulation, weswegen Jahre ohne Vollzirkulation überwiegen [Eusterhues et al. 2002; Mayer, Schwark 1999]. Im Vergleich zu den Quellen spielen zwei nördlich und südöstlich zufließende Gräben eine nur sehr unbedeutende Rolle für die Wasserzufuhr. Ursprünglich erfolgte der Abfluss nach Norden, der heutige Abfluss im Südosten (Mühlbach oder Hardtbach) wurde vor Jahrhunderten zur Sicherung des Wasserbedarfs der Hardtmühle künstlich angelegt, und fließt an Böhringen vorbei in den Bodensee. Der See wird vor allem durch die intensive landwirtschaftliche Nutzung in seiner direkten Umgebung beeinflusst. Verschiedene Extensivierungsmaßnahmen im Einzugsgebiet haben die in den 80er Jahren stark gestiegene Eutrophierung deutlich verringert. Der See befindet sich in Privatbesitz, ist aber zum Baden über das Strandbad am Nordostufer öffentlich zugänglich. Weitere Nutzung ist die Fischerei, die aber ausschließlich vom Ufer aus betrieben wird. Die Probenahmestellen der chemischen, biologischen und sedimentologischen Seeuntersuchung 2014 (siehe Kapitel ) sind in Abbildung 3-37 dargestellt. Abb. 3-37: Tiefenkarte des Steißlinger Sees mit chemischen, biologischen und sedimentologischen Messstellen Chemische Untersuchung Im Untersuchungsjahr 2014 fand die monatliche Probenahme zu folgenden Terminen statt: , , ,12.05., , , , , , und Die Proben wurden an der tiefsten Stelle des Sees in folgenden Tiefenstufen entnommen: 0; 2,5 m; 5 m; 10 m, 15 m, 17,5 m und 19 m (1 m ü. Grund). Zusätzlich wurden der Zufluss und der Abfluss beprobt, und wie auch die Proben aus dem See auf die Grundparameter, bestimmte Schadstoffe (siehe Kapitel 3.6.2), sowie alle Nährstoffe untersucht. Die wichtigsten Parameter für die Untersuchungsjahre 2014 und 1987 sind in Tabelle 3-4 & 3-5 (S. 62) dargestellt. Zusätzlich ist der zeitliche Verlauf ausgewählter Parameter für das Untersuchungsjahr 2014 in Abbildung 3-38 (S. 63) dargestellt. LUBW ISF Arbeitsbericht

62 Der Steißlinger See ist aufgrund seiner Tiefe prinzipiell dimiktisch, jedoch vorwiegend als meromiktisch einzustufen, da aufgrund des Zutritts wärmeren Grundwassers in der kalten Jahreszeit Jahre ohne Vollzirkulation überwiegen. Dies konnte auch 2014 beobachtet werden, mit Februar- Tab. 3-4: Vergleich wichtiger chemischer und physikalischer Parameter im Steißlinger See 1987 und Steißlinger See Parameter Einheit 1987 (Feb, Apr-Nov)* 2014 (Feb-Dez)* 1 Vol.-gew. Jahresmittel Temp. C 9,7 11,5 Sichtt. m 2,1 3,5 O 2 mg/l 6,7 6,8 ph-wert 7,8 7,9 Leitf. µs/cm SBV mmol/l 4,8 5,3 Härte 1/2 mmol/l 6 6,4 PO 4 -P µg/l 0,8 1,8 gelöst P µg/l 3,2 5,9 gesamt P µg/l NO 3 -N µg/l NH 4 -N µg/l an.-n µg/l SiO 2 -Si µg/l Fe µg/l 43 9,5 Temperaturen, die unterhalb von 5 m Wassertiefe deutlich wärmer waren (plus 2 C), bei Oberflächentemperaturen um die 3,5 C (Abb. 3-38). Im Laufe des Jahres erwärmte sich die Oberfläche von 3,4 C im Februar auf eine Maximaltemperatur von 22,8 C, die im Juni und August erreicht wurde. Bei einer nur unwesentlich geringeren Oberflächentemperatur erreichte die sommerliche Tiefenerwärmung im Monat Juli einen Maximalwert von 7,9 C. Im Dezember war der See mit Temperaturen zwischen 7 C und 8 C relativ homogen durchmischt, aber noch vergleichsweise warm. Im gesamten Jahresverlauf traten ab einer Wassertiefe von 15 m kritisch zu bewertende Sauerstoffgehalte von maximal ~1 mg/l auf (Abb. 3-38). Von April bis September lagen in 5 m Wassertiefe (12 3,2 mg O 2 /l) gegenüber der Oberfläche (9,2 10,4 mg O 2 /l) erhöhte Sauerstoffkonzentrationen vor. Diese Beobachtung metalimnischer Produktionsmaxima, die durch starke Photosynthese-Aktivität in stabil geschichteten Seen zustande kommen, gab es bereits in früheren Jahren [Leitenberger 1997]. Weitere Maxima wurden danach nicht mehr erreicht und es erfolgte eine Angleichung der Sauerstoffkonzentrationen in den oberen 5 m Wassertiefe. Nach erstmaliger vollkommener Abwesenheit von Sauerstoff über Grund im Juni, dehnte sich diese ab Oktober auf die untersten beiden Volumenschich- Mn µg/l 11 Cl mg/l SO4 mg/l Ca gel. mg/l 84 Mg gel. mg/l 24 Tab. 3-5: Vergleich wichtiger chemischer und physikalischer Parameter im Steißlinger See 1987 und Steißlinger See Extrema 1 m über Grund*3 (Monat) Li gel. µg/l 8,5 Ba gel. µg/l 102 Sr gel. µg/l 529 As gel. µg/l <0,5 (BG) Al gel. µg/l 3,8* 2 Zn gel. µg/l 1,3* 2 Cu gel. µg/l 0,8 O 2 Min mg/l 0 (6 11) 0 (6;8 12) ges-p Max µg/l 199 (7) 105 (12) NH 4 -N Max µg/l 2715 (10) 2905 (12) Fe Max µg/l 1327 (5) 109 (11) Mn Max µg/l 71 (8) * : Extrema bei 16 m Wassertiefe U gel. µg/l 17 Chl a (0 10 m) µg/l 5,6 8,9 * Juli, November: zwei Messungen pro Monat vorhanden * 1 Metalle: nur April, August * 2 zur Berechnung des Mittelwerts wurde die halbe Bestimmungsgrenze verwendet, wenn einzelne Messwerte unter der Bestimmungsgrenze liegen. LAWA Trophieindex LAWA Trophieindex mesotroph 2 (2,19) mesotroph 2 (2,1) Referenztrophie oligotroph (Einzugsgebiet) / mesotroph (Beckenform) 62 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

63 Abb. 3-38: Isoplethen wichtiger chemischer Parameter im Steißlinger See LUBW ISF Arbeitsbericht

64 ten aus. Trotz relativ ausgeglichener Temperaturen im Dezember kam es nicht zu ausreichender Zirkulation um die Sauerstoffkonzentration in der Tiefe (ab 15 m) zu erhöhen. Die anorganischen N-Gehalte fielen 2014 etwas höher aus als 1987 (Tab. 3-4), was vor allem auf eine Nitratzunahme zurückzuführen ist, die sich durch konstant höhere Einträge durch den Zufluss begründen lässt. Es handelt sich dabei um Schwankungen im üblichen Bereich für natürliche Seen, die sich durch witterungsbedingt variablen Nitrateintrag begründen lassen stieg Nitrat in den oberen 5 m Wassertiefe im Zeitraum von Mai bis Oktober mit Konzentrationen > 1000 µg/l im Vergleich zu den Startwerten im Februar deutlich an (Abb. 3-38). Da die Zuflusswerte aber bereits zu Beginn des Jahres ähnlich hohe Konzentrationen aufwiesen, ist diese Zunahme vermutlich auf bakterielle Nitrifikation zurückzuführen. Dies spiegelt sich auch in den Ammoniumkonzentrationen wieder, die im Zeitraum von Mai bis Oktober, gegenläufig zum Nitrat, einer oberflächlichen Zehrung unterlagen und von 940 µg/l im Februar auf 180 µg/l im August absanken (Abb. 3-38). Im Vergleich zum Jahr 1987, in dem Nitrat im Zeitraum Juni bis November ab 10 m Wassertiefe auf null zurück ging (Daten nicht dargestellt), war Nitrat 2014 bei einem Jahresmittelwert von 748 µg/l immer vorhanden, wobei auch hier im selben Zeitraum eine deutliche Abnahme in größeren Tiefenbereichen auftrat. Ein Minimum von 62 µg/l wurde entsprechend der erstmaligen vollständigen Sauerstoffabwesenheit über Grund im Juni erreicht. Rücklösung aus dem Sediment und der bestehenden Sauerstoffreiheit in den bodennahen Tiefenschichten fast ausschließlich aus gelöst-mn bestand. Etwas weniger hohe Konzentrationen (42 49 µg/l) dauerten auch noch von September-November an. Die Jahresmittelwerte an Chlorid und Sulfat haben 2014 gegenüber 1987 leicht zugenommen. Dies lässt sich vermutlich, wie bei vielen anderen Seen, zum Teil auf die winterliche Straßensalzung zurückführen. Zwei Ausfallstraßen führen beiderseits direkt am See entlang. Im Vergleich fällt aber auch auf, dass die Konzentrationen beider Ionen deutlich höher sind als in anderen Seen in Baden-Württemberg, wo sie zum größten Teil im einstelligen Bereich liegen. Der Steißlinger See wird durch verschieden Quellen im westlichen Teil durch Grundwasser gespeist, was sich auf die Ionenzusammensetzung des Wassers im See auswirkt. Daher lässt sich die leichte Zunahme in den Jahresmittelwerten vermutlich außerdem auf die natürliche Variabilität des Ionengehalts im Grundwasser zurückführen. Das Wasser zeigt mit einem Säurebindungsvermögen von ca. 5 mmol/l eine gut ausgeprägte Pufferkapazität, so dass der ph-wert in beiden Untersuchungsjahren stabil bei 8 liegt. Härte, Säurebindungsvermögen und Leitfähigkeit haben im Vergleich zu 1987 leicht zugenommen. Auch dies lässt sich durch die natürliche Variabilität der Ionenzusammensetzung des Grundwassers erklären. Der Jahresmittelwert an gesamt-p hat sich 2014 mit 19 µg/l gegenüber 29 µg/l (1987) erniedrigt. Ein Maximum der Phosphorrücklösung mit gesamt-p Gehalten von 81 µg/l bis 105 µg/l über Grund, und gleichzeitig den höchsten Anteilen an gelöst P (> 50 %), wurde von Oktober bis Dezember erreicht, entsprechend dem Abbau von Biomasse und der größten Sauerstofffreiheit in den bodennahen Tiefenschichten. Dies zeigt sich auch in der zeitlichen Übereinstimmung mit den höchsten bodennah erreichten Ammoniumkonzentrationen (max µg/l). Gelöst-P erreichte sein Maximum (60 µg/l) ebenso wie gelöst-fe (48 µg/l) im Dezember. Gesamt-Mangan erreichte einen Maximalwert von 71 µg/l über Grund im August, das entprechend der reduktiven Die Freisetzung toxischer Metalle wie Arsen, Aluminium, Zink und Kupfer, die sich im sauren Milieu deutlich erhöht, ist im Steißlinger See entsprechend des gemessenen ph-werts ausgesprochen gering. So wurden hier mittlere (April, Oktober) Konzentrationen bestimmt, die zumeist unter oder nahe der Bestimmungsgrenze liegen (Tab. 3-4). Dagegen sind die Konzentrationen an Alkali- und Erdalkalimetallen zum Teil entsprechend des geologischen Hintergrunds und des direkten Zutritts durch das Grundwasser zum Teil um ein Vielfaches höher als beispielsweise im Bergsee. Ebenso lassen sich die erhöhten mittleren Uran- Konzentrationen von 17 µg/l auf den Einfluss des Grundwassers zurückführen. Im Vergleich liegen die gemessenen Uran-Konzentrationen im Bergsee unter der Bestimmungsgrenze. 64 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

65 Die Bewertung nach LAWA (2013) mit Gesamt-P, Chlorophyll a und Sichttiefe ergibt für den Steißlinger See wie bereits 1987 einen mesotrophen (m2) Gesamtzustand. Dabei hat sich der Trophieindex leicht verbessert (Tab. 3-5). Der Referenzzustand ist oligotroph bezüglich der zu erwartenden Nährstoffeinträge aus dem Einzugsgebiet und mesotroph bezüglich der Beckenform. Der Steißlinger See befindet sich damit 2014 insgesamt im guten Zustand Biologische Untersuchung Phytoplankton und Pigmente Das Phytoplankton des Steißlinger Sees wurde zuletzt im Rahmen einer Diplomarbeit 1996 untersucht [Leitenberger 1997]. Die Originaldaten dieser Arbeit liegen nicht mehr vor, sondern wurden zu Vergleichszwecken aus den Abbildungen der Diplomarbeit entnommen. Abbildung 3-39 zeigt in (A) die Phytoplankton-Biomasse im Jahre 1996 und in (B) die Phytoplankton-Biomasse im Jahre Besonders auffällig ist der Rückgang der Chlorophyceen, die 1996 noch stark vertreten waren, 2014 hingegen keine Rolle mehr spielten. Auch fand in 2014 keine Kieselalge-Blüte statt wie 1996, was auch an der schlechten sommerlichen Witterung gelegen haben kann. Crysophyceen- Blüten traten im Frühjahr und Herbst sowohl 1996 (Oochromonas-Blüte im Frühjahr) als auch 2014 auf (kleine unbestimmte Formen). Bei den Cyanophyceen, die 1996 auftraten, handelte es sich vermutlich um kugelförmige Gattung Aphanocapsa sp., die 2014 ebenfalls noch vertreten war, allerdings war im Jahr 2014 die fädige Form Planktothrix sehr viel dominanter. Die Dinophyceen hingegen zeigen keine Veränderung zwischen 1996 und 2014 und treten das gesamte Jahr über auf (vorwiegend Ceratium hirundinella). Die Jahresdurchschnittsbiomasse des Phytoplanktons liegt 2014 bei 1,21 mg/l. Die Chlorophyllwerte des Steißlinger Sees (Abb. 3-39a) liegen 2014 mit einem Jahresdurchschnittswert von 8,9 µg/l im mesotrophen Bereich an der Grenze zu eutroph. Das Maximum wurde erst im November mit 15,85 µg/l erreicht. Bei der Leitpigmentanalyse auffällig ist der hohe Zeaxanthin-Anteil, also des Blaualgen-Pigments. In Abbildung 3-40 (S. 66) sind die Cyanobakterien nach Spezies in Zellzahl/ml sowie das Picoplankton in Zellen/ ml auf der einen y-achse der Zea bzw. Canthaxanthin-Konzentration (in µg/l) gegenübergestellt. Phytoplankton (0-20m) [mg/l] Phytoplankton (0-18m) [mg/l] Leitpigmente [µg/l] 3,5 3,0 2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0 3,0 2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0, A) Steißlinger See - Phytoplankton Biomasse 1996 Euglenophyceae Dinophyceae Cyanobacteria Chrysophyceae Cryptophyceae Bacillariophyceae Chlorophyten Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez B) Steißlinger See - Phytoplankton Biomasse und Picoplankton 2014 Euglenophyceae Chrysophyceae Dinophyceae Cyanobacteria Cryptophyceae Bacillariophyceae Chlorophyten Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez C) Steißlinger See - Leitpigmente Canthaxanthin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Peridinin Chlorophyll a Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez Picoplankton [x 10 5 Zellen/ml] Chl a [µg/l] Abb. 3-39: Biologische Parameter des Steißlinger Sees, sowie des Zufluss und Abfluss im Jahresverlauf A) Biomasse Phytoplankton Biomasse 1996, B) Biomasse Phytoplankton Biomasse 2014 C) Leitpigmente LUBW ISF Arbeitsbericht

66 Im April sowie im November ist der hohe Zeaxanthin-Anteil vermutlich wieder auf die hohe Picoplankton-Zellzahl zurückzuführen. Im Juni tragen dann die Summe aus den fädigen Planktothrix zusammen mit dem Picoplankton zu dem höchsten Zeaxanthin-Peak bei. Interessanterweise fällt die höchste Zellzahl an Planktothrix im Juli nicht mit einem Zeaxanthin-Peak zusammen und ist vermutlich darauf zurückzuführen, dass die Pigmentkonzentrationen in Abhängigkeit vom physiologischen Status variieren. Canthaxanthin als Blaualgenpigment spielt nur eine untergeordnete Rolle. Neben den Integralproben von 0 8 m wurden die Leitpigmente im Steißlinger See in distinkten Tiefenstufen von 0 m, 2,5 m, 5 m, 10 m, 15 m, 17, 5m und 20 m bestimmt (Abb. 3-41, S. 68). Dadurch kann das Schichtungsverhalten bestimmter Algengruppen ermittelt werden, das u. a. abhängig ist von Licht- und Nährstoffverfügbarkeit. Die Dominanz des Zeaxanthins als Marker für die Cyanobakterien ist auch in der Tiefenstufendarstellung ersichtlich. Zu Beginn der Probenahmen wurden die Cyanobakterien in den oberen 10 m Wassersäule gefunden, bereits Canthaxanthinab März kam es zu Blüten unterhalb 5 m Wassertiefe. Im Juni trat eine starke Blaualgenbiomasseentwicklung im Bereich von 10 m Wassertiefe auf, die auch durch die Chlo- rophyll a-messung bestätigt wurde. Dabei handelte es sich höchstwahrscheinlich um Arten der Gattung Planktothrix, da diese zum einem bei den mikroskopischen Zählungen dominant waren und der Filter bei der Probenvorbereitung eine charakteristische rötliche Färbung zeigte. Die Sichttiefe lag zu diesem Zeitpunkt bei 4 m, die euphotische Zone demnach bei etwa 10 m. Für Planktothrix spp. bietet dieser Niedrig-Licht-Bereich bei besserer Nährstoffversorgung durch Tiefenwasser ideale Wachstumsbedingungen. Im Zufluss zum Steißlinger See wurde als dominierende Leitpigmente Fucoxanthin und Chlorophyll b gefunden (Abb. 3-42a). Kiesel- und Grünalgen bilden in Bächen eine typische Phytoplanktongemeinschaft. Im März wurden außergewöhnlich hohe Zeaxanthin-Konzentrationen als auch das Jahresmaximum an Chlorophyll a detektiert sowohl im Zu- als auch im Abfluss. Diese Blüte wurde vermutlich durch den bereits früh einsetzenden Frühling stimuliert. Im Abfluss finden sich aber noch weitere Pigmente, die vermutlich vom Steißlinger See abfließen (Abb. 3-42b). Insgesamt weisen die biologischen Komponenten Phytoplankton mit dem relativ hohen Cyanobakterienanteil sowie Chlorophyll a auf einen mesotrophen Zustand hin. Abb. 3-40: Cyanobakterien nach Spezies in Zellzahl/ ml, Picoplankton (graue y-achse) in 10 5 Zellen/ ml sowie die Pigmentkonzentration von Zea- bzw. Canthaxanthin in µg/l (blaue y-achse, rechts) im Jahresverlauf für den Steißlinger See. 66 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

67 Abb. 3-41: Steißlinger See Tiefenstufenverteilung der Leitpigmente im Jahresverlauf Abb. 3-42: Steißlinger See Leitpigmente im Jahresverlauf 2014 im Zufluss (A) und Abfluss (B). Im Mai keine Analyse. LUBW ISF Arbeitsbericht

68 Zooplankton Das Zooplankton wurde mit einem 55 µm Schließnetz (Netzbeutel 1 m Länge) in Stufenfängen (0 5 m, 5 10 m, m) beprobt. und ernähren sich dort räuberisch (vor allem von Daphnien aber auch von Fischlarven). Da sie sich tagsüber vor allem sedimentnah aufhalten, konnten sie sicherlich nicht quantitativ mit dem Planktonnetz erfasst werden. Im Steißlinger See lässt sich ein klassisch gegenläufiger Verlauf von Cladoceren und Rotatorien beobachten (Abb. 3-43). Beide Gruppen konkurrieren um die gleiche Nahrung, wobei die Cladoceren die effektiveren Filtrierer sind und daher die Rotatorien bei der Zunahme der Konkurrenz durch Cladoceren zurückgehen. Die Gruppe der Copepoden wird von calanoiden Formen dominiert, die sich ebenfalls filtrierend ernähren (Abb. 3-43). Im Steißlinger See kamen auch sehr häufig die Larven der Büschelmücke Chaoborus sp. vor (Abb. 3-43). Diese waren vor allem in der unteren Tiefenstufe (10 18m) zu beobachten. Chaoborus-Larven halten sich tagsüber in den Tiefenzonen auf und sind zur Anoxibiose fähig. In der Dämmerung steigen sie in die oberen Wasserschichten auf Mit der Zunahme des Crustaceenplanktons ab Mai/Juni nimmt die Phytoplanktonbiomasse kontinuierlich ab, bis diese im September ein sommerliches Minimum erreicht (Abb. 3-39). Gleichzeitig wurde die höchste Abundanz des Crustaceenplanktons im August und September beobachtet (Abb. 3-43). Vor allem die kleinen centrischen Diatomeen gehen bis August nahezu vollständig zurück, was auf den Fraßdruck der Cladoceren zurückzuführen sein dürfte. Mit dem Rückgang des Crustaceenlanktons im Oktober kommt es im November zu einem Biomassemaximum beim Phytoplankton, das vor allem auf eine Erholung der Diatomeen, eine Blüte von Dinophyceen und der Erholung der Crysophyceen zurückzuführen ist. Eine grobe Abschätzung fressbarer Anteile des Phytoplank- Abb. 3-43: Verteilung des Zooplanktons im Jahresverlauf Abb. 3-44: Fressbarkeit der Phytoplanktonalgen im Jahresverlauf sowie Verteilung der Cladoceren und Rotatorien im Jahresverlauf. 68 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

69 tons (gut fressbar: Zellen kleiner 30 µm, Einzelzellen; schlecht fressbar: große Einzelzellen, Kolonien, fädige Algen, nadelförmige lange Zellen) zeigt Abbildung Die Cladoceren filtrieren die gut fressbaren Zellen sehr effektiv, daher kommt es zu einer kontinuierlichen Abnahme der gut fressbaren Fraktion bis Mitte September. Im Oktober bricht die Cladocerenpopulation wegen Futtemangel zusammen. Dadurch können sich die fressbaren Algen wieder erholen, die nun von den Rotatorien aufgrund kürzerer Generationszeiten besser genutzt werden können. Insgesamt liegen die Abundanzen des Zooplanktons im Steißlinger See im Vergleich zu früheren Untersuchungen sehr niedrig (Abb. 3-45). Untersuchungen in den Jahren 1980 und 1996 ([Einsle 1993], zitiert in [Klank 2000]) zeigten noch deutlich höhere Abundanzen, wobei bei den Daten von 1980 unklar ist, wie und welche Tiefen beprobt wurden. Vermutlich wurde aber wie 1996 und 2014 die gesamte Wassersäule beprobt. Den Untersuchungen von 2014 und 1996 liegen unterschiedliche Probenahmestrategien zu Grunde. Während 1996 im 2 m-abstand mit einem 100 µm Schließnetz beprobt wurde, erfolgte die Beprobung 2014 mit einem 55 µm Schließnetz in drei Tiefenstufen (0 5 m, 5 10 m, m). Dennoch erklären die methodischen Unterschiede diese niedrigen Abundanzen nicht. Auch im Vergleich mit anderen kleinen Seen (z.b. Mindelsee und Illmensee), die mit der gleichen Strategie wie der Steißlinger See beprobt wurden, wies der Steißlinger See deutlich geringere Zooplankton-Abundanzen auf (vgl. Tab. 3-6, S. 70). Zum einen könnte ein erhöhter Fischfraßdruck eine Rolle spielen, zum anderen könnten aber auch die beobachteten Chaoborus-Larven einen erheblichen Fraßdruck auf das Crustaceenplankton ausüben. Allerdings hat sich die mittlere Chaoborus-Dichte im Vergleich zu 1996 kaum verändert (1996: 0,47 Ind./l, 2014: 0,48 Ind./l), wobei 2014 die Chaoborus-Larven vermutlich nicht Abb. 3-45: Vergleich der Cladoceren-Abundanz im Steißlinger See in den Jahren 1980 (Untersuchungen Einsle, Datentabelle in Diplomarbeit Klank), 1996 (Diplomarbeit Klank; die Daten wurden aus Grafiken ausgemessen) und 2014 (ISF). Oben Cladoceren, unten Copepoden. LUBW ISF Arbeitsbericht

70 Tab. 3-6: Durchschnittliche Abundanz/l der Crustaceen im Steißlinger See in den Jahren 1980, 1996 und 2014 sowie im Vergleich mit Illmensee und Mindelsee. Steißlinger See Illmensee Mindelsee Jahr Cladoceren Copepoden Bei der Artenzusammensetzung sind ebenfalls Veränderungen zu beobachten (Abb. 3-46). Bereits 1996 konnte im Vergleich zu 1980 ein deutlicher Rückgang der Gattung Bosmina verzeichnet werden (Abb. 3-46). Nach Klank [2000] lag die maximale Abundanz bei etwas über 3 Ind./l (Anfang Juli 1996), während Einsle [2000] im Jahr 1980 noch Werte bis zu 44 Ind./l (Mitte Juni) fand konnte Bosmina lediglich im Mai und dann erst wieder ab Oktober nachgewiesen werden. Die maximale Abundanz 2014 lag bei 1 Ind./l. vollständig erfasst wurden, da nur bis 18 m Wassertiefe beprobt wurde. Zu den Fischen liegen leider keine aktuellen Daten vor. Gemäß der Internetseite des Angelsportvereins Singen-Bohlingen ( Steißlinger-see.html) besitzt der Steissligner See mit Hecht, Zander und Wels einen guten Raubfischbestand und ist auch für den Karpfenangler geeignet. Anteilmäßig nimmt die Gattung Daphnia in der ersten Jahreshälfte zu, während die Gattung Ceriodaphnia, die in allen Untersuchungsjahren erst ab Jahresmitte auftritt, bei der Artenzusammensetzung 2014 nur noch eine untergeordnete Rolle spielt. Im Vergleich zu den Untersuchungen von 1980 (maximal 67 Ind./l) und von 1996 (maximal 34 Ind./l) lag die Abundanz der Gattung Ceriodaphnia jedoch bei verschwindend geringen Werten (2 Ind./l). Für die Copepoden ist ein Vergleich der artspezifischen Abb. 3-46: Vergleich der Arten-Zusammensetzung an den einzelnen Probenahmetagen im Steißlinger See in den Jahren 1980 (Untersuchungen Einsle), 1996 (Diplomarbeit Klank) und 2014 (ISF). 70 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

71 Abundanzen mit 1996 nur eingeschränkt möglich, da 1996 die cyclopoiden Copepodide nicht nach Art getrennt gezählt wurden, Copepodide jedoch im Vergleich zu adulten Tieren häufig überwiegen. Eudiaptomus gracilis war in allen Untersuchungen der einzige calanoide Copepode und hat seit 1980 anteilmäßig zugenommen. Während die Art 1980 und 1996 vor allem in der ersten Jahreshälfte vertreten war, dominierte sie 2014 vor allem in der zweiten Jahreshälfte und 1996 lag das Maximum bei 21 Ind./l, 2014 wurden maximal 4 Ind./l gefunden. Eudiaptomus gracilis ernährt sich wie die Cladoceren herbivor. Nach Maier (1996) bevorzugt diese Art mesooligotrophe Seen. Das Rotatorien-Plankton war sehr artenreich, die Abundanzen aber im Vergleich zu anderen Seen eher gering. Waren 1996 noch die Gattungen Pompholyx, Keratella und Polyarthra die Hauptvertreter, so dominierten 2014 die Art Kellikottia longispina und die Gattungen Filinia, Polyarthra und Gastropus die Rotatoriengemeinschaft. Die Art Kellikottia longispina dominierte im Jahr 2014 das Rotatorienplankton im Frühjahr und Herbst mit Abundanzanteilen zwischen 30 % und 78 %. Nach Ruttner-Kolisko [1972] kommt die Art zahlreich im Plankton oligotropher Seen vor und ernährt sich vorwiegend von kleinen Phytoflagellaten. Zum Zeitpunkt ihres verstärkten Auftretens waren im Phytoplankton kleine Chrysophyceen gut vertreten (vgl. Abb. 3-39). Insgesamt deutet die Zooplanktonbiomasse auf schwach mesotrophe Verhältnisse hin. Gewässers speziell aber die vertikale Stratifizierung des Sees bestimmt. Während des gesamten Jahres 2014 wurden dabei in der Tiefe des Sees deutlich erhöhte Leitfähigkeitswerte registriert, die Maximalwerte von etwa µs/cm aufwiesen und sich damit deutlich von den oberflächlichen Werten von etwa µs/cm unterschieden. Der mittlere Unterschied zwischen der Leitfähigkeit an der Oberfläche des Gewässers und der Maximalwassertiefe bewegte sich dabei im Bereich von etwa µs/cm ( und ). Je nach Jahresszeit und meteorologischer Situation kann der Übergangsbereich von der Oberflächenschicht mit niedrigeren Leitfähigkeitswerten zu hohen Werten über einen Bereich von 2 10 m erstrecken und beginnt in Wassertiefen von 3 10 m. Stark korreliert mit der Struktur der thermisch-halinen Schichtung des Gewässers ist der vertikale Verlauf des Sauerstoffgehaltes, der im Bereich des Hypolimnions mit wachsender Wassertiefe stark zurückgeht, wobei in Bodennähe anoxische Verhältnisse herrschen. Fazit Der Steisslinger See weist bedingt durch Grundwasserzutritte eine ausgeprägte thermo-haline Schichtung auf, die wesentlich die vertikalen Mischungsprozesse beeinflusst und ebenso die vertikale Struktur anderer Parameter speziell des Sauerstoffgehaltes bestimmt. In Bodennähe weist der Steisslinger See anoxische Verhältnisse auf Sedimentkerne und Sidescan-Untersuchungen Seenphysikalische Untersuchung Im Steisslinger See wurden an den normalen Probenahmeterminen biologische und chemische Untersuchungen durch Aufnahmen von Vertikalprofilen mit einer seenphysikalischer Multiparametersonde (CTD-Sonde) ergänzt. Im Weiteren sollen diese Messungen und daraus abgeleitet kurz einige Eigenschaften des Gewässers diskutiert werden. Sedimentkerne Die Sedimente des Steißlinger Sees sind in der Vergangenheit intensiv im Rahmen mehreren Diplomarbeiten und Doktorarbeiten vor allem von der Universität Göttingen untersucht worden (Barnikol-Schlamm 1994, Wolf 1994). Es gibt entsprechend viele, zum Teil sehr lange Sedimentkerne, die einen detaillierten Einblick in die Umweltgeschichte des Sees bis in das Spätglazial ermöglichen. Der Steisslinger See ist durch einen stark das Geschehen in den tieferen Wasserschichten bestimmenden, hohe Leitfähigkeitswerte aufweisenden Grundwasserzufluss geprägt, der wesentlich die seenphysikalischen Eigenschaften des Im Untersuchungsprogramm des ISF sind vier Sedimentkerne an zwei Stellen in 21,5 und 11 m Wassertiefe entnommen worden. Sie entsprechen weitgehend der zuvor gefundenen Stratigraphie. Die Sedimente haben ein relativ LUBW ISF Arbeitsbericht

72 weites Farbspektrum von hellbraun, grau bis zu dunkelgrauen Abschnitten an der Basis der etwa 60 cm langen Kerne. Einzelne Abschnitte sind sogar leicht rötlich gefärbt (Abb. 3-47). Diese generelle Abfolge macht die Kerne einigermaßen vergleichbar. Die Kerne von der tiefsten Stelle sind abschnittweise fein laminiert. Die früheren Untersuchungen der Universität Göttingen haben gezeigt, dass sich eine Jahresschichtung über weite Teile des Holozäns bis ins das Spätglazial rekonstruieren lässt und das das Vorhandsein bzw. Fehlen der Lamination als Anzeichen für die gute Durchmischung des Sees zu werten sei. Insgesamt wurde festgestellt, dass eine anthropogene Beeinflussung des Sees schon seit der Bronzezeit nachweisbar ist; Seit dem Mittelalter gab es deutliche Eingriffe in den Wasserhaushalt und den Stoffhaushalt mit weit reichenden Folgen für den See. Neben Umleitungen der Zuflüsse gab es eine Hanfrösterei in unmittelbarer Nähe zum See, die bis in das 18. Jahrhundert betrieben wurde. Seit dem Beginn der industriellen Revolution ist eine Belastung mit Schwermetallen nachweisbar, seit 200 Jahren wird der See vorrangig als Badesee genutzt (Wolf 1994). Aus Datierungen mit 210Pb wurde eine Sedimentationsrate von etwa Abb. 3-47: Sedimentkerne aus dem Steisslinger See zeigen ein weites Farbspektrum. Der Kern von der tiefsten Stelle (oben) hat in weiten Teilen laminierte Sedimente. In geringeren Wassertiefen sind die Sedimente nicht geschichtet. Abb. 3-48: Die Analysen aus dem Kern an der tiefsten Stelle zeigen die hohen Karbonatgehalte und einen deutlichen Wechsel zu Karbonat-armen, dafür mit Schwermetallen (z.b. Chrom) angereicherten Sedimenten. 72 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

73 0,14 cm/jahr abgeschätzt. Der unten gezeigte 60 cm lange Kern würde, bei Annahme einer (sicher nicht zutreffenden) gleichbleibenden Sedimentationsrate, einen Zeitraum von etwa 400 Jahren repräsentieren (Abb. 3-47). Da die Karbonatgehalte ab ca. 40 cm deutlich abnehmen, sind vermutlich auch die Sedimentationsraten geringer, sodass die Kernbasis vermutlich eher noch älter ist und der ganze Kern (geschätzt) einen Zeitraum von etwa 600 Jahren repräsentiert. Damit würde sich die Umweltgeschichte seit dem Mittelalter rekonstruieren lassen. Die Schwermetallkonzentrationen bestätigen im Wesentlichen die frühere Interpretation mit einem erhöhten Eintrag von Blei und Kupfer seit der Industrialisierung und einem Maximum in der Mitte des 20. Jahrhunderts (ca. 10 cm Sedimenttiefe), der vermutlich atmosphärische Einträge zurückzuführen ist (Abb. 3-48). Zur Kernoberfläche nehmen die Konzentrationen vor allem von Blei deutlich ab, die Kupferkonzentrationen sind, trotz ansonsten vergleichbarer Sedimente, noch deutlich höher wie vor der Industrialisierung. Bemerkenswert sind die erhöhten Chromgehalte unterhalb von 40 cm Sedimenttiefe, die erheblich ausgeprägter als die nur geringfügig ansteigenden Blei- oder Kupferkon- zentrationen sind und mit erhöhten Phosphor und Mangankonzentrationen einhergehen. Die höheren Konzentrationen von Blei, Kupfer und den redoxsensitiven Elementen dürften auf die niedrigeren Akkumulationsraten unterhalb von 40 cm zurückzuführen sein. Das überproportional erhöhte Chrom wurde in der Studie von Wolf (1994) nicht untersucht; möglicherweise zeigt es eine Belastung, die speziell für einzelne Produktionsverfahren bei der Hanfröstung typisch ist. Die sehr dunkle Farbe und die erhöhten Phosphorkonzentrationen dürften mit einer Eutrophierung des Gewässers durch Abwässer zusammenhängen. Der zweite analysierte Kern zeigt vergleichbare Befunde und wird nicht explizit gezeigt. Sidescan Der Steißlinger See wurde außer mit Sedimentkernen mit dem Sidescan-Sonar untersucht, da es immer wieder Berichte von unterseeischen Wasseraustritten gibt, die sich mit dem Sonar finden lassen sollten. Die Wasseraustritte sollen sich in der Nähe der Badeanstalt am nördlichen Ufer befinden (Abb. 3-49). Mit dem Sidescan-Sonar wurden einige ungewöhnliche Strukturen gefunden: Am Seeboden gibt es mehrere Meter große pockmarks (Abb & 3-51, S. 74). Vor der Badeanstalt im nördlichen Teil des Sees gibt es zudem ein ganzes Feld mit kleinen rundlichen Erhebungen, sowie einzelne Gebiete mit einer erhöhten Reflektivität (die hellen Strukturen auf dem Bild). Gasaustritte wie im Bodensee wurden nicht beobachtet, es gab auch keinen Hinweis auf den Austritt von getrübtem Wasser aus der Struktur was auch nicht zu erwarten war, da die tatsächlich eingetragenen Wassermengen vermutlich eher gering sind. Am Nordufer des Sees wurde eine große Struktur gefunden, an der einige Echos von Fischen detektiert wurden (Abb. 3-52, S. 74). Möglicherweise handelt es sich um ein Fischreiser. Abb. 3-49: Der Steißlinger See als hydroakustisches Bild mit Lage der Contacts (Abb. 3-50, 3-51, 3-52). In einem zweiten Untersuchungsschritt wurde versucht, einige der auffällige Strukturen mit dem Horizonalsonar näher zu untersuchen. Es gab hierdurch keine nennenswerten weiteren Informationen. LUBW ISF Arbeitsbericht

74 Abb. 3-50: Pockmarks im Steißlinger See ( contact 17 in Abb. 3-49) könnten ein Kandidat für die früher beschriebenen Quellaustritte sein. In der Wassersäule (der schwarze Bereich über den pockmarks) wurden keine Anzeichen für entweichende Gasblasen oder eine Trübung des Wasserkörpers beobachtet. Contact 23 ist eine ähnliche Struktur am Nordufer (ohne eigene Abbildung). Abb. 3-52: Das Sidescanbild oben zeigt den dichten, deutlich begrenzten Makrophytenbewuchs im rechten Bildteil. In der Wassersäule (schwarzer Bereich in der Bildmitte) und auf dem linken Bildteil sind viele relativ große und deutliche Echos mit sehr langen akustischen Schatten (die schwarzen Linien zu den Bildrändern) zu sehen ( contact 21 in Abb. 3-49). Vermutlich handelt es sich um einzelne größere Fische die sich an einer großen Struktur mit Pfählen am Seeboden aufhalten. Die langen hellen Linien im Zentrum der Struktur werden vermutlich von parallel zum Boot schwimmenden Fischen erzeugt. 3.4 Illmensee Meteorologische und seenphysikalische Parameter Im Illmensee wurden die Messungen aus dem Jahr 2013 bis in den November 2014 hinein fortgesetzt, um die interannuale Variabilität der physikalischen Parameter besser erfassen zu können. Dabei wurden mit dem autonomen Messsystem EnviWatch, das in einer Boje in der Mitte des Illmensees installiert war, kontinuierliche Messungen zu seenphysikalischen Parametern und zur Meteorologie über dem Illmensee durchgeführt. Abb. 3-51: Zwischen den pockmarks gibt es ein ganzes Areal mit kleinen Vertiefungen am Seeboden (oberer Bildteil, ( contact 18 in Abb. 3-49). Unten sind flächige helle Areale und unruhige Sedimentoberflächen zu beobachten, was ebenfalls ein Hinweis auf einen Wasserzutritt aus dem Sediment sein könnte. Das autonome EnviWatch-System umfasst als Kernkomponenten einen Datenlogger, einen Multiparametersensorkopf zur Messungen meteorologischer Parameter und eine Multiparametersonde YSI-6600, die eine ganze Reihe von seenphysikalischen und Wassergüteparametern messen kann. Die Datenübertragung vom Datenlogger zu einer zentralen Empfangsstation mittels GSM-Funk wird in der Regel ein bis zweimal täglich initiiert. Die online übertra- 74 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

75 genen Daten werden nach entsprechenden Plausibilisierungen und Prüfungen in eine Oracle-Datenbank eingespeist. Die Messungen erfolgen üblicherweise mit einem Messintervall von etwa Minuten, so dass zeitlich hochaufgelöste Zeitreihen zur Verfügung stehen, die eine nähere Charakterisierung der gemessenen Parameter. In Abbildung 3-53 ist die über dem See registrierte Lufttemperatur dargestellt. Zu sehen sind die kurzzeitigen Variationen der Lufttemperatur auf unterschiedlichen Zeitskalen von Tagen bis Wochen sowie der saisonale Verlauf der Temperaturentwicklung. Eine etwas detailliertere Darstellung der statistischen Eigenschaften dieser Zeitreihe findet sich in Abbildung 3-54 in der der Boxplot der monatlichen Temperaturen dargestellt ist. Diese Abbildung gestattet eine Einschätzung der monatlich auftretenden Variabilität bei gleichzeitiger Betrachtung mittlerer Werte. Monatliche basisstatistische Angaben zur Lufttemperatur finden sich in Tabelle 3-7. Abb. 3-53: Lufttemperatur. In Abbildung 3-55 ist die Zeitreihe der über dem Illmensee registrierten Windgeschwindigkeiten dargestellt. Ein statistische Betrachtung dieser Zeitreihe findet sich im Boxplot in Abbildung 3-56 (S. 76). Die im Messzeitraum registrierte maximale Windgeschwindigkeit beträgt 15,3 m/s, die während eines Starkwindereignisses im Oktober 2014 gemessen wurden. Abb. 3-54: Boxplot Lufttemperatur. Tab. 3-7: Monatliche basisstatistische Angaben zur Lufttemperatur. Startzeit Endzeit min max mean median ,0 10,6 2,0 1, ,2 12,0 2,6 2, ,1 17,6 5,5 4, ,3 19,5 9,0 8, ,4 24,6 11,1 10, ,5 31,0 16,0 15, ,0 29,5 16,7 16, ,7 25,5 15,0 14, , ,6 13, ,9 23,2 11,4 11, ,2 17,8 6,9 6,3 Abb. 3-55: Windgeschwindigkeit. LUBW ISF Arbeitsbericht

76 Die seenphysikalischen Messungen wurden mit einer YSI Multiparametersonde ausgeführt. Die Messungen erfolgten bei diesem System mit einem zeitlichen Abstand von etwa Minuten, so dass kontinuierliche Zeitserien gewonnen werden konnten, die die Dynamik der im Illmensee ablaufenden Prozesse darstellen können. Abb. 3-56: Boxplot Windgeschwindigkeit. Die gemessene Wassertemperatur (Abb. 3-57) zeigt den normalen saisonalen Verlauf der Wassertemperatur im Epilimnion (die Messungen der Multiparametersonde erfolgen in einer Wassertiefe von etwa 2 m), wobei der saisonalen kontinuierlichen Erwärmung auch einzelne kurzfristige Abkühlungsphasen gegenüberstehen, die mit entsprechenden meteorologischen Entwicklungen korrelieren. Außerdem sind die tagestypischen Temperaturfluktuationen zu sehen. In Abbildung 3-58 sind einige basisstatistische Eigenschaften der Zeitreihe im Boxplot dargestellt, die diese Änderung der Variabilität wie auch die Entwicklung der mittleren Temperaturen deutlich aufzeigen. Die maximale Wassertemperatur in einer Wassertiefe von etwa 2 m wurde im Juli mit 18,3 C gemessen.einige statistische Eigenschaften der Wassertemperatur auf Monatsbasis sind in Tabelle 3-8 aufgeführt. In Abbildung 3-59 ist der Sauerstoffgehalt während der Messungen im Illmensee dargestellt. Diese Registrierungen erfolgen mit Hilfe einer Sauerstoff-Optode, die sehr ro- Abb. 3-57: Wassertemperatur. Tab. 3-8: Einige statistische Eigenschaften der Wassertemperatur auf Monatsbasis. Startzeit Endzeit min max mean median ,5 3,4 3,1 3, ,6 4,1 3,2 3, ,9 7,7 5,5 5, ,2 12,3 9,7 10, ,7 17,2 13,7 13, ,0 22,1 19,2 20, ,3 21,7 20,1 20, ,7 21,4 19,2 18, ,6 18,7 17,6 17, ,6 17,4 15,4 16, ,7 12,7 11,1 11,0 Abb. 3-58: Boxplot Wassertemperatur. 76 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

77 Abb. 3-59: Sauerstoffgehalt. Abb. 3-62: Boxplot Leitfähigkeit. buste und langzeitstabile Messungen des Sauerstoffs liefert. Es kann eine große saisonale Variation dieses Wertes wie auch eine sehr große Schwankungsbreite speziell in den Sommermonaten festgestellt werden. Die genaueren statistischen Eigenschaften dieses dynamischen Parameters sind in Abbildung 3-60 dargestellt. Die Leitfähigkeit (Abb. 3-61) zeigt große saisonale Schwankungen, die sich speziell in niedrigeren Werten während der Sommermonate zeigen. Eine genauere statistische Erfassung der Mittelwerte, Quantile und Extremwerte findet sich in Abbildung Abb. 3-60: Boxplot Sauerstoffgehalt. 3.5 Titisee Abb. 3-61: Leitfähigkeit Seenphysikalische und meteorologische Messungen Die seenphysikalischen und meteorologischen Messungen wurden auch im Jahr 2014 im Titisee fortgeführt, um einen entsprechend langen Rekord der im Gewässer anzutreffenden Bedingungen zu bekommen und eine bessere Einschätzung der interannualen Variabilitäten zu erhalten. Die Messungen erfolgten üblicherweise mit einem Messintervall von etwa Minuten, so dass sowohl für die Meteorologie über dem See als auch für die verschiedenen gemessenen aquatischen Parameter zeitlich hochaufgelöste Zeitreihen zur Verfügung stehen, die die routinemäßig stattfindenden vor-ort-beprobungen aller vier Wochen ergänzen. Die Übertragung der Daten erfolgte zweimal am Tag mittels GPRS-Datenfunk. LUBW ISF Arbeitsbericht

78 In Abbildung 3-63 ist die Zeitserie der über dem Titisee registrierten Lufttemperatur dargestellt, in der sich die saisonalen wie auch täglichen und kurzperiodischen Fluktuationen abbilden. In Abbildung 3-64 ist die Darstellung der basisstatistischen Eigenschaften in einem Boxplot zu sehen. In Tabelle 3-9 basisstatistische Werte, die eine nähere Quantifizierung der Messgröße auf Monatsbasis gestatten. In Abbildung 3-65 ist die über dem Titisee in etwa 2 m Höhe gemessene Windgeschwindigkeit dargestellt und in Abbildung 3-66 die zugehörige basisstatistische Auswertung mittels eines Boxplots in der nähere Angaben zu Quantilen, Mittelwerten und Extremwerten dargestellt sind. Zu sehen ist eine erwartungsgemäß sehr hohe Variabilität dieses Parameters auf sehr kurzen Zeitskalen. In Abbildung 3-67 ist die in etwa 2 m Wassertiefe gemessene Wassertemperatur dargestellt. Zu sehen ist der saisonale Gang dieses Parameters wie auch die leichten täglichen Fluktuationen in dieser Wassertiefe. In Abbildung 3-68 ist ein Boxplot für die monatlichen basisstatistischen Eigenschaften dieses Parameters dargestellt. In Tabelle 3-10 einige weitere statistische Größen für diesen Parameter. Im Juni wird mit 23,1 C die maximale Wassertemperatur in dieser Tiefe gemessen. Tab. 3-9: Statistische Werte der Lufttemperatur. Startzeit Endzeit min max mean median ,8 12,5 1,6 1, ,4 10,3 1,5 1, ,5 17 4,6 3, ,9 17,2 7,9 7, ,7 22,3 9,9 9, ,1 29,9 14,7 14, ,6 29,2 15, ,6 24,5 13,7 13, ,8 21,8 12, ,6 20,9 10,3 10, ,2 17,9 5,7 5, ,7 11,9 1,8 1,3 Abb. 3-63: Lufttemperatur. Tab. 3-10: Statistische Größen für die Wassertemperatur. Startzeit Endzeit min max mean median ,7 4,4 4,0 4, ,7 3,7 3,3 3, ,9 9,1 5,1 5, ,1 13,0 10,1 9, ,4 16,8 13,0 11, ,7 23,1 18,5 18, ,2 22,9 19,4 19, ,9 21,5 18,4 17, ,1 19,0 16,4 16, ,1 16,3 13,8 14, ,7 11,5 9,2 9,2 Abb. 3-64: Boxplot Lufttemperatur ,7 7,7 5,6 5,4 78 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

79 Abb. 3-65: Windgeschwindigkeit. Abb. 3-68: Boxplot Wassertemperatur. Abb. 3-66: Boxplot Windgeschwindigkeit. Abb. 3-69: Sauerstoffgehalt. Abb. 3-67: Wassertemperatur. Abb. 3-70: Boxplot Sauerstoffgehalt. LUBW ISF Arbeitsbericht

80 In Abbildung 3-69 ist der Sauerstoffgehalt in 2 m Wassertiefe dargestellt. Insbesondere von Interesse ist der deutlich ausgeprägte Peak im Januar 2014 der mit sehr hoher Wahrscheinlichkeit mit einer Algenblüte unter Eis korrespondiert. Dieses Phänomen einer sehr frühen Algenblüte in Zeiten der Eisbedeckung ist auch aus anderen Seen und z.b. auch für den Untersee des Bodensees bekannt. In Abbildung 3-70 ist der zugehörige Boxplot zu sehen. 3.6 Prioritäre Stoffe nach WRRL und Pestizide Prioritäre Stoffe nach WRRL Mit der Richtlinie 2013/39/EU des Europäischen Parlaments und des Rates vom 12. August 2014 wurde die Liste der prioritären Stoffe grundlegend überarbeitet. Zu den bisher 33 prioritären Stoffen/Stoffgruppen kamen weitere 12 hinzu. Darüber hinaus wurden Grenzwerte festgelegt, sogenannte Umweltqualitätsnormen (UQN), bei deren Überschreitungen sich der Gewässerkörper nicht mehr im guten Zustand befindet. Die Umweltqualitätsnormen werden durch die Verordnung zum Schutz der Oberflächengewässer in nationales Recht umgesetzt. Die neu festgelegten UQNs für die bereits vor 2014 bestehende prioritären Stoffe sollten erstmals in den Bewirtschaftungsplänen für die Flusseinzugsgebiete für den Zeitraum berücksichtig werden. Die neu identifizierten prioritären Stoffe und ihre UQNs sollen bei der Erstellung von zusätzlichen Überwachungsprogrammen und in den vorläufigen Maßnahmenprogrammen, die bis Ende 2018 vorzulegen sind, beachtet werden. Im Jahr 2014 wurde der Rohrsee, der entsprechend seiner Größe von über 50 ha WRRL-relevant ist auf 27 der 33 prioritären Stoffe hin untersucht. Die Proben wurden einmalig im Herbst entnommen. Tabelle 3-11 listet die Ergebnisse der Untersuchungen auf, gemeinsam mit den neu festgelegten Grenzwerten für Binnenoberflächengewässer. Es wurden jeweils die höchsten gefundenen Konzentrationen angegeben. Bei keinem der Stoffe kam es zu einer Überschreitung der vorgegebenen UQNs. Anzumerken ist allerdings, dass die Jahresdurchschnitts-UQN für Benzo(a)pyren kleiner als die Bestimmungsgrenze ist, und somit eine gesicherte Aus- sage hierzu nicht möglich ist. Bei Positivbefunden (Naphthalin, Chloroform) lagen die Werte nahe der Bestimmungsgrenze Pestizide Im Jahr 2014 wurden die drei kleinen Seen Bergsee, Rohrsee und Steißlingersee auf Pestizide untersucht. Der Bergsee liegt am Südrand des Schwarzwalds in der Nähe von Bad Säckingen, der Rohrsee in Oberschwaben in der Nähe von Bad Wurzach und der Steißlingersee liegt ein paar Kilometer westlich vom Bodensee bei Radolfzell. Vom Bergsee und Steißlingersee wurden an drei Terminen im Mai, Juli und Oktober jeweils zwei Proben auf 64 Pestizide, drei Metabolite ein Repellent und ein Algizid untersucht. Vom Rohrsee konnte wegen des fallenden Wasserstands nur eine Probe im Mai genommen werden. Im Bergsee wurden die fünf Pestizide Atrazin, Diflufenican, Metolachlor, Simazin, Terbutylazin, die zwei Metabolite Desethylatrazin und Desethylterbutylazin und das Repellent DEET in Konzentrationen oberhalb der Bestimmungsgrenze von 1 ng/l gefunden. Die Konzentrationen in den sechs untersuchten Proben lagen zwischen 1 und 2,7 ng/l. Das Repellent DEET wurde in allen Proben gefunden. Die höchste Konzentration wurde im Juli mit 4,4 ng/l gemessen. Im Steißlingersee wurden im Jahr 2014 fünf Wasserproben untersucht. Im Juli wurde nur eine Probe untersucht. Es wurden drei Pestizide Atrazin, Metolachlor und Terbutylazin, die zwei Metabolite Desethylatrazin und Desethylterbutylazin und das Repellent DEET in Konzentrationen oberhalb der Bestimmungsgrenze von 1 ng/l gefunden. Die höchsten Konzentrationen wurden beim Repellent DEET im Mai 2014 mit 53,9 ng/l gefunden. In der einzigen untersuchten Wasserprobe vom Rohrsee im Mai konnte das Pestizid Metolachlor und der Metabolit Desethylterbutylazin mit 2,2 ng/l gefunden werden. Beim Repellent DEET lag die Konzentration bei 3,7 ng/l. 80 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

81 Tab. 3-11: Prioritäre Stoffe nach WRRL (JD: Jahresdurchschnitt; ZHK: zulässige Höchstkonzentration; HK: Höchstkonzentration; Bei den Summenparametern Endosulfane und Hexachlorcyclohexane liegen sämtliche Einzelwerte unter der jeweiligen Bestimmungsgrenze von 0,002 µg/l.) Liste prioritärer Stoffe (WRRL) JD-UQN (µg/l) ZHK-UQN (µg/l) Rohrsee HK (µg/l) 1 Alachlor 0,3 0,7 <0,001 2 Anthracen 0,1 0,1 <0,002 3 Atrazin 0,6 2,0 <0,001 4 Benzol <0,02 5 Bromierte Diphenylether 0,14-6 Cd- und Cd- Vbdgen 0,08-0,25** 0,45-1,5** <0,02 7 C10-13-Chloralkane 0,4 1,4-8 Chlorfenvinphos 0,1 0,3 <0,001 9 Chlorpyrifos 0,03 0,1 <0, ,2-Dichlorethan 10 <0,03 11 Dichlormethan 20 <0,03 12 Bis(2-ethylhexyl)phtalate 1,3-13 Diuron 0,2 1,8 <0,05 14 Endosulfan 0,005 0,01 <0, Fluoranthen 0,0063 0,12 <0, Hexachlorbenzol 0,05 <0, Hexachlorbutadien 0,6-18 Hexachlorcyclohexan 0,02 0,04 <0, Isoproturon 0,3 1,0 <0,05 20 Pb und Pb- Vbdgen 1,2 14 0,2* 21 Hg und Hg-Vbdgen 0,07 <0,01 22 Naphtalin , Ni- und Ni-Vbdgen 4 34 <0,5 24 Nonylphenol 0,3 2,0 <0, Octylphenol 0,1 <0, Pentachlorbenzol 0,007 <0, Pentachlorphenol 0,4 1 <0, PAKS Benzo(a)pyren 1,7*10-4 0,27 <0,002 Benzo(b)fluoranthen - 0,017 <0,002 Benzo(k)fluoranthen - 0,017 <0,002 Benzo(g,h,i)-perylen - 8,2*10-3 <0,002 Indeno(1,2,3-cd)-pyren - - <0, Simazin 1 4 <0, Tributylzinnverbindungen 0,0002 0, Trichlorbenzole 0,4-32 Chloroform 2,5 0,01 33 Trifluralin 0,003 <0,001 * Mittelwert aus zwei Werten, wobei zur Berechnung die halbe Bestimmungsgrenze verwendet wurde, wenn der Wert unter der Bestimmungsgrenze lag. ** abhängig von Wasserhärte LUBW ISF Arbeitsbericht

82 4 Methoden und Konzepte 4.1 Entwicklungen im Informationssystem BodenseeOnline Schwerpunkte der Weiterentwicklung des Daten und Modellsystem BodenseeOnline ( im Jahr 2014 waren die Optimierung der Modelle, die Erweiterung der Datengrundlage, die weitere Verbesserung der Zugriffsmöglichkeiten und die Vorbereitung der Portierung der Webseitenoberflächen auf das künftige Layout. Für die Entwicklungsarbeiten beauftragt waren weiterhin das Ingenieurbüro Kobus und Partner (kup) und das Institut für Kernenergetik und Energiesysteme (IKE). Eine Optimierung der Modelle wurde zum einen durch eine Erhöhung der Gitterauflösungen erzielt, welche auf eine Maschenweite von 100 m verfeinert wurde. Bei der Einrichtung des Routinebetriebes der automatisierten Modellberechnungen mussten neben den deutlich höheren Datenmengen auch der erhöhte Rechenaufwand berücksichtigt werden. Eine Steigerung der Rechengeschwindigkeiten konnten u.a. durch die Parallelisierung von Modellen erzielt werden. Beim hydrodynamischen Modell ELCOM wurde eine neue Modellversion implementiert. Beim Wellenmodell SWAN führten die Weiterentwicklungen zu einer besseren Berücksichtigung des Wasserstands und der Orbitalgeschwindigkeit an der Seesohle. Für das Windfeld MCF wurde die Datengrundlage erweitert, indem das Modellgebiet erweitert wurde und weitere Daten zur Landnutzung hinzugezogen wurden, um eine realitätsnähere Abbildung der Rauigkeitswerte zu erzielen. Bei verschieden Datensätzen und Schnittstellen mussten zudem Formatumstellungen durchgeführt werden. Die Webseiten-Layout von BodenseeOnline wird künftig an das Layout der LUBW-Webseiten angepasst und hierbei auch umgestaltet, um besser den Anforderungen verschiedener Nutzer gerecht zu werden. Die neuen Weboberflächen werden auf dem open-source Softwaresystem Liferay basieren. Die BodenseeOnline-Webseiten werden hierbei in einem Pilotprojekt in das neue Layout übernommen. Ein erster Prototyp der Oberflächen wurde erstellt. Hierbei wurden beispielhaft für verschiedene Nutzergruppen unterschiedliche Zugriffsmöglichkeiten auf die Ergebnisse des Modellsystems geschaffen. Weiterentwicklungen wurden insbesondere auch bei den nicht-öffentlichen Zugriffseiten durchgeführt. So wurden verschiedene Hilfsmittel, wie der Strömungsfilm oder der Partikeltracker weiterentwickelt, die Möglichkeiten der Modellergebnisdarstellung und des Datenexports verbessert und eine Optimierung der Reaktionszeiten durchgeführt. 4.2 Modellstudien zur Hydrologie des Ausstroms des Bodensees Das saisonale wie auch das langjährige Verhalten der Bodenseewasserstände beeinflusst zahlreiche Vorgänge im See. Insbesondere im Ufer und Flachwasserbereich wird das Ökosystem maßgeblich durch die Lage und den Wechsel des Wasserniveaus bestimmt. Die Wasserstandsverhältnisse beeinflussen Erosions- und Sedimentationsvorgänge und haben somit beispielsweise Einfluss auf den Erhalt oder Zerfall von Resten steinzeitlicher Pfahlbausiedlungen. Sie sind aber auch für viele gegenwärtige Nutzungen des Menschen von Bedeutung, wie etwa für die Nutzbarkeit von Schiffsanlegestellen oder Fahrrinnen. Veränderungen im langjährigen Wasserstandsverhalten des Bodensees zu erkennen und erklären zu können, ist daher von hoher Bedeutung und wichtige Grundlage dafür, ursachenorientierte Handlungsoptionen aufzuzeigen. Gegenstand einer Praktikumsarbeit am Institut für Seenforschung war daher, die Wasserstandsverhältnisse des Bodensee-Obersees und des Untersee zu analysieren, sowie dreidimensionale hydrodynamische Modelle für die Ausstrombereiche der beiden Seeteile zu erstellen und diese zur Interpretation hydrologischer und hydrophysikalischer Vorgänge anzuwenden. Die differentielle Analyse der Messdaten unterschiedlicher Pegelstationen zeigt eine auffällige Zunahme der Wasserstandsdifferenzen zwischen Ober- und Untersee bzw. dem Ausstrom bei Stein am Rhein auf, welche im Zeitbereich um etwa 2008 eintrat (Abb. 4-1). Wenngleich es bei den Messreihen auch erkennbare Inhomogenitäten gibt, wird diese Veränderung doch durch unterschiedliche Vergleiche 82 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

83 Abb. 4-1: Die Analyse der der Pegeldaten zeigt ab etwa 2008 eine auffällige Zunahme der Wasserstandsdifferenzen zwischen Ober- und Untersee bzw. Stein am Rhein auf. jedoch noch unzureichend, um quantitativ belastbare Aussagen zu erzielen. Die künftigen Entwicklungen zielen daher einerseits auf die Verwendung der hochaufgelösten bathymetrischen Daten, welche das laufende Interreg-IVbestätigt. Um die Ursache der Veränderung zu identifizieren, müssen weitergehende Untersuchungen durchgeführt werden. Möglicherweise besteht ein Zusammenhang zu Erosionsvorgängen, welche im Bereich des Eschenzer Horns beobachtet werden. Die Zunahme der Differenz zwischen Untersee und Stein am Rhein deutet auf mögliche Veränderungen beim Pegel Stein am Rhein hin. Für die modellbasierten Untersuchungen wurden zwei hochaufgelöste Modelle entwickelt, eines für den Bereich des Seerheins zwischen Ober- und Untersee und eines für den Ausstrombereich des Untersees. Mit den Modellen wurden für unterschiedliche Randbedingungen Validierungs- und Sensitivitätsuntersuchungen durchgeführt (Abb. 4-2). Neben dem Wasserstands- und Strömungsverhalten sind insbesondere die erwarteten Bodenschubspannungen von Interesse, da diese für die Erosionsprozesse von Bedeutung sind. Die Simulationen zeigten sowohl plausible Modellergebnisse wie auch weiteren Entwicklungsbedarf auf. Die Datengrundlage für die Validierung der Modelle aber auch für das Erstellen der hochaufgelösten Modelltopographie war Abb. 4-2: Beispiel einer Modellstudie zur Hydrologie des Seerheins. Der Bereich rechts bildet den "Konstanzer Trichters" ab. LUBW ISF Arbeitsbericht

84 Projekt Tiefenschärfe ( liefern wird und zum anderen auf die Erfassung von Messdaten zur Validierung der Modelle. 4.3 Mobile Windmessung auf Schiffen Die interne Seeströmung, die unter anderem auch für die Durchmischungsprozesse verantwortlich ist, wird im Wesentlichen durch den Windenergieeintrag in die Seenoberfläche angetrieben. Aus diesem Grund ist eine möglichst detaillierte Verteilung des Windes auf dem See von großer Bedeutung. Diese Windverteilung wird dabei meist nur aus Winddaten von anrainenden Messstationen generiert. Dies impliziert, dass das Modell die Windverteilung auf dem See nur bedingt abbildet. Ziel der vom Institut für Seenforschung unterstützten Untersuchung des Instituts für Wasserbau der Universität Stuttgart war es, ein möglichst einfaches und billiges System für die mobile Windmessung auf Schiffen aufzubauen. Aufgrund der Bewegung des Schiffes und dem daraus resultierenden Fahrtwind muss für die Bestimmung der tatsächlichen Windgeschwindigkeit und richtung die Schiffsgeschwindigkeit und bewegungsrichtung (Kurs über Grund) vom scheinbaren (gemessenen) Wind abgezogen werden. Für die Aufzeichnung der Schiffsbewegung wurde ein GPS-Sensor verwendet. Für die Windmessung verwendeten wir eine Windfahne und ein Schalenkreuzanemometer einer DAVIS Vantage Pro Wetterstation, die gegen ein Gill 2D Ultrasonic-Anemometer kalibriert wurde (R 2 =0.922). Ein Einplatinencomputer RaspberryPi speichert die alle zwei Sekunden gemessen Rohdaten, berechnet daraus die reale Windgeschwindigkeit und -richtung und speichert diese als Minutendaten. mung der tatsächlichen Windrichtung der Kurswinkel, welcher über das GPS ermittelt wird, verwendet. Das Problem hierbei ist, dass beim Stillstand des Schiffes kein eindeutiger Kurswinkel ermittelt werden kann. Abhilfe soll in diesem Fall die zusätzliche Installation eines digitalen Kompasses schaffen. In einer 2.0-Version sollen außerdem noch andere Parameter, wie Temperatur und Niederschlag gemessen werden. Vorrausgegangene Tests mit einem 3D- Anemometer und einem 3D-Beschleunigungssensor haben zudem gezeigt, dass auch die Rollbewegung des Schiffes einen Einfluss auf die gemessene Windgeschwindigkeit hat. Bei Minutendaten dürfte dieser Einfluss jedoch keine nennenswerte Rolle spielt. Ein weiterer Punkt, der die Messung beeinflusst, ist die Deformierung des Windfeldes durch das Schiff selbst. Ein erster Ansatz könnte hier ein windrichtungsabhängiger Korrekturfaktor sein, der über Vergleichsmessungen ermittelt wird. In der nahen Zukunft ist die Ausstattung mehrerer Fähren auf dem Bodensee mit diesem Windmesssystem geplant, um mehr Daten über die zeitliche und räumliche Entwicklung des Windfeldes über dem Bodensee zu bekommen. Diese Daten könnten dann z.b. als zusätzliche Eingangsdaten für die hydrodynamische Seenmodellierung dienen. Getestet wurde das Messsystem am 23. September 2014 auf dem Forschungsschiff Kormoran des Instituts für Seenforschung (ISF) der LUBW auf dem Bodensee. Abbildung 4-3 zeigt die Schiffsgeschwindigkeit (blau), den scheinbaren Wind (rot) und den tatsächlichen Wind (grün) aufgetragen über die Zeit. Die Ergebnisse zeigen, dass der ermittelte "tatsächliche Wind" nicht erheblich von der Schiffsgeschwindigkeit beeinflusst ist. Abb. 4-5: Schiffsgeschwindigkeit, gemessener und "tatsächlicher" Windgeschwindigkeit während der Messkampagne am 23. September In der aktuellen Version des Messsystems wird zur Bestim- 84 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

85 5 Mitarbeit in Gremien 5.1 LAWA Der LAWA-Expertenkreis Biologische Bewertung Seen und Umsetzung EU-WRRL tagt drei Mal im Jahr. Zurzeit wird das Verfahren für den noch ausstehenden Parameter Makrozoobenthos (Insektenlarven, Schnecken, Egel) in die Überwachungspraxis übernommen; dazu ist eine intensive Begleitung notwendig. Der Unterarbeitskreis Hydromorphologie beschäftigt sich mit einem bundesweit einheitlichen Verfahren zur Klassifizierung hydromorphologischer Defizite. Auf der Grundlage dieser Studie, die im Jahr 2015 abgeschlossen wird, kann entschieden werden, welche relevanten Fragestellungen künftig weiter zu untersuchen sind. 5.2 Untersuchungen der Klimaeinflüsse auf die Gewässerökologie von Seen im Rahmen von KLIWA KLIWA Klimafolgen für die Wasserwirtschaft ein Kooperationsrahmenprogramm der Länder Baden-Württemberg, Bayern und Rheinland-Pfalz sowie dem Deutschen Wetterdienst befasste sich in der Vergangenheit bereits in zwei Projekten mit den Auswirkungen klimatischer Veränderungen auf den Bodensee. Im Rahmen eines Werkvertrages, der von der KLIWA-AG Gewässerökologie an das Büro Hydra beauftragt wurde, werden gegenwärtig weitere Untersuchungen zu Klimaeinflüssen auf Seen durchgeführt, welche zum einen größere und kleinere Seen betrachten und zum anderen sich schwerpunktmäßig auf die gewässerökologischen Zusammenhängen richten. Die beauftragten Untersuchungen beinhalten eine umfassende Literaturstudie zu den Auswirkungen klimatischer Veränderungen auf Seen und zum anderen das Einbeziehen von Experten, um die recherchierten Informationen zu diskutieren und zu bewerten und offene Fragen aufzuzeigen. Die Ergebnisse der Literaturrecherche wurden in einem Experten-Workshop vorgestellt und diskutiert. Themenbereiche waren hierbei: Physikalische Prozesse und die Rolle der Einzugsgebiete Lebensraum Freiwasser Litoral und Wasserwechselzonen Neobiota Parasiten und Krankheitserreger LUBW ISF Arbeitsbericht

86 6 Projekte mit anderen Einrichtungen 6.1 SchussenAktivplus Im Jahr 2014 wurden die Probennahmen im Forschungsprojekt SchussenAktivplus abgeschlossen. Drei Jahre lang haben sich insgesamt 19 Partner aus Forschung, Kommunen und freier Wirtschaft zu einem Forschungsverbund zusammengeschlossen, um den Effekt von weitergehenden Reinigungsmaßnahmen an Kläranlagen (KA) unterschiedlicher Größe und an Regenwasserbehandlungssystemen am Bodenseezufluss Schussen zu untersuchen. Die Verfahren zur weitergehenden Abwasserreinigung, die getestet wurden, sind: i) Kombination aus Ozon und granulierter Aktivkohle und/ oder Sandfilter (Testanlage in Eriskirch), ii) Kombination Pulveraktivkohle und Sandfilter (KA Langwiese bei Ravensburg), iii) Kombination aus Ozon und Langsamsandfilter (KA Merklingen), iv) Lamellenklärer am Regenüberlaufbecken Mariatal (bei Ravensburg), v) bestehender Retentionsbodenfilter bei Tettnang. Das Projekt wurde vom Bundesforschungsministerium und vom baden-württembergischen Umweltministerium gefördert. Der Projektteil des ISF befasste sich mit dem Rückhalt, Eintrag und Verbleib von Fäkalindikatorkeimen. Zur Bewertung der Effizienz bezüglich des Rückhalts von Mikroorganismen durch die im Projekt untersuchten Testsysteme wurde auf die traditionellen Indikatororganismen der Badegewässerrichtlinie und Trinkwasserverordnung, nämlich Escherichia coli und die Gruppe der Enterokokken, zurückgegriffen. Die Gesamtkeimzahl (GKZ) als globaler mikrobieller Parameter wurde ebenfalls ermittelt. Diese Parameter werden in als Koloniebildende Einheiten (KBE)/100 ml bestimmt. Für die Testsysteme KA Langwiese und Eriskirch sowie dem Regenüberlaufbecken (RÜB) Mariatal und dem Retentionsbodenfilter (RBF) Tettnang liegt eine genügend hohe Zahl an Probenahmen vor, um eine Bewertung vorzunehmen. Im Gegensatz dazu steht das Testsystem mittlere Kläranlage repräsentiert durch die KA Merklingen: der Langsamsandfilter wurde nur einmal vor dem Anschluss an die Ozonung analysiert. Für die schwankenden mikrobiologische Daten ist damit keine ausreichend hohe Sicherheit zur Bewertung gegeben. Im Normalbetrieb eliminieren die Kläranlagen Langwiese und Eriskirch bei einer Eingangskonzentration von etwa 10 6 KBE/100 ml E. coli bzw KBE Enterokokken/100 ml mehr als zwei log-stufen (2,1 2,9). Nach dem Ausbau der KA Langwiese mit einer Pulveraktivkohlestufe im Vollstrom und anschließender Sandfiltration (schon existierend) wurde eine höhere Elimination von 3,2 3,3 log-stufen erreicht. Die Konzentrationen im Ablauf der KA Langwiese nach Ausbau liegen für E. coli nur knapp über und für die Gruppe der Enterokokken unter den Grenzwerten für ausreichende Badegewässerqualität (Abb. 6-1). Dahingegen wies die Ozonung getestet an der KA Eriskirch im Teilstrom im Median eine hohe keimreduzierende Wirkung (4,8 bzw. 4,0 log-stufen) auf, die durch nachgeschaltete Filter noch erhöht werden konnte. Die Konzentrationen in allen mit Ozon behandelten Abläufen liegen unter den Grenzwerten für ausreichende Badegewässerqualität. Bewertung der Effizienz verschiedener Ausbaumaßnahmen auf den Rückhalt von fakultativ pathogenen Indikatororganismen Die Auswahl des Reinigungsverfahrens in Kläranlagen ist daher auch in Abhängigkeit von der Nutzung des Vorfluters zu treffen. Steht eine Nutzung als Badegewässer im Vordergrund, sollte auf die gute Desinfektionswirkung mittels Ozonung zurückgegriffen werden. Allerdings können bei der Ozonierung Transformationsprodukte mit oft noch nicht bekannten Auswirkungen für die Umwelt entstehen. Zudem wurde in einem anderen Teilprojekt von SchussenAktivplus gezeigt, dass bei stark reduzierten absoluten Zahlen der prozentuale Anteil an Antibiotika-resistenten Bakterien durch diese Behandlung steigen kann. Beim RÜB Mariatal findet aufgrund der kurzen Verweilzeit keine Keimelimination statt. Auch nach Ausbau mit einem Lamellenklärer, der zur Feststoffabtrennung dient, zeigte sich keinerlei Effekt auf die mikrobiologische Situation. Die bakteriellen Konzentrationen des RÜB-Ablaufs liegen in etwa so hoch wie in der Nachklärung einer Kläranlage (Daten hier nicht gezeigt) und stellen damit eine hohe, temporär begrenzte Belastungsquelle dar. Im Gegensatz zum RÜB wies das RBF Tettnang eine Eliminationslei- 86 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

87 stung von 2,2 bzw. 2,7 log-stufen auf und ist vergleichbar mit denen der im Projekt untersuchten Kläranlagen ohne Ausbaumaßnahmen (bei niedrigeren Zulaufkonzentrationen als in den Kläranlagen). Die Datenlage zum bakteriellen Rückhalt von Retentionsbodenfiltern in Deutschland ist sehr gering, im Vergleich mit anderen Retentionsbodenfiltern wird eine hohe Elimination von E. coli und Enterokokken erreicht [Scheurer et al. 2015]. Die Gründe hierfür konnten im vorliegenden Projekt nicht ausreichend geklärt werden, sind aber aus wissenschaftlicher als auch kommunalpolitischer Sicht von großem Interesse. Bewertung des Ausbaus der Kläranlage Langwiese mit Pulveraktivkohle im Vollstrom auf die mikrobiologische Belastung der Schussen Die Lebendkeimzahlen von E. coli und Enterokokken, die während der Freilandkampagnen an den verschiedenen Probestellen bestimmt worden sind, schwanken i. d. R. für die jeweilige Kampagne und die jeweilige Keimgruppe innerhalb einer log-stufe, auch bei unterschiedlichen hydrologischen Verhältnissen und unabhängig von der Jahreszeit (Abb. 6-2, S. 88). Eine auffällig belastete Probenstelle wird nicht ersichtlich, sondern es ist eher von einer bakteriellen Grundlast auszugehen, zu der bei Trockenwetter hauptsächlich die Kläranlagen beitragen, da sie ständig Bakterien in mäßig hohen Konzentrationen in die Schussen eintragen. Bei erhöhten Abflüssen sind aber andere Eintragsquellen bspw. durch Regenentlastungen maßgeblich an der hygienisch-mikrobiologischen Belastung beteiligt. Diese Tatsache lässt sich gut bei der PN R im Juli 2014 beobachten, die Tage zuvor hatte es kräftig geregnet: sowohl in der Schussen als auch in der Argen wurden bei dieser Kampagne die höchsten E. coli-konzentrationen bestimmt (Abb. 6-2). Ob die Veränderungen im Belastungsmuster auf den Ausbau der KA Langwiese zurückzuführen ist, kann nicht beurteilt werden: Erstens liegt zwischen der unterhalb zur Kläranlage gelegenen PS3 ca. 12 km Fließstrecke und zweitens münden zwischen diese beiden Probestellen diverse kleinere Bäche (u. a. Schwarzach, Tobelbach) in die Schussen. Dadurch werden mögliche Effekte durch den KA-Ausbau allein durch die Frachten aus den Nebenflüssen überdeckt. Fazit zum Gesamtprojekt Insgesamt können zusätzliche effektive Reinigungsstufen in Kläranlagen und an Regenüberlaufbecken Spurenstoffe und Keime reduzieren und die Wasserqualität im Vorfluter Abb. 6-1: Konzentrationen von E. coli und Enterokokken in den verschiedenen Testsystemen vor und nach Ausbaumaßnahmen im Vergleich zum Grenzwert für ausreichende Badegewässerqualität. LW= Langwiese; ER = Eriskirch, RÜB = Regenüberlaufbecken; RBF = Retentionsbodenfilter; Ab = Ablauf; FF = Flockungsfiltration; Sa = Sandfilter; PAK = Pulveraktivkohle; Ak = granulierte Aktivkohle; LK = Lamellenklärer. LUBW ISF Arbeitsbericht

88 Abb. 6-2: KBE/100 ml von E. coli und Enterokokken im Wasser von Schussen und Argen sowie die jeweilige Abflussmenge (m³/s). PS = Probestelle, PS0 = Schussen, oberhalb RÜB Mariatal und KA Langwiese, PS1 = Schussen, zwischen RÜB Mariatal und KA Langwiese, PS3 = Schussen, unterhalb KA Langwiese, PS6 = Schussen, Mündung unterhalb KA Eriskirch, PS4 = Untere Argen bei Oberau. 88 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

89 verbessern. Bei der Auswahl des Reinigungsverfahrens ist eine Abwägung für den Einzelfall zu treffen. Die Kombination aus Ozon und granulierter Aktivkohle (Testanlage in Eriskirch) sowie aus Pulveraktivkohle und Sandfilter (Kläranlage Langwiese bei Ravensburg) haben sich als besonders effizient erwiesen und reduzieren Spurenstoffe und deren toxische Wirkstoffe um 80 bis 90 Prozent. Darüber hinaus konnten diese zusätzlichen Reinigungsstufen die Anzahl der Antibiotika-resistenten und nicht-resistenten Bakterien deutlich senken. Die Systeme haben unterschiedliche Stärken. Die Pulveraktivkohleanlage entfernt besonders gut Stoffe wie das Antikorrosionsmittel Benzotriazol oder den Betablocker Metoprolol aus dem Abwasser. Die Kombinationen mit Ozon konnten die Arzneimittel Carbamazepin und Diclofenac sowie Keime effizienter reduzieren als die Pulveraktivkohle. Allerdings können sich bei der Ozonierung Transformationsprodukte mit oft noch nicht bekannten Auswirkungen für die Umwelt bilden. Deshalb ist bei Ozon eine Nachreinigungsstufe notwendig. Als fast genauso effektiv wie eine konventionelle Kläranlage bei der Elimination von Spurenstoffen und Keimen hat sich der mit Schilf bewachsene Retentionsbodenfilter in Tettnang erwiesen, dem das Wasser von zwei Regenüberlaufbecken zugeschlagen wird. Bei entsprechender Flächenverfügbarkeit ist diese Reinigungsart als mögliche Nachbehandlung an Regenüberlaufbecken zu empfehlen. Dagegen erwies sich der untersuchte Lamellenklärer als nicht effizient. Die Untersuchungen am Ablauf der Kläranlage Langwiese zeigten, wie schnell und positiv sich die Pulveraktivkohleanlage auf die Gesundheit der Gewässerorganismen auswirkt. Bereits 15 Monate nach Inbetriebnahme dieser Anlage zeigten Forellen unterhalb der Kläranlage Langwiese weniger Schäden und auch die Lebensgemeinschaft der am Gewässerboden lebenden Organismen hat sich verbessert. Diese ersten Befunde werden in einer laufenden Nachuntersuchung noch auf ihre langfristige Stabilität hin überprüft. 6.2 Klimawandel am Bodensee: Das Interreg-IV-Projekt KlimBo Der globale Wandel des Klimas zeigt sich deutlich im Anstieg der Temperaturen. Das Jahr 2014 war weltweit das wärmste Jahr seit Beginn der meteorologischen Aufzeichnungen. Auch die Bodenseeanrainer Deutschland, Österreich und die Schweiz verzeichneten einen neuen Temperaturrekord. Die Erwärmung zeigt sich auch im Bodensee, dessen Oberflächenwasser zwischen 1990 und 2014 im Durchschnitt um 0,9 C wärmer war als von 1962 bis 1989 (Abb. 6-3, S. 90). Folgen der höheren Temperaturen sind beispielsweise eine Verschlechterung der winterlichen Durchmischung des Sees und somit Veränderungen im Nachschub von Sauerstoff in die tieferen Wasserschichten (Abb. 6-4, S. 90). Interreg-IV-Projekt Klimawandel am Bodensee Das Forschungsprojekt Klimawandel am Bodensee (KlimBo) widmete sich in den Jahren 2011 bis 2015 mit Literaturstudien, Datenauswertungen, Messkampagnen und Modellberechnungen den möglichen Folgen klimatischer Veränderungen auf den Bodensee. Dabei wurde auch untersucht, wie hydrodynamische Prozesse, die für den Wasseraustausch und die Wasserqualität im See von Bedeutung sind, von den meteorologischen und hydrologischen Verhältnissen abhängen. Weiterhin wurden mögliche Folgen und Risiken des Klimawandels für die Trinkwasserversorgung aufgezeigt und bewertet. Außerdem wurde untersucht, wie sich eine verstärkte thermische Nutzung des Sees auf das sensible Ökosystem des Bodensees auswirken könnte. Dies ist wichtig, weil erneuerbare Energien, wozu auch Umweltwärme zählt, bei der Heizung und Klimatisierung von Gebäuden mit Hilfe von Wärmepumpen und Wärmetauschern eine immer größere Rolle spielen werden. Unterstützt wurde KlimBo vom EU-Interreg-IVProgramm Alpenrhein-Bodensee-Hochrhein. LUBW ISF Arbeitsbericht

90 13 Temperatur [ C] Wassertemperatur bei Seemitte ~0,5 m Tiefe (i.d.r. 1-2 Messtermine pro Monat, Daten: ISF/LUBW) Lufttemperatur bei Konstanz (Daten: DWD) Jahr Abb. 6-3: Verlauf der Temperaturen der Luft und des Oberflächenwassers im Bodensee von Mittelwert der Wassertemperaturen: : 10,9 C, : 11,8 C; also Anstieg um +0,9 C. Mittelwert der Lufttemperaturen: : 9,0 C, : 10,1 C; also Anstieg um +1,1 C. Der lineare Trend der Wassertemperaturen beträgt für die Jahresmittelwerte von ,03 C/Jahr. gute Durchmischung schwache Durchmischung Abb. 6-4: Die winterliche vertikale Durchmischung des Bodensees hat sich in den letzten fünf Jahrzehnten tendenziell verschlechtert: Die Stärke der Durchmischung wurde durch den winterlichen Abbau der vertikalen Konzentrationsunterschiede des Phosphats abgeschätzt und als dimensionsloser Kennwert quantifiziert (KLIWA, 2007). Unsicherheiten in der Aussagekraft des Durchmischungskennwerts ergeben sich durch andere Prozesse, welche die Konzentrationsverteilung beeinflussen, wie beispielsweise Abbau- und Rücklösungsprozesse oder Flusswassereinträge. Klimafolgen für die Bodenseezuflüsse Im Fokus stand hier die Frage, wie sehr der Hauptzufluss Alpenrhein zur Erneuerung des Tiefenwassers beitragen kann. Dabei zeigte sich, dass bei Hochwasserereignissen das zufließende Rheinwasser nur selten bis zu den tiefsten Seeregionen in 254 Metern Tiefe vordringt. Da es noch sehr unsicher ist, wie der Klimawandel die Hochwässer des Alpenrheins verändern wird, lässt sich kaum abschätzen, ob oder wie sich die Einschichtung des Rheins und dessen Beitrag zum Tiefenwasseraustausch verändern werden (Abb. 6-5). Die Trinkwasserversorgung ist nicht gefährdet Die auf einer Literaturstudie basierende Abschätzung der möglichen Folgen des Klimawandels auf die Trinkwasserversorgung aus dem Bodensee ergab, dass die zu erwartenden Wechselwirkungen und Prozessabläufe nicht anders als in der Vergangenheit sind. Es liegen also bei den Versorgern bereits Erfahrungen vor, wie beispielsweise mit Hochwasserereignissen und Änderungen in der Wasserbeschaffenheit umzugehen ist. Gleichwohl wird es als erforderlich erachtet, Anpassungsmaßnahmen an die sich verändernden klimatischen Bedingungen zu treffen. 90 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

91 Abb. 6-5: Ausbreitung der Flusswasserfahne des Alpenrheins. Simulierte Temperaturverteilung am Seeboden nach dem Hochwasser im Juni Klima und Wasseraustausch Für den Transport von Sauerstoff in die tiefen Regionen des Bodensees ist die Auskühlung der oberen Wasserschichten im Herbst und Winter von hoher Bedeutung. Die dadurch angetriebene konvektive Durchmischung, die vor allem während langer, sehr kalter Perioden dominiert, ist der wichtigste Antrieb für den winterlichen vertikalen Austausch des Tiefenwassers. Allerdings führt der Klimawandel schon jetzt, wie auch in Zukunft dazu, dass das Zeitfenster für die Durchmischung des Sees im Winter kürzer wird und sich der Tiefenwasseraustausch abschwächt. Dies erhöht die Gefahr, dass die Sauerstoffkonzentrationen im Hypolimnion abnehmen und kritische Werte erreichen. Um dieses Risiko zu minimieren, muss die Nährstoffbelastung des Sees möglichst gering gehalten werden (vgl. Abb. 6-6 & 6-7, S. 92). Flachwasserzonen und Buchten: Was tragen sie zur Erneuerung des Tiefenwassers bei? Eine weitere Triebkraft für die Erneuerung des Tiefenwassers sind kalte Dichteströme. Sie entstehen, wenn sich Buchten in der kalten Jahreszeit schneller und stärker als der übrige See abkühlen, dem sogenannten Differential Cooling. Dann kann kaltes Wasser höherer Dichte am Seegrund entlang Richtung Seemitte strömen (Abb. 6-8, S. 92). Die Modellberechnungen ergaben, dass dieser Prozess vor allem in mäßig kalten Zeiträumen wichtig ist. Damit wird dem Differential Cooling im Zuge des Klimawandels eine wachsende Bedeutung zukommen. Klimawandel und Nährstoffe Die klimabedingten Veränderungen der Durchmischungsvorgänge beeinflussen die Verteilung von Wasserinhaltsstoffen. In den Jahren mit mangelnder vertikaler Durchmischung reichert sich verstärkt Phosphat im Hypolimnion an. Kommt es dann zu einer guten Durchmischung, ist mit höheren Phosphatkonzentrationen im Epilimnion und damit auch mit einem verstärkten Phytoplanktonwachstum zu rechnen. Eine Erhöhung des Phosphoreintrags geht mit einer verstärkten Sauerstoffzehrung im Tiefenwasser einher und sollte daher vermieden werden. Modellierung von Austauschprozessen In KlimBo wurden zahlreiche Modellsimulationen durchgeführt, welche die Ausbreitungsvorgänge und Verweilzeiten im See mit Hilfe fiktiver Markierungsstoffe (Tracer) untersuchen. Um die Modelle überprüfen zu können, sind reale Messungen erforderlich. Daher wurden im Rahmen des Projekts Messkampagnen zu einem geeigneten Spurenstoff durchgeführt. Die Wahl fiel dabei auf DMS (N,N-Dimethylsulfamid), einem Abbauprodukt des inzwischen verbotenen Pflanzenschutzmittels Tolylfluanid. Neben regelmäßigen Messungen in 16 Zuflüssen, dem Abfluss bei Konstanz und zwei Tiefenprofilen (Seemitte, Überlinger See), wurde eine Messkampagne in der Flachwasserzone durchgeführt. Auch ein Hochwasserereignis wurde erfasst. Die Modellrechnungen werden durch die Messergebnisse weitgehend bestätigt (Abb. 6-9, S. 93). Die Ergebnisse zeigen zudem, dass von 2011 bis 2014 etwa eine Tonne DMS LUBW ISF Arbeitsbericht

92 Abb. 6-6: Modellbasierte Abschätzung zur Entwicklung des Sauerstoffgehalts im Tiefenwasser für ein Erwärmungsszenario mit einem Anstieg der Lufttemperaturen um bis zu ca. 3 C zum Ende des 21. Jahrhunderts und mit erhöhter Klimavariabilität. Der zunehmend schlechtere Tiefenwasseraustausch führt zu längeren Phasen unzureichender Sauerstoffzufuhr ins Tiefenwasser. Abb. 6-7: Modellbasierte Abschätzung zur Entwicklung des Sauerstoffgehalts im Tiefenwasser für das Klimaszenario wie in Abb. 4 jedoch mit einem erhöhten Phosphateintrag, der im See zu einer mittleren Orthophosphatphosphorkonzentration von ca. 6 bis 10 μg/l führt. Durch die stärkere Sauerstoffzehrung im Vergleich zu nicht erhöhten Phosphorgehalten fallen die Sauerstoffwerte im Tiefenwasser auf deutlich niedrigere Werte als in Abb Abb. 6-8: Simulationsrechnungen zum "Differential Cooling": Dargestellt ist der Anteil des in verschiedenen Flachwasserzonen numerisch markierten Wassers an der Seesohle nach fünf Tagen Simulationsdauer bei erwärmtem See und kaltem Winter. 92 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

93 Abb. 6-9: Ausbreitung des Pestizdabbauproduktes DMS im Bodensee vor den Mündungen der Rotach und der Schussen. Vergleich von Messung (Punkte mit Messwerten) und Simulation (s. Farbskala). Alle Konzentrationen in ng/l. aus dem See ausgetragen wurde und die Restbelastung im Jahr 2014 bei 1,75 Tonnen DMS lag. abschließenden Ergebnisse im Rahmen der IGKB-Jahrestagung im Mai 2015 in Bregenz im Rahmen einer Pressekonferenz informiert. Dabei wurde auch die zusammenfassende Broschüre Wie fit ist der Bodensee für den Klimawandel? Das Interreg-IV-Forschungsprojekt Klimawandel am Bodensee (KlimBo) gibt Antworten präsentiert, welche in gedruckter Form erhältlich ist und als pdf-datei von der Webseite der IGKB bezogen werden kann. In zahlreichen Medien wurde über das Projekt und die bearbeiteten Themen berichtet. Mehrere Berichte im Seespiegel der IGKB ( archiv-seespiegel/) informierten über das Projekt und dessen Ergebnisse. Als abschließender Fachbericht zu den Projektarbeiten wurde der Bericht Nr. 60 in der Reihe der Blauen Berichte der IGKB veröffentlicht. Er wurde als gedruckter Bericht verbreitet und ist zudem über die Webseite der IGKB ( als digitaler Bericht frei erhältlich. Wie lässt sich der Bodensee thermisch nutzen? Um die Emission schädlicher Treibhausgase zu reduzieren, wird im Zuge der Energiewende eine Verringerung des Verbrauchs fossiler Brennstoffe angestrebt. Eine Möglichkeit dazu ist die thermische Nutzung von Seen im Sommer zur Kühlung und im Winter zur Erwärmung von Gebäuden. In der Folge wird im Sommer verstärkt erwärmtes und im Winter abgekühltes Wasser in den See zurückgegeben. Die Wirkung dieser Nutzung auf den Bodensee wurde in Modellberechnungen abgeschätzt. Bei einer Gesamtnutzung von bis zu einem Gigawatt Wärmeentnahme oder Wärmeabgabe ist mit sehr geringen Auswirkungen zu rechnen. Allerdings sind bei einer thermischen Nutzung im konkreten Fall wichtige Vorgaben zur Entnahme und Rückgabe des thermisch genutzten Wassers zu beachten, um negative Folgen für das Ökosystem auszuschließen oder weitestgehend zu minimieren. Abb. 6-11: Medien der Öffentlichkeitsarbeit: Projekt-Webseite, Projektbroschüre, Berichte im "Seespiegel", Fachbericht. Kommunikation der Projektergebnisse Nach Abschluss der Arbeiten in den 6 Teilprojekten, wurden die Projektergebnisse in einem Statuskolloquium in Frasnacht (Schweiz) im Rahmen des regelmäßigen Kolloquiums des Internationalen Kooperationsnetzwerks Bodensee (IKNB) einem größeren Fachpublikum vorgestellt und diskutiert. Die breite Öffentlichkeit wurde über die LUBW ISF Arbeitsbericht

94 6.3 Interreg-Projekt Tiefenschärfe Als wesentlicher neuer Teil wurden im Jahr 2014 mit einem Laserscanner an mehreren Tagen die Flachwasserzone beflogen und auch diese Daten aufwendig prozessiert und nachbearbeitet. Wie bei der Echolotvermessung 2013 gab es aufgrund technischer Probleme auch 2014 Verzögerungen mit dem Beginn der Vermessung aus der Luft. Ein Bauteil im Lasersystem war defekt und musste in den USA ersetzt werden, danach waren umfangreiche Abstimmungen der Empfangseinheit notwendig und elektrische Probleme der Spannungsversorgung im Flugzeug zu beheben. Der größte Teil der Befliegung fand an drei Tagen im März und Juni statt. Aufgrund aufwendiger Genehmigungsverfahren zum Überfliegen eines Naturschutzgebietes an der Rheinmündung gab es bis in den Juni keine Flugfreigabe durch die österreichische Flugsicherung, mit der Befliegung des Rheindeltas wurde die Vermessung aus der Luft Juni 2014 abgeschlossen. Neben den ca. 15 Mrd. Datenpunkten wurden etwa hochauflösende Luftbilder angefertigt, zudem wurden (ohne finanziellen Mehraufwand für das Projekt) hochauflösende Infrarotbilder hergestellt. Der Hauptteil der Bearbeitung war das manuelle editieren der Punktwolke des Laserscanners. Hierbei werden mehrere Klassen (z.b. Seeboden, Vegetation, Seeoberfläche, Gebäude, ) unterschieden, da das Ziel, ein hochauflösendes Modell der Geländeoberfläche zu erhalten, nur mit den Bodenpunkten durchgeführt werden kann. Zusätzlich zu der Vermessung aus der Luft wurden wie geplant mit dem Forschungsschiff Kormoran in der Flachwasserzone Nachmessungen mit dem Fächerecholot vorgenommen. Hierzu wurde im Februar 2014 einzelne Abschnitte (Untere Güll, Mehrerauer Seeufer, Fussacher Bucht) nachvermessen, sowie einzelne lange Profile entlang der 5 m Tiefenlinie und senkrecht zum Ufer mit einer anderen Frequenz (400 khz statt 300 khz wie zuvor) befahren. Die höhere Frequenz bietet eine noch höhere Genauigkeit und wurde aus Gründen der Qualitätskontrolle und zum Abgleich mit den LiDAR-Daten verwendet. Die Gesamtlänge der mit dem Fächerecholot gefahren Strecke erhöhte sich damit auf 6000 km Strecke mit insgesamt ca. 7.2 Mrd. Tiefeninformationen (Abb. 6-12). In beiden Teilprojekten wurde das Prozessieren nach dem Abschluss der Vermessung fortgeführt. Die Laserscanning- Abb. 6-12: Die von der Kormoran im Jahr 2013 und 2014 zurückgelegten Strecken im Tiefenschärfe-Projekt. Die farbliche Codierung zeigt den Aufnahmezeitpunkt im Jahr 2014, wenige Linien im Jahr 2014 sind in schwarzer Farbe dargestellt. 94 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW

95 daten wurden bereinigt und bis zum Ende des Berichtszeitraumes in weiten Teilen sehr aufwändig händisch klassifiziert. Erste Punktwolken wurden schon sehr rasch nach der Vermessung für die Fortführung der Öffentlichkeitsarbeit verwendet. Bei den Fächerecholotauswertungen gab es einen bedeutenden Zeitverzug: Durch die ernsthafte und dauerhafte Erkrankung eines Mitarbeiters gab es erhebliche Verzögerungen, weshalb entschieden wurde, den Abschluss des Prozessierens unter Aufsicht des Qualitätsmanagements durchführen zu lassen. Es stellte sich heraus, dass die besonderen Rahmenbedingungen des Projektes (immense Datendichte, Ansprüche an Maskieren sensibler Daten, unerwartet viele Wasserschallprofile) die Auswertesoftware (Weltmarktführer) vor erhebliche Probleme stellte: Das Projekt Tiefenschärfe ist deutlich größer und komplexer als vergleichbare Vermessungen im Meer. Mittlerweile ist das Prozessieren der Echolotdaten abgeschlossen (Bsp. Abb. 6-13). Die Projektpartner der IGKB wurden auf den Sitzungen der Sachverständigen und auf der Kommissionstagung von den Projektfortschritten unterrichtet. Für die Steuerung des Projektes gab es Arbeitstreffen, bei denen wesentliche Zwischenergebnisse diskutiert und das weitere Vorgehen festgelegt wurden. Im Juni 2014 gab es mit Vertretern der Seepolizeien, des Denkmalschutzes und der Wasserversorger ein Treffen zum Umgang mit sensiblen Daten. Die Datenaufbereitung sollte gewährleisten, das es keine unerwünschten Tauchtourismus zu archäologisch relevanten Wracks gibt ( sicheres Tauchen ) und die Rohwasserentnahmen aus Sicherheitsgründen in den Produkten nicht kenntlich sind. Die hierbei diskutierte Vorgehensweise wurde auch bei ähnlichen Projekten in der Schweiz vorgestellt. Ein Beispiel für die nachhaltigen Auswirkungen des Projektes Tiefenschärfe sind zwei jüngst beantragte und bewilligte Projekte des BMBF. Unter anderem basierend auf den Ergebnissen des Tiefenschärfe-Projektes sollen im Projekt Seezeichen Austauschvorgänge zwischen unterschiedlichen Wasserkörpern intensiv untersucht werden, um so mögliche Gefährdungen des Trinkwasserspeichers Bodensee besser beurteilen zu können (Flusswasserfahnen, Grundwasserzutritte). In einem anderen Projekt ( HyMo- BioStrategie ) sollen die Auswirkungen von morphologischen Veränderungen (Baumaßnahmen) in der Flachwas- Abb. 6-13: Geländemodell der Laserscanningdaten vom Rohrspitz. Übergangslos können mit der neuen Messtechnik die Strukturen an Land und im Flachwasser visualisiert werden. Gut erkennbar sind die Hafenbecken und die vorgelagerten Rinnen in der Flachwasserzone sowie uferparallele Mega-Rippel, über deren Entstehung es bislang nur Vermutungen gibt. LUBW ISF Arbeitsbericht

96 serzone untersucht werden. Hieraus sollen Handlungsempfehlungen für künftige Maßnahmen abgeleitet werden, um die negativen Auswirkungen zu begrenzen und z.b. den Schutz der Pfahlbauten zu verbessern. Ein besonderes Ereignis im Projektverlauf war die Umweltministerkonferenz am 8. Mai 2014 in Konstanz. Die Umweltminister aller Bundesländer und die Bundesumweltministerin informierten sich am Rande ihrer Konferenz in Konstanz über die Arbeit des ISF und konnten im Tiefenschärfe-Projekt über konkret mögliche Auswirkungen des Einflusses von Grundwasserzutritten auf die Oberflächengewässer (mit dem Hintergrund der Risiken des frackings für den Trinkwasserspeicher Bodensee) informiert werden (Bsp. Abb. 6-14). Mit mehreren Vorträgen wurde das Projekt in unterschiedlichen Konstellationen vorgestellt. Einige Beispiele sind ein Vorträge bei der Jahrestagung der Umweltbeauftragten der Internationalen Wassersportgemeinschaft Bodensee e.v. ( Blauer Anker ) und bei der Grenzüberschreitenden wasserschutzpolizeiliche Fortbildungsveranstaltung in Böblingen. Einer breiteren Öffentlichkeit wurde das Tiefenschärfe-Projekt unter anderem mit Ausstellungen und einem Projektmagazin vorgestellt (Ausstellung Unser Bodensee im Naturkundemuseum Stuttgart, Beitrag zur Ausstellung im Haus am Gondelhafen in Langenargen. Im Seespiegel der IGKB wurde wiederholt über das Projekt berichtet. Auch die Homepage erfuhr eine sehr gute Beachtung, vor allem nach einzelnen Presseaussendungen gab es bis zu 1400 Klicks / Tag. Abb. 6-14: Mögliche Grundwasserzutritte aus der Molasse im Überlinger See werden im BMBF-Projekt Seezeichen untersucht und sind ein direktes erstes Ergebnis des Tiefenschärfe-Projektes. 96 ISF Arbeitsbericht 2014 LUBW