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Bergsee

Im Dokument ISF Arbeitsbericht 2014 (Seite 51-61)

3 Kleine Seen in Baden-Württemberg

3.2 Bergsee

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 süd-lichen Schwarzwald. Datierungen von Sedimentkernen zei-gen, dass das Alter des eizeitlich geprägten Bergsees min-destens 29 000 Jahre beträgt [BecKeR et al. 2002].

Natürlicherweise besitzt der See keinen Oberflächenzu-fluss, 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 Wasser-versorgung 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 Ab-fluss 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, ver-größerte sich aber durch Einleitung des Schöpfebaches auf mehrere Quadratkilometer. Damit wird der See stark durch die landwirtschaftliche Nutzung im Einzugsgebiet beein-flusst. Zusätzlich erfolgte lange Zeit eine Belastung mit

un-Abb. 3-21: Blick auf den Bergsee aus süd-westlicher Richtung mit Bergseeinsel rechts im Bild (LUBW).

Abb. 3-22: Tiefenkarte Bergsee.

Abb. 3-23: Lage der chemischen, biologischen und sedimentologischen Messstellen.

3.2.1 Chemische Untersuchung

Die letzte Untersuchung durch das ISF mit einer monatli-chen Beprobung eines Tiefenprofils in Seemitte, sowie des Zuflusses und des Abflusses fand 1987 statt. 2014 fanden die Untersuchungen monatlich an folgenden Terminen statt: 27.01., 17.02., 24.03., 22.04., 19.05., 16.06., 21,07., 18.08., 22.09., 20.10., 17.11 und 15.12. Die Proben wurden in See-mitte in folgenden Tiefenstufen entnommen: 0 m; 2,5 m; 5 m; 7,5 m; 10 m und 11 m (1 m ü. Grund). Zusätzlich wur-den 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 Frühjahrs-zirkulation eine warme Deckschicht aus. 2014 war nach starker winterlicher Abkühlung die Vollzirkulation im Fe-bruar zu beobachten, bereits ab der Probenahme Ende März zeigte sich nach einem ungewöhnlich sonnigen, war-men und trockenen Monat aber der Beginn der Schichtung mit Erwärmung des Oberflächenwassers auf 10 °C. Im Lau-fe des Jahres erwärmte sich die Oberfläche auf eine Maxi-maltemperatur 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 Tempe-raturen um die 10°C im November aber noch relativ warm.

Durch Sauerstoffverbrauch während des Abbaus von Bio-masse wurde der Tiefenbereich 2014 schon früh im Jahr (April) sauerstoffarm, mit Werten von < 1 mg O2/l über Grund (Abb. 3-24). Diese extrem geringen Konzentratio-nen erreichten ab Mai auch die darüber liegende Tiefen-schicht und nahmen mit Ausnahme von Juni in den Folge-monaten weiter ab, bis das Tiefenwasser im September und Oktober dann vollkommen sauerstofffrei war. Im Juni erreichten die beiden untersten Tiefenstufen kurzfristig Werte > 4 mg O2/l, was sich vermutlich durch die der Ein-mischung sauerstoffreichen Oberflächenwassers (s. u.) erklären lässt. Ab November erholten sich die Sauerstoffge-halte durch die zunehmende herbstliche Durchmischung

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

O2 mg/l 9,4 9,8

pH-Wert 7,8 7,7

Leitf. µS/cm 105 104

SBV mmol/l 0,5 0,6

Härte 1/2 mmol/l 0,7 0,8

PO4-P µg/l 21 14

gelöst P µg/l 33 20

gesamt P µg/l 82 48

NH4-N µg/l 38 114

an.-N µg/l 1577 843

SiO2-Si µg/l 3816 4026

Fe µg/l 370 472

Mn µg/l 44

Cl mg/l 7,2 11

SO4 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 Bestimmungs-grenze verwendet, wenn einzelne Messwerte unter der Bestim-mungsgrenze liegen

Extrema 1 m über Grund (Monat)

O2 Min mg/l 1,6 (6) 0 (9,10)

ges-P Max µg/l 619 (7) 1002 (10)

NH4-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) Tab. 3-3: Vergleich wichtiger chemischer und physikalischer Para-meter im Bergsee 1987 und 2014.

Abb. 3-24: Isoplethen wichtiger chemischer Parameter im Bergsee 2014.

Der Nitrat-Stickstoff-Startwert lag 2014 bei 963 µg/l (volu-mengewichtet) im Februar und erreichte im März einen Maximalwert von 1760 µg/l, der insbesondere durch einen sehr hohen oberflächlichen Nitratwert von 4800 µg/l be-stimmt ist. Durch Nitrat-Reduktion in den bodennahen Schichten sowie Nitrat-Verbrauch durch die Biomassepro-duktion nahm der Nitrat-Gehalt in allen Tiefen im weite-ren Jahresverlauf ab und erholte sich erst wieder ab der Herbstzirkulation im November (Abb. 3-24). Die boden-nahen Nitratminima im Mai und von Juli bis Oktober de-cken sich sehr gut mit dem zeitlichen Verlauf der Sauer-stoffminima über Grund. Ammonium erreichte ein erstes, kleines Maximum über Grund (675 µg/l) im April, im An-schluss an das erste Chlorophyllmaximum (siehe Kapitel.

3.2.2), und das zweite, breitere Maximum von Juli bis No-vember, ebenfalls entsprechend der Chlorophyllmaxima.

Der Maximalwert an Ammonium wurde mit 2873 µg/l im Oktober erreicht.

Gesamt-Mn erreichte ebenfalls ein erstes, kleineres Maxi-mum im Mai und ein zweites MaxiMaxi-mum von Juli bis No-vember. Der Höchstwert wurde mit 610 µg/l über Grund im Oktober erreicht. Gesamt-Fe gleicht in seinem zeit-lichen 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 Gesamt-menge ausmachte, war dies beim Eisen entsprechend der höheren Oxidationsempfindlichkeit allerdings erst mit Er-reichen der Sauerstofftiefstwerte ab August bis Oktober der Fall. Im September und Oktober kam es dann entspre-chend des niedrigeren Redoxpotentials zusätzlich zur Sul-fatreduktion (Daten nicht dargestellt).

Der Jahresmittelwert an Chlorid hat 2014 mit 10,7 mg/l ge-genüber 7,2 mg/l deutlich zugenommen, während Sulfat im Rahmen der natürlichen Schwankungsbreite liegt (Tab.

3-3). Die Zunahme ist vermutlich auf die generelle Zunah-me durch die winterliche Straßensalzung zurückzuführen [IGKB 2009].

Das Wasser zeigt mit einem Säurebindungsvermögen von 0.62 mmol/l eine zwar schwache, aber spürbare Pufferkapa-zität, so dass der pH-Wert 2014 bei 7,7 lag und sich gegen-über 1987 (7,8) im Rahmen der natürlichen Schwankungs-breite kaum verändert hat. Auch die geringen und erreichten im Dezember wieder 9 mg/l über Grund.

Hohe, z.T. sicherlich produktionsbedingte, Sauerstoffge-halte im Epilimnion zeigten sich schon im Januar, wo be-reits 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 Wasser-schichten sich auch mit dem Sauerstoffmaximum von 15,6 mg/l in 5 m Wassertiefe im Juni deckt. Der Jahresmittel-wert 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 2014.

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 Sauerstoffkonzen-trationen die P-Gehalte kurzfristig nochmals zurück. Die Rücklösung war entsprechend der Sauerstoffminima von September bis November am höchsten, mit einem Maxi-malwert über Grund von 1002 µg/l im Oktober. Im Unter-suchungsjahr 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 Jahres-verlauf 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 PO4-P zeigen 2014 ebenfalls eine Abnahme gegenüber 1987. Diese steht allerdings im Widerspruch zu den 2014 deutlich höheren (dreistellig gegenüber zweistellig) boden-nahen gelöst-P-Gehalten in den Monaten größter Sauer-stofffreiheit und Rücklösung. Neben den höheren boden-nahen Sauerstoffgehalten waren 1987 die einzelnen Tiefenprofile deutlich (Daten nicht dargestellt) ausgegli-chener, weil keine oder nur eine gering ausgeprägte ther-mische Schichtung herrschte. Dies hat durch die Volumen-gewichtung natürlich entsprechende Auswirkungen auf die Berechnung der Jahresmittelwerte.

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 je-doch 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. Hier-bei ist anzumerken, dass das Phytoplankton des Bergsees nur überblicksweise gezählt wurde, während beim Steißlin-ger See die Auswertung schon detaillierter erfolgte (Bear-beitung beide Seen am ISF).

Neben den Integralproben von 0–10 m wurden die Leitpig-mente 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 Berg-sees 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 wur-de mittels HPLC analysiert (Abb. 3-27, S. 58). Während wur-der Zufluss zum Bergsee von Fucoxanthin und Chlorophyll b dominiert ist, also auf die typische Anwesenheit von Kie-sel- und Grünalgen hinweist, zeigten sich im Abfluss ein-deutig der Einfluss des Sees, denn ab Mai bis September finden sich im Abfluss Blaualgen (angezeigt durch Zeaxan-thin und CanthaxanZeaxan-thin) ähnlich wie im Bergsee selbst.

Zooplankton

Das Zooplankton wurde mit einem Schließnetz mit Auf-satzkegel 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-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 ent-sprechend des gemessenen pH-Werts gering. So wurde hier nur eine mittlere (April, Oktober) Aluminiumkonzentrati-on vAluminiumkonzentrati-on 35 µg/l gemessen (Tab. 3-3), während diese in sau-ren Schwarzwaldseen leicht einen mittlesau-ren dreistelligen Bereich erreichen kann. Auch bei anderen anthropogenen Schwermetallen waren keine Auffälligkeiten zu beobach-ten. Entsprechend der Lage des Bergsees umgeben von ba-senarmen 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 kalk-reichen 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 gu-ten Zustand zu erreichen, für den Bergsee insgesamt posi-tiv einzustufen.

3.2.2 Biologische Untersuchung Phytoplankton und Pigmente

Das Phytoplankton des Bergsees startete im Jahr 2014 be-reits im Januar mit hohen Biomassen dominiert durch fä-dige centrische Kieselalgen (Aucaloseira sp. und Melosira sp.), die bis März stark zurückgingen (Abb. 3-25a). Von Mai bis September dominierten Blaualgen die Phytoplankton-Bio-masse: zunächst bildeten kugelige Formen der Gattung Wo-ronichinia sp. die Hauptbiomasse der Blaualgen, später hauptsächlich fädige Cyanobakterien wie Planktothrix sp.

und Aphanizonemon sp.. Im Juli stellten die Grünalgen ver-treten durch Staurastrum sp. einen auffälligen Anteil der Gesamtbiomasse. Ab November bildeten wieder die Kie-selalgen die dominante Gruppe. Die Jahresbiomasse be-trägt 6,95 mg/l und liegt damit deutlich höher als im Ver-gleich mit Rohrsee oder Steißlinger See.

Das Cladocerenplankton wird bis April von Bosmina longiro-stris 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 Dezem-ber können sich wieder Bosmina longirostris und Daphnia cucul-lata vermehren. Das verstärkte Auftreten von Ceriodaphnia pulchella im Sommer dürfte damit zusammenhängen, dass zu dieser Zeit fädige Algen im Bergsee vorherrschend wa-ren. 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 mum einhergeht (vgl. Abb. 3-25a & 3-25c). Nach diesem

typischen Klarwasserstadium bricht die Cladocerenpopu-lation im Mai zusammen. Beim Phytoplankton überwiegen jetzt schlecht fressbare, koloniebildende oder fädige Cya-nophyceen. Den Sommer über bleibt die Cladocerenpopu-lation 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 Nah-rungskonkurrenten zu den Rotatorien sind. Erst im No-vember steigt der Anteil von gut fressbaren Diatomeen wieder an. Dies können die Rotatorien zuerst nutzen, da sie kürzere Generationszeiten haben.

Abb. 3-25: Phytoplanktonentwicklung (A), Leitpigmente (B) und Zooplanktonentwicklung (C) im Bergsee.

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.

3.2.3 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 dunkel-braun und rötlichdunkel-braun (Abb. 3-31). Lagen mit einem hö-heren Anteil von mineralischen Einträgen wurden nicht beobachtet. Die in Abbildung 3-32 gezeigten Metallkon-zentrationen sind niedrig und deuten nicht auf eine we-sentliche externe Schadstoffquelle hin. Wie im Rohrsee gibt es bei den redoxsensitiven Elementen Phosphor und Mangen eine stetige Zunahme zur Sedimentoberfläche.

Diese Zunahme weist darauf hin, das die Sedimente des Bergsees am Nährstoffkreislauf des Wasserkörpers teilneh-men.

Der Bergsee wurde neben der Beprobung mit Sediment-kernen mit einem Sidescan-Sonar befahren (Abb. 3-33).

Trotz seiner vergleichsweise geringen Größe und exten-siven Nutzung wurde eine ungewöhnlich hohe Anzahl von untergegangenen Booten gefunden (Abb. 3-34), das natür-liche Bodenrelief ist nur schwach ausgeprägt, wie es bei einer derart homogenen Mudde auch nicht verwunderlich Cyclopoida verteten, die sich überwiegend omivor

ernäh-ren. Hauptvertreter bei den Copepoden waren Diacyclops bicuspidatus, Acanthocyclops robustus und der calanoide Eudiapto-mus 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 Ar-ten bzw. Familien im Bergsee nachgewiesen werden, näm-lich 11–14 (zum Vergleich: Illmensee: 20, ebenfalls auf Zie-gelsteinen). Dominiert wurde die Makrozoobenthos gemeinschaft auf den Ziegelsteinen von Dipteren-Larven (v.a. Chironomiden). Insgesamt traten kaum anspruchs-volle Arten auf. Köcherfliegen- und Eintagsfliegenlarven waren nur wenig vertreten. Das starke Vorkommen von Wasserasseln und Schlammfliegenlarven an Probenstelle 1 deutet auf keine gute Wasserqualität hin. Einschränkend muss jedoch gesagt werden, dass lediglich die Exponate untersucht wurden und keine anderen Habitate. Als Neo-zoon wurde Dugesia tigrina gefunden – eine Strudelwurmart, die bereits Anfang des 20. Jahrhunderts von Aquarianern nach Europa eingeschleppt wurde und ursprünglich aus Nordamerika stammt.

Abb. 3-30: Links Ausbringung der Ziegelsteinexponate am 22.04.2014; rechts geborgenes Ziegelsteinexponat am 19.05.2014 (LUBW).

Abb. 3-31: Das Sediment im Bergsee ist weitgehend ungeschichtet und strukturlos und besteht aus dunkelbraunen organischen Mudden.

ist. Einige anthropogene Strukturen wurden entdeckt, hier-bei handelt es sich um mehrere ca. 2*2 m große quadra-tische 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).

Abb. 3-33: Die sidescan-Aufnahme aus dem Bergsee zeigt ausge-prägte Hänge und ein nur schwach ausgeausge-prägtes Bodenrelief.

Abb. 3-34: Links: Für die geringe Größe des Sees liegt eine erstaunliche Anzahl an Booten am Seegrund.

Abb. 3-35: Rechts: Die 1987 installierte Belüftungsanlage im Berg-see.

Abb. 3-31: Die hier exemplarisch gezeigten Schwermetallprofile zeigen keine auffälligen Belastungsquellen im Bergsee.

Der Steißlinger See (Abb. 3-36 & 3-37) ist ein 11,2 ha groß-er, 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 Tiefenquel-len, die alle in 8–10 m Wassertiefe an der Westseite liegen, gespeist [eusteRhues et al. 2002]. Die kontinuierliche Zu-fuhr von wärmerem Grundwasser in der kalten Jahreszeit beeinträchtigt die temperaturbedingte Zirkulation, weswe-gen Jahre ohne Vollzirkulation überwieweswe-gen [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 Wasser-zufuhr. Ursprünglich erfolgte der Abfluss nach Norden, der heutige Abfluss im Südosten (Mühlbach oder Hardt-bach) wurde vor Jahrhunderten zur Sicherung des Wasser-bedarfs 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 Extensivie-rungsmaßnahmen 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 Seeun-tersuchung 2014 (siehe Kapitel 3.3.1–3.3.3) sind in Abbil-dung 3-37 dargestellt.

3.3.1 Chemische Untersuchung

Im Untersuchungsjahr 2014 fand die monatliche Probe-nahme zu folgenden Terminen statt: 10.02., 17.03., 14.04.,12.05., 10.06., 15.07., 11.08., 15.09., 13.10., 10.11 und 08.12. 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 Schad-stoffe (siehe Kapitel 3.6.2), sowie alle NährSchad-stoffe unter-sucht. Die wichtigsten Parameter für die Untersuchungs-jahre 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.

Im Dokument ISF Arbeitsbericht 2014 (Seite 51-61)