Rohrsee

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).

Zunahme erfuhr (Abb. 3-4). Der Pegelstand schwankte zwischen höchstem Wasserstand im Februar und nied-rigstem 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. 3-4: Pegelstandsschwankungen des Rohrsees im langjährigen Verlauf (grün) und im Jahr 2014 (rot) (Datengrundlage: RIPS, LUBW).

Abb. 3-5: Grundwasser-Einzugsgebiet des Rohrsees (rote Fläche) sowie Lage der Grundwassermesspunkte (blau) (Datengrundlage:

RIPS der LUBW; amtliche Geobasisdaten © LGL, Az.: 2851.9-1/19)..

extrem, der Maximalwert im Juni betrug 29,3°C (Abb. 3-7).

Im Juli war der See infolgedessen dann soweit trockenge-fallen, 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 Zu-fluss ist insgesamt ungefähr doppelt so hoch wie im Rohr-see selbst (Daten nicht dargestellt). Dies ist vermutlich ei-ne 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 Pufferver-mögen gegenüber Schwankungen des pH-Werts sehr ge-ring.

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 Hydrogenkar-bonat, wobei OH^- freigesetzt wird (vgl. Kapitel 3.1.2). Da-mit verbunden kam es kurzfristig zu einer starken Erhö-hung 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 pflanz-licher Assimilation und biogener Entkalkung zu einem starken Abfall der bereits geringen Leitfähigkeiten. Ähn-liche Extremwerte des pH-Werts in Zeiten starker Fadenal-genentwicklungen wurden bereits in früheren Jahren be-richtet [W^uRm 2006].

Pegelständen des Sees (Abb. 3-6). Dabei liegt die Stelle

„GWMB5 Rohrsee“, die sich im Südosten des Sees befin-det, nahezu auf gleicher Höhe, wie der Seepegel. Die üb-rigen 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 Grundwasser-stände seither noch nicht wieder auf ihr früheres Niveau erholt haben.

3.1.1 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:

20.01.,10.02., 17.03., 14.04., 12.05., 10.06., 21.07., 11.08., 15.09., 13.10., 10.11. und 08.12. Bereits ab April war der Wasser-stand infolge von Grundwasserspiegelschwankungen so stark abgesunken, dass jeweils nur noch eine Oberflächen-probe entnommen werden konnte. Zur besseren Ver-gleichbarkeit wird hier daher nur der Jahresverlauf der Messungen der Oberflächenproben diskutiert. Die wich-tigsten Parameter für die verschiedenen Untersuchungsjah-re (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

Abb. 3-6: Pegelstand (grün) und Grundwasserstände verschiedener Messpunkte am Rohrsee.

Abb. 3-7: Verlauf von Temperatur, pH-Wert und Leitfähigkeit im Rohrsee.

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

O₂ mg/l 8,5 10,0 9,2 9,0

pH-Wert 8,1 8,4 8,4 8,5

Leitfähigkeit µS/cm 251 221 208 235

SBV mmol/l 2,5 2,4 2,2 2,5

Härte 1/2 mmol/l 2,8 2,5 2,3 2,7

PO₄-P µg/l 49 5,8 3,7 2,6

gel.-P µg/l 70 17 16 16

ges.-P µg/l 95 39 39 35

NH₄-N µg/l 83 18 274 224

an.-N µg/l 346 164 326 368

SiO₂-Si µg/l 290 - 773 658

Fe µg/l 108 45 56 79

Mn µg/l - 12 14 20,3

Cl mg/l 7,9 4,9 3,8 4,8

SO₄ mg/l 9,3 5,2 4,4 6,6

As gel. µg/l 0,04 0,7 *¹

Al gel. µg/l 12 17 52 *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 2 1 1 *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) Tab. 3-1: Vergleich wichtiger chemischer und physikalischer Parameter im Rohrsee 1994, 1999, 2009 und 2014.

Im Jahresverlauf der Phosphor-Parameter ortho-P, gelöst-P und gesamt-P zeigte sich 1994 noch eine ausgeprägte Saiso-nalität 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 ge-lösten P-Spezies, konstante P-Konzentrationen ohne jah-reszeitlichen Trend. Die größten P Mengen werden bei starken Niederschlägen über den Rohrbach eingetragen.

Ein nicht unbeträchtlicher Teil des eingetragenen Phos-phors liegt als bioverfügbares gelöstes Phosphat vor.

Die Nährstoffuntersuchungen 2014 haben insgesamt erge-ben, dass sich der Rohrsee weiterhin im Bereich meso-troph 2/eumeso-troph 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 1996–1998 umgesetzt wurden, hat sich die Ge-samt-Phosphorkonzentration im Jahresmittel deutlich ver-ringert, von 95 µg/l 1994 auf 39 µg/l 1999. 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.

Abb. 3-8: Verlauf von gesamt-P, gelöst-P und PO4-P im Rohrsee und seinem Zufluss.

Ammonium ist im Zufluss in allen Untersuchungsjahren insgesamt nur in geringen Konzentrationen vorhanden (Abb. 3-9). In den Monaten Juni und Juli waren die Kon-zentrationen im Rohrsee verbunden mit der höheren Zu-fuhr 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 Ok-tober 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 Bio-massen stiegen ab Juni kontinuierlich an und erreichten im Oktober das Jahresmaximum. Neben dem Abbau von Bio-masse kommt es im späteren Jahresverlauf zusätzlich zu einer verlangsamt ablaufenden Nitrifikation in der kalten Jahreszeit.

Wie für Flachseen mit vergleichbaren Nährstoffkonzentra-tionen wie dem Rohrsee typisch, kommt in den warmen Sommermonaten auch dem N-Haushalt eine das Pflanzen-wachstum begrenzende und somit entscheidende Rolle zu.

Trotz der relativ hohen Nitratstickstoffkonzentrationen im Zufluss, kam es im Rohrsee während der Vegetationsperio-de 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 nachweis-bar 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.

Abb. 3-9: Verlauf von NO3-N und NH4-N im Rohrsee und seinem Zufluss.

planktons erfolgte ebenfalls nach dem neuen Standardzell-volumen (SZV, s. Liste im Anhang), da es sich um einen WRRL-See handelt.

Im Jahr 2014 gab es keine ausgeprägte Frühjahrsblüte, son-dern 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 Jah-resmaximum. Im gesamten Jahresverlauf dominieren Cryp-tophyceen die Biomasse mit Schwerpunkt ab September, wobei die Biomasse von Rhodomonas lacustris und ver-schiedenen Cryptomonas-Spezies gebildet wird (vergleich-bar zu den Untersuchungen 2005–2006 durch Dr. Wurm).

Die Ergebnisse der Schwermetallmessungen, wie zum Bei-spiel Arsen, Aluminium, Kupfer und Zink zeigen keine nennenswerten anthropogenen Belastungen an (Tab. 3-1).

3.1.2 Biologische Untersuchung Phytoplanktonentwicklung und Pigmente

Wegen Eisbedeckung gibt es keine Januar-Beprobung und wegen niedrigem Pegel keine Juli-Beprobung. Das Phyto-plankton und die Leitpigmente wurden vom ISF zuletzt 2009 (April bis November) untersucht. In den Jahren 2005-2006 fanden Untersuchungen im Rahmen des Unter-suchungsprogramm Sanierung oberschwäbischer Seen (SOS) statt. Die Bestimmung der Biomasse des

Phyto-Abb.3-10: Jahresverlauf der Phytoplankton Biomasse und des Picoplanktons (A), der Leitpigmente (B) und des Zooplanktons im Rohr-see (C) sowie der Pigmente im Zulauf Rohrbach (D).

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 Jah-resdurchschnitt (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 ähn-lich 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 da-mit der Cryptophyceen-Dominanz. Eine sehr gute Korrela-tion zwischen PigmentkonzentraKorrela-tion und ermittelter Bio-masse zeigte sich für die Chlorophyceen und dessen Leitpigment Chlorophyll b.

Im Zufluss zum Rohrsee, dem Rohrbach (Abb. 3-10d), wurde als dominierendes Leitpigment Fucoxanthin gefun-den, was auf die Anwesenheit von Kieselalgen zurück-schließen lässt. Das Konzentrationsmaximum wurde be-reits im März erreicht und stimmt mit dem Chlorophyll a-Jahresverlauf gut überein. Neben den dominanten Bacil-lariophyceae traten in geringen Mengen die Leitpigmente für Chlorophyceae (Chlorophyll b) und Cyanobakterien (Zea- und Canthaxanthin). Hohe Fucoxanthin-Konzentra-tionen im Rohrbach während des Frühjahrs wurden eben-falls 2009 ermittelt.

Seit April 2014 wurde das Picoplankton mittels Fluores-zenzmikroskopie bestimmt. Das Picoplankton-Maximum mit 2 x 10⁴ 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.

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 Cry-sophyceen, 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 aeru-ginosa. Die Jahresdurchschnittsbiomasse des Phytoplank-tons lag bei 1,04 mg/l und damit in einem mesotrophen Bereich.

Im Jahr 2014 wurde zudem von März bis April das massen-hafte Auftreten der fadenförmigen Grünalge Spirogyra beo-bachtet, 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 CO₂ Hydrogencarbonat (HCO_3-) zur Photosynthese nutzen und gibt dabei Hydro-xid ab. Infolgedessen steigt der pH-Wert. Übereinstim-mend mit dem massenhaften Auftreten wurden entspre-chend hohe pH-Werte von bis zu 10,36 (31.03.2014, Probenstelle 9) gemessen.

Der ökologische Zustand berechnet nach PhytoSee 6.0 er-gibt einen Wert von 3,04 und damit einen mäßigen Zu-stand, was eine Verbesserung zum Jahr 2009 bedeutet, für das ein Wert von 3,54 und damit ein unbefriedigender

Zu-Abb. 3-11: Mikroskopische Aufnahme eines Spirogyra-Zellfadens (oben). Mattenbildung am Rohrsee am 28.04.2014.

mehrt Daphnien auf (Daphnia galeata und D. longispina; Abb.

3-12). Im Juni übernimmt Bosmina longirostris wieder die Vor-herrschaft (Abb. 3-12). Die zweite Jahreshälfte ist geprägt von wechselnder Dominanz unterschiedlicher Cladoceren (Abb. 3-12). Insgesamt konnten im Rohrsee 21 Cladoceren-arten nachgewiesen werden.

Die Copepoden sind mit sieben Arten (6 cyclopoide und 1 calanoide Art) vertreten, wobei Mesocyclops leukarti und Ther-mocyclops 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 ver-mutlich in Diapause.

Insgesamt erreicht das Zooplankton im Rohrsee mit durch-schnittlich 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 Untersu-chungen von Wurm (2006) zu sein, der für die Cladoceren

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 Wasser-säule zwischen 75 cm und 30 cm beprobt werden. Insge-samt wurden zwischen 20 l und 26 l Wasser entnommen und vorsichtig über ein 55 µm Sieb abdekantiert. Der Sie-brückstand 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 Vertre-ter 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 Bosmi-na-Population bricht im April zusammen und es treten

ver-Abb. 3-12: Artzusammensetzung des Cladocerenplanktons 2014 im Rohrsee.

Abb. 3-13: Artzusammensetzung des Copepodenplanktons 2014 im Rohrsee.

als Degradationszeiger gewertet. Allerdings kamen verein-zelt auch Arten vor, die eigentlich für oligo- bis maximal mesotrophe Bedingungen typisch sind (z.B. Brachysira neoe-xilis, Naviculadicta absoluta und Navicula oligotraphenta). Dies könnte ein Hinweis auf Grundwasserzutritte an diesen Stellen sein. Ebenso ungewöhnlich war das Auftreten zahl-reicher 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 31.03.2014 an sechs Stellen die Ma-krozoobenthos-Biozönose untersucht (Vgl. Kap. 3.1, Abb.

3, Probenahmestellen Rohrsee 4 bis 9 ). Die Beprobung erfolgte habitatspezifisch nach der Vorschrift von B^Rauns et al. [2013]. Im Rohrsee überwiegen die Substrate „FPOM“

(feinpartikuläres organisches Material) und „emerse Ma-krophyten“ (Schilf). Lediglich an Probenstelle 4 waren ein-zelne Steine, an Probenstelle 5 zusätzlich Totholzäste zu finden. An allen Probenstellen bestand der Seeboden aus einer ca. 30–50 cm dicken Schlammschicht, die beim Be-treten deutlich ausgaste. Die einzelnen Proben wurden in Eimer überführt und aufgrund des hohen Anteils von fein-partikulärem Detritus im Labor nochmals über ein 500µm-Sieb vorsichtig ausgewaschen und portionsweise in weißen Fotoschalen ausgelesen. Die Tiere wurden entweder in le-bendem 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 Gattungs- bzw. Artniveau bestimmt. An vier der sechs Stellen wurden am 31.03.2014 Ziegelsteine exponiert, die am 28.04.2014 und Copepden nur geringe bis mittlere Dichten beschreibt

und kaum Daphnien gefunden hat. Allerdings erfolgte 2005 nur in den Sommermonaten eine Beprobung. In die-sem Zeitraum waren auch 2014 die Daphnien am gering-sten vertreten (Abb. 3-12).

Makrophyten und Phytobenthos (Diatomeen)

Bei der letzten Untersuchungskampagne im Jahr 2009 war der Rohrsee noch deutlich von Makrophyten dominiert.

Nach B^olendeR & F^üRst [2014] setzte bereits ab 2009 ein stetiger Rückgang der Makrophytenvegetation ein. 2011 waren nahezu alle Makrophyten aus dem Rohrsee ver-schwunden. Kartierungen von B^olendeR & F^üRst [2014] in den Jahren 2012 und 2013 zeigten eine leichte Tendenz zur Erholung der Makrophytenbestände. Untersuchungen im Jahr 2014 [B^olendeR, F^üRst 2015] bestätigten diese Ten-denz nicht. Es konnte nur noch an zwei Stellen ein Makro-phytenvorkommen 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 01.10.2014 wurden an sieben Stellen am Rohrsee Phy-tobenthos-Proben entnommen und die vorhandenen Dia-tomeen anhand von Schalenpräparaten bestimmt. Ben-thische 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 entwi-ckelt, das den ökologischen Zustand eines Gewässers an-hand der Artzusammensetzung und Arthäufigkeit ermit-telt. 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 Refe-renzarten eingestufte Taxa gefunden wurden. Für die ein-zige bewertbare Stelle (Rohrsee 7) ergab sich ein „unbefrie-digender ökologischer Zustand“. An den meisten Probenstellen waren kleinschalige Formen vorherrschend und die Diatomeengesellschaft wies eher einen Pionier-charakter auf. So machten Fragilaria pinnata und Achnanthidi-um minutissimAchnanthidi-um var. minutissimAchnanthidi-um zwischen 26 % und 51 % der Gesellschaft aus. Beide Arten decken ein weites Trophie-spektrum ab und sind daher nicht als Indikatortaxa geeig-net. Die Referenzarten, die auftraten, werden überwiegend

Abb. 3-14: Links frisch exponierte Ziegelsteine am 31.03.2014, rechts trocken gefallenes Exponat am 28.04.2014 (LUBW).

ETO-Arten (Ephemeroptera/Trichoptera/Odonata) lag bei nur drei bzw. vier Arten (vgl. Tab. 3-2). Die drei Familien gelten als besonders empfindlich gegenüber Verschmut-zungen. Probenstelle 5 liegt am Südufer. Die Uferböschung ist hoch und steil, an der Oberkante mit Bäumen bestan-den, 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. Pro-benstelle 7 unterschied sich kaum von den übrigen Stellen.

Das Ufer ist mit Schilf bestanden, landseitig schließen in hängiger Lage landwirtschaftliche Flächen an. Möglicher-weise sind an diesen beiden Stelle zeitMöglicher-weise lokale Nähr-stoffeinträge bei Starkregenereignissen vorhanden. Mes-sungen 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-wieder geborgen wurden (Abb. 3-14, links). Leider waren

die Ziegelsteine an zwei Stellen aufgrund des stark sinken-den Pegels des Rohrsees trocken gefallen (Abb. 3-14, rechts).

Das Makrozoobenthos des Rohrsees ist zahlenmäßig ge-prägt 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 Odo-naten artenreich aber in geringen Individuendichten ver-treten (Abb. 3-15). Auffallend waren die Probenstellen 5 und 7, welche eine deutlich geringere Artenausstattung als die übrigen Probenstellen zeigten. Auch die Anzahl der

Abb. 3-15: Links Zusammensetzung, rechts Artenverteilung (ohne Chironomiden) des Makrozoobenthos im Rohrsee an den sechs Pro-benstellen.

Probenstelle 4 5 6 7 8 9

Datum 31.03.2015 31.03.2015 31.03.2015 31.03.2015 31.03.2015 31.03.2015

MMI 1,23 0,86 0,89 1,05 1,11 0,79

Zustandsklasse 1 1 1 1 1 2

Anzahl ETO-Arten 7 3 7 4 8 9

Taxazahl 36 22 31 25 35 26

Taxazahl ohne Chironomiden 28 12 25 15 28 19

Tab. 3-2: Ergebnisse der Einstufung des Makrozoobenthos des Rohrsees mit dem Bewertungstool AESHNA.

Die sehr unterschiedlichen Ergebnisse der biologischen Untersuchungen von „unbefriedigend“ (Phytobenthos) über „mäßig“ (Phytoplankton) bis hin zu „sehr gut“ (Ma-krozoobenthos) 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 Re-ferenzsee, um die Verfahren, die zur Bewertung herangezo-gen werden, eichen zu können. Die über die Jahre beo-bachteten starken Schwankungen von einem Zustand, der von nahezu makrophytenfrei (aber trotzdem ohne ausge-prägte Planktonalgenblüten) bis hin zur fast vollständigen Verkrautung reicht, zeigen, dass sich dieser See in keinem stabilen Zustand befindet.

3.1.3 Seenphysikalische Untersuchung und Sedimentkerne

Seenphysikalische Untersuchung

Mit einer autonom messenden Multiparametersonde wur-den im Rohrsee von Ende April (28.04.2014) bis Mitte Juli (21.07.2014) mit einer Unterbrechung von Mitte bis Ende Mai kontinuierliche Messungen realisiert. Das Messinter-vall zwischen den individuellen Messungen war dabei NA-Verfahren soll vor allem uferstrukturelle Defizite

anzei-gen. Da am Rohrsee keinerlei uferstrukturelle Defizite auf-treten, 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 beo-bachtet (Abb. 3-16, links). Für Muscheln, Eintagsfliegenlar-ven und KöcherfliegenlarEintagsfliegenlar-ven lagen die Individuendichten hingegen deutlich niedriger als auf den umliegenden, na-türlichen Substraten (Abb. 3-16, links). Die Artenzahlen lagen bei den Exponaten etwas niedriger als auf den natür-lichen Substraten (Abb. 3-16, rechts). Wasserkäfer waren nur zwischen den Ziegelsteinen zu finden. Offenbar haben diese gezielt die Hartsubstrate aufgesucht. Drei weitere Ar-ten/Gattungen konnten nur auf den Ziegelsteinen nachge-wiesen werden: eine Köcherfliegen- und eine Schnecken-art jeweils als Einzelfund, sowie Gnitzenlarven. Andererseits waren zehn Arten nicht auf den Ziegelsteinen präsent (Bü-schelmücken: 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.

Abb. 3-16: Links Zusammensetzung, rechts Artenverteilung (ohne Chironomiden) des Makrozoobenthos im Rohrsee im Vergleich der Probenstellen mit Ziegelexponaten (3Z = Probenstelle 3, exponierte Ziegelsteine).

dt=10 min. Aufgenommen wurden seenphysikalische und limnologische Parameter. Die Messung der seenphysika-lischen Parameter erfolgte mittels einer Multiparameter-sonde YSI 6600 in einer Wassertiefe von 30–50 cm. Die Messungen konnten nach Mitte Juli nicht mehr weiterge-führt werden, weil das Gewässer zu geringe Wassertiefen aufwies und an den potentiell als Messstandort in Frage kommenden Positionen nahezu austrocknete. Aus ähn-lichen logistischen Gründen konnten im Rohrsee die not-wendigen Installationen für eine Aufnahme meteorolo-gischer 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 deut-liche Temperaturschwankungen sowohl im Tages- als auch im witterungsbedingten längerfristigen Verlauf zu beo-bachten.

Auch der Parameter der Sauerstoffsättigung (Abb. 3-18) zeigt im Messzeitraum starke Schwankungen, die mit ver-schiedenen 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 Sau-erstoffsättigungen und umgekehrt bei erhöhten Tempera-turen weiter erniedrigte Werte aufweist.

Weiterhin sind tageszeitliche Schwankungen zu beobach-ten, die mit den täglich variierenden respiratorischen Akti-vitäten der Algenpopulation verbunden sein dürften.

In ähnlicher Weise variiert der pH-Wert, der einen ähn-lichen 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. 3-17: Kontinuierliche Temperaturregistrierung im Rohrsee mit-tels einer Multiparametersonde.

Abb. 3-18: Sauerstoffkonzentration im Rohrsee am Standort der Multiparametersonde.

Abb. 3-19: Kontinuierliche Registrierung des pH-Wertes im Rohr-see.

Aus dem Rohrsee wurden insgesamt vier Sedimentkerne an zwei Stellen entnommen. An allen Stellen wurden dun-kelbraune, sehr wässrige organische Mudden ohne interne Strukturen (Schichtung, deutliche Farbwechsel) angetrof-fen. Ein oberirdischer Eintrag von mineralischen Sediment-partikeln 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 Kon-zentrationsanstieg 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 Konzentra-tionen der hier gezeigten Schwermetalle Cadmium, Blei und Quecksilber sind ähnlich hoch wie in anderen kleinen Seen.

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 Gewässerquali-tätsparameter annimmt.

3.1.4. 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 be-grenzt.

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.

Im Dokument ISF Arbeitsbericht 2014 (Seite 35-51)